EKOHYDROLOGICKÝ MONITORING VODNÍCH TOKŮ

EKOHYDROLOGICKÝ MONITORING VODNÍCH TOKŮ v kontextu evropské Rámcové směrnice o vodní politice 2000/60/ES Milada Matoušková (editor)

Univerzita Karlova v Praze Přírodovědecká fakulta

Praha 2008

Editor: RNDr. Milada Matoušková, Ph.D. Recenzenti: Ing. Libuše Benešová, CSc. RNDr. Ladislav Havel, CSc. RNDr. Martin Hais, Ph.D. Ing. Tomáš Just RNDr. Zdeněk Kliment, CSc. Ing. Daniel Mattas, CSc. RNDr. Miroslav Šobr, Ph.D. Technická spolupráce: Mgr. Magdalena Bicanová Mgr. Václav Šípek

Poděkování: Publikace byla vydána za finanční podpory projektu GAČR 205/05/P102, Výzkumného záměru geografické sekce PřF UK v Praze MSM 0021620831.

© Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, katedra fyzické geografie a geoekologie, 2008 ISBN 978-80-86561-54-7

OBSAH

Slovo úvodem Milada Matoušková

/ 5

Metody ekohydrologického hodnocení kvality habitatu vodních toků Milada Matoušková

/ 9

Mapování a geoinformatická analýza upravenosti toků a údolní nivy jako faktoru povodňového rizika na příkladu povodí Blanice Jakub Langhammer, Milada Matoušková

/ 25

Metoda ekomorfologického hodnocení kvality habitatu vodních toků EcoRivHab Milada Matoušková

/ 43

Ekomorfologický monitoring vodních toků v povodí Rolavy Jana Lelut, Milada Matoušková

/ 67

Ekomorfologický monitoring říční sítě v povodí Klíčavy Věra Šilhánová, Milada Matoušková

/ 81

Ekomorfologický monitoring vodních toků v povodí Rakovnického potoka Milada Matoušková

/ 95

Ekomorfologický monitoring vodních toků v povodí Košínského potoka Magdalena Bicanová

/ 113

Ekomorfologický monitoring říční sítě v povodí Liběchovky Václav Šípek, Milada Matoušková

/ 123

Ekohydromorfologický průzkum a antropogenní transformace řeky Bíliny Martin Dvořák, Milada Matoušková

/ 137

Možnosti využití distančních dat za účelem hodnocení kvality habitatu vodních toků Magdalena Bicanová

/ 155

Srovnávací studie jakosti povrchových vod v povodí Rolavy, horní Blanice a Liběchovky / 171 Kateřina Hryzáková, Milada Matoušková Revitalizační opatření za účelem zlepšení kvality habitatu vodních toků – modelová studie z povodí Rolavy Jana Lelut, Milada Matoušková

/ 187

Hydromorfologický monitoring zrevitalizovaného koryta Sviňovického potoka / 197 Zdeněk Kliment, Milada Matoušková, Miroslav Šobr, Markéta Potůčková, Jana Hujslová

Slovo úvodem milada matoušková

Vztah lidské společnosti k vodním ekosystémům je v posledních staletích rozporuplný. Lidstvo se potýká s řadou ekologických problémů a snaží se je v poslední době řešit. Především by jim však mělo předcházet. To však předpokládá poznání charakteristik a pochopení procesů probíhajících ve vodních ekosystémech. Fyzičtí geografové se snaží o co nejširší vysvětlení souvislostí mezi ekohydrologickým stavem vodních toků, přírodními podmínkami a hospodářským vlivem člověka v krajině (Janský, 1997). Ekohydrologické principy není možno chápat pouze jako snahy integrující, tj. propojení ekologie a hydrologie, ale jedná se rovněž o hledání zcela nových principů, metod, analýz a interpretací. Do skupiny těchto metod zajisté náleží analýza antropogenní transformace říční sítě a studium změn jakosti vody, dále hydromorfologický průzkum a revitalizační návrhy. Hlavním cílem našeho výzkumu v rámci projektu GAČR „Ekohydrologické hodnocení kvality vodních toků v kontextu evropské Rámcové směrnice o vodní politice“ a výzkumného záměru geografické sekce bylo vytvoření obecné metody vhodné pro hodnocení ekohydrologického stavu vodních toků ve středoevropském regionu, její verifikaci a aplikaci v rozmanitých ekoregionech České republiky. Součástí výzkumu byla rovněž problematika referenčních stavů vodních toků, které jsou základem pro vyhodnocení ekohydrologického stavu vodních toků v kontextu Rámcové směrnice o vodní politice EU (dříve ochrany vody). V rámci zvolených modelových povodí byly rovněž testovány zahraniční hodnotící přístupy a provedena srovnávací analýza získaných výsledků. Prvním krokem při řešení projektu bylo studium odborné literatury týkající se hodnocení kvality habitatu vodních toků a ekohydrologické problematiky. Výchozím materiálem byla Rámcová směrnice o vodní politice Evropské unie (Water Framework Directive-WFD 2000/60/EC), ve které jsou definovány základní principy ekohydrologického hodnocení vodních toků. Do konce roku 2015 by měly veškeré vodní toky dosáhnout minimálně dobrého ekologického stavu, který je definován pomocí hydromorfologických, hydrochemických a hydrobiologických skupin ukazatelů. WFD EU charakterizuje jednotlivé stupně pouze obecně, neboť



milada matoušková

je problematické konkrétně specifikovat a kvantifikovat vlastnosti ekosystémů v rozmanitých regionech Evropy. Annex V Rámcové směrnice o vodní politice doporučuje použití standardů ze směrnice European Commitee for Standardization zabývající se morfologickým stavem říčního dna, příbřežní zóny a údolní nivy (CEN, 2002). Od r. 2004 je k dispozici směrnice European Standard EN 14614, zabývající se hydromorfologickými parametry vodních toků. Jejím ekvivalentem v ČR je ČSN EN 14614 (2005). Základem pro hodnocení ekohydrologického stavu vodních toků byla metoda EcoRivHab, která zahrnuje analýzu hydromorfologických charakteristik koryta toku, jakosti povrchové vody, stavu břehové vegetace, hodnocení charakteru a využití příbřežní zóny a údolní nivy. V rámci jednotlivých modelových povodí byly testovány následující zahraniční metody: Gewässerstrukturgütekartierung LAWA – Field Survey (LAWA, 2000), LAWA – Overview Survey (Kern a kol., 2000), Rapid Bioassessment Protocol – RBP (Barbour a kol., 1999), Channel Assessment Procedure Guidebook – CAP (Ministery of Forest BC, 1996) a provedena srovnávací analýza získaných výstupů. Metody HABSCORE a LAWA Field Survey (LAWA-FS) jsou shodně jako metoda EcoRivHab založeny na terénním průzkumu s možným využitím distančních podkladů. Metoda LAWA Overview Survey (LAWA-OS) je založena na interpretaci dostupných mapových podkladů a leteckých snímků, popř. dalších informací od správců toků. Terénní průzkum je zde pouze doplňkový. Metoda CAP je součástí bloku hodnocení Watershed Assessment Procedure (WAP, B. C. Ministery of Forest a Ministery of Environment). Využívá pro hodnocení letecké snímky a terénní mapování, které je zaměřeno na určení základních morfologických typů koryt, nikoliv na vyhodnocení kvality habitatu. Byla použita v souvislosti se studiem fluviálně-morfologických procesů přírodních vodních toků. Provedeno bylo i srovnání klasifikačního systému jednotlivých metod a požadavků WFD EU. Jako modelová povodí pro hodnocení kvality habitatu vodních toků byla vybrána povodí horní Blanice, Rolavy, Křemelné, Liběchovky, Košínského potoka, Rakovnického potoka, Klíčavy. Zvolená povodí svým charakterem dobře reprezentují geografickou rozmanitost reliéfu ČR a jsou odlišná mírou ovlivnění člověkem. Podmínkou pro jejich výběr byla rovněž existence přírodních nebo přírodě blízkých lokalit z důvodu potřeby definice referenčních úseků. V souvislosti s daným průzkumem bylo zvoleno povodí Bíliny jako příklad velmi silně antropogenně ovlivněného povodí. V daném povodí je prováděn komplexní ekohydrologický průzkum v rámci projektu MŽP SP/1b7/124/08 „Negativní antropogenní vlivy v povodí Bíliny“, jehož součástí je rovněž ekohydromorfologický průzkum. Celkově bylo zmapováno více než 450 km vodních toků, přičemž ve většině modelových povodí byly aplikovány nejméně dvě odlišné metody. V návaznosti na projekt GAČR dále probíhá plošný terénní průzkum vodních toků v povodí

slovo úvodem



Berounky na území CHKO Křivoklátsko, jehož správa projevila zájem o plošné mapování kvality habitatu vodních toků pomocí metody EcoRivHab. Na základě zakoupených digitálních ortofotometrických leteckých snímků pro vybraná tři modelová povodí horní Blanice, Liběchovky a Rolavy bylo provedeno vyhodnocení antropogenní transformace údolní nivy a zároveň provedeno vyhodnocení stupně ekologické stability ploch v údolní nivě. Pořízené ortofotometrické letecké snímky (GEODIS) s rozlišovací schopností 50 cm se ukázaly jako optimální pro dané hodnocení. Získaná geodatabáze a její interpretace prokázala vhodnost kombinace terénního průzkumu a vyhodnocení existujících distančních datových podkladů. V povodí horní Blanice byly rovněž využity satelitní snímky QuickBird, které umožnily vyhodnocení pomocí automatických nástrojů řízené klasifikace a vegetačních indexů. Efektivita a kvalita automatického zpracování je variabilní, souvisí především s charakterem krajiny. Ve výsledné klasifikaci se mohou objevit chyby a „šumy“. Vhodné je provádět klasifikaci v několika krocích a selektivně klasifikovat bodové, liniové a plošné objekty z GIS vrstev. V modelových povodích: horní Blanice, Liběchovky a Rolavy (celkem 33 profilů) byl proveden hydrochemický a hydrobiologický průzkum jakosti vody, který je součástí definice ekologického stavu vodních toků podle WFD. K úspěšnému řešení projektu napomohla i aktivní zahraniční spolupráce. Ve spolupráci s partnerským pracovištěm Interdisciplinary Environmental Research Centre, Technische Universität Bergakademie Freiberg, jmenovitě prof. Joergem Matschullatem, dr. Annett Weiss, probíhala výměna poznatků a plodná diskuse. Konkrétním výsledkem spolupráce je srovnávací studie výstupů hydromorfologického monitoringu ve dvou zvolených modelových povodích, a to říček Weisseritz a Rolavy. Výstupem je pak společná publikace v časopise Hydrobiologia (Weiss, Matoušková, Matschullat, 2007). Pro řešení grantu byly přínosem rovněž odborné konzultace s prof. Volkerem Heidtem z Johannes Gutenberg Universitaet Mainz, týkající se hodnocení ekologické stability krajiny, a dále krátkodobý studijní pobyt v rámci programu Canadian Studies v r. 2005 na University of British Columbia a University of Calgary. Formulovaná metoda EcoRivHab byla vybrána pracovníky CHKO Křivoklátsko jako vhodná pro hodnocení ekohydrologického habitatu vodních toků ve chráněných oblastech. Metoda je rovněž aplikována při ekohydromorfologickém hodnocení kvality habitatu vodních toků studenty Fakulty stavební ČVUT a Fakulty lesnické České zemědělské univerzity.



milada matoušková

literatura BARBOUR, T. et al. (1999): Rapid Bioassessment Protocols For Use in Streams and Wadeable Rivers.USEPA, Washington, 339 s. CEN (2002): A guidance standard for assessing the hydromorphological features of rivers. CEN TC 230/WG 2/TG 5: N32. May 2002, 21 s. ČSN EN 14614 (2005): Jakost vod – návod pro hodnocení hydromorfologických charakteristik. Vydavatelství norem. Prague, 20 s. EUROPEAN COMMISSION (2000): Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. Official Journal of the European Communities, L327, s. 1–77. JANSKÝ, B. (1997): Geografická hydrologie na Přírodovědecké fakultě UK v Praze. Geografie – Sborník ČGS,102, 2, s. 81–88, Praha. LAWA (2000): Gewässerstrukturgütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland – Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer. Empfehlung. Januar 2000. Länderarbeitsgemeinschaft Wasser. KERN, K., FLEISCHHACKER, T., SOMMER, M., KINDER, M. (2002): Ecomorphological survey of large rivers – Monitoring and assessment of physical habitat conditions and its relevance to biodiversity. Large Rivers, Vol. 13, No. 1–2, s. 1–28. B.C. MINISTRY OF FORESTS AND MINISTRY OF ENVIRONMENT, LANDS AND PARKS (1995): Interior Watershed Assessment Procedure Guidebook (IWAP). Victoria, B.C., 82 s. WEISS, A., MATOUŠKOVÁ, M., MATSCHULLAT, J. (2007): Hydromorphological assessment within the EU-Water Framework Directive – Trans-boundary cooperation and application in to different water basins. Hydrobiologia, 603, 1: 53–72. DOO 10.1007/s10750-007-9247-2.

Na tomto místě bych chtěla poděkovat všem studentům PřF UK v Praze, kteří se aktivně zapojili do řešení, dále všem kolegům za cenné připomínky a komentáře v průběhu řešení projektů, recenzentům za odborné připomínky při přípravě publikace a zároveň své rodině za morální podporu.

Metody ekohydrologického hodnocení kvality habitatu vodních toků milada matoušková

abstrakt Příspěvek je úvodem do problematiky ekohydrologického hodnocení habitatu vodních toků. Podává stručnou charakteristiku základních legislativních nástrojů souvisejících s hodnocením ekohydrologického stavu vodních toků – Rámcové směrnice o vodní politice EU (EU WFD) a směrnice pro hodnocení hydromorfologických parametrů vodních toků (ČSN 14614, 2005). Diskutována je problematika vymezení referenčního stavu přírodních či přírodě blízkých vodních toků v současné kulturní krajině. Stručně jsou charakterizovány základní zahraniční a domácí přístupy, principy a vybrané metody ekohydrologického průzkumu vodních toků. Ze zahraničních je představeno např. Ottovo mapování jakostních struktur vodních toků (LAWA, 1994), ekologické hodnocení vodních toků podle Niehoffa (1996), německé metody LAWA-OS (Fleischhacker, Kern, 2002), LAWA-FS (LAWA, 2000), britská River Habitat Survey (Environment Agency, 2002) a americká Rapid Bioassessment Protocol (Barbour a kol., 1999). Diskutována je i problematika vymezení umělých a silně ovlivněných vodních útvarů. Z českých hodnotících přístupů jsou zmíněny: ekologická studie povodí Bíliny (Havlík a kol., 1997), multikriteriální analýza vodních toků (Šindlar, 1998), manuál pro hydromorfologické hodnocení vodních toků podle Demka a metodiky monitoringu hydromorfologických charakteristik toků – HEM (Langhammer, 2007). Detailněji je popsána metoda EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007), která byla aplikována v několika zájmových území v českém povodí Labe. Cenný výstupem výzkumu je i provedená srovnávací analýza následujících metod: LAWA-FS, LAWA-OS, RPB, EcoRivHab a testována byla rovněž aplikace RHS při ekohydromorfologickém průzkumu chráněných území. klíová slova: ekohydrologický stav, ekomorfologické hodnocení, hydromorfologie, Rámcová směrnice o vodní politice EU (EU WFD), ČSN 14614 " M. Matoušková: Methods of ecohydrological assessment of the river habitat quality This contribution is an introduction into the problems of ecohydrological assessment of the river habitat. It offers a brief characteristic of basic legislation tools related to the evaluation of ecohydrological condition of rivers – the Water Framework Directive EU (WFD) and the directive for evaluation of hydromorphological parameters of rivers (ČSN 14614, 2005). The issue of defining reference status of natural or near natural rivers in present cultural landscape is also discussed. Basic foreign and national approaches, principles and selected methods of ecohydrological research of rivers are briefly characterized. The foreign works introduced are:



milada matoušková

the Otto’s survey of river habitat structures (LAWA, 1994), the Ecological assessment of rivers according to Niehoff (1996), the German methods LAWA – Overview Survey (Fleischhacker, Kern, 2002), LAWA – Field Survey (LAWA, 2000), the British River Habitat Survey (Environment Agency, 2002) and the American Rapid Bioassessment Protocol (Barbour et al., 1999). The issue of defining artificial and strongly modified water bodies is also discussed. The Czech assessment approaches include: the ecological study into the Bílina river basin (Havlík et al., 1997), the multi-criterion analysis of rivers (Šindlar, 1998), the manual for hydromorphological river evaluation according to Demek and the methodology for monitoring hydromorphological characteristics of rivers – HEM (Langhammer, 2007). The EcoRivHab method (Matoušková, 2003, 2007) applied in several areas of interest in the Czech part of the Elbe river basin is described in more detail. The valuable outcome of the research is the comparative analysis of the following methods: LAWA-FS, LAWA-OS, RPB, EcoRivHab. The RHS application was also tested during the ecohydrological research in landscape protected areas. key words: ecohydrological condition, ecomorphological evaluation, hydromorphology, EU Water Framework Directive (EU WFD), ČSN 14614

Od konce 90. let 20. století vzrůstají tendence po vytvoření komplexních metod hodnocení, které by odrážely celkový tzv. ekohydrologický stav vodních toků. Hydrochemické, hydrobiologické ukazatele jakosti vody velice úzce souvisí s hydromorfologickými a morfometrickými charakteristikami koryt. Především z těchto důvodů se aplikují nové principy hodnocení, které jsou obvykle založeny na analýze odtokového režimu, stavu jakosti povrchové vody a hydromorfologickém stavu koryta a příbřežní zóny. Ekologickými přístupy v hodnocení vodních ekosystémů a problematikou jejich hodnocení se zabývá Lacombe (in Zumbroich et al., 1999). Lampert a Sommer si kladou otázkou, zda je možné na základě ekologických principů ekosystémy hodnotit, neboť teoreticky nemají žádnou hodnotu, resp. je jejich hodnota neurčitelná. Možnost hodnocení jim přiřazují až v nich vyvolané antropogenní změny, které je možno měřit, klasifikovat a hodnotit podle určitých hodnotících měřítek (Lampert, Sommer, 1993). Základním předpokladem pro možné hodnocení je však vytvoření tzv. referenčního stavu, který slouží jako srovnávací prvek. Definice takového stavu je velice obtížná, souvisí s problematikou obtížného rozlišení přírodního, přírodě blízkého a přírodě vzdáleného stavu. Některé umělé antropogenní systémy mohou mít z pohledu určitých hodnotících charakteristik, např. druhové bohatosti, vyšší hodnotu než přírodní systémy (Matoušková, 2003, 2004). Ekohydrologické metody se skládají z mnoha dílčích hodnotících prvků a jevů, které jsou při hodnocení integrovány. Obecně bývají uplatňovány dva přístupy. První možností je slovní popis hodnocených parametrů, druhým je výpočet hodnoty, popř. indexu a jeho srovnání se standardem neboli tzv. potenciálním

metody ekohydrologického hodnocení kvality habitatu vodních tok



přírodním stavem. Výhodou prvního principu je detailnější charakteristika vodního ekosystému, možnost přizpůsobení se danému povodí, jeho rozloze, fyzicko-geografickým i socioekonomickým charakteristikám. Jeho nevýhodou je účelovost, subjektivita a nemožnost vzájemného srovnání. Druhým přístupem je výpočet indexu, kdy je nutné přisoudit daným charakteristikám vodních ekosystémů určité numerické hodnoty, přičemž dochází ke generalizaci jednotlivých parametrů. Výhodou je možnost vzájemného srovnávání a všeobecná platnost hodnocení pro určité typy vodních ekosystémů. Kladné je rovněž snížení míry subjektivity hodnocení. Ekohydrologické metody hodnocení by měly i zahrnovat geografické charakteristiky zájmového povodí (Matoušková, 2003). V rámci hodnocení stavu povrchových vod v zemích Evropské unie mají ekohydrologické principy zásadní význam. Díky značné dosavadní heterogenitě při monitoringu, hodnocení jakosti a ochraně povrchových vod byla navržena tzv. Water Framework Directive 2000/60/EC (dále jen WFD), která je založena na komplexním ekologickém hodnocení vodních toků, jezer, estuárií a pobřežních vod a jejich integrované ochraně (EC, 2000). Základem ekohydrologického průzkumu je vedle hodnocení jakosti vody analýza hydromorfologických poměrů v korytě vodního toku, dále vyhodnocení stavu břehové a doprovodné vegetace, analýza krajinného pokryvu a retenčního potenciálu příbřežní zóny viz obr. 1. Přínosem může být i ekohydrologické posouzení stavu zájmového povodí včetně hodnocení retenčního potenciálu, erozního ohrožení, využití a struktury krajiny. V současné době probíhá v jednotlivých členských státech monitoring kvality habitatu vodních útvarů, typologie a definice referenčních stavů vodních toků. CEN EU formuloval návod pro hodnocení morfologických poměrů koryta, příbřežní zóny a údolní nivy (CEN, 2002) a vytvořil směrnici pro hodnocení hydromorfologických parametrů vodních toků (EN 14614, 2004), která byla následně implementována do národní legislativy členských státu EU (Weiss a kol., 2007). Oba tyto materiály vytvářejí základní legislativní rámec a jsou stavebními kameny pro prováděný hydromorfologické průzkum vodních toků. European Water Framework Di- Obr. 1 – Schematický přehled základních rective 2000/60/EC (dále jen WFD, kritérií při ekohydromorfologickém v českém překladu Rámcová směrnice průzkumu vodních toků



milada matoušková

o vodní politice ES), je dokument, který by měl do r. 2027 postupně nahradit celou řadu stávajících platných směrnic ES. Implementace WFD neznamená pouze aplikaci stanovených norem. Důležitým faktem je rovněž zavedení nového modelu managementu povodí, postaveném na těsné mezinárodní spolupráci (WFD in Lelut, 2007). Základním principem je preference environmentálního přístupu k vodním systémům, přičemž technická řešení se přijímají až jako poslední varianta. WFD v článku 4 stanovuje environmentální cíle pro povrchové vody takto (WFD, čl. 4, odst. 1): 1. Zamezit zhoršení stavu všech útvarů povrchových vod. 2. Zajistit ochranu, zlepšení stavu a obnovu všech útvaru povrchových vod s cílem dosáhnout dobrého stavu („good status“) povrchové vody nejpozději do 15 let od data nabytí účinnosti této směrnice. 3. Zajistit ochranu a zlepšení stavu všech umělých a silně ovlivněných vodních útvaru; s cílem dosáhnout dobrého ekologického potenciálu a dobrého chemického stavu povrchové vody nejpozději do 15 let od data nabytí účinnosti této směrnice. 4. Cíleně snížit znečištění prioritními látkami a zastavit nebo postupně odstranit emise, vypouštění a úniky prioritních nebezpečných látek. Důležitým mezníkem je rok 2015, kdy by mělo být dosaženo dobrého ekologického stavu všech druhů vod, kdy hodnoty biologických kvalitativních složek daného typu útvaru povrchové vody vykazují mírnou úroveň narušení vzniklého lidskou činností, avšak odlišují se pouze málo od těch, které se obvykle vyskytují u tohoto typu vodního útvaru v nenarušených podmínkách (EU, 2000). Problematické je určení ekologické kvality tzv. referenčního bodu, kterou je možno teoreticky odvodit z lokalit neovlivněných lidskou činností, což je v dnešní převládající kulturní krajině v některých oblastech prakticky nemožné. Jako referenční bod by měla být zvolena lokalita, kde míra vlivu člověka je velice malá (Matoušková, 2003). Výsledky našeho dosavadního průzkumu ukazují, že optimální je definice lokálního či případně regionálního referenčního stavu, tzn. jeho odvození v rámci zkoumaného povodí, či jemu blízkému ekvivalentu v daném fyzicko-geografickém regionu. Základní strategie ochrany obsažené v Rámcové směrnici o vodní politice zahrnuje rovněž tzv. Nový vodní zákon ČR č. 254/2001 Sb., o vodách a o změně některých zákonů (vodní zákon), ve znění zákona č. 20/2004 Sb., kde je zakotveno plánování v oblasti vod jako soustavná koncepční činnost uložená státní správě. Ve vodohospodářském plánování byl přijat nový termín „Plánování v oblasti vod“. Podmínkou nové vodní politiky ČR je plná komplementarita s Rámcovou směrnicí pro vodní politiku EU. Dne 1. ledna 2007 byl odstartován první šestiletý cyklus tvorby, projednávání, schvalování a vyhodnocování programu v rámci




plánu hlavních povodí (PHP), které odpovídají mezinárodním povodím Labe, Odry a Dunaje. PHP jsou základním dokumentem státní politiky v oblasti vod pro šestileté období (aktuálně pro období let 2007–2012). Jejich pořizovatelem je Ministerstvo zemědělství ve spolupráci s Ministerstvem životního prostředí. Cílem PHP je zajistit státem garantovanou politiku v oblasti vod dle znění Zákona o vodách 254/2001 Sb., a to v souladu se závazky, vyplývajícími z předpisu EU. Významným dokumentem z pohledu hydromorfologického hodnocení je ČSN EN 14614 (ČNI, 2005). V této normě je popsán standardní postup zaznamenávání charakteristik říčních koryt, břehů, příbřežních zón a inundačních území. Rozsah sledovaných charakteristik a metod použitých pro sledování kvality habitatu vodních toků se může lišit s ohledem na říční charakter a cíle studia. Tato norma poskytuje obecný rámec pro používání různých metod. Návod je určen pro hydromorfologické charakteristiky, které by měly být použity k charakterizaci říčních typů a pro další hodnocení morfologické integrity v porovnání s referenčními podmínkami. Základním požadavkem pro sledování je určení tzv. říčního typu, což následně umožňuje porovnání výsledků podobných typů. Klíčovými faktory pro definici říčních typů jsou velikost toku/povodí, sklon koryta, geologické poměry, zeměpisná poloha, nadmořská výška pramene/úseku a odtokový režim. Přičemž WFD používá dva možné systémy pro určení říčního typu. Sledované povodí se tedy nejprve rozdělí na říční typy a následně na dílčí úseky, pro jejichž vymezení je podstatný tvar údolí, půdorysný tvar trasy koryta, průtok, využití území a pohyb splavenin. Délka sledované jednotky závisí na účelu hodnocení a na velikosti řeky, přičemž může být homogenní i heterogenní. Boční hranice musí zahrnovat charakteristiky inundačního území, přičemž je doporučena standardní vzdálenost 50 m, avšak hydromorfologické terénní sledování může tuto hranici přesahovat – viz kategorie speciální charakteristiky, např. ochranné hráze apod. Hydromorfologický průzkum by měl být proveden v období roku, kdy mohou být všechny charakteristiky popsány, optimálně při nižších vodních stavech. Četnost sledování by měla záviset na četnosti změn, dle WFD by interval neměl být delší než 10 let. Specifickým požadavkem WFD a nezbytným předpokladem hydromorfologického průzkumu je stanovení referenčních podmínek, neboť právě od nich se odvíjí klasifikace dalších úrovní (ekohydromorfologických stupňů). Hydromorfologický průzkum Obr. 2 – Základní zóny hydromorfologicby měl být prováděn ve třech zónách kého průzkumu vodních toků



milada matoušková

říčního prostředí: a) koryto, b) příbřežní zóna, c) inundační území – viz obr. 2. Terénnímu průzkumu by mělo předcházet důkladné využití a interpretace všech dostupných údajů. Vlastní terénní sledování by se mělo uskutečnit pochůzkou podél říčního břehu, a pokud nejsou charakteristiky na protilehlé straně řeky zřetelně viditelné, je požadováno mapování i druhého břehu. Tato norma bere v úvahu současnou úroveň národních metod hydromorfologického hodnocení a poskytuje návod umožňující základní hodnocení velikosti odchylky od referenčních podmínek. Velikost odchylky od referenčních podmínek se používá pro zařazení úseku do jedné z pěti tříd vzhledem ke stupni jeho změny (referenční stav – třída 1, zbývající jako třídy 2–5). Norma zároveň zdůrazňuje důkladné proškolení mapovatelů, a to především z důvodu objektivity získaných výstupů. Jedním z cílů výzkumu bylo podat stručný přehled dosavadních ekohydrologických metod a přístupů hodnocení domácích a zahraničních autorů. Jednou z prvních metod je mapování jakostních struktur vodních toků podle Otta (LAWA, 1994). Byla vytvořena pro hodnocení ekomorfologického stavu malých a středně velkých vodních toků v extravilánech hornatin, pahorkatin a nížin v rámci pracovní skupiny LAWA (Landesamt für Wasserwirtschaft) ve spolkové republice Porýní-Falc. Pod termínem jakostní struktury jsou chápány všechny prostorové, substrátové diferenciace koryta vodního toku, hydraulické, morfologické a hydrobiologické charakteristiky, které jsou v úzké závislosti na morfologických tvarech a strukturách koryta vodního toku. Jsou tudíž dominantními kritérii pro určení výsledného tzv. ekomorfologického stavu. Výsledná hodnota jakostní struktury úseku vodního toku je určena šesti hlavními parametry: průběhem trasy koryta, hydromorfologickými charakteristikami podélného a příčného profilu, úpravami koryta toku, strukturami břehů a využitím území podél vodního toku. Těchto 6 hlavních skupinových parametrů je dále děleno na 27 jednotlivých parametrů, které jsou děleny do dvou podtříd: ekologicky hodnotné a ekologicky nehodnotné. Hodnocený vodní tok, popř. jeho dílčí úsek, je rozdělen do homogenních 100m úseků, v nichž je provedeno ekomorfologické hodnocení. Výsledná hodnota je přiřazena do jedné ze sedmi definovaných jakostních tříd. Každý vymezený úsek má své číselné označení a v mapě vymezené hranice. Ekologickému hodnocení vodních toků se věnuje dále Niehoff (1996), který formuloval metodu pro střední až velké vodní toky. Autor vymezuje pět základních prostorových jednotek: akvatická, břehová, doprovodná, údolní niva a přechodná, ve kterých je prováděn průzkum. Vodní tok není mapován kontinuálně od pramene po ústí, nýbrž je proveden výběr tzv. prioritních úseků, ve kterých je provedena uvedená analýza. Minimální délka úseku činí 1 000 m. Analyzovanými kritérii jsou: odtokový režim a jeho variabilita, stupeň umělého zpevnění koryta




toku, geomorfologické struktury, jakost vod, znečištění sedimentů těžkými kovy, retenční potenciál a stav vegetace. Uvedená kritéria jsou komplexně hodnocena pouze v akvatické a břehové zóně, směrem s narůstající vzdáleností od vodního toku se jejich počet snižuje. Analýza příslušného parametru je prováděna ve dvou rovinách, první je tzv. stupeň přírodnosti, druhou je míra antropogenního ovlivnění vyjádřená hodnotou tzv. rušivé intensity (Störungsintensität). Základním klasifikačním modelem je pětistupňová hodnotící řada 4, 3, 2, 1, 0). Metoda může sloužit rovněž při revitalizačních studiích (Matoušková, 2003). Pro potřeby celoplošného průzkumu hydromorfologických struktur byla formulována v Německu metoda LAWA – Overview Survey (LAWA-OS) (Fleischhacker, Kern, 2002). Předmětem hodnocení je schopnost fungování říčních ekosystémů a ne rozmanitost jejich struktur. Velký důraz je kladen na využití stávajících mapových podkladů a již existujících materiálů. Terénní průzkum je zde pouze orientační, plní funkci verifikace získaných výstupů. Cílem mapování ekomorfologických struktur touto metodou je plošné hodnocení ekologického stavu vodních toků a říčních niv na základě zvolených parametrů. Metoda přiřazuje jednotlivým 17 parametrům hlavní ekologické funkce týkající se morfodynamiky, funkce habitatu a kolísání průtoků. Hodnoceny jsou tři základní ekomorfologické zóny: dno, břehy a okolí vodního toku. Z těchto tří struktur je následně odvozen jeden výsledný ekomorfologické stupeň. Zvláštností je možnost zlepšování a zhoršování hodnot jednotlivých parametrů díky výskytu určitých specifických říčních struktur (optimistické a pesimistické hodnocení). Výsledky mapování jsou podkladem pro programy ochrany vodních ekosystémů a vodohospodářské plánování a revitalizace vodních ekosystémů. LAWA – Field Survey (LAWA-FS) je založena na detailním kontinuálním terénním průzkumu, při němž jsou vymezovány úseky homogenní délky (50–500 m) v závislosti na šířce koryta (LAWA, 2000). Předmětem hodnocení jsou funkční vlastnosti říčních ekologických systémů. Shodně jako v případě LAWA-OS se hodnocení provádí pomocí indexového systému. Průzkum je prováděn na základě 25 parametrů, které zahrnují tři vymezené oblastí – koryto, břeh a okolí vodního toku. Metoda Rivers Habitat Survey (dále RHS) (Environment Agency, 2002) vznikla úpravou dříve existujícího hodnocení „River Corridors Survey“ (NRA, 1995). Vyhodnocovány jsou základní fluviálně-morfologické charakteristiky vodního toku a míra antropogenní transformace, dokumentován je charakter péče o vodní tok a jeho okolí. Hodnocení není prováděno po celé délce úseku, vymezeno je 10 zvolených částí úseků o stejné délce (cca 10 m), které jsou od sebe rovnoměrně vzdálené (cca 50 m). Charakteristiky vodního ekosystému jsou rozděleny do jednotlivých kategorií A–S. Vyhodnocovány jsou základní fluviálně-morfologické charakteristiky vodního toku (např. typ údolí, přítomnost mezostruktur, charak-



milada matoušková

teristiky koryta toku (substrát) a jeho břehů (typ zpevnění), charakter proudění, typ vegetace v korytě toku a v doprovodných vegetačních pásech, využití území ve vegetačních pásech do vzdálenosti 5 m od břehové čáry, využití území do vzdálenosti 50 m od břehové čáry. Provádí se detailní zaměření vybraných typických úseků koryta toku. Hodnotí se míra antropogenní transformace daného úseku umělými stavbami a dokumentuje se charakter péče o vodní tok a jeho okolí. Rovněž se zaznamenává přítomnost ruderálních a nežádoucích rostlinných druhů a popisuje zdravotní stav vegetačního doprovodu. Tato metoda je velice detailní, což je dáno vysokým počtem monitorovaných parametrů a zároveň stručným slovním hodnocením každého úseku. Severoamerickým přístupem pro hodnocení habitatů vodních ekosystémů je metodika „Rapid Bioassesment Protocols For Use in Streams and Wedeable Rivers“ (RBPs) (Barbour a kol., 1999), která byla vytvořena jako součást rozsáhlého monitoringu vodních toků v USA zaměřeného především na jejich biologické charakteristiky. Slouží jako celostátní standard pro hodnocení ekologického stavu severoamerických vodních toků. Hodnocení je prováděno na základě hydromorfologických charakteristik habitatu toků, dále vyhodnocení nárostů, makrozoobentosu a ryb. Hydromorfologický průzkum je prováděn pouze na základě 10 hodnocených parametrů sledovaných v terénu. Metoda RBP byla vyvinuta především s cílem biologického hodnocení, avšak hydromorfologické charakteristiky pokládá za podstatné pro komplexní hodnocení habitatu toků. McGinnity a kol. (2005) zpracoval přehled 28 různých metod hodnocení kvality habitatu, které jsou používány zejména v Evropě a USA a poté v Africe, Austrálii a na Novém Zélandu. Tato studie ukazuje výborné praktické příklady a identifikuje přístupy, které by měly doplnit metodologické postupy navržené ve WFD (Weiss a kol., 2007). Studie Balestriniho a kol. (2004) identifikuje čtyři národní metody, které jsou vhodné pro aplikaci v souladu s WFD. Mezi ně patří metoda River Habitat Survey (RHS; Raven a kol., 1997, 1998) z Velké Británie, která je dále používaná v Itálii, Slovinsku, na Novém Zélandu a také v projektech EU STAR (STAR Consortium, 2003) a AQEM (AQEM Consortium, 2002; Hering a kol., 2003). Další metody jsou francouzská „Systéme d’Èvaluation de la Qualité du Milieu Physique“ (SEQ Physique; Agence de l’Eau & Ministère de l’Environnement, 1998), rakouská národní metoda „Ökomorphologische Gewässerbewertung“ (Muhar a kol., 1996, 1998; Werth, 1987) a německá terénní metoda „Gewässerstrukturgütekartierung“ pro malé a středně velké toky (LAWA – Field Survey; LAWA, 2000). Metody RHS, SEQ Physique a LAWA – Field Survey byly vystaveny kvalitativnímu srovnání. Porovnávací terénní studie prokázaly srovnatelnost výsledků kvality habitatu vodních toků (Weiss a kol., 2007 in Dvořák, 2008). V souvislosti se strategií na podporu Rámcové směrnice o vodní politice byla v dubnu 2000 vytvořena neformální pracovní skupina věnující se problematice




stanovení a vymezení silně ovlivněných a umělých vodních útvarů, která byla nazvána pracovní skupinou č. 2.2 pro HMWB (CIS Working Group 2.2). Silně ovlivněný vodní útvar (HMWB) je útvar povrchové vody, který má v důsledku fyzických změn způsobených lidskou činností podstatně změněný charakter („podstatně změněný charakter“ znamená změnu hydrologických a morfologických vlastností) a u něhož nelze tyto fyzikální změny vrátit do původního stavu bez významných negativních dopadů na užívání vody nebo životní prostředí v širším smyslu, a proto nemůže splnit podmínky „dobrého ekologického stavu“ (WFD, čl. 2, odst. 9). Dokument CIS Working Group (2003) obsahuje hlavní výsledky činnosti pracovní skupiny pro HMWB, které probíhaly od dubna 2000. Vychází z 34 případových studií a z informací a zpětných vazeb od celé řady odborníků a zainteresovaných osob. Tento dokument bude třeba neustále aktualizovat a zdokonalovat s tím, jak budou v jednotlivých zemích EU získávány zkušenosti z praktické realizace Rámcové směrnice (CIS Working Group, 2003 in Dvořák, 2008). V České republice bylo vypracováno několik studií, které jsou založeny na ekohydrologických principech. Příkladem je „Ekologická studie povodí Bíliny“ (Havlík a kol., 1997). Hlavními hodnotícími hledisky jsou morfologie údolí a koryta, charakter proudění, kvalita vody, výskyt živočichů, vegetace vodní a doprovodné. Prioritou této metodiky je snaha o snížení subjektivity hodnocení jednotlivých kritérií prostřednictvím kvantifikace charakteristik a následného matematické vyhodnocení, např. pro parametry morfologie údolí a koryta. Metodika zahrnuje rovněž biologické a hydrobiologické metody hodnocení, které právě v případě povodí Bíliny mohou mít rozhodující vliv na výsledky ekologického monitoringu (Matoušková, 2003). Další studií zabývající se komplexním přístupem hodnocení jakosti vodních toků je multikriteriální analýza vodních toků a výzkum dynamiky a ochrany přirozených ekosystémů vodních toků zpracovaná Šindlarem (1998) pro potřeby MŽP. Výzkum dynamiky a ochrany přirozených ekosystémů byl zaměřen na zpracování a terénní ověření kategorizace vodopisné sítě ČR z hlediska geomorfologických typů vývoje koryt, evidence a vyhodnocení současného stavu lokalit se zachovaným dynamickým vývojem koryta a údolní nivy vodních toků v ČR. Základem pro klasifikaci vodních toků je kategorizace geomorfologických typů vodních toků, která je založena na klasifikaci vodních toků podle Rosgena (1994). Uvedená metodika byla vytvořena pro vodní toky v kategorii řek (Matoušková, 2003). V rámci Projektu Labe byla testována aplikace metody LAWA-OS na prioritních úsecích řeky Labe (Fuksa a kol., 2000). Ekohydrologickými principy hodnocení kvality habitatu vodních toků s důrazem na ekohydromorfologii se zabývá disertační práce Matouškové. Metoda EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) zahrnuje analýzu hydromorfologických charakteristik vodních toků, stavu provede-



milada matoušková

ných antropogenních úprav toků, stupně dynamiky proudění, jakosti povrchové vody, stavu břehové vegetace, využití ploch a retenčního potenciálu příbřežní zóny a údolní nivy, popř. dalších ekohydrologických charakteristik povodí. Dále byl publikován manuál pro hydromorfologické hodnocení vodních toků (Demek a kol., 2006), který je založen na metodice Ecomorphological Survey of Large Rivers 2002, German Federal Institute od Hydrology (GFIH). Objektem hodnocení je určení funkční schopnosti celé koryto-nivní jednotky, a ne vyhodnocení rozmanitost struktur se zřetelem na morfodynamiku, kvalitu habitatu a odtokové poměry. V rámci biologického monitoringu projektu PERLA jsou rovněž hodnoceny základní hydromorfologické parametry (Zahrádková a kol., 2006). V roce 2007 byl pro potřeby MŽP ČR zpracován návrh metodiky monitoringu hydromorfologických charakteristik toků – HEM. Předmětem metodiky není problematika hodnocení ekologického stavu vodních útvarů včetně stanovení referenčního stavu toků (Langhammer, 2007). V ČR bylo předběžné vymezení a identifikace silně antropogenních vodních útvarů provedeno v letech 2004–2006. Použitá metoda vymezení silně ovlivněných vodních útvarů (Ministry of Flemish Government, 2004) vychází z následujících principů. Je založena na dostupných datech, je aplikovatelná pro správce povodí a její výsledky jsou kompatibilní s metodami EU. Zároveň je tato metoda co nejjednodušší. Pro celkové zhodnocení založené na vlivu všech tlaků je nezbytné přiřadit jednotlivým tlakům v každém vodním útvaru parametry, které je možné mezi sebou porovnávat, a ze kterých je možné vytvořit výsledné hodnocení. Všechny parametry nabývají hodnot v rozmezí 0–10 (0 – minimální ovlivnění, 10 – maximální ovlivnění) (Dvořák, 2008). V rámci projektu GAČR „Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu Rámcové směrnice o vodní politice EU“ byla formulována metoda „Ekomorfologického hodnocení kvality habitatu vodních toků – EcoRivHab“. EcoRivHab je založena na terénním mapování, kterému však předchází studium dostupných databází, předpokládá se využití mapových podkladů a leteckých snímků. Mapování je prováděno v délkově heterogenních úsecích, které jsou kvalitativně homogenní. Hodnocení je založeno na potenciálním místním referenčním stavu. Hodnocení se provádí v intra- a extravilánech. Vodní ekosystém je chápán jako širší území, které je tvořeno jednotlivými zónami, které jsou při závěrečném vyhodnocení integrovány (Matoušková, Mattas, 2003). Monitorované parametry jsou klasifikovány pomocí skórovacích hodnot z intervalu <1–5>. Ekohydromorfologický stav vodního toku je charakterizován pěti jakostními třídami (od I. třídy – přírodního/přírodě blízkého stavu až po V. třídu – velmi silně antropogenně modifikovaný stav) (Matoušková, 2003). Výsledný tzv. ekomorfologický stav dokumentuje míru antropogenního ovlivnění vodního ekosystému. Grafickým výstupem jsou




tematické mapy stavu habitatu třech ekomorfologických zón a mapa celkového ekomorfologického stavu vodního toku. Cenným výstupem je i databáze zahrnující detailní charakteristiky habitatu hodnocených úseků. Uvedená metoda je kompatibilní se současně platnou legislativou v oblasti ekohydromorfologického hodnocení kvality říčních habitů. Metoda EcoRivHab umožňuje rovněž výběr parametrů hodnocení v závislosti na cílech výzkumu a řádovosti povodí. Dalším výstupem výzkumu je i provedená srovnávací analýza následujících metod: LAWA-FS, LAWA-OS, RPB, EcoRivHab a testována byla rovněž aplikace RHS při ekohydromorfologickém průzkumu Klíčavy v CHKO Křivoklátsko. V návaznosti na výzkumný projekt byly v rámci diplomových prací studentů katedry fyzické geografie a geoekologie prováděny aplikace a srovnávací studie výše uvedených metod (Bicanová, 2005; Garkischová, 2002; Lelut, 2007; Šípek, 2006; Šilhánová, 2007; Vondra, 2006). Konkrétní výsledky průzkumu z modelových povodí přináší další příspěvky uvedené v této publikaci. Všechny aplikované metody prokázaly možnost identifikace přírodních a antropogenně ovlivněných úseků říční sítě a poskytly cenné informace o stavu habitatu vodních toků. Jsou však rozmanité z pohledu počtu parametrů, počtu monitorovaných zón, časových a znalostních nároků na provedené hodnocení (viz tab. 1). Kvalitativně shodné výsledky přinesly především metody EcoRivHab a RBP. Obě metody jsou si podobné. Metoda RBP je méně časově náročná, neboť hodnotí habitat toku na základě 10 hydromorfologických parametrů. Větší rozdíly se vyskytly mezi LAWA – Field Survey (FS) a metodami EcoRivHab & RBP, což je dáno určitou preferencí negativního vlivu člověka na upravenost koryta vodního toku v případě metody LAWA-FS. Na celkovém hodnocení kvality habitatu vodního toku se u EcoRivHab podílí každá hodnocená zóna stejnou měrou, tj. jednou Tab. 1 – Charakteristika aplikovaných metod hodnocení ekohydrologického habitatu vodních toků Metoda

EcoRivHab

RBP

LAWA – Field Survey LAWA – Overview Survey

počet parametrů

31

10

25

monitorované zóny

3

2

3

3

délka úseků

heterogenní

heterogenní

homogenní

homogenní

počet bodů

5

20

7

5

počet tříd

5

4

7

5

jakost vody

ano

ano

ne

ne

důraz na hydromorfologii

ano

ne

ano

ano

sklonové poměry

ano

ano

ne

ne

17



milada matoušková

Obr. 3 – Vymezení mapovaných úseků na základě proměnlivé (heterogenní) délky při terénním průzkumu, ukázka leteckého snímku obce Křivoklát (zdroj: GEODIS)

třetinou. V případě LAWA-FS je odděleně hodnoceno koryto toku a břeh. Naopak příbřežní zóna a údolní niva jsou hodnoceny společně. K určitým rozdílům ve výsledném hodnocení může dojít i z důvodu odlišného vymezení mapovaných úseků. Metoda LAWA-FS je z důvodu mapování po 100m úsecích časově náročnější, nedá se však jednoznačně konstatovat, že je přesnější, neboť při krátké délce hodnocených úseků může dojít ke sloučení dvou výrazně odlišných habitatů. Při převodu 7 výsledných ekomorfologických tříd LAWA na pět, jak požaduje WFD, však byly získány podobné výsledky, jako v ostatních hodnoceních viz obr. 3. Metoda LAWA – Overview Survey (Kern a kol., 2002) je založena na zpracování distančních podkladů a dostupných informací od správců toků. Její výstupy se jeví z pohledu aplikace na drobných vodních tocích jako nejméně přesné. Je vhodná především pro velkoplošný monitoring habitatu vodních toků. Bylo rovněž provedeno srovnání hodnotícího systému jednotlivých metod a požadavků WFD. V případě metody EcoRivHab je klasifikační stupnice, tj. 5 ekomorfologických tříd, plně kompatibilní s hodnotícím systémem WFD, tj. 5 jakostních tříd (I. ES – 1 class unchanged [reference condition], II. ES – 2 class slightly changed, III. ES – 3 class moderately changed, IV. ES – 4 class strongly changed, V. ES – 5 class completely changed). Metoda EcoRivHab však oproti požadavkům WFD nezahrnuje přímo kvantitativní hodnocení hydrologického




režimu, které je však doporučeno provádět v počáteční fázi průzkumu. Naopak obsahuje parametry: typ říčního údolí, výpusti odpadních vod a stav jakosti povrchových vod.

literatura AQEM CONSORTIUM (2002): Manual for the application of the AQEM method. A comprehensive method to assess European streams using benthic macroinvertebrates, developed for the purpose of the Water Framework Directive. Version 1.0, February 2002. BALESTRINI, R., CAZZOLA, M., BUFFAGNI, A. (2004): Characterising hydromorphological features of selected Italian rivers: a comparative application of environmental indices. Hydrobiologia 516, s. 365–379. BARBOUR, T. et al. (1999): Rapid Bioassessment Protocols For Use in Streams and Wadeable Rivers.USEPA, Washington, 339 s. BICANOVÁ, M. (2005): Použití metody ekomorfologického monitoringu v povodí Košínského potoka s využitím nástrojů GIS. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha, 108 s. CEN (2002): A guidance standard for assessing the hydromorphological features of rivers. CEN TC 230/WG 2/TG 5: N32. May 2002, 21 s. CIS-WFD (2003): Guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. Common Implementation Strategy Working Group 2.3, April 2003. ČSN EN 14614 (2005): Jakost vod – Návod pro hodnocení hydromorfologických charakteristik. Vydavatelství norem. Prague, 20 s. DEMEK, J., VATOLÍNOVÁ, Z., MACKOVČIN, P. (2006): Manuál pro sledování hydromorfologických složek ekologického stavu tekoucích vod. AOPK ČR Brno, 18 s. DVOŘÁK, M. (2008): Hodnocení kvality habitatu antropogenně ovlivněných vodních toků – aplikace na modelovém povodí Bíliny. Diplomová práce, PřF UK v Praze, 141 s. ENVIRONMENT AGENCY (2002): River Habitat Survey. Field Survey Guidance Manual. Environment Agency, 66 s. EUROPEAN COMMISSION (2000): Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. Official Journal of the European Communities, L327, s. 1–77. EUROPEAN COMMISSION (2003): Guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. CIS-Working group 2.3 (REFCOND), 30.04.2003. EN 14614 (2004): Water quality – Guidance standard for assessing the hydromorphological features of rivers. November 2004. FUKSA, K. J. a kol. (2000): Unifikace metod hydroekologického hodnocení toků a niv s pilotní aplikací na úsecích Labe. Závěrečná zpráva úkolu 1003. VÚV T. G. M., Praha. GARKISCHOVÁ, A. (2002): Ekomorfologický monitoring v povodí Habrového potoka. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha. HAVLÍK, A. A KOL. (1997): Ekologická studie Bíliny. I. Podrobná ekologická studie. Zpráva č. 72/210 pro MŽP ČR, VÚV T. G. M., Praha. 64 s.



milada matoušková

HERING, D., BUFFAGNI, A., MOOG, O., SANDIN, L., SOMMERHÄUSER, M., STUBAUER, I., FELD, C., JOHNSON, R., PINTO, P., SKOULIKIDIS, N., VERDONSCHOT, P., ZAHRADKOVÁ, S. (2003): The Development of a System to Assess the Ecological Quality of Streams Based on Macroinvertebrates – Design of the Sampling Programme within the AQEM Project. Internat. Rev. Hydrobiol., 88, s. 345–361. KERN, K., FLEISCHHACKER, T., SOMMER, M., KINDER, M. (2002): Ecomorphological survey of large rivers – Monitoring and assessment of physical habitat conditions and its relevance to biodiversity. Large Rivers, Vol. 13, No. 1–2, s. 1–28. LAMPERT, W., SOMMER, U. (1993): Limnoökologie. Thieme Verlag. Stuttgart-New Yourk, 440 s. LANGHAMMER, J. (2007): Metodika pro monitoring hydromorfologických ukazatelů ekologické kvality vodních toků. HEM. PřF UK v Praze, Praha, 47 s. LAWA (2000): Gewässerstrukturgütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland – Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer. Empfehlung. Januar 2000. Länderarbeitsgemeinschaft Wasser. LELUT, J. (2007): Vodohospodářské revitalizace na podkladě ekomorfologického monitoringu vodních toků. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha, 140 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring vodních toků jako podklad pro revitalizaci vodních ekosystémů. Ph.D. Thesis, Department of Physical Geography and Geoecology, Faculty of Science, Charles University in Prague. Prague, 218 s. MATOUŠKOVÁ, M., MATTAS, D. (2003): Hydroekologické hodnocení vodních toků. Vodní hospodářství, 10, s. 279–282. MATOUŠKOVÁ, M. (2004): Ecohydrological monitoring of the river habitat quality. Geografie, 2, 109, s. 105–116. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Závěrečná zpráva z grantu GAČR 205/05/P102. Faculty of Science, Charles University in Prague. January 2008, http://www.gacr.cz. MC GINNITY, P., MILLS, P., MUELLER, M., ROCHE, W. no date. Hydromorphology of Rivers – a desk study to determine a methodology for the monitoring of hydromorphological conditions in Irish Rivers for the Water Framework Directive (2002-W-DS/9). Draft Final Report for the Environmental Protection Agency. Central Fisheries Board and Compass Informatics, 226 s. MUHAR, S., KAINZ, M., SCHWARZ, M. (1998): Ausweisung flußtypspezifisch erhaltener Fließgewässerabschnitte in Österreich – Fließgewässer mit einem Einzugsgebiet > 500 km² ohne Bundesflüsse, BMLF, BMUJF, Wasserwirtschaftskataster. Wien, 177 s. NIEHOFF, N. (1996): Ökologische Bewertung von Fliessgewässerlandschaften. Grundlage für Renaturierung und Sanierung. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg. NATIONAL RIVERS AUTHORITY, NRA (1995): A Guide to Habscore Field Survey Methods and the Completion of Standard Forms, interní materiál NRA, 31 s. RAVEN, P. J., FOX, P. J. A., EVERARD, M., HOLMES, N. T. H., DAWSON, F. D. (1997): River Habitat Survey: a new system for classifying rivers according to their habitat quality. In: Boon PJ & DL Howell (eds), Freshwater Quality: Defining the Indefinable? The Stationery Office, Edinburgh, s. 215–234. RAVEN, P. J., HOLMES, N. T. H., DAWSON, F. D., FOX, P. J. A., EVERARD, M., FOZZARD, R., ROUEN, K. J. (1998): River Habitat Survey, the physical character of rivers and streams




in the UK and Isle of Man. River Habitat Survey Report No. 2, May 1998. The Environment Agency, Bristol, 86 s. RAVEN, P. J., HOLMES, N. T. H., CHARRIER, P., DAWSON, F. H., NAURA, M., BOON, P. J. (2002): Towards a harmonized approach for hydromorphological assessment of rivers in Europe: a qualitative comparison of three survey methods. Aquat. Cons. Mar. Freshw. Ecosyst. 12, s. 405–424. STAR CONSORTIUM (2003). The AQEM sampling method to be applied in STAR. Internet-URL: http://www.eu-star.at Link: Protocols; AQEM Macro-invertebrate Sampling Protocol. (accessed on: 09.05.2006). ŠINDLAR, M. (1998): Dynamika a ochrana přirozených ekosystémů vodních toků. Závěrečná výzkumná zpráva VaV projektu DÚ 01-A. Ministerstvo životního prostředí ČR, Praha. ŠILHÁNOVÁ, V. (2007): Ekomorfologický monitoring v povodí Kličavy. Bakalářská práce PřF UK v Praze, Praha, 44 s. ŠÍPEK, V. (2006): Ekomorfologické hodnocení kvality habitatu vodních toků v povodí Liběchovky. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha, 114 s. VONDRA, F., (2006): Ekomorfologický monitoring v povodí horní Blanice. Diplomová práce, PřF UK v Praze, 102 s. WEISS, A., MATOUŠKOVÁ, M., MATSCHULLAT, J. (2007): Hydromorphological assessment within the EU-Water Framework Directive – Trans-boundary cooperation and application in to different water basins. Hydrobiologia, 603, 1: 53–72. DOO 10.1007/s10750-007-9247-2. WERTH, W. (1987): Ökomorphologische Gewässerbewertung. Österreichische Wasserwirtschaft 39 (5–6), s. 122–128. ZAHRÁDKOVÁ, S., KOKEŠ, J., HODOVSKÝ, J. (2006): PERLA – River Macroinvertebrate Prediction System. Internet-URL: http://perla.vuv.cz/main.php. ZUMBROICH, T. A KOL. (1999): Strukturgüte von Fliessgewässern. Grundlage der Kartierung. Springer Verlag, Berlin-Heidelberg.

Mapování a geoinformatická analýza upravenosti toků a údolní nivy jako faktoru povodňového rizika na příkladu povodí Blanice jakub langhammer, milada matoušková

abstrakt Příspěvek představuje výsledky výzkumu stavu upravenosti říční sítě a příbřežní zóny v povodí Blanice. Míra modifikace říční sítě byla vyhodnocena pomocí analýzy distančních podkladů a terénního průzkumu. Distanční mapové a datové podklady představují základní podklad pro identifikaci antropogenně ovlivněných úseků říční sítě a pro vyhodnocení celkových poměrných hodnot intenzity upravenosti jednotlivých povodí. Za tímto účelem byly analyzovány Základní vodohospodářské mapy v měřítku 1 : 50 000, digitální podklady upravenosti říční sítě ZVHS v měřítku 1 : 10 000, dále historické mapové podklady (mapy 1.–3. vojenského mapování). Pro přesné zhodnocení charakteru a intenzity úprav a identifikace kritických úseků říční sítě s ohledem na možné ovlivnění průběhu a následků povodní bylo využito terénní mapování, které proběhlo pomocí metodiky MUTON. Získané výstupy obou analýz dokládají vysokou intenzitu a silnou prostorovou diferenciaci antropogenních zásahů do říční sítě v povodí Blanice. Nejvyšší stupeň modifikace vykazují střední a dolní toky, které byly upraveny z důvodu protipovodňové ochrany a hydromelioračních opatření. klíová slova: Upravenost říční sítě, distanční data, terénní mapování, koryto, příbřežní zóna, údolní niva, povodeň, Blanice " J. Langhammer, M. Matoušková: Mapping and geoinformatic analysis of modification of rivers and fluvial plains as the flood risk factor on the example of the Blanice water basin This contribution introduces results of the research into the degree of river network modifications and the riparian belt in the Blanice water basin. The degree of the river modification was evaluated using the distance data analysis and field survey. The distance maps and data materials are the basic data which allow the reaches of rivers influenced by human activities to be identified and the total relative values of modification intensity in individual water basins to be evaluated. For this purpose, Basic Water Management Maps 1 : 50,000, digital data of the river network modification provided by ZVHS (the Agricultural Water Management Authority) 1 : 10,000 as well as historical maps (maps from the 1st to 3rd Military mapping) were all analysed. The field survey was used in order to achieve precise assessment of the river modification character and intensity and to identify critical reaches of the river network with regard to their



jakub langhammer, milada matoušková

potential effect on the progress of floods. The survey was done using the MUTON method. The outputs provided by both analyses produce evidence for high intensity and strong space differentiation of human interventions into the river network in the Blanice water basin. The highest degree of modification is in middle and lower courses which have been modified for the flood protection and hydro-amelioration purposes. key words: River network modification, distance data, field survey, channel, riparian belt, fluvial plain, flood, Blanice River

1 úvod Výrazné úpravy toků a údolní nivy, které zde v důsledku intenzivního využívání krajiny byly realizovány, výrazně ovlivňují i charakter odtokového procesu, včetně hydrologických extrémů, jakým byla např. povodeň v srpnu 2002, která zde měla katastrofický charakter. Hodnocení vychází z kombinace dvou přístupů – terénního mapování a z vyhodnocení dostupných distančních podkladů. Výzkum v povodí Blanice byl zaměřen jednak na vyhodnocení současného stavu upravenosti toku a její prostorové variability a jednak na posouzení možností využití jednotlivých zdrojů dat pro získání objektivních podkladů pro komplexní hodnocení povodňového rizika a jejich praktickou aplikaci.

2 materiál a metody 2.1 Základní přístupy k hodnocení upravenosti toků Pro hodnocení upravenosti říční sítě je možno využít různých přístupů, které umožňují získat odlišný typ informace o antropogenní transformaci toků a údolní nivy, jsou založeny na rozdílných metodických přístupech a vyžadují specifický charakter vstupních dat. Obecně můžeme rozdělit přístupy podle povahy dat na metody založené na analýze stávajících distančních mapových a datových podkladů a na metody založené na terénním průzkumu či mapování. Analýza distančních podkladů – map, digitálních podkladů, leteckých či satelitních snímků poskytuje základní informace o časoprostorové dynamice zásahů do říční sítě. Významnou úlohu zde hraje analýza historických kartografických podkladů, která umožňuje hodnocení dynamiky změn půdorysných průběhů koryt vodních toků. Studie zkrácení délky říční sítě v povodí Otavy (Langhammer a Vajskebr, 2003), která představuje pilotní studii využitelnosti historických mapových podkladů pro analýzu dynamiky změn říční sítě na našem území, prokázala významné selektivní zkrácení délky říční sítě. Průměrná míra napřímení toků za

mapování a geoinformatická analýza upravenosti tok a údolní nivy



posledních 150 let dosahovala 10 %, v nejintenzivněji zasažených úsecích však až téměř 40 % původní délky toku. V případě drobných vodních toků je vhodným datovým podkladem rovněž mapa stabilního katastru, což dokládá např. analýza zkrácení délky říční sítě v povodí Košínského potoka (Bicanová, 2005). Změny říční sítě v průběhu 2. poloviny 20. století dobře dokumentují i letecké snímky (Matoušková, 2003). Všechny tyto datové podklady, dostupné zpravidla v podobě papírových map či digitálních rastrových obrazů, je nutné před vlastním zpracováním digitalizovat a korigovat pro možnost vzájemného srovnání s dalšími digitálními podklady. Přesnost odvozených podkladů je vždy determinována přesností georeferenciace historických mapových podkladů i úrovní jejich obsahové generalizace (Langhammer a Vajskebr, 2003). Kvalitní podklady pro analýzu prostorové struktury upravenosti říční sítě poskytují současné digitální mapové podklady, zejména Základní vodohospodářské mapy a mapové podklady Zemědělské vodohospodářské správy (Matoušková in Langhammer, 2003). Terénní mapování oproti distančním podkladům umožňuje získat podstatně podrobnější informace o charakteru a intenzitě antropogenní transformace říční sítě a údolní nivy. Kromě základního rozlišení úseků na upravené a neupravené umožňuje klasifikovat intenzitu upravenosti v řadě parametrů – např. upravenost trasy koryta, podélného profilu, koryta toku, využití příbřežní zóny aj. Pro terénní mapování upravenosti toků a nivy ve vztahu k ovlivnění odtokového procesu lze částečně využít obecné metodiky ekomorfologického mapování (např. Havlík a kol., 1997; Matoušková, 2003; Vlček a Šindlar, 2002; Rosgen, 1996 aj.). Vzhledem k jejich odlišnému účelu použití a z něj vyplývající specifické škály ukazatelů, parametrů a rozdílného hodnotícího systému je proto vhodné využít metodiky, vytvořené účelově pro tento typ aplikace, jako např. metodiku MUTON, použitou v rámci prezentovaného výzkumu.

2.2 Analýza upravenosti říční sítě z distančních podkladů Analýza distančních podkladů se soustředila na zhodnocení stupně upravenosti říční sítě na základě dostupných mapových podkladů a provedení vzájemné srovnávací analýzy odlišných informačních zdrojů. Základním datovým podkladem byla rastrová podoba Základní vodohospodářské mapy 1 : 50 000 (ZVM), ve které jsou znázorněny úseky vodních toků, které byly antropogenně upraveny, a zároveň uměle vybudované vodoteče. Dalším zdrojem informací byly digitální mapové podklady Zemědělské vodohospodářské zprávy (ZVHS) v měřítku 1 : 10 000, v nichž jsou zakresleny provedené hydromeliorační stavby a s nimi související úpravy koryt vodních toků. Pro analýzu upravenosti říční sítě byl k dispozici




registr úprav vodních toků a registr odvodnění. Získané mapové podklady neměly charakter geodatabáze, což znesnadnilo jejich vyhodnocení a zároveň byly dostupné mapové podklady pouze pro část středního a dolního toku Blanice. Analýza byla zpracována pro celé povodí Blanice a pro její vybraná dílčí bilanční povodí. Jejich výběr byl proveden na základě kompletnosti digitálních a mapových podkladů a zároveň byla zvolena povodí s vysokým podílem upravenosti říční sítě.

2.3 Analýza upravenosti říční sítě na základě terénního průzkumu Mapování a následné vyhodnocení upravenosti toků a údolní nivy v povodí Blanice bylo provedeno na základě metodiky MUTON, vyvinuté na PřF UK pro potřeby výzkumu vlivu změn přírodního prostředí na průběh a následky povodní. (Langhammer, 2007). Metodika je koncipována tak, aby umožňovala vyhodnocení souvislostí mezi jednotlivými aspekty antropogenní upravenosti říční sítě a údolní nivy a geomorfologickými projevy povodní. Rozsah hodnocených ukazatelů je volen tak, aby mapování umožnilo získat potřebné spektrum informací a zároveň umožnilo rychlý postup při mapování v terénu a zpracování rozsáhlého území v potřebném časovém období. Metodika je založena na integraci výsledků s GIS, což umožní jednak geostatistické vyhodnocení výsledků, zároveň však i jejich použití jako vstupních dat pro další aplikace. Spektrum hodnotících ukazatelů je voleno tak, aby metodika byla použitelná v obecných geografických a hydrologických podmínkách ČR. Pro mapování jsou vodní toky rozděleny na délkově proměnné úseky. Hranice úseků jsou voleny tak, aby vzniklý segment toku byl homogenní alespoň v jednom z klíčových parametrů: průběh trasy koryta, upravenost koryta, využití příbřežní zóny. Hranice úseku jsou označeny v mapě, přičemž typická délka úseku je u toků střední velikosti cca 100–500 metrů. Mapováno je celkem 13 ukazatelů, které popisují rozdílné charakteristiky prostředí toku: – Charakter koryta toku a údolní nivy – Upravenost toku a údolní nivy – Charakter následků povodně – Charakter rozlivu při povodni – Retenční potenciál údolní nivy a charakter protipovodňových opatření Pro analýzu míry upravenosti toků a nivy v rámci prezentovaného výzkumu jsou použity následující ukazatele, které charakterizují změny v prostředí toku, které mohou ovlivňovat charakter proudění při povodni:




– Upravenost trasy toku – Upravenost koryta toku – Upravenost podélného profilu toku – Využití příbřežní zóny – Výskyt překážek proudění v údolní nivě Jednotlivé typy úprav toku v rámci těchto ukazatelů jsou následně bodově hodnoceny ve škále 1–5, kdy 1 bod představuje nejnižší intenzitu upravenosti, 5 bodů maximální intenzitu (tab. 1). Bodové hodnoty jsou jednotlivým kategoriím upravenosti přiřazeny na základě testování metodických postupů v rámci vyhodnocení následků povodní 2002 a 2006 v povodích s rozdílnými geografickými charakteristikami – povodí Blanice, Sázavy a Opavy (Vilímek a kol., 2003, Langhammer a kol., 2005, Langhammer, 2007). Z hodnot hlavních analytických ukazatelů upravenosti jsou dále odvozeny syntetické ukazatele – celkový index upravenosti toku pro daný úsek, případně hodnoty indexu pro nadřazené prostorové celky – vodní toky a dílčí povodí (Langhammer, 2007). Tab. 1 – Ukázka z mapovacího formuláře metodiky MUTON – přiřazení bodové hodnoty vybraným ukazatelům Upravenost trasy toku TT kategorie

Upravenost podélného profilu TL

body kategorie

Upravenost koryta toku TB Využití příbřežní zóny TF

body kategorie

body kategorie

body

Divočící, rozvětvený

1

Úsek bez překážek

1

Přírodní koryto bez známky úprav

1

Les

1

Přirozeně meandrující

2

Přirozené nízké stupně v korytě

2

Vegetační opevnění, dřevěná kulatina

2

Louka

2

Zákruty přirozeného původu

3

Přirozené vysoké stupně v korytě

3

Břeh zpevněný kamenným pohozem

3

Orná půda

3

Přirozeně přímý úsek

4

Nízký jez (do 1 m)

3

Břeh nebo dno zpevněné trávobetonovou dlažbou

3

Opuštěná orná půda

2

Zákruty se známkami napřímení

4

Stupňovitý jez, skluz

3

Břeh nebo dno zpevněné vyzdívkou či betonem

4

Zahrady

3

Napřímený úsek

5

Vysoký jez (přes 1 m)

4

Souvislé betonové zpevnění břehu i dna

4

Roztroušená zástavba

4

Revitalizovaný úsek

2

Hráz

5

Zatrubnění

5

Intravilán

5

Průmysl, těžba

5




2.4 Charakteristika zájmového území Terénní mapování i analýza distančních podkladů byly zpracovány pro povodí Blanice (obr. 1), které představuje území s četným výskytem povodňových situací a především výrazně zasaženým extrémní povodní v srpnu 2002. Jižní část

Obr. 1 – Přehledná mapa povodí Blanice. Data: DMÚ-25, DIBAVOD




povodí leží ve vrcholové části Šumavy a v oblasti Prachatic přechází do plochého nížinného terénu. Horní část povodí je intenzivně zalesněna, na středním a zejména dolním toku hraje významnou roli zemědělství. Intenzifikace zemědělské výroby byla spolu s protipovodňovou ochranou zejména ve 20. století jedním z rozhodujících faktorů pro vznik úprav toků v krajině. Protipovodňová opatření se soustředila převážně na hlavní toky soustavy, naopak zemědělsky podmíněné úpravy se dotkly zejména drobných vodotečí. Při terénním mapování byly hodnoceny hlavní toky soustavy a jejích přítoky, které mají významný podíl na formování odtoku. Mapování bylo provedeno v červnu a červenci 2005, kdy bylo zmapováno 289,9 km toků a údolní nivy. Celkem bylo zmapováno 45 toků, které byly rozděleny na 918 úseků, představující elementární jednotky, na kterých byly hodnoceny jednotlivé aspekty antropogenní upravenosti a projevů povodně.

3 výsledky 3.1 Upravenost říční sítě na základě distančních podkladů Prvotním výstupem hodnocení na základě analýzy Základní vodohospodářské mapy (ZVM 1 : 50 000) je mapa antropogenní transformace hydrografické sítě v povodí Blanice (obr. 2) a následné vyhodnocení stupně upravenosti říční sítě v jednotlivých bilančních povodí. Průměrný stupeň antropogenní transformace hydrografické sítě v povodí Blanice činí 25,5 %, přibližně jedna čtvrtina vodních toků v povodí Blanice je tedy upravena. Přičemž byly v zájmovém povodí identifikovány významné regionální rozdíly v upravenosti hydrografické sítě. Relativně nízký podíl upravenosti vodních toků byl zaznamenán na horním toku Blanice, především v oblasti jejích pravostranných a levostranných přítoků. Výjimkou je pouze pravostranný přítok Blanice na jejím horním toku – Zbytinský potok, v jehož povodí byla provedena hydromeliorační opatření. Výrazný stupeň antropogenní transformace vykazuje střední tok Blanice, především její levostranné přítoky: Libotyňský, Dubský, Černý (obr. 3) a Bavorovský potok. Směrem níže po proudu je možno zaznamenat rovněž vyšší upravenost pravostranných přítoků, tj. v povodí Blanického, Radomského, Zábořského potoka a Blaničky. Vysoký podíl upravených úseků vykazuje samotný dolní tok Blanice související s provedenou technickou protipovodňovou ochranou. Dále byla studována upravenost říční sítě na úrovni vybraných bilančních povodí. V povodí Blanice bylo vymezeno 6 dílčích povodí. Tento výstup dokumentuje tematická mapa stupně antropogenní transformace hydrografické sítě v povodí Otavy (obr. 2). Nejvyšší stupeň upravenosti říční sítě (S) je dosažen na




Obr. 2 – Upravenost toků v povodí Blanice na základě analýzy ZVM 1 : 50 000, bílá linie – upravené úseky

dolním toku Blanice (Blanice V., S = 40 %), dále na středním toku Blanice (povodí IV., S = 27 %). Naopak nízký stupeň upravenosti vykazují levostranné přítoky Blanice na jejím horním toku, tj. povodí II. a povodí III. (S = 12 %) – viz tab. 2. Z mapy upravenosti říční sítě na základě ZVM 1 : 50 000 je dobře patrné, jak postupně od podhorských oblastí směrem k pahorkatinnému reliéfu roste stupeň míry ovlivnění toků člověkem v souvislosti s urbanizací krajiny, nárůstem intenzity zemědělství a výstavbou rybníků. Mapové podklady ZVHS v měřítku 1 : 10 000 představují detailnější zdroj informací o provedených hydromelioračních opatřeních. Jako příklad slouží vyhodnocení modifikace říční sítě na dolním toku Blanice, tj. dílčí povodí Blanice V., které vykazovalo nejvyšší stupeň upravenosti v předchozí analýze. Celková délka hydrografické sítě v dílčím povodí Blanice V. na základě mapových pod-




kladů ZABAGED 1 : 10 000 činí 181 km. Tab. 2 – Stupeň upravenosti říční sítě Celková délka upravených koryt vodních pro jednotlivá bilanční povodí na základě toků a hydromelioračních vodotečí na ZVM 1 : 50 000 v povodí Blanice základě podkladů ZVHS 1 : 10 000 byla Bilanční povodí Upravenost (%) stanovena na 81 km. Průměrný stupeň I. 16,2 antropogenní transformace říční sítě II. 11,2 v dílčím povodí Blanice V. na základě III. 11,8 této analýzy dosahuje 45 % (viz tab. 3). IV. 26,8 V případě vyhodnocení pouze vlastních 39,6 úprav koryt vodních toků je upravenost V. VI. 23,5 výrazně nižší, činí pouhých 17 %. Jsou zde však započteny pouze vodní toky, které jsou ve správě ZVHS, tzn. nejsou zahrnuty významné vodní toky pod správou podniku Povodí. Odvodnění krajiny představuje významný zásah z pohledu upravenosti říční sítě (27 %). Provedená hydromeliorační opatření se následně odráží i v charakteru odtokového režimu, což do jisté míry prokázaly i analýzy změn odtokového režimu v povodí Otavy (Kliment, Matoušková, 2005). Při hydromelioracích byly modifikovány následující přítoky dolního toku Blanice: Zábořský potok, povodí Blaničky, Olšovka a Radomský potok, což rovněž koresponduje s provedenou analýzou na základě ZVM 1 : 50 000. Nejstarší úpravy koryt vodních toků byly prováděny v období 1926–1938, a to na dolním toku Radomského potoka a v povodí Blaničky. Jednalo se o opevnění koryt kamennou dlažbou. Další úpravy koryt vodních toků byly realizovány v 60. letech 20. století, především v povodí Zábořského potoka a Olšovky. Převládajícím typem opevnění je betonová dlažba. Další modifikace koryt vodních toků byly prováděny v 70. a 80. letech, konkrétně v povodí Olšovky a Blaničky. Použity byly převážně betonové prefabrikáty. Odvodnění byla zpravidla realizována v návaznosti na provedené úpravy koryt vodních toků v 60.–80. letech u výše uvedených povodí. Tab. 3 – Transformace hydrografické sítě v povodí dolní Blanice V. na základě mapových podkladů ZVHS 1 : 10 000 Blanice V.

úpravy toků

odvodnění

úpravy celkem

Délka (km)

32,18

49,09

81,27

délka říční sítě 181,13

% upravenost

17,77

27,10

44,87

100,00

3.2 Upravenost říční sítě na základě terénního mapování Terénní mapování upravenosti toků a příbřežní zóny potvrdilo zjištění o vysoké intenzitě i silné prostorové diferenciaci antropogenních zásahů do říční sítě v po-




Tab. 4 – Základní kategorie upravenosti v hodnocených ukazatelích a podíl úseků v těchto kategoriích na celkové délce hodnocené říční sítě Upravenost trasy toku

%

Upravenost podélného profilu

1. Divočící

0,4 %

1. Úsek bez vertikálních překážek

70,4 % 1. Přírodní (bez známky úprav)

46,2 %

2. Rozvětvené

1,6 %

2. Přirozené nízké stupně v korytě (0–50 cm)

16,5 % 2. Vegetační zpevnění břehu

13,7 %

3. Meandrující

17,4 % 3. Přirozené vysoké stupně v korytě (nad 50 cm)

0,5 %

3. Břeh zpevněný dřevěnou kulatinou

0,3 %

4. Zvlněné

35,2 % 4. Nízký jez (0–1 m)

7,2 %

4. Břeh zpevněný nezpevněným kamenným materiálem

9,3 %

5. Přirozeně přímé

4,9 %

5. Stupňovitý jez, skluz

0,7 %

5. Břeh nebo dno zpevněné lomovým kamenem – rovnanina

6,4 %

6. Uměle napřímené

40,6 % 6. Vysoký jez (nad 1 m)

3,2 %

6. Břeh nebo dno zpevněné polovegetačními tvárnicemi

3,6 %

1,5 %

7. Břeh nebo dno zpevněné 18,5 % betonem

7. Hráz

%

Upravenost koryta toku

%

8. Souvislé zpevnění břehu i dna betonem

0,7 %

9. Zatrubněný úsek

1,3 %

vodí Blanice. Výsledky vyhodnocení výskytu základních kategorií upravenosti toků a nivy v hodnocených ukazatelích, resp. jejich podílu na celkové délce hodnocené říční sítě shrnuje tab. 4. Analýza upravenosti trasy toku ukázala na významný podíl antropogenně upravených úseků na celkové délce říční sítě a na silnou prostorovou koncentraci úprav půdorysného průběhu koryt v rámci povodí. Průměrná hodnota indexu ITT, představujícího průměrnou hodnotu indexu upravenosti trasy toku v rámci povodí Blanice je v rámci hodnocených ukazatelů nejnepříznivější (ITT = 3,71), a odráží tak historicky vysokou intenzitu zásahů do geometrie říční sítě v povodí. Úseky s umělým napřímením koryta nacházíme na 40,6 % hodnocené délky říční sítě, přičemž z pohledu ovlivnění Obr. 3 – Upravené koryto Černého potoka. odtoku představuje nejvýznamnější Foto M. Matoušková, 2006




Obr. 4 – Vodohospodářské úpravy koryt toků v dílčím povodí Blanice V na základě analýzy map ZVHS 1 : 10 000

komplexní úprava Blanice na více než 20 km toku pod Protivínem, kde v průběhu posledních 150 let došlo ke zkrácení toku o 38 % oproti stavu, zachyceném v mapách II. Vojenského mapování (Langhammer, Vajskebr, 2003). Meandrující úseky, které mají význam pro potenciální využití k transformaci povodňové vlny v údolní nivě, nacházíme na 17,4 % délky toků, pro účely pasivní protipovodňové ochrany je však využitelná pouze část z nich. Na dolní části toku Blanice se v ploché a široké údolní nivě nachází řada opuštěných meandrů, které jsou však dnes od koryta odděleny protipovodňovými hrázemi, které brání jejich využití jako retenčního prostoru při zvýšených vodních stavech. Analýza transformace trasy koryt toků současně ukazuje na značnou variabilitu intenzity upravenosti mezi jednotlivými částmi povodí, mezi jednotlivými vodními toky i mezi jednotlivými úseky toků. Horní část povodí Blanice, Zlatého potoka a jejich přítoků patří k úsekům s nejmenším podílem antropogenních




Obr. 5 – Projevy destrukce, eroze a akumulace v místě přechodu napřímeného koryta do úseku s meandrujícím průběhem tras toku. Destruktivní účinek je zesílen zúžením průtočného profilu v oblasti mostu, kdy násep komunikace působí jako hráz a koncentruje průtok do oblasti nedostatečně dimenzované mostní konstrukce. Foto J. Langhammer, 2003

zásahů, dolní části povodí jsou díky intenzivním zemědělským, sídelním a dopravním aktivitám transformovány často až v extrémní míře. Hlavní toky říční soustavy – Blanice a Zlatý potok, stejně jako jejich hlavní přítoky, mají vysokou variabilitu upravenosti v jednotlivých částech povodí – zatímco na horním toku jde o prakticky přírodní toky s minimem zásahů, trasa na dolním toku je na dlouhých úsecích výrazně upravena. Nejvyšší intenzitu upravenosti pozorujeme na drobných tocích v dolní části povodí v zemědělské krajině, kde změny geometrie trasy toku jsou často patrné na celé délce toku. Pro proudění vody při povodni a pro charakter následků je vedle vlastního charakteru koryta mimořádně důležitá struktura upravenosti trasy toku, tj. střídání upravených a neupravených úseků. Dlouhé upravené úseky toku zvyšují rychlost proudění a při přechodu do neupravených úseků, zejména v místech zákrutů či meandrů, dochází při vysokých vodních stavech k akceleraci erozních i akumulačních projevů a ke vzniku intenzivních poškození koryta toku, regulačních objektů a budov v údolní nivě (obr. 5). Z hlediska protipovodňové ochrany




Obr. 6 – Upravenost trasy toku, podélného profilu a koryta toku v povodí Blanice na základě terénního mapování. Data: PřF UK Praha, 2005

představují mimořádně rizikový prvek zatrubněné úseky a propustky, u kterých při povodni dochází k zahlcení materiálem unášeným povodní a následnému vybřežení s často silnými destruktivními účinky. Upravenost podélného profilu, tj. přítomnost přirozených či umělých stupňů v korytě významně ovlivňuje charakter proudění vody v korytě toku. Při povodňových situacích tyto úpravy, představující místa skokové změny podélného profilu akcelerují erozní i akumulační procesy, a představují tak zpravidla ohniska zvýšených destruktivních účinků povodně (Křížek, Engel, 2003). V povodí Blanice tvoří úseky s úpravami podélného profilu v absolutním úhrnu délky říční sítě menšinu. Tomu odpovídá i nízká hodnota indexu ITL, odrážející průměrnou hodnotu upravenosti podélného profilu toků v rámci povodí (ITL = 1,49). Přestože 70 % délky hodnocených úseků nevykazuje známky upravenosti v podélném profilu, je třeba výrazné úpravy kontinuity toku vnímat jako




potenciálně kritické z pohledu ovlivnění dynamiky proudění. Úpravy podélného profilu zpravidla doprovázejí napřímení toku, kdy umělé stupně kompenzují změny ve sklonu hladiny a rychlosti proudění v napřímených úsecích. Umělé stupně v korytě jsou prostorově soustředěny především do střední a dolní části povodí Blanice (obr. 6). Nejintenzivněji jsou upravené úseky Blanice, Zlatého potoka a jejich přítoků ve střední části povodí, kde tok má relativně vysoký spád. Toky v horské části povodí Blanice jsou naopak upraveny minimálně – podíl upravených úseků s umělými stupni v této části povodí nepřesahuje 5 % úhrnné délky toků. Antropogenní upravenost koryta toku ovlivňuje podmínky proudění toku v korytě při normálních i extrémních vodních stavech. Zásahy do geometrie koryta toku se v závislosti na použitém materiálu projevují snížením hydraulické drsnosti koryta, což se odráží v nižším tření a vyšší rychlostí proudění vody v korytě. Upravenost koryt toků je hodnocena odděleně pro pravý a levý břeh v kategoriích shrnutých v tabulce 1. Pro souhrnné vyhodnocení byla upravenost v daném úseku hodnocena vždy nejvyšší hodnota zaznamenaná na pravém či levém břehu daného úseku. V povodí Blanice jsou výrazné regionální rozdíly v intenzitě a charakteru upravenosti koryt toků. Hodnota indexu ITB, představujícího průměrnou hodnotu upravenosti koryta toku v rámci povodí Blanice, dosahuje průměrné úrovně (ITB = 2,23). V nejvíce exponovaných oblastech středního a dolního toku je však intenzita úprav mimořádná. Pozitivní prvek představuje vysoký podíl neupravených úseků na celkové délce hodnocené říční sítě – celkem 46,2 % délky říční sítě. Spolu s přírodě blízkými formami úprav břehů představují 60 % veškeré říční sítě. Naproti tomu úseky s nejvyšší intenzitou transformace, tj. úseky s korytem částečně či úplně zpevněným betonem včetně zatrubnění, představují přes pětinu celkové délky říční sítě. Takto vysoký podíl intenzivně upravených úseků toků není adekvátní charakteru využití území. Podíl délky úseků připadající na intravilány obcí či průmyslové areály, kde intenzivní upravenost může být součástí protipovodňových opatření, totiž v povodí nepřesahuje 5 %. Značná část těchto intenzivních úprav koryt toků, zejména na drobných tocích je pozůstatkem melioračních opatření z druhé poloviny 20. století. Z hlediska současného pohledu na management vodních toků i potřeb komplexní protipovodňové ochrany je tento způsob úpravy toků překonaný a pro řadu těchto toků by vhodným řešením mohla být revitalizační úprava.




4 diskuse Srovnání výsledků hodnocení upravenosti toků získaných na základě terénního mapování a analýzy distančních podkladů je obtížné vzhledem k odlišnému charakteru vstupních dat, tj. např. odlišná celková délka hodnocené říční sítě. V případě terénního mapování se jednalo o základní kostru říční sítě, tj. hlavní toky a jejich významné přítoky, v případě mapových podkladů 1 : 10 000 byla hodnocena celková délka říční sítě zobrazená v tomto měřítku. Odlišná je však i metodika jejich pořízení a aktuálnost získaných vstupních informací. Přesto je zřejmé, že v základních parametrech jsou výsledky srovnatelné. Porovnání stupně antropogenní transformace z analýzy základní vodohospodářské mapy odpovídá zjištěním z terénního průzkumu, a to jak z hlediska celého povodí Blanice, tak při srovnání regionálních rozdílů. Přesné srovnání získaných hodnot nicméně s ohledem na odlišná měřítka mapových podkladů a metodiku hodnocení není možné, přesto výsledky ukazují na shodné relace mezi základními kategoriemi upravenosti. Výsledky terénního mapování potvrdily i zjištění z analýzy historických změn průběhu toků z historických mapových podkladů (Langhammer a Vajskebr, 2003) – úseky, které při hodnocení změn historického průběhů koryt byly identifikovány jako napřímené, vykazují známky úprav trasy toku i při terénním mapování. Distanční mapové a datové podklady představují základní podklad pro identifikaci antropogenně ovlivněných úseků říční sítě a pro vyhodnocení celkových poměrných hodnot intenzity upravenosti jednotlivých povodí. Provedená analýza nicméně potvrdila, že pro přesné zhodnocení charakteru a intenzity úprav a identifikace kritických úseků říční sítě s ohledem na možné ovlivnění průběhu a následků povodní je nezbytné využít terénní mapování. Specificky zaměřený terénní průzkum poskytuje přes vyšší časovou i finanční náročnost údaje, které je možné využít jak pro vyhodnocení současného stavu transformace říční sítě, tak jako podklady pro další analýzy, jako např. matematické modelování či geostatistická vyhodnocení. Pro praktickou aplikaci hodnocení antropogenní upravenosti říční sítě, zejména v případě středně velkých a rozsáhlých povodí, je třeba použité metodické přístupy posuzovat i z hlediska jejich praktické aplikovatelnosti vzhledem k dostupnosti použitých dat, finanční a časové náročnosti jejich pořízení a efektivity zpracování. Pro hodnocení na základě distančních podkladů představuje významný limitující prvek vypovídací schopnost zdrojových dat. Ta je ovlivněna jednak odlišným informačním charakterem různých datových podkladů a dále stupněm a charakterem jejich kartografické generalizace. Data získaná ze ZVM 1 : 50 000 zachycují




Obr. 7 – Ukázka aplikace pro mobilní sběr s využitím PDA v prostředí Windows Mobile 5

upravenost hlavních vodních toků a jejich přítoků. Databáze ZVHS zaznamenává úpravy koryt drobných vodních toků a odvodňovacích opatření, které jsou ve správě ZVHS. Pro provedení plošné bilance upravenosti říční sítě v celém povodí Blanice má použité vyhodnocení na základě ZVM 1 : 50 000 dobrou vypovídající schopnost. Provedená analýza v měřítku 1 : 10 000 významně zpřesňuje informaci o upravenosti říční sítě a zároveň umožňuje základní kvalitativní vyhodnocení upravenosti říční sítě, tj. zhodnocení charakteru úprav koryt a jejich stáří. Nevýhodou je, že digitální mapové vrstvy ZVHS nemají charakter geodatabáze. Nutno rovněž dodat, že provedená analýza nezohledňuje antropogenní úpravy provedené v podélném profilu toku, tj. úpravy sklonů související s napřímením průběhu koryt a výstavbou jezů a vodních nádrží. V rámci terénního mapování a pořizování dat představuje významný přínos pro zvýšení efektivity a přesnosti terénního pořizování dat využití mobilních geoinformačních technologií. Pro mapování upravenosti toků se konkrétně jedná o sběr dat do předpřipravených datových formulářů prostřednictvím kapesního počítače (PDA), propojeného s mapovou aplikací, např. GIS ArcPad a GPS pro zakreslování polohy úseků a vybraných prvků mapování (obr. 7). Celkový proces sběru a zpracování dat je při použití PDA nástrojů výrazně efektivnější díky přímému přenosu dat pořízených v terénu do zpracování bez nutnosti jejich digitalizace, přednastavené hodnoty voleb ve formulářích navíc minimalizují možnost vzniku chyb při záznamu dat i při jejich digitalizaci.

5 závry Výsledky analýzy distančních podkladů i terénního mapování potvrdily, že povodí Blanice představuje území, kde byl významně přemodelován charakter říční sítě. Setkáváme se zde s relativně vysokým stupněm upravenosti, především na jejím středním a dolním toku. Charakteristická je výrazná prostorová diferenci-




ace intenzity antropogenních zásahů do říční sítě v jednotlivých částech povodí i mezi jednotlivými hodnocenými toky. V obecné rovině lze konstatovat, že od horských a podhorských oblastí směrem ke středním a dolním tokům stupeň upravenosti říční sítě roste, což zcela jednoznačně souvisí s nárůstem zemědělsky obhospodařovaných ploch a urbanizovaných území. Největší upravenost říční sítě byla zaznamenána na dolním toku Blanice. Hlavní příčinou jsou protipovodňová a hydromeliorační opatření v krajině. Většina hydromelioračních úprav byla provedena v období 1960–1980. Převládajícím typem opevnění koryt jsou betonové prefabrikáty a kamenná dlažba. Z obou analýz jednoznačně vyplývá, že stupeň antropogenní upravenosti říční sítě dosahuje na dolním toku Blanice více než 40 %. Takové přemodelování říční sítě má nepochybně vliv na charakter odtokového režimu a především na transformaci povodňových vln. Vysoká intenzita upravenosti koryt toků navíc v řadě úseků, zejména v oblasti ploché údolní nivy na dolním toku Blanice, představuje překážku pro efektivní využití přirozeného retenčního a transformačního potenciálu údolní nivy pro potřeby pasivní protipovodňové ochrany. Použité metodiky mapování upravenosti koryta toku a příbřežní zóny a analýzy distančních dat, aplikované na povodí Blanice, ukázaly možnosti i limity jejich využití. Výsledky potvrdily, že analýza antropogenní transformace říční sítě je významným nástrojem jak pro hodnocení intenzity ovlivnění přírodního prostředí, tak poskytuje cenné informace pro hodnocení zranitelnosti území povodňovým rizikem a identifikaci rizikových elementů v říčních systémech.

6 literatura BICANOVÁ, M. (2005): Použití metody ekomorfologického monitoringu v povodí Košínského potoka s využitím nástrojů GIS. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha. HAVLÍK, A., JUST, T., SLAVÍK, O. (1997): Ekologická studie povodí Bíliny, VÚV TGM, Praha, KLIMENT, Z., MATOUŠKOVÁ, M. (2005): Trendy ve vývoji odtoku v povodí Otavy. Geografie – Sborník ČGS 112(1), s. 32–45. KŘÍŽEK, M., ENGEL, Z. (2003): Geomorphological consequences of the 2002. Flood in the Otava River Drainage Basin. Acta Universitatis Carolinae – Geographica, 38, 2, s. 125–138. LANGHAMMER, J. (2003): Anthropogenic Transformation of River Network in the Otava River Basin. Acta Universitatis Carolinae – Geographica, 38, 2, s. 139–156. LANGHAMMER, J. et al. (2003): Hodnocení vlivu změn přírodního prostředí na vznik a vývoj povodní. Charles University Report – GAČR 205/03/Z046, Praha, Czech Republic. LANGHAMMER, J., KŘÍŽEK, M. (2006): MUTON – metodika mapování upravenosti toků a následků povodní. In: Langhammer, J. a kol.: Povodně a změny v krajině, MŽP ČR a PřF UK, Praha, v tisku. LANGHAMMER, J. (2007): Úpravy toků jako faktor ovlivňující průběh povodní. In: Langhammer, J. (eds): Povodně a změny v krajině. MŽP a PřF UK, Praha, s. 271–294.




LANGHAMMER, J., VAJSKEBR, V. (2003): Historical Shortening of River Network in the Otava River Basin. Acta Universitatis Carolinae – Geographica, 38, 2, s. 109–124. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring jako podklad pro revitalizaci vodních toků. Disertační práce, katedra fyzické geografie a geoekologie, PřF UK v Praze, s. 218, Praha. NIEHOFF, N. (1996): Ökologische Bewertung von Fliessgewässerlandschaften, Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg. OTTO, A. (1994): Gewässergütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland, Landesamt für Wasserwirtschaft Rheinland Pfalz, Mainz. ROSGEN, D. L. (1996): Applied River Morphology, Wildland Hydrology Books, Pagosa Springs. VILÍMEK, V., LANGHAMMER, J., KŘÍŽEK, M. (2003): Posouzení efektivnosti změn ve využívání krajiny pro retenci a retardaci vody jako preventivní opatření před povodněmi, závěrečná zpráva do vlády z dílčí etapy projektu Vyhodnocení katastrofální povodně v srpnu 2002. Přírodovědecká fakulta Univerzity Karlovy, Praha. VLČEK, L., ŠINDLAR, M. (2002): Geomorfologické typy vodních toků a jejich využití pro revitalizace. Vodní hospodářství, 6, s. 172–176.

Metoda ekomorfologického hodnocení kvality habitatu vodních toků EcoRivHab milada matoušková

abstrakt Příspěvek představuje metodu ekomorfologického hodnocení kvality habitatu vodních toků EcoRivHab založenou na terénním průzkumu s možným využitím distančních dat a mapových podkladů. Metoda je nástrojem pro hodnocení ekohydrologické kvality vodních toků s důrazem na hydromorfologické charakteristiky koryt, stav příbřežní zóny a údolní nivy. Cílem je nalezení úseků s přírodním či přírodě blízkým habitatem a identifikace stupně antropogenního ovlivnění vodního toku. Je založena na definici lokálního referenčního stavu v kontextu s Rámcovou směrnicí o vodní politice EU (European Water Framework Directive, EU WFD). Mapování probíhá v délkově heterogenních úsecích, které jsou kvalitativně homogenní. Hodnoceno je až 31 parametrů, možný je i výběr, neboť klasifikace je založena na aditivním principu. Většina parametrů je hodnocena pomocí bodové klasifikace (body 1–5). Souhrnný ekomorfologický stav je charakterizován pěti ekomorfologickými stupni (I. až V. ES), přičemž I. ES odpovídá referenčnímu, tj. přírodnímu stavu, V. ES charakterizuje silně antropogenně ovlivněný stav. klíová slova: EcoRivHab, ekomorfologický monitoring, habitat vodního toku, hydromorfologie, koryto, příbřežní zóna, údolní niva, retence " M. Matoušková: EcoRivHab – method of ecomorphological assessment of the river habitat quality The contribution introduces the EcoRivHab method which is an assessment of the ecomorphological river habitat quality. It is based on a field survey with the possibility of using distance data and maps. The method is a tool for evaluating the ecohydrological quality of rivers with the emphasis on hydromorphological characteristics of channels and the riparian belt and fluvial plain condition. The aim is to find reaches with natural or near natural habitat and to identify the degree of anthropogenic influence of the river. It is based on the definition of local reference state in the context of the European Water Framework Directive, EU WFD. The mapping is carried out in reaches of heterogeneous length and similar quality. Up to 31 parameters are evaluated. Selection is possible as the classification is based on additive principle. Most parameters are evaluated using the score system (points 1 to 5). The overall ecomorphological condition is characterized by 5 ecomorphological classes (I to V ES), where ES I corresponds to the reference, i.e. natural state, ES V represents a condition strongly influenced by human activity. key words: EcoRivHab, ecomorphological monitoring, river habitat, hydromorphology, channel, riparian belt, fluvial plain, retention



milada matoušková

1 úvod V rámci řešení projektu GAČR „Hodnocení ekohydrologického stavu vodních toků v kontextu Rámcové směrnice ochrany vod 2000/60/EC“ došlo k formulaci metody „Ekomorfologického hodnocení kvality habitatu vodních toků“ (EcoRivHab), která vychází z metody ekomorfologického monitoringu drobných vodních toků (Matoušková, 2003, 2004). Došlo k jejímu přepracování z důvodu požadavku splnění kritérií Rámcové směrnice o vodní politice (EC, 2000) a ČSN EN 14614, 2005). K úpravám došlo zároveň z důvodu možnosti širší aplikace, tj. na vodní toky rozmanitých řádů a v rozmanitých typech reliéfu. Hlavním cílem je vyhodnocení ekomorfologického stavu vodních toků, identifikace úseků, které splňují tzv. dobrý ekologický stav, zároveň nalezení silně antropogenně ovlivněných úseků vodních toků, stejně tak jako nalezení lokalit s přírodním, či přírodě blízkým habitatem vodních ekosystémů. Metoda ekomorfologického monitoringu zahrnuje analýzu hydromorfologických charakteristik vodních toků, stavu provedených antropogenních úprav toků, stupně dynamiky proudění, jakosti povrchové vody, stavu břehové vegetace, využití ploch v příbřežní zóně, popř. dalších ekohydrologických charakteristik povodí. Je založena na potřebě definice referenčního stavu, který představuje stav toku, který by se formoval při daném fyzicko-geografickém a socioekonomickém vývoji zájmového území bez výrazných negativních antropogenních zásahů. Metoda je nástrojem pro hodnocení stavu vodních toků v intra- a extravilánech. Je založena na kombinaci terénního průzkumu a zpracování distančních dat. Vodní ekosystém je chápán jako širší území, které je tvořeno jednotlivými zónami, které jsou při vyhodnocení integrovány. Ekomorfologický monitoring se tedy nevztahuje pouze na samotné koryto. Prostorovou jednotkou nejvyššího řádu by optimálně mělo být celé povodí, neboť všechny procesy, které v něm probíhají, se odrážejí v kvalitativních a kvantitativních vlastnostech celého vodního ekosystému (Matoušková, Mattas, 2003). Řádově nižší jednotkou je údolní niva, která může být hodnocena na základě vyhodnocení distančních podkladů či terénním mapováním. Optimální je kombinace obou přístupů. Vlastní terénní mapování se týká příbřežní oblasti (zóny doprovodných vegetačních pásů) a vlastního koryta toku.

2 zdroje a podklady pro mapování Celý proces ekomorfologického hodnocení lze rozdělit do čtyř fází: přípravná, která zahrnuje získání dostupných zdrojů informací a základní rekognoskaci terénu, následuje terénní mapování, zpracování a kontrola výsledků mapování. Po-

metoda ekomorfologického hodnocení kvality habitatu ecorivhab



sledním krokem je kvantitativní vyhodnocení a závěrečná interpretace výsledků. Základem pro analýzu ekomorfologického stavu je terénní průzkum, který má několik fází – nejdříve první základní rekognoskaci terénu, následuje detailní terénní mapování ekomorfologických struktur a vhodné, nikoliv nezbytné je i ověření vyhodnocených výsledků. Základem pro zpracování výstupů terénního monitoringu je záznam v mapovacích formulářích, který může být analogový či digitální v případě využití přístrojů typů PDA či handheld. Následuje tabelární vyhodnocení a tvorba geodatabáze v prostředí GIS. Závěrečným výstupem jsou tematické mapy a výsledná geodatabáze. Důležitým zdrojem informací jsou současné a historické kartografické podklady (mapy topografické, vodohospodářské, geologické, pedologické, vegetační, katastrální – obr. 1), dále tematické vrstvy GIS (např. hydrografická síť, vrstevnice, land cover). Velice cenným podkladem jak pro terénní mapování, tak pro vlastní analýzu jsou letecké snímky, dále plány a dokumentace prováděných úprav vodních toků a melioračních opatření v povodí. Součástí ekomorfologického hodnocení by měla rovněž být analýza dat monitorujících srážko-odtokový režim, vyhodnocení jakosti povrchových vod, znečištění sedimentů, popř. dalších ukazatelů.

Obr. 1 – Výřez z mapy III. vojenského mapování 1 : 25 000, vymezení mapovaných úseků. Zdroj: Mapová sbírka PřF UK v Praze



milada matoušková

3 ekomorfologické zóny vodního toku Při terénním průzkumu jsou zpravidla hodnoceny následující prostorové jednotky: zóna koryta vodního toku, zóna doprovodných vegetačních pásů, zóna údolní nivy. Ne vždy lze jednoduše vymezit všechny uvedené zóny, neboť jejich přítomnost závisí na geomorfologických charakteristikách (například na typu říčního údolí) a socioekonomickém využití zájmového území (např. na nepřítomnosti doprovodných vegetačních pásů z důvodu intenzivního zemědělského využití). Zóna koryta vodního toku je tvořená dvěma složkami: vodou (pelagiálem) a korytem vodního toku, které je tvořeno tzv. intersticiálem (vodou naplněné póry dna) a břehovou (amfibickou) částí. Koryto vodního toku má ekologicky významnou funkci, neboť vytváří mozaiku malých biotopů pro vodní organismy s rozmanitým prouděním, dnovými strukturními elementy, rozmanitými světelnými rozdíly atd. Břehová část je tvořená břehy koryta vodního toku (levostranný a pravostranný břeh). Vymezení břehového pásma u drobných vodních toků je značně obtížné, neboť je relativně úzké, nelze vždy jednoznačně odlišit jednotlivá litorální pásma, a tak rozlišit břehovou a doprovodnou vegetaci. Její šíře je variabilní v závislosti na tvaru příčného profilu. Teoreticky zahrnuje zónu profundální, sublitorální a eulitorální. Důležitým parametrem je stabilita břehů a náchylnost vůči boční erozi vodního toku. Světelné poměry jsou závislé na zóně doprovodných vegetačních pásů. Stav břehové zóny má rovněž značný vliv na samočisticí procesy odehrávající se v akvatické zóně. Zóna doprovodných vegetačních pásů (příbřežní zóna) zahrnuje pás podél koryta toku, je již součástí terestrické oblasti. Z geomorfologického pohledu je součástí údolní nivy, z ekologického pohledu je však nutné tuto zónu samostatně vymezit. Zóna doprovodných vegetačních pásů bývá mnohdy silně ovlivněna antropogenními aktivitami (např. přítomností hrází nebo zemědělskou výrobou). Z ekologického pohledu zahrnuje jak amfibickou (občasné zaplavování), tak terestrickou oblast. V odborné literatuře jsou vedeny spory o optimální šíři této zóny. Minimální šíře podélných doprovodných pásů je udávána v rozmezí 5–10 m. Bohl (1986 in Niehoff, 1996) vymezuje jejich velikost bez závislosti na šířce koryta vodního toku. Erverband (1989 in Niehoff, 1996) uvádí jejich šíři maximálně 15 m v závislosti na šířce příčného profilu vodního toku. Ve Švýcarsku je jednotně předepsána šíře 50 m. Niehoff (1996) ve své metodice uvádí šíři 25 m. Pro účely EcoRivHab nebyla pevně stanovena hranice doprovodných vegetačních pásů. Pro malé a střední toky je doporučena jejich šíře do 15 m, minimálně by však měly dosahovat šířky 10 m. Pro optimální zvolení jejich velikosti je určující šířkový rozměr koryta, typ říčního údolí a celé údolní nivy.




Zóna doprovodných vegetačních pásů je dalším ekologickým strukturním prvkem. Její funkcí je regulace odtokových a látkových procesů (např. zlepšení jakostních ukazatelů vody – kvalita vody v toku příznivě koreluje s šířkou této zóny). Její nedílnou součástí je vegetace, která plní např. funkci pufrační, čímž vyrovnává nepříznivé vlivy z okolního prostředí vodního toku. Díky poměrně značné akumulaci živin je řazena k vysoce produktivním systémům. Doprovodné vegetační pásy a vodní složka se vzájemně ovlivňují, neboť voda přináší rostlinám potřebné živiny. Vegetace je naopak zdrojem organických látek, ovlivňuje světelné podmínky toku a tím i řadu fyzikálních a hydrochemických procesů ve vodě a zároveň zvyšuje stabilitu břehů. Zóna údolní nivy navazuje na doprovodné vegetační pásy. Její vnější hranici je možno vymezit na základě geomorfologických charakteristik. V územích silně antropogenně ovlivněných, kde není možné vymezit hranici předchozími způsoby, se obvykle používá hranice do 100 m od vodního toku. Povodí jako nejvyšší prostorová ekohydrologická zóna zahrnuje veškeré procesy odehrávající se v daném území, které přímo nebo nepřímo ovlivňují ekohydrologické charakteristiky vodního toku (např. jakost povrchových vod, erozní náchylnost území, odtokový a splaveninový režim toku). Hranice povodí je vymezena orografickou, příp. u drobných povodí zpřesněna hydrogeologickou rozvodnicí. Podstatné není vymezení hranic jednotlivých zón, důležité je chápání vodního toku jako uceleného vodního ekosystému s úzkým propojením mezi akvatickou, semiakvatickou a terestrickou částí. Zdůrazněn by měl být význam hraničních zón mezi jednotlivými biotopy a rovněž tak význam propojení povrchového a podpovrchového odtoku společně s tokem látek.

4 prbh mapování Mapování je prováděno v celkové délce vodního toku, zpravidla od pramene po ústí. Monitorovány jsou dílčí úseky, jejichž délky jsou pevně stanoveny, a v mapě jednoznačně zakreslen počátek a konec daného úseku. Nesmí docházet k jejich vzájemnému překrytí. Je doporučeno provádět ekomorfologické mapování v délkově heterogenních úsecích s důrazem na jejich kvalitativní homogenitu. Délka jednotlivých úseků se optimálně pohybuje v rozmezí 200–1 000 m. Každý úsek vodního toku je v mapě označen třípísmenným kódem a očíslován třímístnou číslicí směrem od ústí k prameni (např. 1. úsek na Rolavě ROL001, 2. úsek na Rolavě ROL002). V případě větvení koryta je každé rameno hodnoceno i označeno odděleně.



milada matoušková

Terénní průzkum hydromorfologických struktur koryta by měl být prováděn při nízkých vodních stavech a optimálně ještě před maximálním nárůstem vegetace. Mapování doprovodných vegetačních pásů a údolní nivy by mělo být prováděno ve vegetačním období. Mapovatel má k dispozici mapovací formulář, kde jsou specifikoTab. 1 – Ukázka z mapovacího formuláře, vány jednotlivé parametry (viz tab. 1). jeden z hodnocených hydromorfologických parametrů Výsledky mapování jsou průběžně zapisovány do pracovního formuláře ekomorfologického monitoringu (papírová, nebo digitální podoba – soubor .xls v případě využití přístroje typu handheld; viz tab. 2) a názorně zakresleny v mapách. V případě papírové podoby mapovacího formuláře jsou záznamy následně převedeny do digitální podoby. Následuje vyhodnocení pomocí tabulkového editoru a prostřednictvím identifikátorů převedení do podoby jednotlivých tematických vrstev GIS. Zvolené parametry charakterizují společně tzv. ekomorfologický stav vodního toku. V rámci této metodiky bylo navrženo monitorovat 31 parametrů, které jsou sdruženy do skupiny 17 hlavních parametrů. Z nich jsou odvozeny 3 skupinové parametry charakterizující jednotlivé ekomorfologické zóny a následně jeden vý-

Tab. 2 – Ukázka záznamu do mapovacího formuláře metody EcoRivHab




sledný tzv. ekomorfologický stupeň (tab. 3). Přehled dílčích parametrů je znázorněn v mapovacím formuláři ekomorfologického monitoringu. Počet parametrů je možno optimalizovat, tzn. zvolit optimální počet vzhledem k typu monitoringu a účelu vyhodnocení. Tab. 3 – Přehled mapovaných parametrů pomocí metody EcoRivHab Ekomorfologické zóny

Hlavní skupinové parametry

Mapované parametry

Typ hodnocení

KORYTO

Morfologie a průběh trasy

Typ říčního údolí

S

Stupeň zakřivení

B (1, 3, 5)

Podélný profil

Příčný profil

Struktury dna

Břehové struktury

Jakost vody

Doprovodné vegetační pásy (DVP, příbřežní zóna)

Údolní niva

Vysvětlivky: B – bodové hodnocení, S – slovní hodnocení

Charakter a tvar koryta

B (1, 2, 3, 4, 5)

Zahloubení koryta toku

B (1, 2, 3, 4, 5)

Propojení s podzemní vodou

B (1, 3, 5)

Přítomnost stupňů

B (1, 2, 3, 4, 5)

Přítomnost erozních a akumulačních tvarů

B (1, 3, 5)

Charakter proudění

B (1, 3, 5)

Variabilita hloubek (riffles a pools)

B (1, 2, 3, 4, 5)

Charakter odtoku

B (1, 3, 5)

Typ a stabilita profilu

B (1, 2, 3, 4, 5)

Střední hloubka profilu

S

Variabilita šířek profilu

B (1, 3, 5)

Dimenzování profilu

B (1, 3, 5)

Typ substrátu

S

Úprava dna

B (1, 2, 3, 4, 5)

Existence mikrohabitatů

B (1, 3, 5)

Charakter břehové vegetace

B (1, 2, 3, 4, 5)

Struktura břehové vegetace

B (1, 2, 3, 4, 5)

Technické úpravy břehů

B (1, 2, 3, 4, 5)

Pohyblivost břehů

B (1, 2, 3, 4, 5)

Hydrochemické vlastnosti

B (1, 2, 3, 4, 5)

Hydrobiologické vlastnosti

B (1, 2, 3, 4, 5)

Výpusti odpadních vod do toku

S

Vegetace v korytě

S

Přítomnost DVP

B (1, 3, 5)

Charakter vegetace

B (1, 2, 3, 4, 5)

Využití ploch

B (1, 2, 3, 4, 5)

Dominantní využití ploch

B (1, 2, 3, 4, 5)

Přítomnost protipovodňových opatření

B (1, 3, 5)

Retenční potenciál

B (1, 3, 5)



milada matoušková

Charakteristiky některých parametrů jsou obtížně numericky měřitelné, tzn. není možno přesně kvantitativně stanovit jejich hodnotu, nebo jsou jejich kvantitativní vlastnosti relativní. Tyto parametry jsou hodnoceny pomocí slovního hodnocení (S), které vyjadřuje příslušnou vlastnost (např. četnost výskytu – vysoká, střední, nízká). Většina monitorovaných parametrů je hodnocena pomocí bodové klasifikace (1, 2, 3, 4, 5). Některé parametry mají pouze dokumentační charakter, tzn. nejsou bodově hodnoceny. Hodnoty dílčích parametrů jsou vypočteny na základě principu maxima, tj. nejhorší zaznamenané hodnoty, nebo převládající, tzv. dominantní, hodnoty, nebo aritmetického průměru. Všechny ekomorfologické parametry mají stejnou váhu při výsledném určení tzv. ekomorfologického stavu. Získanému numerickému výsledku je v závěru přiřazeno slovní hodnocení, podle zatřídění do pevně vymezených a definovaných intervalů. Grafickým výstupem jsou tematické mapy jednotlivých skupinových parametrů a mapa celkového ekomorfologického stavu vodního toku. Souhrnný ekomorfologický stav je charakterizován pěti ekomorfologickými stupni, dále ES. (I. ES – přírodní stav, II. ES – mírně antropogenně ovlivněný, III. ES – středně antropogenně ovlivněný, IV. ES – silně antropogenně ovlivněný, V. ES – velmi silně antropogenně ovlivněný). Výsledný ekomorfologický stav dokumentuje míru antropogenního ovlivnění vodního ekosystému.

5 systém a charakteristika mapovaných parametr 5.1 Zóna koryta vodního toku Morfologie a průběh trasy koryta toku Typ říčního údolí Jedná se o základní geomorfologickou charakteristiku, která však ovlivňuje řadu dalších fluviálně-morfologických parametrů. Má především velký vliv na průběh trasy koryta vodního toku, tj. koeficient křivolakosti, který je ovlivněn především sklonem, šířkou a příčným profilem údolního dna (Leopold, 1997). Hodnocen je současný tvar říčního údolí. Je vymezeno šest základních typů údolí vodního toku: soutěska, kaňon, údolí erozního typu V, údolí neckovité, úvalovité a úvalovité s široce vyvinutou údolní nivou. Hodnocen je jeden dominantní tvar převládající v daném úseku. V případě změny průběhu trasy koryta toku mimo původní říční údolí je vymezena kategorie: přeložka koryta. Tento parametr není bodově hodnocen, má dokumentační charakter. Doporučuje se zároveň provést záznam sklonových poměrů hodnoceného úseku.




Stupeň zakřivení Stupeň zakřivení neboli meandrovitost vodního toku je parametr charakterizující průběh trasy koryta. Velice často bývá spojován s tzv. stupněm přírodnosti vodního toku. Většina vodních toků má tendenci vytvářet zákruty. Přímé trasy koryt jsou obvykle typické pro antropogenně upravená nebo zcela uměle vybudovaná koryta vodních toků. Je však mylné se domnívat, že všechna koryta vodních toků ve všech jejich úsecích mají tendenci formovat zákruty. V některých oblastech, Obr. 2 – Průběh trasy koryta – umělé např. v horských oblastech s vysokými napřímení. Foto M. Matoušková sklony, je možno nalézt koryta s mírně zvlněným nebo relativně přímým průběhem. Právě z tohoto důvodu je u parametru stupeň zakřivení bodově hodnocena tzv. odchylka od původního, neboli potenciálně přírodního stavu. Rozlišováno je pět základních typů průběhu trasy koryta: meandrující, zákrutový-větvený, zákrutový-nevětvený, divočící a přímý průběh koryta. Bodově jsou hodnoceny tři definované stavy: plně odpovídající danému úseku vodního toku, mírně pozměněný a změněný, neodpovídající danému úseku (obr. 2). Do tabulky je zaznamenán dominantní stupeň zakřivení charakterizující daný úsek vodního toku. Pomůckou pro stanovení stupně zakřivení může být rovněž výpočet indexu rozvinutí (meandrovitosti toku) dle Klimazewského (1978): Km = Lk / Lu, kde Lk je délka koryta [m], Lu je délka údolnice [m]; Km > 1,5 meandrující koryto, Km < 1,5 zákrutové koryto, Km = 1 přímé koryto. Charakter a tvar koryta Charakterem koryta je rozuměna jeho přírodnost. Rozlišeny jsou dva základní typy, a to přírodní, popř. přírodě blízké a uměle vytvořené koryto. Dále je hodnocen tvar koryta. V případě přírodních nebo přírodě blízkých koryt je hodnocena jejich pravidelnost. Koryto s nepravidelným tvarem je hodnoceno jako optimální, neboť poskytuje řadu rozmanitých biotopů pro faunu a flóru (obr. 3). V rámci uměle vytvořeného koryta jsou vymezeny čtyři základní typy: miskový, lichoběžníkovitý, obdélníkovitý a kruhový (zatrubnění). V případě zatrubněných koryt vodních toků ve více než 75 % celkové délky úseku se další hodnocení neprovádí. Tyto úseky jsou hodnoceny ekomorfologickým stupněm 5. Je zde ponechána i možnost pro případné doplnění tvaru koryta, např. pro složené tvary koryt.



milada matoušková

Pomůckou pro stanovení tvaru koryta by mělo být orientační proměření svislicových hloubek příčného profilu. Zaznamenána je dominantní, tzn. převažující forma tvaru koryta vyskytující se v daném úseku. Zahloubení koryta toku Tento parametr je hodnocen pouze u vodních toků s erozním údolím typu V, neckovitých a úvalovitých údolí. Nadměrné zahloubení koryta vodního Obr. 3 – Charakter příčného profilu koryta. Foto M. Matoušková toku je považováno za negativní charakteristiku, neboť se často vyskytuje u antropogenně napřímených vodních toků, kde nedošlo k umělému zpevnění dna. Energetický potenciál přírodních nebo přírodě blízkých vodních toků je spotřebováván na transport vody, transport splavenin a plavenin, boční a hloubkovou erozi toku. V případě napřímených vodních toků, kde došlo ke zvýšení sklonu, a tím i ke zvýšení rychlosti proudící vody a následnému nárůstu unášecí schopnosti vody, obvykle dochází ke spotřebovávání přebytečné energie na zesílení hloubkové eroze. To se projevuje zahlubováním koryta toku pod úroveň okolního terénu. Pro hodnocení zahloubení koryta vodního toku je vymezeno pět klasifikačních tříd od relativně žádného po extrémně silné zahloubení. Hodnocena je odchylka od referenčního stavu v daném úseku. Zaznamenáno je největší zahloubení toku v daném úseku. Značné až extrémní zahloubení je potřeba vždy přesně zaměřit, zdokumentovat, zakreslit do mapy a zapsat do poznámek. Propojení s podzemní vodou Je hodnocena možnost komunikace povrchové vody v korytě toku s podzemní vodou. Parametr úzce souvisí s úpravou příčného profilu koryta. V případě přírodních koryt je propojení existující a plně funkční. Při provedení souvislé úpravy koryta např. betonovými deskami je komunikace silně omezená až neexistující. V případě nesouvislého opevnění ve dně a v březích je propojení částečně omezené. Přítomnost erozních a akumulačních tvarů Formování mělčin, nánosů a akumulačních tvarů v korytě vodního toků ve formě akumulačních, podélných a příčných lavic a ostrovů je všeobecným znakem přírodních nebo přírodě blízkých vodních toků s přirozeným splavenino-




vým režimem. Tyto akumulační tvary vznikají obvykle selektivní sedimentací různě zrnitých částic. Podílejí se na tvorbě rozmanitých struktur koryta vodního toku (obr. 4). Mapovány jsou břehové akumulace, tzn. úzké akumulační tvary podél břehu, bezprostředně u jeho paty. Rozlišovány jsou obvykle akumulace jesepních břehů, které jsou typické pro zákrutové vodní toky, a podélné vzájemně se střídající lavice, tj. nánosy Obr. 4 – Přítomnost akumulačních tvarů podélného tvaru nacházející se přímo v korytě toku. Foto M. Matoušková u paty nebo v blízkosti břehu, které jsou typické pro přímé úseky vodních toků. Zrnitostní složení lavic u nánosových břehů není výrazně odlišené od vlastního dna. Zrnitost podélných vzájemně se střídajících lavic je obvykle jemnější, než je složení vlastního břehu a dna. Dalším typem monitorovaných akumulačních tvarů jsou ostrovní akumulace, které jsou umístěné přímo v korytě toku. Jejich zrnitostní složení je obvykle hrubozrnnější než vlastní dnový materiál. Posledním tvarem jsou lavice formující se u ústí vodního toku (Kern, 1994). Při terénním průzkumu ekomorfologických struktur se mapují rovněž tvořící se, popřípadě zanikající tvary. Opačným fluviálním projevem je eroze. Zaznamenávány jsou prohlubně, tůně a stupně. Celkově se hodnotí intenzita výskytu akumulačních a erozních tvarů (vysoká, střední, žádná). Stav daného úseku se vztahuje vzhledem k referenčnímu stavu v daném úseku. Podélný profil koryta vodního toku Podélný profil je hodnocen z pohledu sklonových poměrů, provedených stavebních úprav, tj. přítomnosti umělých stupňů a zatrubnění, dále je monitorován výskyt přírodních mezostruktur zvyšujících členitost podélného profilu a diverzitu proudění. Důraz je kladen především na migrační prostupnost pro vodní organismy a diverzitu biotopu. Přítomnost umělých stupňů Monitorován je výskyt umělých stupňů, tj. přerušení podélného profilu, které je možno hodnotit jako hydromorfologické a biologické bariéry. Rozlišováno je celkem 8 typů stupňů, které jsou hodnoceny podle výšky a možnosti prostupnosti pro rybí populaci. Hodnocený úsek je charakterizován kvalitativně nejhorší strukturou, tzn. nejvyšším vyskytujícím se stupněm v podélném profilu.



milada matoušková

Charakter proudění Tento parametr velice úzce souvisí s rozmanitostí hydromorfologických struktur. Hodnocení tohoto ukazatele je nutno provádět relativně, tzn. vztáhnout k referenčnímu stavu odpovídajícímu dané lokalitě. Rozlišovány jsou tři základní stupně proudění: vysoce, středně a málo diverzifikované. Vysoká diverzifikace proudění, tj. střídání proudících oblastí s pomalu tekoucími, umožňuje rozvoj rozmanitých biocenóz, které mají rozdílné nároky na kvalitu biotopu. Zaznamenána je převládající struktura příslušného úseku. Variabilita hloubek, střídání tůní a peřejnatých úseků Jednou z charakteristik přírodních vodních toků je rovněž variabilita hloubek. Pro vodní toky je typické střídání peřejí/brodů a tůní (riffles a pools). Tento parametr velice úzce souvisí s formováním přirozených mezostruktur koryta vodního toku. Hodnocení je nutno provádět vzhledem k tzv. referenčnímu stavu daného úseku vodního toku. Monitorován je stupeň variability hloubek. Charakter odtoku Tento parametr hodnotí míru antropogenního ovlivnění odtoku vody v daném úseku. Rozlišeny jsou tři základní stupně. Odtok nezměněný plně odpovídá danému úseku vodního toku. Pokud jsou provedeny technické úpravy koryta toky, jeho napřímení, opevnění břehů, vzdutí, dochází k čerpání nebo naopak vypouštění odpadních vod v daném úseku, jedná se o mírně pozměněný odtok. Pokud došlo k výstavě umělých nádrží, kanálů, rozsáhlých zavlažovacích zařízení, pomocí nichž je regulován odtok a zásadně se mění charakter přirozeného odtoku v průběhu roku, jedná se o zcela změněný odtok. Zaznamenána je kvalitativně nejhůře hodnocená charakteristika. Příčný profil Tento skupinový ukazatel je charakterizován pomocí typu profilu, jeho průměrné hloubky, velikosti boční eroze a s tím související šířkové variability koryta a technickými úpravami koryta. Typ a stabilita profilu Jedná se o generalizovanou charakteristiku formy příčného profilu, který je charakterizován dynamickou stabilitou profilu, erozním potenciálem a technickými úpravami koryta toku. Problematické je především rozlišení přirozeného erozního potenciálu vodního toku a zvýšené eroze vodního toku vyvolané antropogenní úpravou daného úseku (obr. 5), nebo úseku ležícího nad/pod hodnoceným úsekem. Rozlišováno je šest základní typů profilů od přírodního




nebo přírodě blízkého profilu v tzv. dynamické rovnováze, přes relativně stabilní s přirozenými fluviálně-erozními procesy až po velice silně zahloubený profil s uměle zpevněnými břehy. Zaznamenána je dominantní struktura příslušného úseku. Střední hloubka profilu Slouží pouze jako doprovodný ukazatel. Určuje se střední hloubka příčného profilu koryta, tzn. vzdálenost mezi dnem koryta toku a vnější hranou břehové čáry. Zaznamenána je Obr. 5 – Boční eroze, nestabilní erozní převládající střední hloubka příčného příčný profil. Foto M. Matoušková profilu v příslušném úseku. Uvedené číselné údaje jsou pouze orientační, stanovení příslušných hloubek odpovídá referenčnímu stavu toku v daném úseku pro drobné vodní toky. Variabilita šířek profilu Šířkou koryta je rozuměna vzdálenost protilehlých břehů koryta. Vysoká variabilita šířek koryta v hodnoceném úseku je uvažována jako znak přírodních nebo přírodě blízkých vodních toků. Šířková variabilita obvykle úzce souvisí s variabilitou hloubek koryta toku. Širší úseky vodních toků bývají mělčí a naopak v užších úsecích dochází ke zvýšení hloubky koryta. Hodnocení se provádí v úsecích s erozním, neckovitým a úvalovitým typem údolí. Zaznamenána je dominantní struktura daného úseku. Struktury dna Tento skupinový parametr má rovněž veliký význam pro určení přírodnosti koryta toku. Dnový substrát je velice důležitým životním prostředím pro vodní organismy, např. bentos, který je velice silně závislý na jeho typu a struktuře. Jeho celková charakteristika je tedy dána typem a diverzitou substrátu, charakterem úpravy dna a přítomností zvláštních struktur dna. Typ substrátu Je rozlišováno 8 typů substrátu na základě zrnitostního složení. Jejich přehled uvádí tab. 4. Tento parametr má dokumentační charakter, není prováděno bodové hodnocení.



milada matoušková

Tab. 4 – Charakteristika substrátu podle převládajícího složení typ substrátu

převládající složení substrátu > 60 % převládá

zrnitostní složení podle d50 [mm]

jílovitý

jíl

d50 < 0,063

písčitý

písek

0,063 < d50 < 2

štěrkovitý

štěrk

2 < d50 < 64

kamenitý

oblázky

64 < d50 < 250

balvanitý

balvany

d50 > 250

skalní

skalní podloží

bez pokryvu Vysvětlivky: d50 – medián křivky zrnitosti

Úprava dna Monitorován je charakter antropogenní úpravy dna. Rozlišováno je celkem 8 typů, včetně možnosti uvedení jiného typu úpravy. Jako ekologicky nejpříznivější je hodnoceno pouhé nesouvislé vložení jednotlivých kamenů. Za přírodě cizí struktury je považováno kompaktní položení betonových desek bez překrytí přírodním substrátem. Souvislé umělé betonové zpevnění dna brání přirozené hloubkové erozi vodního toku, rovněž dochází ke ztrátě přirozených biotopů pro bentos, dále ke ztrátě hydraulické drsnosti a retenční schopnosti. Do bodového hodnocení je zahrnuta struktura s nejhorší dosaženou hodnotou. Úprava dna koryta toku souvisí často s úpravou břehů (obr. 6).

Obr. 6 – Opevnění dna a břehů lomovým kamenem – typ rovnanina. Foto M. Matoušková

Existence mikrohabitatů (diverzita substrátu) Pro přírodní vodní ekosystémy je charakteristická změna složení substrátu dna v příčném a podélném profilu toku. Je výsledkem hydraulické diferenciace vodního toku za povodňových průtoků. Diverzita substrátu je tím vyšší, čím větší je hydromorfologická dynamika vodního toku. Má rovněž ekologický význam, neboť jeho větší rozmanitost zvyšuje počet odlišných biotopů. Zaznamenána je dominantní struktura.




Břehové struktury Břehová část je tvořená břehy koryta vodního toku, tzn. levostranným a pravostranným břehem. Je vymezena pomocí výšky hladin m-denních průtoků Q10 a Q355. Hodnotu Q10 je možno nahradit korytotvorným průtokem. Šíře břehů je variabilní, má velice těsný vztah k akvatické složce. Břehové struktury jsou charakterizovány zastoupením vegetace, technickými úpravami břehů a pohyblivostí břehů. Charakter vegetace břehů Břehová vegetace má značný ekologický, ale i hydromorfologický význam. Mapován je výskyt a charakter vegetace. Za ekomorfologicky příznivé jsou považovány plovoucí, bažinné a mokřadní druhy rostlin (např. rdest, leknín, okřehek, stulík, zblochan, orobinec, kosatec, chrastice, rákos), dále bylinné a travní porosty, stromové a keřové druhy vegetace (tzv. měkký luh, např. olše lepkavá, různé druhy vrb a topolů). Břehová vegetace má vliv na zpevnění břehů a na erozní a akumulační procesy. Příliš hustá keřová a stromová vegetace může však rovněž působit negativně na přirozenou morfologii koryta. Především při vysokých vodních stavech může zvyšovat akumulační procesy v břehové partii, napomáhat k vytváření akumulačních tvarů, a tím i zmenšování průtočnosti koryta. Keřová a stromová vegetace ovlivňuje rovněž zastínění vodního toku (rozložení světla a stínů). Nepřítomnost vegetačního doprovodu je u většiny vodních toků hodnocena negativně, avšak nadměrné zastínění vodního toku je rovněž hodnoceno záporně. Zastínění vodního toku má vliv na teplotu vod, a tím i na hydrochemické procesy ve vodě. Na podzim opadané listí je rovněž součástí potravního řetězce vodních organismů. Hodnocení je prováděno odděleně pro pravý a levý břeh. Je možno zaznamenat více typů břehové vegetace. Výsledná hodnota tohoto ukazatele je vypočítána jako aritmetický průměr. Struktura břehové vegetace Rozlišováno je šest typů možné struktury – žádná z důvodu úpravy břehu, solitery, galeriový pás (souvislý, nebo střídající se stromy na levém a pravém břehu), les, nebo žádná z důvodu přírodních poměrů. Důraz je kladen na stromové patro. Technické úpravy břehů Monitorovány jsou umělé antropogenní úpravy břehu, tzn. charakter a relativní délka opevnění. Ideálním případem jsou nezpevněné břehy. Za relativně příznivé struktury opevnění jsou považovány vrbové plůtky a lomový kámen (jedna řada podél vodního toku). Za hydroekologicky nejnepříznivější je považováno opevnění souvislou kamennou, betonovou dlažbou nebo betonovým zdivem. Některá



milada matoušková

umělá opevnění mohou zvyšovat izolovanost (hydrologickou, ale i biologickou) vodního toku. Nepřímo podporuje hloubkovou erozi vodního toku. Monitorován je odděleně stav pravého a levého břehu. Výsledné bodové hodnocení je získáno aritmetickým průměrem obou hodnot. Zaznamenány jsou struktury s více než 50procentním podílem na celkové délce úseku. Do bodového hodnocení je zahrnuta struktura s nejnepříznivějším bodovým ohodnocením. Pohyblivost břehů Tento parametr je určen mírou potenciální přirozené stability břehu v daném úseku vodního toku. Za hydromorfologicky příznivé jsou považovány relativně stabilní břehy bez výrazných břehových nátrží. Nadměrná eroze vodního toku, přítomnost nátrží a sesouvání břehů do koryta toku je hodnocena jako negativní jev, neboť je náznakem nestability hydromorfologie vodního toku. Hodnocení se provádí pouze u neopevněných koryt. Zaznamenána je dominantní struktura hodnoceného úseku. Jakost povrchových vod Tento ukazatel je založen na hydrochemických a hydrobiologických poměrech povrchové vody a přítomnosti výpustí odpadních vod do toku. Hodnocení jakosti povrchových vod není nutno provádět ve všech vymezených úsecích vodního toku. Důležitý je však výběr dostatečně reprezentativních profilů a určení dostatečné množství odběrných míst. Stav jakosti povrchové vody by měl být analyzován především v místech, kde dochází k výrazné změně jakostních parametrů nebo k výrazným odchylkám jakosti vody od potenciálně přirozeného stavu, tzn. klade se důraz na odhalení bodových a rozptýlených zdrojů znečištění. Vzhledem ke značné finanční náročnosti je možné toto hodnocení vyloučit z tzv. ekomorfologického mapování a provést hodnocení stavu znečištění povrchových vod odděleně od tohoto monitoringu. Zhodnocení jakostního stavu na základě menšího počtu odběrných profilů je však nedílnou součástí každé ekohydrologické či revitalizační studie. Hydrochemické poměry Celková hydrochemická klasifikace jakosti vody by měla být založena alespoň na parametrech: rozpuštěný kyslík, BSK5, CHSKCr, pH, teplota vody, konduktivita, nerozpuštěné látky, amoniakální dusík, dusičnanový dusík a veškerý fosfor. Optimální je vyhodnocení alespoň čtyř pozorování v průběhu roku (dokumentace jednotlivých ročních období). Výsledné hodnocení je provedeno pomocí ČSN 72 7521 orientačním srovnáním s jednotlivými jakostními třídami. Zaznamenána je nejhorší jakostní třída. Hodnocení je možno vypracovat na základě již exis-




tujícího monitoringu správce vodního toku. V takovém případě je vhodné zařazení většího množství parametrů, např. těžké kovy a specifické organické látky. Hydrobiologické poměry Hodnocení je provedeno na základě výpočtu saprobního indexu. Jako optimální se jeví odběry makrozoobentosu. Tato analýza by měla být provedena Obr. 7 – Přítomnost měkké vegetace na základě dvou reprezentativních v korytě toku, diverzita mikrohabitatu. odběrů. Výsledné hodnocení je prove- Foto M. Matoušková deno pomocí ČSN 72 7521 srovnáním s jednotlivými jakostními třídami. V rámci biologického průzkumu koryta toku je možno provádět rovněž průzkum fyto- a zooplanktonu, hodnocení vodních makrofyt a ichtyocenózy. Výpusti do toku Monitorována je přítomnost přímého vypouštění odpadních vod, drenáží a jiných typů kanálů do koryta vodního toku. Tento parametr má pouze dokumentační charakter. Vegetace v korytě toku Mapován je pouze charakter a výskyt převládající vegetace, přičemž jsou rozlišovány kategorie: tvrdá, měkká a žádná (obr. 7).

5.2 Zóna doprovodných vegetačních pásů Tato zóna zahrnuje pás podél břehové zóny a je již součástí terestrické oblasti. Z geomorfologického pohledu je součástí údolní nivy, z ekohydrologického hlediska je však nutné její samostatné vymezení. Pro malé a střední toky je doporučena šíře vegetačních doprovodných pásů minimálně v rozsahu 10 m. Tuto hranici je však možno upravit podle řádovostní velikosti vodního toku s uvedením poznámky o uvažované šíři. Určující pro vhodné zvolení velikosti je šířkový rozměr koryta a typ říčního údolí. Její význam spočívá v regulaci látkových procesů, např. možnosti snížení zatížení povrchových vod živinami, a tím zlepšení jakostních ukazatelů povrchové vody. Má vliv na formování koryta vodního toku a ovlivňuje světelné poměry.



milada matoušková

Přítomnost doprovodných vegetačních pásů V prvé řadě je zjišťována existence vegetačních pásů o minimální šíři 10 m (rozumí se tím vzdálenost 10 m od vnější hrany břehu koryta vodního toku). Pro optimální zvolení jejich velikosti je určující šířkový rozměr koryta a typ říčního údolí. V případě nedostatečné šíře vegetačního doprovodu, tzn. šířky menší než 10 m, se jedná o kategorii částečně existující. Pokud je jejich šíře menší než 1 m, jde o kategorii neexistující. Zaznamenána je dominantní struktura. Vegetace doprovodných pásů Monitorován je druh vegetace vyskytující se v doprovodném vegetačním pásu. Důraz je kladen na stromové, popř. keřové patro. Za přirozené struktury jsou považovány mokřadní společenstva, les s potenciálně přirozenou druhovou skladbou, galeriový vegetační pás s průhledy na koryto nebo skupinová vegetace (např. olše lepkavá, různé druhy vrb, jasan ztepilý, střemcha hroznovitá, topol osika, dub letní, jasan). Negativně je naopak hodnocena nepřítomnost vegetačního patra (výjimkou jsou pouze přírodní důvody, např. geomorfologické a geologické poměry), dále zatravnění s přítomnou ruderální vegetací. Výskyt invazních druhů je vhodné zobrazit do mapových podkladů a zaznamenat do poznámky v mapovacích formulářích. Monitorován je pravý a levý břeh odděleně. Zaznamenat je možno více typů vegetace, výsledná kvantitativní charakteristika jednotlivých břehů je aritmetickým průměrem zaznamenaných hodnot. Závěrečná hodnota daného úseku je rovněž vypočítána aritmetickým průměrem hodnot charakterizujících pravý a levý břeh. Využití ploch v doprovodných pásech Rozlišováno je sedm základních typů využití území v doprovodných pásech. Za ekohydrologicky příznivé jsou považovány potenciálně přirozené lesy, mokřady, louky, pastviny. Negativně jsou hodnoceny zástavba, dopravní komunikace a jiné umělé povrchy. Zaznamenán je dominantní, převládající charakter využití. V případě shodného podílu více typů využití je možno zaznamenat více kategorií a výslednou hodnotu vypočítat jako aritmetický průměr. Hodnocen je zvlášť pravý a levý břeh. Výsledná hodnota monitorovaného úseku je vypočítána aritmetickým průměrem hodnot charakterizujících pravý a levý břeh.

5.3 Zóna údolní nivy Tato zóna navazuje na doprovodné vegetační pásy. Její vymezení by mělo být provedeno na základě geomorfologických poměrů nebo hranice maximální inudace. V územích silně antropogenně ovlivněných, kde není možné vymezení geomor-




fologické hranice, je možno ji vymezit na základě dosahu maximální pravděpodobné povodně nebo ve vzdálenosti 100 m od břehové čáry koryta toku. Ekohydrologický význam přirozené údolní nivy spočívá především v její retenční a akumulační schopnosti a poskytnutí dostatečného prostoru pro formování přirozeného koryta vodního toku. Její ekomorfologický stav je určen pomocí parametrů: využití ploch, přítomností protipovodňových opatření a retenčního potenciálu. Využití ploch v údolní nivě Obdobně jako u využití ploch v doprovodných vegetačních pásech je rozlišováno sedm základních typů využití území v údolní nivě. Za ekohydrologicky příznivé jsou považovány potenciálně přirozené lesy, mokřady, louky a pastviny. Negativně jsou hodnoceny zástavba, dopravní komunikace a jiné umělé povrchy. Zaznamenán je dominantní, převládající charakter využití. V případě shodného podílu více typů využití je možno zaznamenat více kategorií a výslednou hodnotu vypočítat jako aritmetický průměr. Hodnocen je zvlášť pravý a levý břeh. Výsledná hodnota monitorovaného úseku je vypočítána aritmetickým průměrem hodnot charakterizujících pravý a levý břeh. Pro hodnocení využití ploch v údolní nivě je vhodné využití leteckých či satelitních snímků. Přítomnost protipovodňových opatření Cílem tohoto hodnocení je vyjádření přirozené možnosti vybřežení velkých vod. Toto hodnocení plní svůj význam v extravilánech. Z pohledu ekohydrologie jsou obvykle negativně hodnocena aktivní protipovodňová opatření, např. výstavba protipovodňových hrází, zkapacitnění koryta pro převedení povodňových průtoků. Tyto stavby omezují přirozené funkce údolní nivy a znemožňují přirozený rozliv. Zaznamenána je struktura s nejhorším bodovým ohodnocením. Retenční potenciál údolní nivy Hodnocena je opět možnost potenciálního přirozeného rozlivu Q5 s ohledem na antropogenní struktury vyskytující se v údolní nivě. Pozitivně je hodnocena možnost vybřežení velkých vod. Toto hodnocení plní svůj význam v extravilánech bez roztroušené zástavby. Mapována jsou slepá ramena, drobné vodní nádrže (tůně), louky a vlhké biotopy, které je možno v době povodně zatopit. Zaznamenána je dominantní struktura pro daný úsek.



milada matoušková

5.4 Zóna povodí Povodí je nejvyšší ekohydrologickou jednotkou. Vyhodnocení této zóny jako určité nadstavby nad provedeným mapováním je opodstatněné, neboť tato zóna zahrnuje veškeré procesy, které se odehrávají v daném území a přímo či nepřímo ovlivňují vodní tok. V případě plošně rozlehlých povodí je optimální vyhodnocení v rámci jednotlivých bilančních povodí a jejich vzájemné srovnání. Pro hodnocení této zóny se předpokládá využití distančních podkladů a informací od správců vodních toků. Možno je hodnotit následující parametry: stupeň upravenosti říční sítě, erozní ohrožení ploch, podíl odvodněných ploch, podíl retenčních ploch, strukturu krajinného pokryvu a ekologický potenciál zemědělského půdního fondu (ZPF). Upravenost říční sítě charakterizuje míru antropogenní transformace koryt vodních toků. Předpokládá se využití informací od správců toků, využití údajů z ekomorfologického mapování zóny koryta, leteckých či satelitních snímků. Hodnocen je procentuální podíl upravených úseků vůči celkové hodnocené délce říční sítě v příslušném bilančním povodí. Erozní ohrožení ploch je možno vyhodnotit z pohledu potenciální možné plošné eroze s využitím bonitačně půdně ekologického průzkumu zemědělského půdního fondu (K-faktor > 0,55). Optimální je výpočet náchylnosti půdy k erozi pomocí Wishmeier-Smithovy methody (Wischmeier, Smith, 1978 in Dabbert, Frede, 1999). Velikost odvodněných ploch je hodnocena v relativní podobě jako vysoká, střední a nízká. Vhodné je využití projektové dokumentace realizovaných hydromelioračních opatření a dalších materiálů Zemědělské vodohospodářské správy, či materiálů Lesů ČR. Problémem je neznalost současného stavu těchto opatření, neboť mnohé z provedených hydromeliorací jsou dnes nefunkční. Krajinný pokryv (land cover) je hodnocen zpravidla na základě satelitních snímků či již existujících databází, např. CORINE (MŽP ČR 1992, 2000). Rozlišováno je 12 základních kategorií: les, louky a pastviny, vodní plochy, mokřady, orná půda, ostatní zemědělské plochy, městská zástavba, průmyslové a obchodní areály, sportovní a rekreační účely. Jako ekohydrologicky příznivá jsou hodnocena povodí s alespoň 50% podílem lesů, luk, pastvin, mokřadů a vodních ploch. Celkový ekologický potenciál ZPF je doporučeno hodnotit na základě kombinace následujících parametrů – náchylnosti k vodní erozi, vodního režimu, pufrovitosti, obsahu humusu, struktury a strukturovitosti půd. Výsledný ekologický potenciál je vypočten podle Janderkové a kol. (2000) a klasifikován do pěti řádovostních kategorií.




6 zpracování a interpretace výsledk Celkový ekomorfologický stav zájmového povodí je vyhodnocen liniově a plošně. Liniové hodnocení je založeno na vyhodnocení mapovaných zón koryta vodního toku, doprovodných vegetačních pásů a údolní nivy na základě aditivního principu. Každá ze tří uvedených zón má stejnou váhu, tzn. výsledná hodnota ekomorfologického stavu je vypočtena na základě aritmetického průměru a zařazena do příslušné kategorie podle vymezených intervalů – viz tab. 5. Výstupem jsou tematické mapy ekomorfologického stavu, tabulková geodatabáze a grafické znázornění výstupů. Cílem plošného vyhodnocení ekohydrologického stavu povodí je nalezení ploch, které je možno označit za ohrožené či náchylné k negativním antropogenním vlivům. Hodnocení je založeno na zpracování jednotlivých tematických vrstev v prostředí GIS a na průniku jednotlivých dílčích faktorů, tj. upravenosti říční sítě, erozního ohrožení ZPF, ekologického potenciálu ZPF a struktury krajinného pokryvu. Výstupem je tematická mapa ekohydrologicky ohrožených oblastí. Tab. 5 – Výsledné vyhodnocení ekomorfologického stavu Ekomorfologický stupeň (ES)

Interval

Slovní označení

Kartografické zobrazení

I.

<1–1,5>

Přírodní, nebo přírodě blízký úsek bez antropogenního ovlivnění

Tmavě modrá barva

II.

(1,5–2,5>

Mírně antropogenně pozměněný úsek, převládají přírodě blízké struktury

Zelená barva

III.

(2,5–3,5>

Středně antropogenně ovlivněný úsek

Žlutá barva

IV.

(3,5–4,5>

Silně antropogenně ovlivněný úsek

Oranžová barva

V.

(4,5–5>

Velmi silně antropogenně ovlivněný úsek

Červená barva

7 diskuze a závry Ekomorfologický monitoring pomocí metody EcoRivHab je vhodným nástrojem pro hodnocení kvality habitatu vodních toků. Předpokládá se možnost aplikace ve středoevropském regionu. Je založena na hydromorfologickém průzkumu a ekohydrologickém hodnocení stavu DVP, využití ploch a retenčním potenciálu údolní nivy a dalších charakteristikách povodí. Je doporučeno provádět zároveň průzkum kvality vody pomocí hydrochemických a hydrobiologických ukazatelů, neboť jsou nepochybně součástí komplexního ekohydrologického průzkumu vodního toku. Analýza jakosti povrchových vod je však finančně náročná, proto se zpravidla neprovádí v každém hodnoceném úseku, ale ve vhodně zvolených



milada matoušková

reprezentačních profilech, které dobře dokumentují změny jakostních parametrů v podélném profilu toku. Prostorovou jednotkou nejvyššího řádu je hydrologické povodí, dále jsou vymezeny zóna údolní nivy, příbřežní zóna (DVP) a koryto toku, které je tvořenou dnem a břehy. Základem pro hodnocení je tzv. lokální referenční stav, který je třeba vždy před vlastním vyhodnocením definovat na základě terénního mapování pomocí definovaných parametrů. Metoda EcoRivHab je vhodná pro monitoring v extra- i intravilánech. Základním zdrojem informací je terénní průzkum, předpokládá však současně využití distančních datových podkladů. Osvědčilo se mapování probíhající v pevně vymezených úsecích, které jsou délkově heterogenní, avšak homogenní z pohledu ekomorfologických charakteristik vodního toku. Nemůže se tedy stát, že by v jednom úseku byl hodnocen vodní tok, který protéká intravilánem i extravilánem. Předností metody EcoRivHab je komplexní pohled na kvalitu habitatu toku z pohledu hodnocených parametrů, ale i z pohledu hodnoceného prostoru, tj. zohlednění širšího zázemí vodního toku. Dále je možno uvést relativně snadnou a přehlednou kvantifikaci výstupů a možnost vzájemné srovnávací analýzy získaných výstupů. Navržený systém hodnocení je kompatibilní s hodnocením kvality habitatu vodních toků ve smyslu Rámcové směrnice o vodní politice (EC, 2000) a ČSN EN 14614. Určitou nevýhodou je nezbytná generalizace vlastností vodního ekosystému v rámci definovaných parametrů. Dále je to náročnost terénního průzkumu oproti metodám, které jsou založeny pouze na využití distančních podkladů. Nicméně časová náročnost se projeví ve vyšší kvalitě a aktuálnosti získaných výstupů. K negativním charakteristikám patří i určitá míra subjektivního hodnocení mapovatele při terénní fázi monitoringu. Tu je možno eliminovat dostatečným proškolením mapovatelů, nezbytná je fotodokumentace terénní fáze průzkumu a následná kontrola získaných terénních výstupů. Problémem může být i nalezení vhodných lokálních referenčních úseků v silně člověkem ovlivněných povodích. Pokud není možno nalézt takové referenční úseky v zájmovém povodí, je možno hledat jejich ekvivalent v některém ze sousedních povodí protékajících krajinou s podobnými fyzicko-geografickými charakteristikami. Získané výstupy mohou poskytnout informace pro integrovanou ochranu vodních toků ve smyslu Rámcové směrnice o vodní politice EU (Weiss a kol., 2007) a případné cílené směřování finančních prostředků z Programu revitalizace vodních ekosystémů.




literatura ČSN EN 14614 (2005): Jakost vod – návod pro hodnocení hydromorfologických charakteristik. Vydavatelství norem. Praha. EUROPEAN COMMISSION (2000): Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. Official Journal of the European Communities, L327, s. 1–77. DABBERT, S, FREEDE, H.,G., (1999): Handbuch zum Gewässerschutz in der Landwirtschaft, Ecomed, Landsberg, 451 s. JANDERKOVÁ et al. (2000): Systém komplexního hodnocení půd. AOPK ČR Praha, Závěrečná zpráva projektu VaV 640/3/99, Praha. KERN, K. (1994): Grundlagen naturnaher Gewässergestaltung. Geomorfphologische Entwicklung von Fließgewässern. Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg, 256 s. KLIMASZEWSKI, M. (1978): Geomorfologia. Panstwowe wydawnicttwo naukove, Warszawa, 1100 s. LEOPOLD, L., B. (1997): Water, Rivers and Creeks. University Science Books, Sausalito, California. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring vodních toků jako podklad pro revitalizaci vodních ekosystémů. Disertační práce. PřF UK v Praze, Praha, 219 s. MATOUŠKOVÁ, M., (2004): Ecohydrological monitoring of the river habitat quality. Geografie, 2, 109, s. 105–116. MATOUŠKOVÁ, M., MATTAS, D. (2003): Hydroekologické hodnocení vodních toků. Vodní hospodářství, 10, s. 279–282. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu Rámcové směrnice ochrany vod EU. Závěrečná výzkumná zpráva projektu GAČR č. 205/02/P102, PřF UK v Praze a GAČR, Praha, 18 s. NIEHOFF, N. (1996): Ökologische Bewertung von Fliessgewässerlandschaften. Grundlage für Renaturierung und Sanierung. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, 300 s. WEISS, A., MATOUŠKOVÁ, M., MATSCHULLAT, J. (2007): Hydromorphological assessment within the EU-Water Frame Directive – trans-boundary cooperation and application to different water basins. Hydrobiologia, 603, 1, 53–72. Springer Netherland, DOI 10.1007/ s10750-007-9247-2.

Ekomorfologický monitoring vodních toků v povodí Rolavy jana lelut, milada matoušková

abstrakt Ekomorfologický monitoring je jedním z možných nástrojů komplexního hodnocení habitatu vodních toků, vhodný pro trvale udržitelný vodohospodářský management. Práce představuje aplikaci dvou ekomorfologických metod: EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) a LAWA Field Survey (LAWA-FS, 2000), vyhodnocení výsledků a vzájemnou srovnávací analýzu aplikovaných metod. Povodí Rolavy, nacházející se v západní části Krušných hor, je jednou z lokalit, kde kontrastují přírodě blízké úseky vodních toků s úseky, jejichž fluviálně morfologické charakteristiky byly v průběhu století značně modifikovány, a to především z důvodů protipovodňové ochrany, energetického využití toku, přítomnosti zástavby a dopravních komunikací. Na tomto podkladě byla vypracována podrobná analýza habitatu vodních toků a jejich niv. Získaných výsledků terénního mapování bylo využito pro zhodnocení kvality habitatu vodních toků a určení míry antropogenního ovlivnění hydrografické sítě v zájmovém území. klíová slova: Povodí Rolavy, WFD, ekomorfologický monitoring, EcoRivHab, LAWA-FS, referenční úseky, vodohospodářské revitalizace " J. Lelut, M. Matoušková: Ecomorphological monitoring of rivers in the Rolava water basin The ecomorphological monitoring is one of possible tools for comprehensive evaluation of river habitats. It is suitable for sustainable water management. The contribution introduces application of two ecomorphological methods: the EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) and the LAWA Field Survey (LAWA-FS, 2000), evaluation of results and reciprocal comparative analysis of the methods applied. The Rolava water basin, located in the western part of the Krušné hory Mountains, is one of the locations where near natural reaches are contrasted with those reaches whose fluvial morphological characteristics have been significantly modified in the course of the century. Main reasons for these modifications were particularly flood protection, use of the river as a source of energy, vicinity of built-up areas and roads. On this basis, a detailed analysis of the habitat of rivers and their plains was prepared. The results obtained by the field mapping were used for evaluating the river habitat quality and for determining the degree of the anthropogenic influence on the hydrographic network in the studied area. key words: Rolava water basin, WFD, ecomorphological monitoring, EcoRivHab, LAWA-FS, reference reaches, river restoration



jana lelut, milada matoušková

1 úvod Vodní zdroje mají pro lidskou civilizaci nezastupitelný význam. Jejich cílené využívání se stupňovalo s růstem měst a rozvojem zemědělství od neolitu. Antropogenní transformace hydrografické sítě je v současnosti značná a je jednou z příčin devastace hydrosystémů v globálním měřítku. Od konce 20. století se prosazuje ve vodohospodářské správě holistický přístup, který se snaží naplnit ekohydrologické metody. Cílem práce bylo aplikovat v modelovém povodí Rolavy dvě ekomorfologické metody, EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) a LAWA-FS (LAWA, 2000), vyhodnotit antropogenní ovlivnění říční sítě, porovnat získané výsledky a zhodnotit obě metody jakožto nástroje pro hodnocení antropogenního ovlivnění říční sítě. Výsledků bylo posléze využito při výběru modelových typů úseků a lokalit vhodných k revitalizaci.

2 aplikované metody a zdroje dat Zhodnocení míry antropogenního ovlivnění bylo provedeno pomocí metody EcoRivHab (mapování proběhlo v červenci 2005) a LAWA-FS (mapování proběhlo v červenci 2006). Terénní mapování pomocí uvedených metod navázalo na předchozí vyhodnocení upravenosti říční sítě (Mostecká, 2005). Hlavním zdrojem dat se stala vlastní krajina zájmového území. Informace získané při opakovaném průzkumu 70 km vodních toků byly převedeny do geodatabáze, která byla podkladem dalšího vyhodnocení. Finálním výstupem byla kvalifikace mapovaných úseků do pěti ekomorfologických stupňů (ES). Nezbytným zdrojem teoretických poznatků byla domácí a zahraniční odborná literatura, např. De Waal a kol. (2000), Hansen (1996), Just (2001, 2005), Naiman a kol. (2006). Aktuální informace byly čerpány z řady webových portálů, především ministerstev životního prostředí ČR a Francie a souvisejících světových organizací. V prostředí GIS programu MapInfo Professional 7.0 s využitím digitálních mapových podkladů ZABAGED byly vytvořeny tematické mapy dokumentující stav říčních habitatů.

3 charakteristika zájmového území Modelové povodí Rolavy o celkové rozloze 137,8 km2 se nachází v západní části Krušných hor. Páteřní tok Rolava o celkové délce 36,5 km pramení v pohraničních rašeliništích v nadmořské výšce 920 m, na středním toku modeluje hluboké erozní údolí, přibírá několik přítoků a mění se v bystřinu. Dolní tok protéká ote-

ekomorfologický monitoring vodních tok v povodí rolavy



Obr. 1 – Přehledová mapa povodí Rolavy

vřenou krajinou Sokolovské pánve. Rolava je levostranným přítokem Ohře, do které se vlévá v Rybářích v Karlových Varech (tab. 1, obr. 1). Z geologického pohledu je zájmové území homogenním celkem, jehož podloží je tvořeno karlovarskou žulou variského stáří. Zatímco žula severní části vystupuje na povrch, v prostoru Sokolovské pánve je pokryta terciérními sedimenty. Podle geomorfologického členění je povodí Rolavy součástí Krušnohorské subprovincie. Vertikální členitost území se projevuje především na jeho rozdílných klimatických, hydrogeologických, pedologických a biografických poměrech. Na rozdíl od jižní, pánevní oblasti je severní, horská část území chladnější a srážkově




Tab. 1 – Základní fyzicko-geografická charakteristika povodí Rolavy Plocha (km2)

137,8

Délka hlavního toku (km)

36,5

Nejvyšší a nejnižší nadm. výška (m n. m.)

1008,5 a 369

Průměrný sklon hlavního toku (‰)

15,2

Průměrný průtok na limnigrafu (m3.s–1)

0,72 (Chaloupky, 27,9 ř. km) 2,39 (Stará Role, 3,8 ř. km)

Průměrná roční srážka (mm)

1 100 (limnigraf Chaloupky) 950 (limnigraf Stará Role)

Geologie

Karlovarská žula, terciérní sedimenty

Hlavní půdní typy

Podzoly, organozemě, kambizemě, fluvizemě a kultizemě

Vodní nádrže (m3)

Bernovský rybník (15 000 ale zanesen), vodní nádrž Lesík (274 312)

výrazně bohatší. Na podzolech jsou typickým porostem jehličnaté lesy, které přecházejí v polopřírodní louky a vřesoviště v prostředí organozemí. S klesající nadmořskou výškou převažují kambizemě, které v blízkosti vodních útvarů přecházejí do fluvizemí a jejich oglejených variací. V blízkosti sídel se setkáváme s kultizeměmi a v lokalitách poznamenaných těžbou s antrozeměmi. Celkově je území řídce obydlené. Severní polovina území si díky relativní odlehlosti zachovala přírodně blízký ráz a je z velké části chráněna. Antropogenní vliv je zřetelný na dolním toku Rolavy (Lelut, 2007). Rolava je tokem III. řádu (absolutně). Na jejím toku jsou umístěny dva limnigrafy s těmito dlouhodobými průměrnými průtoky: Chaloupky na 27,9 ř. km, 0,72 m3.s–1 a Stará Role na 3,8 ř. km, 2,39 m.s–1. Odtok definoval Ledvinka (2006) jako mírně nevyrovnaný. Maximální hodnoty průtoků, při nichž odteče přibližně 38 % ročního absolutního odtoku, korelují s jarním táním. Období velmi nízkých vodních stavů je typické pro měsíce červen až říjen.

4 výsledky 4.1 Hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí metody EcoRivHab 4.1.1 Charakteristika mapovaného vodního útvaru Hodnocení kvality říčních habitatů pomocí metody EcoRivHab bylo provedeno v červenci 2005 na Rolavě a šesti hlavních přítocích: Slatinný potok (Černá voda), Bílý potok, Rudenský potok, Nejdecký potok (Rodišovka) a Limnice s Oldřichovickým potokem. Při terénním průzkumu EcoRivHab bylo vymapováno 99 kvalitativně homogenních úseků o celkové délce téměř 72 km. Kódování úseků bylo prováděno od pramene k ústí. Průměrná délka úseku činí 730 metrů,




přičemž nejdelším úsekem je SLA05 na Slatinném potoce (3 756 m) a nekratším je NEJ13 na Nejdeckém potoce (29 m). Mapované vodní toky je možno rozdělit do tří hlavních oblastí: a) Horní tok Rolavy je vymezen od pramenné oblasti po soutok se Slatinným potokem na 25,2 ř. km, na němž se trasa obou toků stáčí z ZSZ směru na směr JZ. Toto území zahrnuje pramennou oblast v prostředí vřesovišť a rašelinišť a náhorní oblast tvořenou horskými loukami, které postupně přecházejí do jehličnatých lesů. Toky si díky své odlehlosti zachovaly přírodě blízký ráz. Antropogenní dopad hornické činnosti zejména ve 14.–19. století je dnes v nivě sotva patrný. b) Střední tok Rolavy (25,2–9 ř. km) má bystřinný ráz a modeluje hluboce zaříznuté erozní údolí tvaru V. Síla řeky byla odjakživa využita pro pohon pil a hamrů. Dnes je především využívána pro energetické účely. V korytě se nacházejí četné jezy a náhony, které ovlivňují hydromorfologické procesy. Doprovodné vegetační pásy jsou ve většině úseků středního toku přítomny a jsou tvořeny jehličnatým porostem, s klesající nadmořskou výškou dominují smíšené lesy. Podélné úpravy koryt byly provedeny ve všech intravilánech, zejména v Nových Hamrech, Vysokých Pecích a Nejdku. Na středním toku přibírá Rolava šest hlavních přítoků. Jejich prameniště se s výjimkou Nejdeckého potoka nacházejí v prostředí horských rašelinišť a jehličnatých lesů. Slatinný a Bílý potok a Limnice s Oldřichovickým potokem mají na horním a středním toku přírodní charakter a antropogenní ovlivnění je zřetelné až v oblasti soutoku s Rolavou. Rudenský potok protéká extenzivně využívanou krajinou s roztroušenou zástavbou. Nejvyšší stupeň ovlivnění je na Nejdeckém potoce, na němž jsou lokalizována dvě vodní díla: nádrž Lesík a přehrada Bernov. c) Dolní tok Rolavy od Nové Role po soutok s Ohří je zřetelně antropogenně ovlivněn. V intravilánu Nové Role, Staré Role a Rybářů byla provedena regulace koryta. Přírodně blízké úseky se nacházejí pouze na čtyřech kilometrech mezi Novou a Starou Rolí. Koryto Rolavy je na nich od okolních luk a pastvin lemováno ekotonem doprovodné vegetace. Řada drobných vodotečí této oblasti byla v důsledku zemědělské činnosti meliorována. 4.1.2 Definice a lokalizace referenčních úseků pro hodnocení kvality habitatu Referenční úseky by měly být přírodního charakteru. Podle německých autorů odrážejí „přirozené poměry toku z doby před začátkem průmyslové revoluce, kdy zemědělská a ostatní činnost tehdejšího člověka nebyla v rozporu s geoekologickým potenciálem prostředí“ (Kern in Bostelmann a kol., 2000). Referenční úseky slouží ke srovnání aktuálního stavu zájmového úseku se stavem cílovým, a to v závislosti na individuálním říčním typu. Podle Gunkela (1998) jsou pro-



Obr. 2 – Úsek SLA01 je referenčním úsekem pro horní toky. Foto J. Lelut

Obr. 3 – Úsek ROL07 je referenčním úsekem pro střední toky. Foto M. Matoušková

Obr. 4 – Úsek ROL30 je referenčním úsekem pro střední tok. Foto J. Lelut


veditelným, resp. uskutečnitelným cílem vodohospodářských revitalizací v dlouhodobém horizontu. Přirozený charakter mají v povodí Rolavy obecně prameniště a horní toky, nacházející se v nadmořské výšce kolem 900 m n. m., v prostředí rašelinišť a jehličnatých lesů (obr. 2). Směrem po proudu, úměrně antropogennímu využití krajiny, se výskyt přírodních úseků snižuje. Referenčním úsekem pro střední tok je ROL07 (obr. 3). Vyšší sklon podmiňuje rychlejší proudění, které se promítá ve vyšší síle eroze: převládá hloubková eroze nad boční, která přispívá k erozi údolního dna. Energetický potenciál řeky je schopen unášet i velké balvany, které přispívají k celkové diverzifikaci koryta a proudění. Dochází tak k formaci proudných míst a tůní. Dnový substrát je vedle žulových balvanů tvořen drobnými kameny a pískem. Břehy jsou vystavené boční erozi a díky značné členitosti poskytují útočiště pro vodní faunu. Na vlastní koryto navazují vegetační formace, jejichž druhovému složení dominují jehličnany. Referenčním úsekem pro dolní tok je ROL30 (obr. 4). Řeka má mírnější sklon a tvar koryta připomíná mělký pekáč. Výskyt balvanů je řídký, v proudných místech převládají štěrk a kameny a v tišinách se formují písčité lavice. Boční eroze modeluje členité břehy, které tvoří přirozený přechod mezi akvatickým a terestrickým prostředím. Kořenový systém břehové vegetace stabilizuje břehy. Doprovodný vegetační pás má funkci ekotonu mezi




vlastním korytem a navazující nivou. Mělký příčný profil udržuje vysoko položenou hladinu podzemní vody, čímž se zvyšuje retenční kapacita krajiny. Vzhledem k plochému údolnímu dnu a k absenci protipovodňových opatření mají vyšší vodní stavy možnost vybřežit. Díky absenci zástavby a protipovodňových opatření je retenční potenciál krajiny vysoký. 4.1.3 Kvalita habitatu mapovaných vodních toků Na základě terénního průzkumu EcoRivHab v zóně koryta můžeme konstatovat, že největší podíl představuje přírodě blízké koryto (II. ES, 48 %) s drobnými antropogenními zásahy, např. byla provedena stabilizace břehů kamennou rovnaninou, vyrovnání dna, probírka břehové vegetace, polopřirozená skladba společenstev. Ryze přírodní ráz koryta převládá obecně na horních tocích s výjimkou Rudenského potoka (I. ES představuje 26 %): jedná se o přírodní či přírodě blízké úseky. Biotopy dna a břehů mají, díky absenci antropogenního ovlivnění, přirozenou strukturu. Pro horní toky jsou typickou vegetací mokřady, rašeliniště a jehličnaté lesy. Naopak jedna desetina mapovaných toků spadá do IV. ES. Významná transformace prostředí koryta je typická pro intravilány obcí (obr. 5). Jedná se zejména o výrazné zahloubení, stabilizace břehů nábřežních zdí, vysoké stupně v podélném profilu, unifikace dnového prostředí apod. V doprovodném vegetačním pásu, který sahá do vzdálenosti přibližně 10 m od toku, převládají polopřirozená společenstva mokřin či jehličnatých lesů (I. ES, 40 %). Na středním toku převažují smrkové monokultury či polopřirozené louky (II. ES, 29 %). Na okrajích měst či v prostředí řídce osídlené krajiny doprovodné vegetační pásy existují pouze částečně a prolínají se společenstvy zahrad (III. ES, 22 %). V prostředí zástavby tato zóna zpravidla chybí zcela na úkor umělých Obr. 5 – Antropogenní transformace povrchů (IV. a V. ES, 9 %). Bílého potoka v Nových Hamrech spočívá Údolní niva má v povodí Rolavy v zahloubení profilu a v jeho stabilizaci z jedné poloviny přírodní charakter bez gabiony. Foto J. Lelut výrazného antropogenního ovlivnění (I. ES). Jedná se zejména o horní toky. Polopřirozené hospodářské lesy, pastviny, extenzivní louky či roztroušená zástavba se nacházejí na středních tocích (27 %, II. ES). Těmto zónám naopak kontrastují zastavěné nivy, které lemují přibližně 10 % celkové délky říční sítě (V. ES). Jedná se o intravilány obcí Nové Hamry,




Obr. 6 – Ekomorfologický stav jednotlivých ekomorfologických zón v povodí Rolavy podle metody EcoRivHab

Nejdek, Nová Role a Stará Role. Vyhodnocení jednotlivých ekomorfologických zón znázorňuje obr. 6. Díky relativní odlehlosti lze na základě ekomorfologického monitoringu konstatovat přírodě blízký stav na téměř 40 % délky sledovaných toků. Přírodní charakter má Rolava na horním toku, Slatinný i Oldřichovický potok a Limnice s výjimkou úseků v zázemí Nejdku. Mírný antropogenní vliv je typický pro oblasti přechodu horské krajiny v roztroušenou zástavbu, kde je možné pozorovat volně vložené kameny v patách břehů, přítomnost stupňů a náhonů, udržovanou břehovou vegetaci, blízkost lokální komunikace a železnice nebo hospodářsky využívané lesy. Typickým příkladem je Rudenský potok s místy upraveným korytem a se sporadicky rostoucí vegetací v blízkosti toku (II., III. ES). Negativně je metodou posuzována přítomnost jezů a náhonů na Rolavě, které mění hydromorfologii toku a znemožňují migraci živočichů. Významně transformovány jsou úseky protékající zástavbou Nových Hamrů, Vysoké Pece, Nejdku, Bernova, Nové Role, Staré Role a Rybářů (11 % mapovaných toků v IV. a V. ES). Příkladem je Bílý potok v Nových Hamrech, který vykazuje v délce 1 000 m značnou Obr. 7 – Umělý stupeň (přehrážka) na transformaci (IV. ES) hydromorfoloRolavě na horním okraji Nejdku zachycuje gických parametrů: dno zpevněné rovmateriál unášený tokem. Modifikuje splananinou, gabiony v březích, souvislá veninový a odtokový režim a je bariérou zástavba nivy. Významnými úpravami pro migraci vodních živočichů, slouží jako prošla i dolní část Nejdeckého potoka ochrana města Nejdek před zanášením (40 % délky hodnoceno III. až V. ES). koryta. Foto J. Lelut




Jedná se o zpevnění a homogenizaci dnových a břehových poměrů, zahloubení a napřímení profilu, chybějící doprovodná vegetace, umělé povrchy navazující přímo na břehovou hranu a změna odtokových poměrů kvůli přehradě Bernov a v. n. Lesík. K výraznému ovlivnění habitatu toku došlo rovněž na hlavním toku Rolavy při průtoku městem Nejdek (V. ES). Uměle vytvořené betonové koryto je bez břehové a doprovodné vegetace, v příčném profilu se nachází několik Obr. 8 – Celkový ekomorfologický stav postupňů a na horním okraji města re- vodí Rolavy, hodnocení podle EcoRivHab guluje splaveninový a odtokový režim štěrková přehrážka (obr. 7). Údolní niva je silně modifikována, převládá zástavba a dopravní komunikace. Kvalita habitatu říční sítě v povodí Rolavy má přírodě blízký charakter zejména v severní polovině území. Příkladem je Rolava na horním toku, Slatinný i Oldřichovický potok a Limnice kromě úseků v Nejdku. Mírný antropogenní vliv je přítomný na Rudenském potoce. Na středním toku Rolavy se prolínají úseky ekologicky hodnotné s výrazně modifikovanými. Významnými úpravami prošly úseky protékající zástavbou Nových Hamrů, Vysoké Pece, Nejdku, Bernova, Nové Role, Staré Role a Rybářů (obr. 8).

4.2 Hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí metody LAWA-FS Terénní mapování LAWA-FS bylo provedeno na shodných tocích jako při mapování podle EcoRivHab v červenci 2006. Ve směru od ústí k prameni byly vymezeny 200m úseky o celkovém počtu 349. Pro dvě třetiny říční sítě je typické členité dnové prostředí s přírodním substrátem (I. ES) – viz obr. 9. Silné ovlivnění dna, projevující se celkově nižší diverzitou říčních biotopů, převládá v osídlených územích (V. ES, 10 %). Břehová zóna je ve srovnání se zónou dna více narušená. Přirozený břehový pás lze nalézt na 47 % (I. ES). Jedná se zejména o pramenné oblasti, které se často nalézají v prostředí rašelinišť a jehličnatých lesů. Za neovlivněný lze rovněž považovat střední tok Rolavy. Na jedné pětině monitorovaných úseků se promítá lidská činnost pouze bodově, např. rozpadající se pravidelný profil, polopřirozené břehové struktury, snížená šířková členitost apod. (II. ES). Nábřežní zdi a masivní




Obr. 9 – Celkový ekomorfologický stav v povodí Rolavy podle metody LAWA-FS

zpevnění břehů zamezující propojení s podzemní vodou. Vegetace není přítomna na celkem pěti kilometrech toků (VII. ES, 7 %). Nejintenzivnější antropogenní vliv se projevuje v plochách přilehlých k toku. Intravilány (VI. a VII. ES) se vyskytují celkově podél 12 % hydrografické sítě. Se vzdáleností jejich negativní vliv zpravidla slábne (V. ES). Na třetině přilehlých ploch lze konstatovat mírné narušení přítomností vozovky, železnice, usedlostí, pastvin, luk či hospodářského lesa (III. a IV. ES). Přirozená, k toku přilehlá krajina, se nachází pouze na 27 % délky všech toků (I. ES). Jedná se o horní tok Rolavy, Limnice, Slatinného, Bílého a Nejdeckého potoka a o Oldřichovický potok. Díky odlehlosti těchto krajin zůstaly do dnešní doby neporušené. V celkovém hodnocení dna, břehů a toku přilehlých ploch bylo klasifikováno jako zcela transformované na 1,5 % říční sítě a velmi silně transformované na 8 %. Jedná se o krajinu na Nejdecku, dále při soutoku Rolavy s Ohří v Rybářích, a v Nových Hamrech. Naopak téměř 40 % sledovaného území má přirozený charakter a na dalších 30 % je ovlivnění jen nepatrné. Jedná se především o horská, zalesněná a plošně rozsáhlá území. Mírný až zřetelný vliv byl pozorován na jedné pětině celkové délky hodnocených úseků (obr. 9).

4.3 Srovnávací analýza aplikovaných metod Metody EcoRivHab a LAWA-FS si jsou navzájem blízké charakterem hodnocených parametrů a postupem při zpracování výsledků. Jsou založeny na detailním terénním průzkumu, a proto zaručují přesnější výstupy. Odlišnosti spočívají v: (1) směru mapování – EcoRivHab po proudu, LAWA-FS proti proudu; (2) délce vymezených úseků – EcoRivHab oproti LAWA-FS vymezuje kvalitativně homogenní, ale délkově heterogenní úseky; (3) počet parametrů a detailnost jejich




Obr. 10 – Vzájemné srovnání výstupů ekomorfologického monitoringu podle LAWA-FS a EcoRivHab

sledování; (4) vymezení zón; (5) ekomorfologická stupnice – EcoRivHab 5 ES, LAWA-FS 7 ES. Vzhledem k nestejnému rozdělení zón bylo srovnání výsledků možné pouze pro celkový ekomorfologický stav, a to po provedení převodu 7 ES LAWA-FS do 5 ES EcoRivHab a WFD. Po analýze tří způsobů přepočtů (Weiss a kol., 2007; Vondra, 2006; Šípek, 2006 a Lelut, 2007) byl vybrán převod pomocí matematického přepočtu, který zaručoval stejné rozpětí nově vymezených tříd (obr. 10). Při terénním průzkumu se lépe osvědčilo vytyčování úseků přímo v terénu, a to podle homogenního charakteru dané části vodního útvaru (tedy délkově heterogenní) tak, jak to navrhuje EcoRivHab: urychluje to celkové hodnocení. Nevýhodou tohoto postupu může být subjektivní, více či méně správné posouzení situace. Vhodným doplňkem pro správné vymezení úseků jsou letecké snímky. LAWA-FS naopak stanovuje shodnou délku úseků, takže dochází k násilnému dělení jinak homogenních částí toku. Toto umělé dělení může negativně ovlivnit výsledné bodové hodnocení. Výhodou metody EcoRivHab je ve srovnání s LAWA-FS rovnoměrnější hodnocení jednotlivých zón, což ve výsledném efektu lépe vypovídá o celkovém stavu hydrosystému. Údolní niva v povodí Rolavy je málo člověkem modifikovaná, což je však při bodovém hodnocení LAWA-FS klasifikováno mírněji oproti EcoRivHab. Proto vychází celkové hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí LAWA-FS příznivěji než pomocí EcoRivHab. Většina horních toků a velká část středního toku Rolavy nevykazuje výrazné antropogenní ovlivnění. I. ES bylo vyhodnoceno metodou EcoRivHab 37 % a LAWA-FS 49 % mapované délky. Na přechodu mezi horskou, slabě využívanou krajinou a lidskou civilizací byly úseky klasifikovány převážně II. a III. ES. Neuspokojivá ekomorfologická situace odpovídající IV. a V. ES se nachází především na Nejdeckém potoce a na Rolavě v intravilánech a v jejich bezprostřední blízkosti. Tento stav byl shledán metodou LAWA-FS na 13 %




a EcoRivHab na 11 % mapované délky. Hodnocení kvality habitatu pomocí dvou zvolených metod koresponduje, neboť po přepočtu do 5 jakostních tříd, byly získány podobné výsledky. Největší odchylky byly zaznamenány v hodnocení I./II. a IV./V. jakostní třídy.

5 diskuze a závry Práce potvrdila, že ekomorfologický monitoring, založený na detailní analýze kvality habitatu vodních toků a niv v povodí Rolavy, je vhodným nástrojem při hodnocení antropogenního ovlivnění hydrografické sítě. Předností tohoto přístupu je zejména holistický pohled na hydrosystém a na něj navazující krajinné struktury, což odpovídá požadavkům WFD (2000/60/EC) pro trvale udržitelný vodohospodářský management. Srovnání hodnocení celkového ekomorfologického stavu podle metody EcoRivHab a LAWA-FS přineslo zjištění, že výsledky si vzájemně odpovídají. Toto konstatování potvrzuje objektivitu obou přístupů při aplikaci v malých až středně velkých povodích. Hlavní rozdíly jsou způsobeny především odlišným vyčleněním mapovaných zón u každé z metod a projevily se pouze na několika úsecích rozdílem o jeden ES. Studium a aplikace metody LAWA-FS odhalila určité nedostatky v definici a bodovém hodnocení některých parametrů. Lze předpokládat, že po jejich korektuře by se dosáhlo přesnějších výsledků monitoringu LAWA-FS. Při terénním průzkumu a jeho následném zpracování je třeba počítat se značnou časovou i fyzickou náročností. Ekomorfologický monitoring je vhodným podkladem pro definici referenčních úseků, které patří mezi přirozené, antropogenně minimálně ovlivněné lokality. Tyto lokality je nutné v zájmu ekologické stability krajiny chránit tak, jak stanovuje WFD. Referenční úseky jsou rovněž nejvhodnějším příkladem pro revitalizaci srovnatelného vodního útvaru a jsou cílovým stavem, ke kterému by mělo směřovat novodobé plánování v oblasti vod.

literatura BOSTELMANN, R. (2000): An Approach to Classification of Natural Streams and Floodplains in South-west Germany. In: L. C. de WAAL et al., eds.: Rehabilitation of Rivers, Principles and Implementation. John Wiley & sons, Chichester, 331 s. 31–55. DE WAAL, L. C., LARGE, A. R. G., WADE, P. M., eds. (2000): Rehabilitation of Rivers, Principles and Implementation. John Wiley & sons, Chichester, 331 s. GUNKEL, G (1998): Quality objectives and goals for the restoration of small running waters. In H. O. Hansen, B. L. Madsen (eds): River Restoration ’96: Session Lectures Proceedings




[online, cit. 2007-04-09]. National Environmental Research Institute, Denmark, s. 89–95, http://www.ecrr.org/literature.htm. HANSEN, H. O. (1996): River Restoration – Danish Experiences and Examples [online, cit. 2007-04-09]. Nature Environmental Research Institute, Silgeborg Bogtryk, Denmark, 19 s., http://www2.dmu.dk/1_Om_DMU/2_tvaer-funk/3_vlres/database/systematik_en.asp. JUST, T. (2001): Možnosti a přínosy revitalizací vodního prostředí. Vodní hospodářství, 2001, č. 3, s. 45–48. JUST, T. (2005): Vodohospodářské revitalizace a jejich uplatnění v ochraně před povodněmi. Český svaz ochránců přírody: Ekologické služby, Praha: MŽP, 359 s. LAWA (2000): Gewässerstrukturgütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland – Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer. Empfehlung. Januar 2000. Länderarbeitsgemeinschaft Wasser. LEDVINKA, O. (2006): Srážko-odtokové poměry v povodí Rolavy. Ročníková práce, PřF UK v Praze, Praha, 94 s. LELUT, J. (2007): Vodohospodářské revitalizace na podkladě ekomorfologického monitoringu vodních toků; aplikace v modelovém povodí Rolavy. Diplomová práce, PřF UK v Praze. Praha, 140 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring vodních toků jako podklad pro revitalizaci vodních ekosystémů. Disertační práce. PřF UK v Praze, Praha, 219 s. MATOUŠKOVÁ, M., (2004): Ecohydrological monitoring of the river habitat quality. Geografie, 2, 109, s. 105–116. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu Rámcové směrnice ochrany vod EU. Závěrečná výzkumná zpráva projektu GAČR č. 205/02/P102, PřF UK v Praze a GAČR, Praha. MOSTECKÁ, J. (2005): Fyzickogeografická charakteristika a zhodnocení míry antropogenního ovlivnění povodí Rolavy. Ročníková práce, PřF UK v Praze, Praha, 60 s. NAIMAN, R. J. et al. (2006): The Science of Flow-Ecology Relationships: Clarifying Key Terms and Concepts [online, cit. 2007-04-10], http://typo38.unesco.org/en/ecohydrology.html. ŠÍPEK, V. (2006): Ekomorfologické hodnocení kvality habitatu vodních toků v povodí Liběchovky. Diplomová práce. PřF UK v Praze, Praha, 113 s. WFD (Water Framework Directive) 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 (2000): Official Journal of the European Communities, I., 327/1. Luxemburg. WEISS, A., MATOUŠKOVÁ, M., MATSCHULLAT, J. (2007): Hydromorphological assessment within the EU-Water Frame Directive – trans-boundary cooperation and application to different water basins. Hydrobilogia, 603, 1, 53–72. Springer Netherland, DOI 10.1007/s10750007-9247-2. VONDRA, F. (2006): Ekomorfologický monitoring v povodí horní Blanice. Diplomová práce, katedra fyzické geografie a geoekologie PřF UK v Praze, Praha, 102 s.

Ekomorfologický monitoring říční sítě v povodí Klíčavy vra šilhánová, milada matoušková

abstrakt Příspěvek představuje aplikaci ekomorfologického mapování pomocí metody EcoRivHab na drobném vodním toku protékajícím chráněným územím Křivoklátsko. Rešerší literatury, z digitálních a analogových podkladů byla sepsána stručná charakteristika zájmového území, jehož specifika spočívají v přítomnosti údolní nádrže Klíčavy, Lánské obory a území CHKO Křivoklátsko. Habitat vodních toků v území byl vyhodnocen podle metody EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007). Testována byla možnost aplikace této metody na drobném pahorkatinném toku s výrazným podílem přírodních či přírodě blízkých úseků, které se nacházejí především v Lánské oboře. Tyto úseky sloužily jako vzor pro definice referenčních lokalit. Nejvíce antropogenně ovlivněné úseky byly lokalizovány v horní části povodí Klíčavy, která bylo v nedávné minulosti intenzivně, dnes je extenzivně zemědělsky využíváno. Tok zde byl několikanásobně přehrazen a napřímen. Dále je významně ovlivněn dolní tok Klíčavy (od výtoku z údolní nádrže po soutok s Berounkou), kde je odtok zcela regulován a vytvořeno umělé koryto vodního toku. Ekomorfologický stav je rovněž významně ovlivňován dopravními komunikacemi v údolní nivě a protipovodňovými opatřeními v obci Zbečno. klíová slova: hydromorfologie, metoda EcoRivHab, Klíčava, habitat vodního toku, CHKO Křivoklátsko " V. Šilhánová, M. Matoušková: Ecomorphological monitoring of the river network in the Klíčava water basin The contribution introduces an application of the ecomorphological survey using the EcoRivHab method on a small river running through the landscape protected area of Křivoklátsko. A brief characteristic of the area of interest was prepared based on the study of literature, digital and analogue data. The area is unique because it contains the water reservoir Klíčava, the Game preserve in Lány and the Protected landscape area of Křivoklátsko. The river habitat in the area was evaluated based on the EcoRivHab method (Matoušková, 2003, 2007). It was tested whether it is possible to use this method on a small hilly stream with a significant proportion of natural, or near natural reaches which can be found particularly in the Game preserve in Lány. These reaches served as an example for the definition of reference locations. The reaches most influenced by human activities were located in the upper part of the Klíčava water basin which was used for intensive agriculture in recent history. Today it is used extensively. The river in this part has



vra šilhánová, milada matoušková

been dammed several times as well as straightened. The lower part of the Klíčava has also been significantly affected – starting at the discharge from the valley reservoir up to the confluence with the river Berounka. The discharge is completely regulated here and a man-made channel has been created. The ecomorphological condition is also significantly affected by roads in the flood plain and the flood protection measures in the village of Zbečno. key words: Hydromorphology, EcoRivHab, Klíčava River, river habitat, Protected landscape area of Křivoklátsko

1 úvod Práce vznikla za aktivní spolupráce se správou CHKO Křivoklátsko, která dle metody EcoRivHab provádí plošné mapování ekomorfologických charakteristik drobných vodních toků na území CHKO. Toto povodí bylo vybráno z důvodu projevení zájmu o zmapování kvality habitatu jeho vodních toků ze strany CHKO Křivoklátsko. Cílem předkládané práce je určení ekomorfologického stavu vodních toků v povodí Klíčavy a vyhodnocení míry antropogenního ovlivnění říční sítě ve vodohospodářsky a ochranářsky významném území.

2 aplikované metody a zdroje dat Hodnocení ekohydrologické stavu vodních toků bylo provedeno metodou EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007). Data pro vyhotovení práce byla získána především terénním mapováním. Významným zdrojem dat byly Základní mapy ČR 1 : 10 000, které nesou informace o potenciálních zdrojích znečištění, využívání půdy, antropogenních zásahů v povodí, opevnění toků a další. Dále digitální podklady HEIS (VÚV T. G. M.) a CENIE, digitální model území a vrstvy základních krajinných prvků. Správa CHKO Křivoklátsko poskytla informace o ochraně přírody v povodí, o potenciální přirozené vegetaci a zajistila povolení pro vstup do veřejnosti uzavřené Lánské obory.

3 charakteristika zájmového území Řeka Klíčava je levostranným přítokem Berounky a protéká Lánskou a Řevničovskou vrchovinou, které odvodňuje. Kromě pramenné části leží celé území v CHKO Křivoklátsko, dále velkou plochu povodí zabírá Lánská obora, která je pro veřejnost uzavřena, a v neposlední řadě je také významným prvkem v povodí

ekomorfologický monitoring íní sít v povodí klíavy



Obr. 1 – Přehledová mapa povodí Klíčavy

vodní nádrž Klíčava (viz obr. 1). Administrativně leží povodí ve středních Čechách na území ORP Rakovník a na jihozápadě z části zasahuje i do ORP Kladno. Na území povodí Klíčavy jsou zastoupeny tři druhy hornin klasifikované podle stáří. Nejstarší proterozoické mořské sedimenty nacházející se v okolí středního a dolního toku (nemetamorfované břidlice, prachovce, droby) a vulkanity vyskytující se pouze v malém množství na jihu a východě údolní nádrže. Mladším typem hornin jsou svrchnokarbonské a permské sladkovodní sedimenty nalézající se v horní části povodí (slepence, pískovce, prachovce a jílovce). Nejmladším typem hornin jsou svrchnokřídové sladkovodní a mořské sedimenty (jílovce, pískovce a slínovce) (Chlupáč, 2002). Z geomorfologického hlediska leží sledované území v Poberounské subprovincii. Řevničovská pahorkatina (severní části povodí) je charakteristická rozsáh-




Tab. 1 – Základní hydrografická charakteristika povodí Klíčavy Charakteristika

Klíčava

Lánský potok

První luh

Plocha povodí (km )

87,38

18,50

14,70

Délka toku (km)

21,67

6,46

5,51

451–226

425–294

438–360

Průměrný sklon toku (‰)

10,38

20,28

14,16

Graveliův koeficient

1,56

1,40

1,32

Hustota říční sítě

0,88

1,08

0,61

Délka toků v povodí

77,02

20,03

8,91

hnědé lesní

hnědé lesní

hnědé lesní

2

Nadmořská výška pramene – ústí (m n. m.)

Převládající půdní typ

Tab. 2 – Chronologické seřazení úseků od pramene k ústí s říčními km Klíčava

ř. km

Klíčava

ř. km

Klíčava

ř. km

ř. km

První luh

ř. km

KLI001

21,06

KLI023

16,28

KLI045

9,63

Lánský potok LAN001

6,1

PRL001

5,5

KLI002

20,71

KLI024

16,18

KLI046

8,88

LAN002

5,3

PRL002

4,5

KLI003

20,31

KLI025

15,78

KLI047

8,73

LAN003

5,1

PRL003

4

KLI004

19,86

KLI026

15,63

KLI048

8,43

LAN004

4,85

PRL004

2,7

KLI005

19,71

KLI027

15,38

KLI049

8,33

LAN005

4,5

PRL005

2,35

KLI006

19,36

KLI028

15,28

KLI050

7,33

LAN006

4,4

PRL006

2,05

KLI007

19,11

KLI029

14,88

KLI051

6,73

LAN007

4,25

PRL007

1,7

KLI008

19,01

KLI030

14,58

KLI052

6,63

LAN008

4,1

PRL008

1,4

KLI009

18,91

KLI031

14,43

KLI053

6,53

LAN009

3,85

PRL009

0,9

KLI010

18,66

KLI032

13,83

KLI054

6,18

LAN010

3,55

PRL010

0,5

KLI011

18,61

KLI033

13,13

KLI055

2,58

LAN011

2,85

KLI012

18,58

KLI034

12,88

KLI056

2,45

LAN012

2,5

KLI013

18,43

KLI035

12,63

KLI057

2,3

LAN013

2,35

KLI014

18,23

KLI036

12,13

KLI058

2,05

LAN014

2,2

KLI015

18,13

KLI037

11,63

KLI059

1,9

LAN015

1,9

KLI016

17,98

KLI038

11,23

KLI060

1,7

LAN016

1,6

KLI017

17,53

KLI039

10,83

KLI061

1,5

LAN017

1,4

KLI018

17,18

KLI040

10,63

KLI062

1,2

LAN018

1,3

KLI019

16,93

KLI041

10,33

KLI063

1

KLI020

16,63

KLI042

10,18

KLI064

0,65

KLI021

16,53

KLI043

10,03

KLI065

0,55

KLI022

16,38

KLI044

9,88

KLI066

0,2

lejšími plošinami s průměrnou nadmořskou výškou 425 m. Druhým celkem je Lánská pahorkatina, která má charakter zvlněné krajiny s hlubokými zářezy říční sítě. Třetím podcelkem je Kralovická pahorkatina zasahující do povodí okrajově v západní části (Balatka, Kalvoda, 2007).




Průměrná roční teplota se na jihu povodí pohybuje mezi 8–9 °C, ve zbytku území 7–8 °C. Jedná se tedy o mírně teplou oblast. Roční úhrn srážek činí 350–650 mm. Nejdeštivějším měsícem je červen (70–80 mm) a naopak nejsuššími měsíci jsou leden a únor, ve kterých se průměrný měsíční úhrn srážek pohybuje mezi 25 a 30 mm (Atlas podnebí Česka, 2007). Celková plocha povodí je 87,37 km2. Délka hlavního toku Klíčavy činí 21,7 km. Je tokem IV. řádu. Pramení v nadmořské výšce 451 m. Ve Zbečně ústí v 226 m n. m. do Berounky na říčním km 53,3. Nejvýznamnější přítok je Lánský potok (levostranný přítok), který ústí do Klíčavy na říčním km 3,41, měří 6,46 km a plocha jeho povodí je 18,5 km2. Druhým významným přítokem (pravostranným) je První luh, který ústí do Klíčavy na 13,02 km a jehož plocha povodí je 14,7 km2. Dalšími přítoky Klíčavy jsou Karlův luh (ř. km 11,86), Brejlský potok (ř. km 10,5) a Pinský potok (ř. km 9,65). Povodí je protáhlého tvaru ve směru S–J. Má stromovitou říční síť. V povodí se vyskytují dvě limnigrafické stanice. První, Lány-Městečko, vykazuje dlouhodobé průměrné průtoky (Qa) na Klíčavě 0,17 m3.s–1. Druhá na Lánském potoce – Lány-Běleč: Qa = 0,06 m3.s–1. Zároveň největší dlouhodobé průměrné měsíční průtoky protékají Klíčavou v březnu (Qma = 0,27 m3.s–1). Také na Lánském potoce jsou v březnu měřeny největší průtoky Qma = 0,10 m3.s–1. Je to zapříčiněno jarním táním sněhu. Naopak nejnižší vodní stavy jsou na obou stanicích měřeny v září a shodné v říjnu. Lány-Městečko: Qma = 0,11 m3.s–1 a Lány-Běleč: Qma = 0,03 m3.s–1 (Černohouzová, 2002). 4 výsledky 4.1 Hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí metody EcoRivHab 4.1.1 Charakteristika mapovaného území Celkem bylo zmapováno 33,6 km, na kterých bylo vymezeno 95 délkově heterogenních úseků s průměrnou délkou 277 metrů. Nejkratší úsek je dlouhý 30 metrů, nachází se na 18,6 říčním km, kde přes Klíčavu vede železnice. Nejdelším úsekem je pramenná část Prvního luhu (1 000 m). 4.1.2 Definice a lokalizace referenčních úseků pro hodnocení kvality habitatu Referenční úseky pro horní části toků byly vymezeny v pramenné oblasti a horním toku Prvního luhu (4,5–5,5 ř. km). Jsou člověkem téměř neovlivněné, protékají přírodním mokřadem. Koryto zde má nepravidelný tvar, je rozvětveno a není významně zahloubeno. Profil je velice mělký, místy se vyskytují hlubší tůně. Příčný profil je přírodní, břehy jsou bez nátrží a zarostlé přirozenou mokřadní




vegetací. Vegetační pásy jsou v celé délce patrné a skládají se z přirozených mokřadních společenstev až lužního lesa. V těchto úsecích se nevyskytovaly žádné ruderální ani invazní druhy rostlin. Údolní niva je tvořena z větší části listnatým lesem, s mokřadním charakterem, tudíž má existující retenční potenciál, a nejsou zde žádná aktivní protipovodňová opatření. Obr. 2 – Přírodní koryto Klíčavy v úseku KLI043. Foto V. Šilhánová Referenční úseky pro střední a dolní části toků byly vymezeny před a v Lánské oboře (7,33 až 10,83 ř. km). Neprodělaly žádné antropogenní úpravy, vytváří zde přírodní meandry s vysokým výskytem erozních a akumulačních tvarů, vegetace břehů je především mokřadního charakteru nebo se zde vyskytují potenciálně přirozené rostliny. Vegetace břehů místy chybí z důvodu projevů boční eroze. DVP jsou tvořeny lužním lesem (viz Obr. 3 – Přírodní koryto Klíčavy v úseku KLI047. Foto V. Šilhánová obr. 2) a střídajícím se galeriovým pásem s přirozenou vegetací s převahou buků a olší (viz obr. 3). Nivu tvoří přirozené louky nebo pastviny, které dovolují vybřežení velkých vod, a dokáží tak zadržet určité množství vody. 4.1.3 Kvalita habitatu mapovaných vodních toků 4.1.3.1 Zóna koryta vodního toku Koryto hlavního toku Klíčavy je z 52 % hodnoceno II. ES. V pramenných úsecích KLI001–KLI006 je koryto patrné, ale vyschlé. Nízké vodní stavy a vyschlé koryto je výsledkem sucha, proto veškeré parametry týkající se akvatických charakteristik nebyly hodnoceny. V této části tvoří tok mírné zákruty, v korytě se nachází velké množství opadu ze stromů a kamenů. Břehy jsou většinou zarostlé trávou nebo vegetace chybí, tok protéká jehličnatým lesem. Úseky KLI008–KLI012, za malým rybníkem, mají pozměněný odtok a jsou hodnoceny II. ES. Následující Novostrašecké rybníky výrazně pozměňují tok, který je z části i zatrubněn, má přímý průběh se značným zahloubením koryta. Dno je tvořeno převážně jílem a v korytě je vysoká diverzita mikrohabitatu, především mrtvého dřeva. Tento




charakter přetrvává až k úseku KLI020 a hodnocení se pohybuje mezi III. a IV. ES. Od úseku KLI020 tok protéká opuštěnou oblastí bez sídel, koryto má nepravidelný tvar, vegetaci břehů tvoří povětšinu toku potenciální přirozené keřové a stromové patro. V podélném profilu se vyskytují místy menší umělé stupně, které však netvoří překážku v prostupnosti pro vodní organismy. Od úseku KLI039 až po úsek KLI050 je tok hodnocen I. ES a má charakter přírodní viz popis referenčních úseků. Pod přehradou KLI055 je hodnocen nejhorším V. ES, odtok je zcela pozměněn, koryto má přímý průběh a lichoběžníkový tvar příčného profilu. Chybí vegetace, erozní a akumulační tvary. Byla zaznamenána malá variabilita hloubek a šířek koryta a málo diverzifikované proudění. Poslední úseky KLI057 až KLI065 jsou hodnoceny III. ES. Tok má nepravidelný průběh, odtok je stále významně pozměněn. Břehy jsou zpevněné lomovým kamenem a zarostlé nepřirozenou vegetací. Ke zpevnění došlo při výstavbě komunikace vedoucí podél toku. V některých úsecích se vyskytuje roztroušená zástavba. První luh (Leontýnský potok) v tomto hodnocení vykazuje nejlepší výsledky, a to právě proto, že v celé své délce protéká zalesněnou oblastí CHKO Křivoklátsko. Pramenná část je dokonce vyhlášena přírodní rezervací, úseky PRL001 a PRL002 jsou hodnoceny I. ES. Koryto zde má nepravidelný tvar, je zde rozvětveno a není významně zahloubeno. Profil je velice mělký, místy se vyskytují hlubší tůně. Příčný profil je přírodní, břehy jsou bez nátrží a zarostlé přirozenou mokřadní vegetací. Na tyto úseky navazuje systém dvou rybníků, Horní a Dolní Kracle, kolem kterých se tvoří rozlehlé mokřady. Úseky PRL003–PRL010, tedy od výtoku z dolního rybníka až po soutok s Klíčavou, dosahují II. ES, tj. mírně antropogenně pozměněný úsek. K toku není povolen vjezd a oblast působí dosti izolovaně, přesto došlo v minulosti na toku k antropogenním úpravám. Odvodněním přilehlých pastvin došlo k výraznému pozměnění odtoku. Koryto také bylo dříve napřímeno. Dnes je možno si povšimnout snahy správce toku (Lesy ČR) o návrat k přírodnímu stavu, a to především výstavbou umělých nízkých stupňů pro vylepšení proudových charakteristik koryta. Díky těmto úpravám tok ztrácí pravidelný charakter koryta, nabývá středně diverzifikovaného proudění, vysokou variabilitu hloubek a nově tvořící se erozní a akumulační tvary. Lánský potok, tekoucí Lánskou oborou, se více než z poloviny (57 %) nachází v I. ES. Tok zde vytváří přírodní meandry, břehovou vegetaci tvoří přirozené mokřadní byliny, dno toku je vyplněno střídajícími se hrubozrnnými mělkými nánosy s hlubšími jemnozrnnými tůněmi. Pouze úseky ovlivněné stavbou několika rybníků spadají do III. ES. Úseky LAN014–LAN016 jsou hodnoceny II. ES a tvoří 25 % toku. Břehy jsou místy z jedné strany zpevněné, z důvodu existující cesty vedoucí podél potoka k přehradě. Koryto ale nebylo napřímeno a tok stále vytváří přírodní meandry, proto přes tok několikrát vede most.




4.1.3.2 Zóna doprovodných vegetačních pásů Příbřežní zóna hlavního toku Klíčavy se nachází ze 40 % v I. ES a z 53 % v II. ES. Jedná se o část, kde Klíčava protéká Lánskou oborou a před ní, úseky KLI027–KLI044, jejichž DVP jsou tvořeny místy lužním lesem (viz obr. 2) a místy střídajícím se galeriovým pásem s přirozenou vegetací s převahou buků a olší. Pouze ve dvou úsecích v této části, KLI038 a KLI040, zasahuje do příbřežní zóny cesta a jsou tedy hodnoceny II. ES. V pramenné oblasti v úsecích KLI001 je dosaženo III. ES, protože tato zóna byla dříve využívána k intenzivnímu zemědělství, a proto dnes – po opuštění ploch zemědělci – podél toku rostou převážně ruderální rostlinné druhy a částečně zde chybí stromové a keřové patro. Dalším úsekem s III. ES je KLI014, příbřežní zóna je částečně existující, pouze zatravněná. Do vymezení DVP zasahují malé umělé nádrže. III. ES dosahují také první tři úseky pod hrází údolní nádrže, KLI055–KLI057, kde pravý břeh je pouze uměle zatravněn, s úplnou absencí stromového a keřového patra, naopak levý břeh je porostlý přirozeným listnatým lesem. Dalším antropogenně ovlivněným úsekem je KLI066, který protéká Zbečnem. Na pravé straně do příbřežní zóny zasahuje cesta, na levé straně oplocení zahrad. Přestože okolní lesy Prvního luhu nemají přirozenou skladbu a jsou zde vysazeny smrkové monokultury, tak příbřežní zóny vykazují odlišný typ vegetace. Mají charakter mokřadních luk nebo měkkého luhu podél obou břehů toku. Pramenné úseky PRL001–PRL002 až po Horní a Dolní Kracli (malé rybníky) vykazují I. ES. Vegetační pásy jsou v celé délce patrné a skládají se z přirozených mokřadních společenstev až lužního lesa (rákosí, olše, …). V těchto úsecích se nevyskytovaly žádné ruderální (např. kopřivy) ani invazní druhy rostlin. Od výtoku z rybníků následují úseky PRL004 a PRL005, jejichž příbřežní zónu tvoří pouze smrkový nepůvodní les. S postupem po proudu se kolem toku začínají vytvářet prosvětlené mokřady a příbřežní zónu tvoří hlavně olše, jasany a přirozené trávy. Na Lánském potoce i u této zóny byl zaznamenán vysoký podíl I. ES (57 %). Opět se jedná o pramennou část a střední tok, LAN001–LAN009. Po celé této délce jsou DVP existující, mají charakter střídajícího se galeriového pásu nebo přirozeného lesa s olšinami a vrbami. Úseky KLI014–KL016 jsou hodnoceny již II. ES. Tok lemují spíše solitéry přirozených vzrostlých buků a traviny, či mokřadní vegetace. Místy do zóny zasahuje komunikace vedoucí k přehradě a v některých úsecích jsou tudíž DVP zaznamenány jako částečně existující. Poslední úsek před vzdutím přehrady KLI017 je již plně přírodní (I. ES), DVP mají podobu mokřadu. Tento skupinový parametr dosáhl velice příznivých výsledků. Z 93 % se hodnocené území nachází v I. ES (44 %) nebo II. ES (49 %). V žádném úseku nebylo dosaženo IV. ani V. ES. Tak jako u zóny koryta vodního toku dosáhly nejhoršího stavu (III. ES) úseky od hráze rybníků a nádrží směrem po proudu. Konkrétně




se jedná o úseky KLI014, příbřežní zóna je částečně existující, pouze zatravněná a do vymezení DVP zasahují malé umělé nádrže. KLI055–KLI057 pod údolní nádrží, kde pravý břeh je pouze uměle zatravněn s úplnou absencí stromového a keřového patra, levý břeh je porostlý přirozeným listnatým lesem. KLI066, který protéká Zbečnem, na pravé straně do příbřežní zóny zasahuje cesta, na levé straně oplocení zahrad. 4.1.3.3 Zóna údolní nivy Údolní niva hlavního toku Klíčavy, tak jako její přítoky, má většinu úseků hodnocených I. ES (63 %). Pramenný úsek (KLI001) má údolní nivu širokou, plochy v nivě jsou využívány jako hospodářské louky, nebyla zaznamenána přítomnost protipovodňových opatření ani zástavba, proto tento úsek má existující retenční potenciál a je tedy hodnocen I. ES. Další úseky KLI002–KLI012 spadají do II. ES a to především z důvodu využití ploch v nivě. Vyskytuje se v nich les potenciální nepřirozené druhové skladby, v tomto případě smrkové monokultury. Úsek KLI014 je hodnocen III. ES, tok zde opouští rybník, je veden umělým korytem lichoběžníkovitého tvaru příčného profilu a menší úseky jsou dokonce zatrubněné. V nivě se nachází malé vodní nádrže, které mohou sloužit jako pasivní protipovodňová opatření, a tudíž má úsek nivy částečně existující retenční potenciál. Následující úsek KLI015 je hodnocen IV. ES, z důvodu existující zástavby po levé straně toku, proto niva v tomto úseku nemá existující retenční potenciál. Úseky KLI020–KLI024 spadají do III. ES, využití ploch v těchto úsecích se liší na levém a pravém břehu, niva po levém břehu je ponechána ladem, vyskytuje se zde ruderální porost, pravý břeh je využíván jako zemědělská půda (kukuřice). V této části se v okolí toku nachází obec Ruda, která však leží mimo údolní nivu. Úseky KLI025–KLI055, před a v Lánské oboře, jsou hodnoceny I. ES. Nivu tvoří přirozené louky nebo pastviny, které dovolují vybřežení velkých vod a zadržují určité množství vody. Úseky pod přehradou KLI055–KLI058 jsou hodnoceny IV. ES, niva je zde velice úzká, podstatnou část tvoří komunikace, místy roztroušená zástavba. Navazující úseky KLI061–KLI65 již spadají do II. ES, a to především rozšířením funkční nivy, do které velké vody mohou vybřežovat. V. ES dosahuje niva v posledním úseku KLI066. V nivě je souvislá zástavba obce Zbečno, tudíž nemá žádný retenční potenciál a voda je napřímeným korytem rychle odváděna do Berounky. První luh při hodnocení této zóny opět vykazuje ze všech tří toků nejmenší antropogenní ovlivnění (viz obr. 4). Přírodní a přírodě blízký charakter si zachoval z 87 %. Jedná se o úseky v pramenné části toku PRL001, PRL002, údolní niva je tvořena z větší části listnatým lesem s mokřadním charakterem, tudíž má existující retenční potenciál a nejsou zde žádná aktivní protipovodňová opatření. Dále do I. ES spadají úseky PRL005, PRL006, PRL008–PRL010, jejichž údolní niva je




Obr. 4 – Ekohydromorfologický stav jednotlivých zón Klíčavy, Lánského potoka a Prvního luhu

tvořena z největší části pastvinami. II. ES dosahují zbylé úseky PRL004, PRL007, ve kterých jsou plochy údolní nivy využity jako smrkový les. Lánský potok se opět až po Drahý rybník nachází v I. ES, tedy úseky LAN001–LAN009. Údolní niva je zde velmi úzká, plochy v celé nivě zaplňují pastviny nebo přírodní louky, není zde soustředěna žádná lidská činnost, která by bránila vybřežení velkých vod, proto má niva v tomto úseku vysoký retenční potenciál. Úseky LAN011 a LAN013 jsou hodnoceny III. ES, především z důvodu existujících menších nádrží, které mohou zadržovat určité množství vody, a existující cesty, která v úzké údolní nivě zaujímá podstatnou plochu. Ostatní úseky jsou hodnoceny II. ES, kvůli již zmiňované komunikaci. Celkově má zóna údolní nivy největší podíl I. ES, a to 69 %. Tento fakt je zapříčiněn tím, že v celém povodí se vyskytuje minimum lidské činnosti a sídel. Ale na rozdíl od zóny DVP vykazuje zóna údolní nivy v malé míře i zastoupení V. ES (1 %), z důvodu souvislé zástavby v obci Zbečno, kde není přípustné vybřežení velkých vod. 4.1.3.4 Celkový ekomorfologický stupeň Hlavní tok Klíčavy dosáhl v pramenné oblasti II. ES, konkrétně se jedná o úseky KLI001–KLI012 (viz obr. 5). Tok protéká nejdříve loukou (KLI001), potom vtéká do smrkového lesa. Koryto je přírodní, nepravidelného průběhu, doprovodné pásy i údolní nivu tvoří zmíněný smrkový les, který dovoluje vybřežení velkých vod. Antropogenně ovlivněné úseky KLI014 a KLI015 se nachází mezi dvěma rybníky (Nový I a Nový II), tok je zde veden umělým korytem lichoběžníkovitého tvaru, vegetace břehů chybí, nebo jsou pouze zatravněny, menší úseky jsou dokonce zatrubněny, poté je tok výrazněji zahlouben, napřímen a břehy jsou zpevněné. DVP jsou tvořeny galeriovým pásem z olší a vrb. Úseky KLI016–KLI022 jsou hodnoceny II. ES, tj. mírně antropogenně ovlivněny, především napřímením toku




Obr. 5 – Ekomorfologický stav habitatu hlavního toku Klíčavy (od pramene po ústí)

a odvodněním nivy (KLI0017). Úseky KLI023–KLI025 dosahují III. ES, především kvůli sníženému hodnocení údolní nivy z důvodu jejího využití jako orné půdy. V úsecích KLI025–KLI049, tj. před a v Lánské oboře, se tok dostává do I. ES. Koryto zde přirozeně meandruje, tvoří hojné akumulační a erozní tvary. Byla zde zaznamenána vysoká variabilita šířek koryta, výsepní břehy často postihuje boční eroze. Kolem toku je střídající se galeriový pás přirozeného stromového patra nebo místy lužní les. Údolní niva je poměrně úzká a využívaná buď jako mokřad nebo pastviny pro lesní zvěř. Tento přírodní ráz narušuje po několika kilometrech nádrž Klíčava. Úseky přímo pod přehradou, KLI055 a KLI056, jsou hodnoceny IV. ES, tok je veden umělým korytem, vegetace břehů chybí, nebo ji tvoří pouze zatravnění a údolní niva je velmi úzká, a proto její významnou část vyplňuje komunikace. Následující úseky toku, KLI057–KLI065, sice vytvářejí zákruty, ale v místech blízkosti komunikace jsou břehy opevněné a místy se v nivě vyskytuje roztroušená zástavba, proto celkový ekomorfologický stav toku v této části kolísá mezi II. a III. ES. Poslední úsek toku, KLI066, protéká Zbečnem. Nejsou zde dostatečně vyvinuté DVP, niva je intenzivně využívána a zastavěna, tok nemá možnost k přirozenému vývoji, proto je hodnocen IV. ES. První luh i v celkovém hodnocení vykazuje nejmenší antropogenní ovlivnění, protože neobsahuje hodnocení III. až V. ES. Prameny Prvního luhu, PRL001 a PRL002, až po Horní a Dolní Kracle, jsou člověkem téměř neovlivněné. Protékají přírodním mokřadem a lužním lesem. Koryto neprodělalo žádnou úpravu. Bezpochyby je to tím, že celá oblast dnes leží v CHKO Křivoklátsko a pramenná část je dokonce vyhlášena přírodní rezervací. Druhá část Prvního luhu, od rybníků k soutoku s Klíčavou PRL004–PRL010, je již mírně antropogenně ovlivněna, a to především odvodněním ploch podél toku a výsadbou smrkových monokultur v údolní nivě. Lánský potok vykazuje největší podíl přírodních úseků na své délce ze všech toků (57 %) – viz obr. 6. Patří sem úseky LAN001–LAN009, tedy od pramene až po první rybník (Drahý rybník). Tok protéká lesem s přirozenou skladbou lesa, tudíž s převahou buků, údolní niva je porostlá přirozenými mokřadními druhy rostlin. Koryto ani břehy neprodělaly žádnou antropogenní úpravu, v korytě se vyskytuje mnoho přírodních struktur, akumulačních a erozních tvarů. Pouze




Obr. 6 – Celkový ekomorfologický stav říční sítě zájmového povodí

úseky následující po výtoku z rybníka LAN011 a LAN012 jsou antropogenně ovlivněné (III. a IV. ES).

5 diskuze a závry Pomocí metodiky EcoRivHab byly terénním průzkumem a vyhodnocením detailních charakteristik toku v povodí vymezeny přírodní úseky, úseky mírně ovlivněné a úseky zcela pozměněné. Úseky pozměněné byly nalezeny již na horním toku Klíčavy, které neprotékají zalesněnou oblastí a v jejichž blízkosti se nachází město Nové Strašecí a obec Ruda. Tok byl několikanásobně přehrazen a napřímen. Další pozměněné úseky byly lokalizovány na středním toku Lánského potoka, opět z důvodu výstavby rybníka. Poslední a zároveň nejvíce ovlivněnou částí je dolní tok Klíčavy (od výtoku z údolní nádrže po soutok s Berounkou), kde je odtok zcela regulován. Ekomorfologický stav významně ovlivňuje dopravní komunikace v údolní nivě, kvůli níž byly opevněny břehy. Před soutokem s Berounkou je tok v délce 200 m napřímen a zahlouben pro urychlení odtoku z obce Zbečno. Na každém z hodnocených toků byly lokalizovány i přírodní, přírodě blízké úseky: u Prvního luhu je to oblast od pramene do říčního kilometru 5,1, u Lánského potoka rovněž pramenná oblast s celým horním tokem až k první nádrži Drahému rybníku. V případě hlavního toku Klíčavy se jedná především o střední tok od úseku, kdy vtéká Klíčava do Lánské obory (říční km 10,18) až po nádrž Klíčavu na (říční km 7,3). Úseky označené za přírodní nebo přírodě blízké by mohly sloužit jako vzor pro definici referenčního stavu drobných vodních toků na území CHKO. Podle nich


by mohly být případně revitalizovány nevyhovující úseky. Toky v horní části povodí by mohly být navráceny do přírodního stavu bez větších komplikací, jelikož se v nivě nenachází zástavba a plochy, které dříve sloužily k intenzivnímu zemědělství, jsou dnes využívány jako louky. Naopak dolní tok Klíčavy pod nádrží (viz obr. 7) a ve Zbečně přírodní charakter znovu získat nemůže. Výstavba údolní nádrže je příliš velikým zásahem do povodí, který následující část toku výrazně pozměnil. Naopak velice kladně bych hodnotila přítomnost Lánské obory, ve které se nachází vysoké procento přírodních a přírodě blízkých úseků. Tato dlouholetá izolace od lidské činnosti dovolila tokům přírodní vývoj.



Obr. 7 – Koryto Klíčavy pod nádrží, IV. ES. Foto V. Šilhánová

literatura Atlas podnebí Česka. Český hydrometeorologický ústav, Praha 2007, 256 s. BALATKA, B., KALVODA J. (2006): Geomorfologické členění reliéfu Čech. Kartografie Praha, Praha, 79 s. ČERNOHOUZOVÁ, V. (2002): Zdroje znečištění vod v povodí Klíčavy. Magisterská práce. KFGG, PřF UK Praha, Praha 198 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring jako podklad pro revitalizaci vodních toků. Modelová studie povodí Rakovnického potoka. Disertační práce. KFGG, PřF UK Praha, Praha, 209 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2004): Ecohydrological monitoring of the river habitat quality. Geografie, 2, 109, ČGS, Praha, s. 105–116. MATOUŠKOVÁ, M. (2006): Nepublikované materiály projektu GAČR 205/05/P102. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu Rámcové směrnice ochrany vod EU. Závěrečná zpráva projektu GAČR č. 205/02/P102, PřF UK v Praze, Praha. Nepublikované materiály Povodí Vltavy – závod Berounka. Nepublikované materiály Správy CHKO Křivoklátsko.

Ekomorfologický monitoring vodních toků v povodí Rakovnického potoka milada matoušková

abstrakt Příspěvek představuje aplikaci metody EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) a vyhodnocení výsledků terénního ekomorfologického průzkumu v povodí Rakovnického potoka nacházejícího se ve středních Čechách v povodí řeky Berounky. Jedná se o území s průmyslově zemědělskými aktivitami. Značnou část povodí představují rovněž chráněná území, především Chráněná krajinná oblast Křivoklátsko nacházející se na dolním toku a dále Přírodní parky Jesenicko a Džbán. Povodí je územím, kde kontrastují přírodě blízké úseky vodních toků, které protékají chráněnými územími, s úseky, jejichž ekomorfologické charakteristiky byly v průběhu století člověkem výrazně modifikovány. Hlavními důvody značné upravenosti říční sítě jsou v minulosti provedená protipovodňová opatření a realizace plošně rozsáhlých hydromeliorací na horním a středním toku Rakovnického potoka. Pro hodnocení fyzické kvality habitatu vodního toku byla použita metoda EcoRivHab. Na základě získaných výstupů je možno modelové povodí Rakovnického potoka v porovnání s ostatními toky v České republice, protékajícími zemědělskou a průmyslově ovlivněnou krajinou, souhrnně označit z pohledu ekomorfologie jako středně antropogenně ovlivněné. klíová slova: EcoRivHab, ekomorfologický monitoring, habitat, koryto, příbřežní zóna, údolní niva, Rakovnický potok " M. Matoušková: Ecomorphological monitoring of rivers in the Rakovnický brook water basin The contribution introduces the application of the EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) method and the evaluation of results of the field ecomorphological research in the Rakovnický brook water basin which is located in the central Bohemia in the Berounka River basin. It is an area with industrial and agricultural activities. Large part of the catchment is a landscape protected area, mainly the Landscape protected area of Křivoklátsko, located in the lower course of the stream, and also the Nature parks Jesenicko and Džbán. Thus both examples of river types can be found in this catchment: close to near natural reaches running through landscape protected areas are contrasted with reaches whose ecomorphological characteristics have been modified by humans in the course of centuries. The main reasons for the significant river modification are the flood protection measures taken in the past as well as the amelioration carried out on the extensive parts of the upper and middle courses of the Rakovnický brook. Based on the outputs obtained and compared to other rivers in the Czech Republic which run through areas



milada matoušková

influenced by agriculture and industry, with respect to ecomorphology the Rakovnický brook water basin as a whole can be termed as the one with moderate degree of human impact. It is well documented by the field research outputs. key words: EcoRivHab, ecomorphological monitoring, habitat, channel, riparian belt, flood plain, Rakovnický brook

1 úvod Většina vodních ekosystémů se potýká s výraznými antropogenními zásahy do jejich přirozenosti. Člověkem jsou stále více využívány a jejich původní hydrologické, ekologické, biologické a estetické funkce jsou přizpůsobovány socioekonomickým nárokům a potřebám člověka. Jedny z nejnápadnějších antropogenních přeměn jsou patrné u vodních toků, jejichž koryta byla přebudována na pravidelné betonové kanály bez prvků členitosti dna. Voda byla chápána jako živel, který je nutno co nejrychleji z krajiny odvést. V souvislosti s těmito úpravami došlo k napřímení toků a k zásadním změnám složení substrátu jejich dna a břehů. Zvětšily se průtokové rychlosti, vymizely proudové stíny, snížila se samočisticí schopnost vodních toků, byly degradovány jejich základní ekologické a estetické funkce. Podle výzkumu současně prováděného v mnoha evropských zemích se jen malé procento vodních toků nachází v přírodním či přírodě blízkém stavu. Od počátku 80. let 20. století je možno vypozorovat snahy o zmírnění, popř. zastavení tohoto negativního vývoje. Roste význam studií zabývajících se hodnocením kvality fyzického habitatu vodních toků. Cílem této studie bylo komplexní ekomorfologické hodnocení hlavního toku Rakovnického potoka. Získané výstupy terénního průzkumu následně slouží jako podklad pro výběr vhodných lokalit pro aplikaci revitalizačních opatření v zájmovém povodí.

2 aplikované metody a zdroje dat Pro mapování ekomorfologického stavu vodních toků v zájmovém území byla použita metoda EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) založená na terénním průzkumu a možném současném využití distančních podkladů. Základním mapovým podkladem byly Základní topografické mapy ČR v měřítku 1 : 10 000, 1 : 25 000, Základní vodohospodářská mapa 1 : 50 000 a dále digitální podklady ZABAGED 1 : 10 000. Cenným materiálem pro terénní průzkum a analýzu modifikace říční sítě byly letecké snímky ze dvou období 1953 a 1998 v digitální rastrové podobě. Dále byly rovněž používány historické mapy stabilního katastru v měřítku 1 : 2 880

ekomorfologický monitoring v povodí rakovnického potoka



především pro identifikaci úseků, kde došlo k úpravám trasy koryta toku, mapové podklady a materiály ZVHS dokumentující hydromeliorační úpravy jednotlivých území.

3 charakteristika zájmového povodí Rakovnický potok je levostranným přítokem řeky Berounky, do které ústí na jejím 63. říčním km v nadmořské výšce 235 m n. m. Odvodňuje Rakovnickou kotlinu a přilehlé pahorkatiny a vrchoviny, celkově území o rozloze 368 km2. Celé povodí můžeme podle geologických charakteristik rozdělit na dvě velké části, jihovýchodní proterozoickou a severozápadní permokarbonskou. Do jihozápadní části povodí zasahuje čistecko-jesenický žulový pluton. Geologická odlišnost permokarbonské a proterozoické části podmiňuje odlišné geomorfologické, pedologické, hydrogeologické a hydrografické poměry. Jádro celého území zaujímá Rakovnická kotlina, která tvoří tektonickou a strukturní sníženinu na permokarbonských prachovcích, jílovcích, pískovcích a slepencích. Po obvodu je tato sníženina lemována pahorkatinným reliéfem. Dominantním půdním typem jsou kambizemě modální, dále jsou zde zastoupeny hnědozemě a ilimerizované půdy. Povodí se nachází v mírně teplé klimatické oblasti s nízkými úhrny srážek (průměrná srážka za období 1961–99: 514 mm, viz tab. 1) (Matoušková, 2003). K formování recentní říční sítě v povodí Rakovnického potoka došlo na konci terciéru pod vlivem tektonických pohybů, především neotektonického výzdvihu Krušných hor. Současná podoba říční sítě byla do značné míry modifikována člověkem. První úpravy souvisely s výstavbou mlýnů a mlýnských náhonů, dále pak s budováním rybníků, např. Jesenické rybniční soustavy na horním toku Rakovnického potoka, a protipovodňových opatření. K plošně nejrozsáhlejším úpravám došlo v souvislosti s hydromelioračními opatřeními v druhé polovině 20. století. Tab. 1 – Základní fyzicko-geografická charakteristika povodí Rakovnického potoka Plocha (km2)

368,14


47,4


603,4; 235


7

Průměrný průtok (m3.s–1) 1970–2001 Limnigraf (ř. km)

0,63 Rakovník (17,5)

Průměrná roční srážka (mm) 1961–1999

514

Geologie

permokarbonské slepence, prachovce, pískovce, jílovce proterozoické břidlice


kambizemě, hnědozemě, ilimerizované půdy



milada matoušková

Obr. 1 – Upravenost říční sítě v povodí Rakovnického potoka, analýza provedená na základě starých map (2. a 3. vojenského mapování), Základní vodohospodářské mapy 1 : 50 000, projektové dokumentace ZVHS a aktuálních digitálních mapových podkladů DMÚ 1 : 25 000

Celkový rozsah ovlivněného území činil 150,48 km2 a upravena byla koryta Rakovnického potoka a jeho významných přítoků v celkové délce přes 70 km (Matoušková, 2003) – viz obr. 1. Pro zájmové povodí je typická mírná rozkolísanost odtoku. Dlouhodobý průměrný denní průtok za období 1970–2001 v profilu Rakovník činil 0,63 m3.s–1. Na území povodí žije 35 000 obyvatel, přičemž přibližně polovina je koncentrována do města Rakovníka, kde se rovněž soustřeďují průmyslové aktivity, zastoupené průmyslem chemickým (Procter&Gamble Rakona), keramickými závody RAKO a strojírenskými podniky VALEO a ATESO. Ekomorfologický monitoring ve třech zónách (koryto, doprovodné břehové pásy, údolní niva), založený na terénním průzkumu, byl proveden podél hlavního vodního toku Rakovnického potoka v celé jeho délce od pramene po ústí, tj. 47,4 km. Mapování bylo prováděno postupně od pramene po ústí. V počáteční fázi byla provedena základní rekognoskace říční sítě a údolní nivy, byly stanoveny




hraniční body jednotlivých mapovaných úseků a získány základní informace pro následující mapování. Celkově bylo od pramene po ústí vymezeno 46 úseků heterogenní délky. V případě koryta Rakovnického potoka bylo hodnoceno v rámci ekomorfologického mapování 31 parametrů. Do vyhodnocení zóny koryta vodního toku nebyly přímo zahrnuty výsledky analýzy jakosti povrchových vod, které byly zhodnoceny zvlášť. V rámci ekomorfologického mapování však byla sledována přítomnost výpustí odpadních vod.

4 hodnocení kvality fyzického habitatu vodního toku pomocí metody ecorivhab 4.1 Vymezení úseků a jejich charakteristika Jednotlivé mapované úseky byly vymezeny od pramene po ústí Rakovnického potoka. Celkově bylo vymezeno 46 úseků heterogenní délky. Nejkratší úsek měří 200 m a nejdelší úsek dosahuje 2 309 m. Průměrná délka úseku činí 1 030 m. Přesnou lokalizaci jednotlivých úseků znázorňuje tabulkový přehled (tab. 2). Vymezené úseky je možno seskupit do sedmi hlavních oblastí toku, které je možno charakterizovat následovně: 1) Pramenná oblast nad Krtskými rybníky – území, kde je říční síť antropogenně transformována, byly v ní provedeny rozsáhlé hydromeliorační úpravy zemědělských pozemků (odvodnění) a s tím související úpravy koryt vodních toků (napřímení, zahloubení, zpevnění). 2) Oblast Krtské a Jesenické rybniční soustavy – území, kde se nachází šest rybníků. Vyskytují se zde jednak přírodní nebo přírodě blízké úseky vodních toků s přirozenými korytotvornými procesy a existujícími doprovodnými vegetačními pásy. Zároveň zde však došlo k úpravám hydrografické sítě, což dokládají zcela uměle vytvořená koryta, která byla vybudována v souvislosti s rybniční soustavou. 3) Oblast mezi Jesenickými rybníky a Oráčovem – území s převládajícími přírodními / přírodě blízkými charakteristikami koryt vodních toků. Přirozené fluviálně-morfologické procesy jsou bez výrazného antropogenního ovlivnění s převládající ekohydrologicky příznivou strukturou břehové vegetace a doprovodných vegetačních pásů. Výjimkou je pouze oblast u lomu Oráčov, kde jsou koryto, doprovodné vegetační pásy a údolní niva antropogenně modifikovány. 4) Oblast mezi Oráčovem a Senomaty – hydrografická síť v tomto území je antropogenně ovlivněna, došlo zde k napřímení a zpevnění koryt vodních



milada matoušková

toků z důvodu hydromelioračních opatření a protipovodňové ochrany. Údolní niva je převážně intenzivně zemědělsky obhospodařovaná. 5) Oblast mezi Senomaty a Rakovníkem (pod) – úsek s provedenými úpravami koryta toku, a to především z důvodu protipovodňové ochrany. Doprovodné vegetační pásy jsou v mnohých úsecích nedostatečně vyvinuté, údolní niva transformovaná (pozn.: z velké části se jedná o urbanizované území). 6) Oblast Rakovník (pod) Městečko (nad) – v této oblasti se vyskytují přírodní nebo přírodě blízké úseky vodních toků s přirozenými fluviálně-morfologickými procesy, dostatečně vyvinutými vegetačními pásy. V údolní nivě se vyskytují převážně louky a mokřadní vegetace. V převážné většině úseků s výjimkou urbanizovaných území nedošlo k délkově rozsáhlým antropogenním úpravám koryt. Upravené úseky vodních toků, ne zcela vyvinuté doprovodné vegetační pásy a antropogenně přeměněné údolní nivy se vyskytují v katastrálních územích obcí Dolní Chlum a Pustověty. K dílčím Tab. 2 – Vymezení mapovaných úseků Rakovnického potoka č. ús.

říční km

slovní označení

č. ús.

říční km

slovní označení

1

<47,37–47,04>

pramenný úsek

24

(23,10–22,16>

Studánka

2

(47,04–45,95>

pod pramenným úsekem

25

(22,16–21,31>

Rakovník nad, trať

3

(45,95–44,70>

Tlesky

26

(21,31–20,95>

Rakovník - hřiště

4

(44,70–44,07>

pod Tlesky

27

(20,95–20,29>

Rakovník - n. TGM

5

(44,07–43,22>

pod Krtským rybníkem

28

(20,29–18,76>

Rakovník - S, V

6

(43,22–42,98>

mezi rybníky

29

(18,76–17,95>

pod Rakovníkem

7

(42,98–42,37>

nad Velkým rybníkem

30

(17,95–17,11>

za soutokem Liš. p.

8

(42,37–40,06>

pod Velkým rybníkem

31

(17,11–16,66>

zahrady, chaty

9

(40,06–38,96>

obtokové rameno ryb. Fikač

32

(16,66–16,06>

pod Papírnou

10

(38,96–38,01>

pod Dolním Fikačem

33

(16,06–15,05>

Mladina

11

(38,01–37,24>

pod Jesenickým rybníkem

34

(15,05–14,29>

nad Chlumem

12

(37,24–36,22>

u Spáleného mlýna

35

(14,29–13,52>

pod Chlumem

13

(36,22–34,89>

Jedlina

36

(13,52–12,45>

Lučiny, Louč. ml.

14

(34,89–32,77>

Oráčov

37

(12,45–11,37>

žst. Lašovice

15

(32,77–31,73>

Švihov

38

(11,37–9,96>

nad Pustověty

16

(31,73–30,68>

Pšovlky

39

(9,96–9,07>

Pustověty

17

(30,68–29,65>

pod Pšovlky

40

(9,07–7,59>

meandr p. Vrchová

18

(29,65–28,30>

Doubrava, Vinice

41

(7,59–6,25>

Popelka, Hučava

19

(28,30–27,40>

nad Šanovem

42

(6,25–4,51>

nad Městečkem

20

(27,40–25,52>

pod Šanovem

43

(4,51–3,60>

Městečko

21

(25,52–25,32>

Senomaty

44

(3,60–2,43>

nad Křivoklátem

22

(25,32–24,39>

pod Senomaty

45

(2,43–0,94>

Křivoklát

23

(24,39–23,31>

ústí Kolešovického potoka

46

(0,94–0,00>

pod Křivoklátem




úpravám toků mimo urbanizovaná území došlo v souvislosti s výstavbou mlýnů a mlýnských náhonů. Tyto úpravy jsou však dnes v terénu již velice obtížně rozpoznatelné. 7) Oblast Městečko (pod) Křivoklát (ústí) – území, kde se vyskytují jak přírodní, tak antropogenně ovlivněné úseky. Koryto toku Rakovnického potoka na území obcí Městečko a Křivoklát je antropogenně upraveno.

4.2 Definice a lokalizace referenčních úseků pro hodnocení kvality habitatu Jako referenční byly zvoleny na horním toku úseky 4 a 5 (ř. km 45,95–43,22) pod obcí Tlesky a pod Krtským rybníkem, které mají z pohledu hydromorfologie, ale i charakteru příbřežní zóny přírodě blízký charakter. Koryto probíhá v původní trase. Je charakteristické přírodním, nezpevněným, nepravidelným příčným profilem, střední variabilitou hloubek a šířek, průměrným výskytem přirozených fluviálně morfologických mezo- a mikrotvarů a vyšší diverzitou substrátu. Doprovodné vegetační pásy jsou vytvořené. Tok zde protéká převážně listnatým lesem s potenciálně přirozenou druhovou skladbou. Na středním toku v oblasti extravilánů byla velice problematická definice referenčních úseků, a to z důvodů provedených úprav koryt vodních toků souvisejících s hydromelioracemi a protipovodňové ochrany. Za referenční stav byla zvolena lokalita nacházející se až ve spodní části středního toku na území CHKO Křivoklátsko – ř. km 13,52–11,37, která splňuje požadavky definice referenčního stavu jak z pohledu hydromorfologických parametrů, tak charakteru příbřežní zóny – viz obr. 2. Na dolním toku byl jako referenční zvolen úsek ř. km 7,59–6,25. Koryto je přírodního zákrutového charakteru se značnou diverzitou fluviálně-morfologických mezo- a mikro struktur a převahou akumulačních procesů. Doprovodné vegetační pásy jsou funkční, převládá zde potenciálně Obr. 2 – Referenční úsek 36 na středpřirozená vegetace, s výskytem lesních ním toku Rakovnického potoka ř. km 12,45–13,52 úseků a skupinové vegetace.



milada matoušková

4.3 Hodnocení zóny koryta vodního toku Ze získaných výstupů bodového vyhodnocení je možno konstatovat, že již pramenná část Rakovnického potoka (úseky 1–3, ř. km 47,37–44,7) je z pohledu výše uvedených parametrů silně antropogenně ovlivněna (IV. ES). Příčinnou jsou rozsáhlá hydromeliorační opatření v pramenné oblasti a s tím související úpravy koryt vodních toků. Převládají zde přímá, uměle vytvořená koryta, zpevněná lomovým kamenem nebo betonovými prefabrikáty s převládajícím pravidelným lichoběžníkovitým tvarem příčného profilu, bez projevů hloubkové a boční eroze a bez přítomnosti přirozených mezo- a mikrohabitatů. Proudění je středně diverzifikované, a to díky přítomnosti umělých stupňů (výška rozdílů hladin do 30 cm). Variabilita hloubek a diverzita substrátu dna je nízká, převládá písčitý a jílovitý substrát. Břehová vegetace je bez přítomnosti stromového nebo keřového patra, břehy koryta jsou převážně zatravněné. Následující úseky 4 a 5 (ř. km 44,7–43,22) mají přírodě blízký charakter, klasifikace ES I. a II. Reprezentují referenční stav na horním toku. Úseky 6, 7 (ř. km 43,22–42,37) nad vtokem Rakovnického potoka do Jesenického rybníka a úsek 9 (ř. km 40,06–38,96) obtokové rameno rybníku Fikač jsou klasifikovány III. ES. Jedná se o vodoteče umělého charakteru, které byly vytvořeny v souvislosti s výstavbou rybníků. Koryto je převážně miskovitého tvaru, zpevněné přírodním kamenem, v určitých částech došlo zároveň ke zpevnění dna toku kamenným pohozem, který je překryt jílovitým a bahnitým substrátem. V podélném profilu se nenacházejí žádné výrazné umělé stupně, variabilita hloubek je nízká, což souvisí s málo diverzifikovaným prouděním. Břehová vegetace je zastoupena mokřadními druhy nebo přítomností jednoho vegetačního patra (keřového nebo stromového). Úseky 8, 10–12 (ř. km 42,37–40,06) je možno naopak označit za přírodě blízké, pouze mírně antropogenně ovlivněné (II. ES). Průběh trasy koryta je převážně zákrutový. Charakter břehové vegetace má potenciálně přirozenou skladbu. Oblast toku mezi 13.–18. úsekem (ř. km 37,24–28,30) s výjimkou úseku 15 (ř. km 32,77–31,73) je klasifikována jako silně antropogenně ovlivněná (IV. ES). Došlo zde k rozsáhlým úpravám koryta toku, které souvisejí s hydromelioracemi a protipovodňovou ochranou. Dnešní trasa koryta má mírně zvlněný až zcela přímý průběh, příčný profil koryta je převážně lichoběžníkového tvaru, břehy jsou zpevněné kamenným pohozem, v určitých úsecích je rovněž zpevněno dno. Proudění je převážně málo diverzifikované, variabilita hloubek a šířek koryta je nízká. V úsecích protékajících obcemi Oráčov, Švihov a Pšovlky ústí do toku řada kanalizačních výpustí. Úseky 19 a 20 (ř. km 28,30–25,52) a 24–26 (ř. km 23,10–20,95) byly klasifikovány III. ES. Trasa koryta je v těchto úsecích napřímená, příčný profil je převážně




miskového tvaru se středním výskytem fluviálně-morfologických mezostruktur, nízkou variabilitou hloubek a šířek. V podélném profilu se vyskytují nízké umělé stupně s výškou do 30 cm. Diverzita substrátu je střední, převážně jílovitého, písčitého a štěrkovitého charakteru. Břehy koryta jsou zpevněny kamennou rovnaninou, vegetace břehů je mokřadního cha- Obr. 3 – Opevněné koryto Rakovnického rakteru. V úsecích 24–26 se výrazněji potoka v úseku 26 projevuje hloubková eroze (zahloubení toku dosahuje až 2 m) a silná břehová eroze, vyskytují se zde velké břehové nátrže. V úseku 25 je část břehů koryta zpevněna betonovými deskami – viz obr. 3. Opevnění lomovým kamenem ve dně a březích je z velké části porušeno, a tím je narušena stabilita uměle vytvořeného lichoběžníkového příčného profilu. Antropogenní ovlivnění hydromorfologických struktur je patrné na středním toku v úsecích 21–23 (ř. km 25,52–23,31) a 27–29 (ř. km 20,95–17,95). V tomto území došlo k úpravám koryta především z důvodů protipovodňové ochrany, sídelní zástavby a dopravních komunikací. Půdorysný průběh trasy koryta je přímý, koryto je umělého charakteru, v březích a částečně ve dně zpevněno lomovým kamenem, s malou variabilitou hloubek a šířek koryta. V určitých profilech je silně zahloubené (až 1,5 m) – viz obr. 4. Proudění vody je málo diverzifikované, přítomnost akumulačních a zvláštních je struktur dna nízká. V podélném profilu se vyskytují umělé stupně s výrazným výškovým rozdílem hladin (až 1 m), které jsou migrační bariérou pro ichtyofaunu. Břehy koryta jsou převážně zatravněné. Na řadě míst jsou přítomné velké břehové nátrže, příčný profil je značně nestabilní z důvodu porušení stávajícího opevnění břehů z 30. let 20. století. Celý úsek koryta Rakovnického potoka v intravilánu města Rakovníka je nezbytné revitalizovat pomocí biotechnických opatření s využitím přírodních materiálů. Na území CHKO Křivoklátsko, tj. dolním toku, byly zjištěny úseky s přírodními nebo přírodě blízkými charakteristikami koryta (úseky 31–33, ř. km 17,1–15,05, dále 36–37, ř. km 13,52–11,37, 41, ř. km 7,59–6,25 a 44, ř. km 3,60–2,43), kde probíhají přirozené fluviálně-morfologické procesy. Půdorysný průběh koryta je zákrutový, místy dochází k formování meandrů. Koryto je přírodního charakteru, nepravidelného tvaru, projevují se v něm přirozené erozní a akumulační procesy, což dokládá střední až vysoký výskyt mezo- a mikrostruktur. Charakter proudění je vysoce diverzifikovaný, variabilita hloubek a šířek je střední až vysoká. Na dolním toku se vykytují i úseky středně antropogenně ovlivněné (30, ř. km 17,95–17,11, 34–35, ř. km 15,05–13,52, 38–40, ř. km 11,37–7,59, 42, ř. km 6,25–4,51). Jedná se



milada matoušková

především o intravilány nebo o úseky ležící nad nebo pod příslušnou obcí. V těchto úsecích došlo k technickým úpravám koryta toku, které souvisí především s protipovodňovou ochranou, nebo se směrovými úpravami trasy koryta z důvodu křížení s dopravními komunikacemi. Trasa koryta má převážně mírně zvlněný průběh, koryto je převážně lichoběžníkového tvaru. Došlo zde ke změně podélObr. 4 – Detail zahloubeného koryta ného profilu z důvodu zkrácení délky Rakovnického potoka v úseku 28, pohled na pravý břeh toku. Vyrovnání sklonových poměrů bylo řešeno umělými stupni, z nichž některé jsou značně vysoké (např. jez v Dolním Chlumu, kde rozdíl hladin činí cca 1,5 m). V určitých úsecích je koryto nezpevněné, např. v úsecích 39, 40 (ř. km 9,96–7,59) – viz obr. 5, projevuje se zde nadměrná boční a hloubková eroze toku. Příčný profil je možno označit za erozně nestabilní. Důvodem je značná rychlost proudící vody, která je antropogenně podmíněna, neboť nad tímto úsekem došlo k významObr. 5 – Úsek 40, erozní profil značně nému zkrácení, napřímení a zpevnění nestabilní, zahloubení dna dosahuje až 2 m koryta. Hloubková eroze se projevuje výrazným zahloubením (až 1,80 m). Dokladem boční eroze jsou břehové nátrže a značně nestabilní břehy. Na dolním toku Rakovnického potoka (úseky 45 a 46, ř. km 2,43–0) v obci Křivoklát byl hydromorfologický stav koryta klasifikován IV. ES. Koryto je zde uměle zpevněné, charakteristické převážně lichoběžníkovitým pravidelným profilem, s nízkou variabilitou hloubek a šířek. Migrační prostupnost toku v podélném profilu je ovlivněná přítomností vysokých umělých stupňů (výškový rozdíl hladin až 1 m). V této části převládají akumulační procesy. Břehy jsou stabilní bez nátrží, převážně zatravněné, v určitých částech s přítomností jednoho typu vegetačního patra. Z pohledu procentuálního zastoupení jednotlivých ekomorfologických stupňů zaujímají významný podíl III. a IV. ES, což svědčí o značné modifikaci koryta člověkem. V. ES stupeň nebyl zaznamenán, I. ES zaujímá necelá 2 % – viz obr. 6.




Obr. 6 – Vyhodnocení ekomorfologického stavu Rakovnického potoka v zónách: koryto, doprovodné vegetační pásy a údolní niva

4.4 Hodnocení doprovodných vegetačních pásů Pramenná oblast Rakovnického potoka byla klasifikována na základě provedeného mapování jako velmi silně antropogenně ovlivněná (IV. ES). Z důvodu hydromeliorací zde došlo k transformaci průběhu koryta a zániku přirozených doprovodných pásů. Tyto pásy při požadavku minimální šíře 10 m je možno označit za nepřítomné, neboť šíře zatravněného pásu s přítomností ruderální vegetace se pohybuje v rozmezí 1–5 m. Horní tok se nachází v oblasti intenzivně zemědělsky obhospodařované, za touto hranicí se nachází orná půda. Úseky 4 a 5 (ř. km 44,70–43,22) a 11; 12 (ř. km 38,01–36,22) je možno z pohledu doprovodných vegetačních pásů označit za přírodní. Jsou klasifikovány I. ES. Vegetační pásy jsou zde plně vyvinuté v dostatečné šíři. Tok protéká listnatým lesem s potenciálně přirozenou druhovou skladbou, místy se vyskytují mokřadní společenstva. Úseky 7–10 (ř. km 42,98–38,01) v oblasti Jesenické rybniční soustavy byly klasifikovány II. ekomorfologickým stupněm, jsou mírně antropogenně ovlivněny. Tyto úseky je možno označit za přírodě blízké. Vegetační pásy jsou s výjimkou části úseku 9 (ř. km 40,06–38,96) plně existující. Jsou tvořeny jednotlivými vzrostlými stromy s přirozenou druhovou skladbou a travním porostem. V jejich využití dominují louky, v úseku 8 je částečně zastoupen mokřad, v úseku 10 – lesní porost. Oblast mezi úseky 13–18 (ř. km 37,24–36,22) byla klasifikována jako středně až velmi silně ovlivněná (III.–V. ES). U povrchového lomu Oráčov (v části úseku 13) došlo k výraznému omezení šířky doprovodných pásů, koryto toku i doprovodný pás jsou ovlivněny násypkami povrchového lomu. Za nevyhovující byly označeny úseky mezi obcemi Oráčov a Pšovlky. Doprovodné vegetační pásy zde



milada matoušková

nejsou vyvinuty v dostatečné šíři, území je využíváno jako zemědělská půda. Umělé vodoteče jsou místy osázeny jednou řadou keřového nebo stromového patra, převládají olše, jasany a vrby. V intravilánu obcí jsou vegetační pásy značně omezeny především z důvodu existence zástavby, dopravních komunikací a umělých antropogenně vytvořených povrchů. Úseky 19 a 20 (28,3–25,5 ř. km) byly z pohledu doprovodných vegetačních pásů klasifikovány jako přírodní nebo přírodě blízké (I. ES). Jedná se o galeriový pás stromů s přirozenou druhovou skladbou). Částečně jsou zde zastoupeny louky a v omezené míře plochy ležící ladem. Úseky 21–22 (ř. km 25,52–24,39) a 24–25 (ř. km 23,10–21,31) byly vyhodnoceny jako středně antropogenně ovlivněné (III. ES). Vodní tok zde protéká zemědělskou krajinnou. Doprovodné vegetační pásy nejsou vyvinuté v plné šíři, jejich struktura je relativně pestrá. Vyskytují se zde louky, zahrady a sady, orná půda, místy rovněž plochy ležící ladem a umělé antropogenní povrchy. V následujících úsecích 26–29 (ř. km 21,31–17,95) je vegetační pás v určitých částech rovněž nedostatečně vyvinutý, neboť vodní tok protéká intravilánem města Rakovníka. Zcela jednoznačně dominuje zatravnění a umělé povrchy. Na okraji travnatého pásu byly vysázeny v galeriovém pásu listnaté stromy (lípy), a vytváří tak úzkou zelenou stuhu protínající město od západu na východ. Na území CHKO Křivoklátsko byla převážná většina úseků klasifikována jako přírodní nebo přírodě blízké (I. a II. ES). Výjimkou jsou pouze úseky 35 (ř. km 15,05–14,29), 45 a 46 (ř. m 13,52–3,60), které se vyskytují v intravilánu obcí a byly označeny za středně antropogenně ovlivněné III. ES. Úseky, které je možno označit za přírodní, jsou 32, 33 (ř. km 16,66–15,05) a 44 (ř. km 3,60–2,43). Doprovodné vegetační pásy jsou zde plně vyvinuté, vodní tok protéká lesními úseky, nebo je lemován jednotlivými stromy s přirozenou druhovou skladbou pro danou lokalitu. Úseky 34 (ř. km 15,05–14,29), 36–43 (ř. km 13,52–3,60) byly klasifikovány II. ES, doprovodné pásy jsou zde převážně existující a funkční. Koryto toku je lemováno jednotlivými stromy s přirozenou druhovou skladbou. Jejich část je mírně ovlivněna člověkem, a to přítomností zahrad, nebo dopravních komunikací. Převládajícím typem využití ploch jsou louky. Závěrečné úseky 45 a 46 (ř. km 2,43–0) byly klasifikovány III. ES – doprovodné vegetační pásy jsou zde pouze částečně existující, jejich šíře dosahuje přibližně 5 m, vyskytující se zde jednotlivé stromy lemující koryto toku a zatravnění. V pásu širokém 10 m od koryta vodního toku se nacházejí např. zahrady a dopravní komunikace. Z pohledu procentuálního zastoupení jednotlivých ES více jak 52 % zaujímají I. a II. ES – viz obr. 6. Významnou měrou jsou však zastoupeny III. a IV. ES (41 %). Zaznamenán byl i nejhorší V. ES (7 %), který se vyskytuje převážně v intravilánech.




4.5 Hodnocení údolní nivy Jako silně antropogenně ovlivněné byly klasifikovány úseky nacházející na území města Rakovníka (úsek 25, ř. km 22,16–21,31) – IV. ES, úsek 26–29 (ř. km 22,16–17,95) – V. ES a úsek 45 (ř. km 2,43–0,94) – IV. ES, ležící v intravilánu obce Křivoklát. Toto hodnocení je zcela logické a nelze zde předpokládat ani jiný výsledek, neboť údolní niva je silně transformována zástavbou, dopravními a jinými umělými povrchy. Zcela nezbytná jsou i aktivní protipovodňová opatření. Výsledek ekomorfologického hodnocení nelze chápat jednoznačně negativně. V těchto úsecích je možno pouze aplikovat biotechnická opatření, která by se týkala koryta toku a příbřežní zóny. Pramenná oblast (úseky 1–3, ř. km 47,37–44,70) byla klasifikována III. ES. V této části není formována údolní niva, proto byl hodnocen pás do vzdálenosti 100 m od koryta toku. V tomto pásu převládá zemědělské využití ploch – převážně orná půda. Protipovodňová opatření zde nebyla aplikována. Další úseky po proudu, tj. 4–7 (ř. km 44,7–42,37) v oblasti Krtské rybniční soustavy, je možno označit za přírodě blízké. Prostor údolní nivy je zde tvořen převážně lesními porosty, vlhkými loukami a mokřadními společenstvy. Retenční potenciál je vysoký a nejsou zde aplikovány prvky protipovodňové ochrany. Vodní tok neztratil hydrologický kontakt s okolním prostředím. Zajímavým biotopem je suchá zalesněná stráň s balvanitým rozpadem žuly na pravém břehu toku a rybníka Kofiler – viz obr. 7. Úseky 8–9 (ř. km 42,37–38,96), 13–17 (ř. km 36,22–29,65) a 21–24 (ř. km 25,52–22,16) na horním a středním toku byly klasifikovány III. ES. V údolní nivě se vedle potenciálně přirozených struktur, např. vlhkých luk a rákosových porostů, vyskytují antropogenně podmíněné struktury, např. zahrady, plochy ležící ladem, orná půda, nebo dopravní komunikace. V úsecích 10–12 (ř. km 38,96–36,22) se vyskytují přírodě blízké struktury (II. ES). Údolní niva zde ještě není plně formována, údolí je převážně erozního charakteru. V širokém pásu podél vodního toku se nacházejí smíšená lesní společenstva. V úzkém pásu Obr. 7 – Rybník Kofiler (rozloha 0,7 ha) podél vodního toku se vyskytují vlhké a jeho příbřežní zóna jsou velice cenným louky. Negativní prvek zde představují biotopem. Na obrázku je jeho pravý dopravní komunikace – silnice a želez- břeh – zalesněná suchá stráň s balvanitým rozpadem žuly. nice vedoucí údolím vodního toku.



milada matoušková

Přírodní nebo přírodě blízký charakter má rovněž i dolní tok Rakovnického potoka, tj. úseky 30–44 (ř. km 17,95–2,43), které byly klasifikovány I. a II. ES. Údolní niva je zde plně vyvinutá, v určitých jejích úsecích zalesněna. Dominantním typem jsou vlhké louky, které jsou pravidelně sečené. Podél dolního toku Rakovnického potoka vede funkční regionální biokoridor, který propojuje toto území s nadregionálním biokoridorem řeky Berounky. V údolní nivě potoka na území CHKO se nachází devět funkčních lokálních biocenter, převážně se jedná o luční biotopy s travními a bylinnými společenstvy, které rovněž dokládají ekologickou významnost tohoto území. Závěrečné úseky na dolním toku Rakovnického potoka úseky 45 a 46 (ř. km 2,43–0) byly klasifikovány jako antropogenně ovlivněné, úsek 45 jako silně antropogenně ovlivněný (IV. ES). Jedná se o území v intravilánu obce Křivoklát, kde převládají urbanizované struktury, a úsek 46 jako středně antropogenně ovlivněný (III. ES). V údolní nivě se vyskytují zahrady a dopravní komunikace. Z pohledu procentuálního zastoupení jednotlivých ekomorfologických stupňů je zastoupení I. a II. ES shodné s hodnocením zóny doprovodných vegetačních pásů. Nejvyšší podíl představuje III. ES (39 %), zaznamenány byly i IV. a V. ES (obr. 6).

4.6 Charakteristika celkového ekomorfologického stavu Rakovnického potoka Ekomorfologický stav Rakovnického potoka je možno na základě analýzy ve třech výše uvedených zónách označit jako nepříliš uspokojivý, neboť 23,5 % z celkové délky toku jsou silně antropogenně ovlivněné úseky (IV. ES). Velmi silně antropogenně ovlivněné úseky (V. ES) nebyly v mapovaném území zaznamenány vůbec. Znepokojivý stav (IV. ES) je zastoupen především v pramenné oblasti toku (obr. 8), tj. v úsecích 1, 2, 3 (ř. km 47,37–44,70), kde je koryto napřímené, zpevněné, doprovodné vegetační pásy jsou nedostatečně vyvinuté a dochází k intenzivnímu zemědělskému využívání ploch v zóně do vzdálenosti 100 m od koryta toku. Jako silně antropogenně ovlivněné byly dále klasifikovány úseky 14–16 na středním toku mezi obcemi Oráčov a Pšovlky (ř. km 34,81–30,68), kde vodní tok protéká rovněž převážně zemědělskou krajinou. Původní přírodní koryto vodního toku mělo zákrutový průběh trasy a větvilo se v široké údolní nivě do několika ramen. Současný půdorysný průběh trasy je přímý, koryto je opevněné, s příčným profilem převážně lichoběžníkovitého tvaru. Diverzita proudění je malá především z důvodu nízké přítomnosti mezohabitatů. Doprovodné vegetační pásy zde nejsou vyvinuty v dostatečné šíři, údolní niva je využívána především jako orná půda, v intravilánech dominuje zástavba, dopravní komunikace a umělé antropogenně vytvořené povrchy.


Obr. 8 – Hodnocení celkového ekomorfologického stavu Rakovnického potoka od pramene po ústí

IV. ES jsou označeny také úseky 23 a 26–29 (ř. km 24,39–23,31 a 21,31–17,95) nacházející se v intravilánu města Rakovníka a jeho západního předpolí. Toto označení je logické. Koryto toku je zde napřímené, v březích a dně původně uměle opevněné lomovým kamenem dnes značně nestabilní, objemově dimenzované na provedení 50leté vody. Doprovodné vegetační pásy jsou pouze částečně existující. I. ES toku byl zaznamenán pouze v 7,7 % z celkové hodnocené délky. Jedná se o úseky 4–6 (ř. km 44,7–42,98) na horním toku v oblasti Přírodního parku Jesenicko a úseky 37 (ř. km 12,45–11,37) a 44 (ř. km 3,6–2,43) na dolním toku v CHKO Křivoklátsko.

Obr. 9 – Hodnocení celkového ekomorfologického stavu Rakovnického potoka pomocí metody EcoRivHab





milada matoušková

Tyto úseky by měly být předmětem zvláštní ochrany. Ekohydrologicky významné jsou rovněž úseky II. ES, které je možno označit jako mírně antropogenně ovlivněné. Tento ekomorfologický stupeň zaujímá značnou část hodnoceného území, konkrétně 42,4 % – viz obr. 9. Tyto úseky se vyskytují především v CHKO Křivoklátsko a na území přírodního parku Jesenicko.

5 diskuse a závry Na základě získaných výstupů je možno modelové povodí Rakovnického potoka v porovnání s ostatními toky v České republice, protékajícími zemědělskou a průmyslově ovlivněnou krajinou, souhrnně označit z pohledu ekomorfologie jako středně antropogenně ovlivněné, a to především díky relativně vysokému podílu mírně antropogenně ovlivněných a přírodních úseků v chráněných územích. Znepokojivý je však stav hydrografické sítě v pramenné oblasti Rakovnického potoka (IV. ES) a zároveň vysoký celkový podíl upravenosti hydrografické sítě povodí, který činí 44,6 %. Relativně vysoký podíl (23,4 %) z celkové délky toku zaujímají silně antropogenně ovlivněné úseky (IV. ES). Tento stav je již znepokojivý v pramenné oblasti, kde v druhé polovině 20. století došlo k melioračním úpravám hydrografické sítě. K silně antropogenně ovlivněným oblastem náleží i úsek mezi obcemi Oráčov a Pšovlky na středním toku a rovněž oblast nacházející se v předměstí a v intravilánu města Rakovníka. Pouhých 7,7 % z celkové délky Rakovnického potoka bylo klasifikováno jako přírodní, či přírodě blízké, tj. prvním ekomorfologickým stupněm. Jedná se o oblast horního toku mezi Krtskou a Jesenickou rybniční soustavou a o dva úseky na dolním toku v CHKO Křivoklátsko. Tato území by měla být předmětem zvláštní ochrany. Ekohydrologicky významné z pohledu ochrany jsou rovněž úseky klasifikované II. ES, tzn. pouze mírně antropogenně ovlivněné, které představují 42,4 % z celkové délky toku. Nacházejí se převážně na území CHKO Křivoklátsko. Především díky tomuto významnému podílu v II. ES je možno Rakovnický potok v porovnání s ostatními toky v České republice, protékajícími zemědělskou a průmyslově ovlivněnou krajinou, označit jako středně antropogenně ovlivněný. Revitalizační opatření v zájmovém povodí je nutno především směřovat do pramenné oblasti. Zde by měla být provedena tzv. úplná revitalizace toku. V prvé řadě je třeba získání ploch pro vytvoření funkčních doprovodných vegetačních pásů. Dále osvobodit tok od technického opevnění a ponechat ho samovolnému přirozenému formování koryta. Rovněž by bylo vhodné vysázení stromové a břehové vegetace. K úplné revitalizaci by mohlo dojít rovněž v úsecích 14–16 mezi obcemi Oráčov a Pšovlky.




V intravilánech jednotlivých obcí a na území města Rakovníka je vhodné provádění údržby a biotechnických opatření včetně zamezení neúměrného znečištění recipientu vzhledem k jeho vodnosti. Nezbytná je biotechnická stabilizace břehů a zamezení nadměrné břehové erozi, vhodné je i zvýšení variability hloubek a šířek pomocí struktur z přírodních materiálů a údržba a případné nové osázení úseků chybějící doprovodnou vegetací.

literatura DE WAAL, L. C., LARGE, A. R. G., WADE, P. M., eds (2000): Rehabilitation of Rivers, Principles and Implementation. John Wiley & Sons, Chichester, 331 s. JUST, T. (2001): Možnosti a přínosy revitalizací vodního prostředí. Vodní hospodářství, 2001, č. 3, s. 45–48. JUST, T. (2005): Vodohospodářské revitalizace a jejich uplatnění v ochraně před povodněmi. Český svaz ochránců přírody: Ekologické služby, Praha: MŽP, 359 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring vodních toků jako podklad pro revitalizaci vodních ekosystémů. Disertační práce. PřF UK v Praze, Praha, 219 s. MATOUŠKOVÁ, M., (2004): Ecohydrological monitoring of the river habitat quality. Geografie, 2, 109, s. 105–116. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu Rámcové směrnice ochrany vod EU. Závěrečná výzkumná zpráva projektu GAČR č. 205/02/P102, PřF UK v Praze a GAČR, Praha. WFD (Water Framework Directive) 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 (2000): Official Journal of the European Communities, I., 327/1. Luxemburg. WEISS, A., MATOUŠKOVÁ, M., MATSCHULLAT, J. (2007): Hydromorphological assessment within the EU-Water Frame Directive – trans-boundary cooperation and application to different water basins. Hydrobilogia, 603, 1: 53–72. Springer Netherland, DOI 10.1007/s10750007-9247-2.

Ekomorfologický monitoring vodních toků v povodí Košínského potoka magdalena bicanová

abstrakt Příspěvek představuje hodnocení Košínského potoka, hlavní zdrojnice vodní nádrže Jordán v Táboře. Povodí Košínského potoka je intenzivně zemědělsky využíváno, vodními toky jsou do Jordánu transportovány živiny, které pak v letních měsících způsobují eutrofizaci. Hlavním důvodem ekohydrologického zhodnocení Košínského potoka bylo tedy nalezení úseků toků, které jsou jednak ve špatném ekohydromorfologickém stavu a je zde velký vstup živin a látek do toku, a jednak úseků, které jsou v dobrém ekohydromorfologickém stavu a mají schopnost nežádoucí látky zachytit. Hodnocení je založeno na terénním mapování a na zpracování tematických GIS vrstev a mapových podkladů. Jedná se především o mapy a údaje ohledně odvodněných území a úpravách provedených na tocích. Dále pak byla analyzována GIS vrstva využití půdy, podle níž byla hodnocena údolní niva. Jako podklad mapování a jeho následné vektorizace byly použity letecké snímky v měřítku 1 : 5 000. klíová slova: Košínský potok, vodní nádrž Jordán, EcoRivHab, GIS, údolní niva " M. Bicanová: Ecomorphological monitoring of streams in the Košínský brook water basin The contribution provides the ecomorphological evaluation of the Košínský brook, the main source of the water reservoir Jordán in Tábor. The Košínský brook water basin is extensively used for agricultural purposes. The rivers transport nutrients to Jordán reservoir which causes euthrofication in summer months. The main reason for the ecohydrological research of the Košínský brook was to identify two types of reaches: those in bad hydromorphological condition with great input of nutrients and substances into the river and those ones in good ecohydromorphological condition with the ability to retain unwanted substances. The evaluation is based on field mapping and on processing thematic GIS layers and maps. These particularly include maps and data concerning drained-off areas and transformations carried out on rivers. The flood plain was analysed based on GIS land use layer. Arial images 1 : 5,000 were used as a source for the mapping and subsequent vectorization. key words: Košínský brook, water reservoir Jordán, EcoRivHab, GIS, flood plain



magdalena bicanová

1 úvod Košínský potok je hlavním zdrojem vody nejstarší údolní nádrže ve střední Evropě, rybníku Jordán. Nádrž se rozkládá na severním okraji historického města Tábor, byla vybudována již v roce 1492. Původně měla několik funkcí, především sloužila jako zásobárna pitné vody, dále k protipožární ochraně města a na jejím břehu byly vybudovány městské lázně (Hejzlar a kol., 2001). V současné době se zde objevily snahy využívat nádrž i k rekreačním účelům, např. koupání a autocampingu. Během letních měsíců však v nádrži dochází k značné eutrofizaci spojené s nárůstem řas a sinic, které následně zhoršují kyslíkové podmínky v nádrži, a to vede k produkci toxických látek. Tento stav je zapříčiněn nadměrným přísunem živin z plochy povodí do nádrže, jedná se především o fosfor a dusík, ty se do toků dostávají ze zemědělských ploch a odpadních komunálních vod. Z tohoto důvodu vyvstala potřeba ekomorfologického zhodnocení vodních toků. Cílem bylo přesně lokalizovat úseky toků, na nichž dochází k největšímu vstupu živin do vodního prostředí a jejich následnému zrychlenému transportu do nádrže.

2 aplikované metody a zdroje dat Jako podklad pro ekomorfologické mapování metodou EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) byly použity letecké ortofoto snímky v měřítku 1 : 5 000 (zdroj: Ústav ekologie krajiny [ÚEK] Akademie věd v Českých Budějovicích [AV ČB]) a digitální vrstvy ZABAGED 1 : 10 000 (zdroj: ÚEK AV ČB). Během mapování byla provedena evidence a zákres vybraných přírodních a antropogenních prvků (např. přirozené a umělé stupně, úpravy koryta toku, potenciální retenční prostory v příbřežní zóně). Do formulářů ekomorfologického mapování bylo zaznamenáno bodové hodnocení jednotlivých parametrů pro všechny sledované úseky toků, které bylo následně statisticky zpracováno a vyhodnoceno. Pro doplňkové hodnocení byly použity tematické GIS vrstvy k zhodnocení využití území v příbřežní zóně a určení charakteristik ekologického potenciálu půd (Janderková, 2000). Dále pak byla hodnocena upravenost říční sítě a podíl odvodněných ploch na základě tematických mapových podkladů 1 : 10 000 poskytnutých správcem vodního toku (Zemědělská vodohospodářská správa [ZVHS] Tábor).

ekomorfologický monitoring v povodí košínského potoka



3 charakteristika zájmového území Povodí Košínského potoka se nachází na hranici jihočeského a středočeského kraje severně od města Tábor. Hydrologicky náleží do povodí Lužnice, do níž ústí v Táboře zprava po výtoku z vodní nádrže Jordán. Tok je označen číslem hydrologického pořadí 1-07-04-067 (Vlček, 1984). Geologicky území patří v rámci Českého masivu k moldanubiku, na jihozápadě sem pak částečně zasahuje Středočeský pluton. Podél vodních toků jsou časté písčité fluviální sedimenty würmského a risského stáří. Z hlediska geomorfologie je povodí tvořeno Jankovskou, Malšickou a Sezimoústeckou pahorkatinou. Reliéf celého povodí je erozně denudační. Nejnižším bodem zájmového území je hladina vodní nádrže Velký Jordán – 426 m n. m., nejvyšším bodem je Dehetník – 679,7 m n. m. (Demek, 1987). V nivách potoků a zalučněných terénních depresích kolem rybníků se vyskytují gleje, jinak jsou na většině území kambizemě a luvizemě. (Zdroj: Syntetická mapa půd ČR 1 : 200 000, list Tábor.) Klima v povodí Košínského potoka je charakterizováno jako vlhké a subhumidní. Převládají zde západní a severozápadní větry. Průměrná roční teplota činí 6,5 °C, hodnota ročních srážek určená polygonovou metodou je 612 mm (zdroj dat, ČHMÚ České Budějovice). Území náleží do biogeografické provincie středoevropských lesů, podprovincie hercynské. Většinu území zaujímá sosiekoregion Středočeská pahorkatina, na severozápadě sem okrajově zasahuje Votická vrchovina. Nacházejí se zde tři vegetační stupně (třetí až pátý): dubobukový, bukový a jedlovobukový. Povodí Košínského potoka je intenzivně zemědělsky využíváno. Celkem je obhospodařováno 78 % plochy povodí, lesy zaujímají 22 % (Ehrlich a kol., 1992). Košínský potok vzniká soutokem Borotínského a Bonkovického potoka ve Starozámeckém rybníku pod Borotínem v nadmořské výšce 484 m. Tok protéká povodím severojižním směrem a tvoří jeho hydrografickou osu. Cestou přibírá od pramene k ústí šest pravostranných a osm levostranných přítoků. Ústí do vodní nádrže Velký Jordán v Táboře. Z nádrže pak vytéká, již mimo sledované území, jako Tismenický potok a po 1,5 km ústí zprava do Lužnice. Celková délka hlavního toku bez rybníků je 18 km, délka všech vodních toků v povodí sledovaných v rámci ekohydrologického hodnocení je 68 km. Plocha povodí byla vypočtena na 79,8 km2. V povodí bylo vybudováno 80 rybníků o celkové ploše 187,76 ha. Největším rybníkem v povodí (47,6 ha) je údolní nádrž Jordán (Bicanová, 2005). Vodní stavy měřené limnigrafem na profilu ústí Košínského potoka do vodní nádrže Velký Jordán jsou během roku velmi rozkolísané. Minimálních hodnot dosahují vodní stavy vždy na přelomu června a července, dvě lokální maxima jsou pak v období únor–duben (tání sněhu a jarní srážky) a v období září–říjen (prav-



Obr. 1 – Přehledová mapa povodí Košínského potoka

magdalena bicanová




Tab. 1 – Základní charakteristika zájmového území Plocha (km2)

79,8


18


679,7; 426


2,84

Průměrný průtok (m3.s–1) Limnigraf (ř. km)

0,4 3


612

Geologie

horniny moldanubika, Středočeský pluton


kambizemě, luvizemě, podél toků a nádrží gleje

Vodní nádrže (ha)

Velký Jordán 47,6

děpodobně způsobeno podzimním vypouštěním vodních nádrží nad profilem. Průměrný průtok byl vypočítán na 0,4 m3.s–1 (Bicanová, 2005). Ve sledovaném povodí bylo v minulosti v rámci odvodňování pozemků provedeno 55 jednotlivých úprav. Všechny tyto úpravy mají podobný charakter a liší se pouze mírou zahloubení a použitým materiálem. Na většině toků byl změněn průběh jejich trasy, délka byla výrazně zkrácena a břehy a dno koryta byly zpevněny proti erozi. Z celkových 68 km sledovaných toků bylo upraveno více než 30 km (44 %), 4,3 km (6 %) zatrubněno a z celkové rozlohy povodí 79,8 km2 bylo 18,4 km2 (23 %) odvodněno. V tabulce 1 jsou uvedeny základní charakteristiky sledovaného území, na obr. 1 je pak znázorněna přehledová mapa zájmového území s vyznačením odvodněných ploch a upravených úseků toků.

4 výsledky 4.1 Hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí metody EcoRivHab 4.1.1 Charakteristika mapovaného vodního útvaru V povodí Košínského potoka bylo zmapováno 22 toků o celkové délce 68 km. V rámci jednotlivých toků bylo od pramene po ústí vymezeno 283 úseků s průměrnou délkou 229 m. Nejkratší úsek měřil 60 m, nejdelší pak 685 m. Sledované toky je možné rozdělit do dvou základních hlavních skupin: a) toky se stabilní údolní nivou – toky mají dostatečně široké, přírodě blízké doprovodné vegetační pásy. Koryta toků nebyla výrazně, nebo ve větším měřítku upravena. Do této skupiny patří hlavní tok Košínského potoka, Černý potok, Borotínský potok a tok č. III.



magdalena bicanová

b) toky s nestabilní údolní nivou – toky protékají intenzivně zemědělsky využívanou krajinou, doprovodné vegetační pásy většinou nemají dostatečnou šíři, koryta toků byla upravena. Patří sem Chomoutovský, Kostelecký, Radovský, Radimovický, Svrabovský a Chotovinský potok a bezejmenné toky č. IX, XI, XIII a XVIII–XXIII. 4.1.2 Definice a lokalizace referenčních úseků pro hodnocení kvality habitatu V povodí byly vybrány následující skupiny úseků, které je možné použít jako referenční úseky pro ekohydrologické hodnocení: a) úseky na Bonkovickém a Borotínském potoce a na horním toku bezejmenného přítoku č. XXIII – tyto úseky nebyly v minulosti nijak upravovány, koryto zde má přirozený charakter, tok protéká smíšeným, nebo jehličnatým lesem, nejsou zde patrné žádné výrazné antropogenní zásahy. b) úseky na dolním toku Košínského potoka a podél Černého potoka od obce Sudoměřice po soutok s Košínským potokem – údolní niva zde má ale jiný charakter než v předchozí skupině, jde především o přirozené mokřadní a litorální vegetační formace, nebo přirozené louky v dostatečné šíři. Ani tyto úseky nebyly výrazně antropogenně ovlivněny, koryto a doprovodné vegetační pásy mají přirozený charakter, z hlediska eroze jsou stabilní. c) úsek při soutoku Radkovského potoka s tokem č. XIII – koryto toku zde sice bylo v minulosti v rámci odvodňování pozemků napřímeno a opevněno, doprovodné vegetační pásy a údolní niva zde však mají dostatečnou šíři, relativně přirozený charakter (polopřirozené louky) a mají dostatečný pufrační potenciál, aby zachytily živiny z okolí toku. Tento úsek lze z hlediska možnosti dotace živin označit jako referenční, ne však z hlediska charakteru koryta a transportu živin (voda proudí v korytě vysokou rychlostí a nejsou zde žádné možnosti retence látek). 4.1.3 Kvalita habitatu mapovaných vodních toků Z důvodu rozsáhlých plošných hydromelioračních opatření byly změněny hydromorfologické charakteristiky koryt. Jejich současný ekomorfologický stav byl souhrnně zhodnocen v rámci průzkumu zóny koryta vodního toku. K I. a zároveň II. ekomorfologickému stupni (ES) (převládají přírodní, nebo přírodě blízké struktury) bylo přiřazeno 56 % z celkové délky všech úseků a k IV. a V. ES (silně až velmi silně antropogenně ovlivněné úseky) 36 % délky sledovaných úseků. Více než 5 % délky úseků je zatrubněno. Na základě těchto výsledných hodnot lze zónu koryta vodního toku označit jako významně antropogenně ovlivněnou. Vývoj ekomorfologického stavu habitatu v podélném profilu od pramene po ústí je znázorněn v obr. 2.




Obr. 2 – Ekomorfologický stav habitatu hlavního koryta vodního toku (od pramene po ústí), mapování pomocí metody EcoRivHab

Obr. 3 – Kvalita jednotlivých ekomorfologických zón: koryto, doprovodné vegetační pásy, údolní niva, mapování pomocí metody EcoRivHab

Charakter doprovodných vegetačních pásů je závislý na využití půdy podél toků. Celkově byla při jejich hodnocení spíše posuzována jejich ekologická stabilita než jejich druhová skladba. Čím stabilnější vegetace, tím lépe plní svoji funkci v krajině. Při hodnocení celého povodí bylo k I. a II. ES přiřazeno více než 70 % délky všech sledovaných úseků, k IV. a V. pak 8 % délky. Na základě těchto výsledků je možné zónu doprovodných vegetačních pásů označit jako mírně antropogenně ovlivněnou. Podíl jednotlivých ekomorfologických stupňů ve všech hodnocených zónách je zobrazen na obr. 3. Údolní niva byla hodnocena na základě distančních dat.

4.2 Hodnocení využití údolní nivy pomocí distančních zdrojů informací Pro zhodnocení zóny údolní nivy a celého povodí byla použita analýza plošných prvků. Hodnocena byla digitální vrstva využití půdy jak v rámci celého povodí, tak i v oříznutém stometrovém a pětisetmetrovém pásu podél toků (hodnocení



magdalena bicanová

Obr. 4 – Schéma grafického vyhodnocení land coveru 100m pásu podél toků, údolní niva pod obcí Borotín, dolní tok Borotínského a Chomoutovského potoka

údolní nivy). Jako vstupní podklad byla k dispozici vrstva land use s třiceti šesti různými kategoriemi využití půdy, tyto kategorie byly podle jejich ekologické stability rozděleny do pěti základních skupin, které byly v prostředí GIS spojeny, a byl pro ně automaticky vypočítán obsah jednotlivých ploch, což umožnilo vytvoření tematické mapy a statistické a výsledné zhodnocení sledovaných zón (procentuální podíl jednotlivých kategorií na celkové hodnocené ploše). Ve stometrovém pásu byla navíc údolní niva rozdělena na části, které byly délkově shodné s rozdělením toků na úseky během terénního mapování (viz obr. 4). V rámci takto vymezených částí (rozměry: délka mapovaného úseku × 100 m) byla na základě procentuálního zastoupení ploch různých kategorií vypočtena, pro pravý a levý břeh zvlášť, výsledná hodnota ekomorfologického stupně. V tematické mapě pak byly jednotlivé části údolní nivy zobrazeny právě podle výsledné hodnoty ES. Ve stometrovém pásu kolem toků bylo jako přírodě blízké (I. a II. ES) označeno 61 % z celkové plochy a jako výrazně antropogenně (IV. a V. ES) ovlivněné označeno 33 %.

5 diskuze a závry Hlavním faktorem ovlivňujícím ekohydrologický stav celého povodí Košínského potoka je charakter využití jednotlivých ploch. Celé povodí je možné rozdělit na dvě relativně homogenní části. Severní část území, přibližně až po linii soutoku Košínského a Černého potoka, je až na výjimky v dobrém ekomorfologickém stavu – úseky byly přiřazeny v zóně koryta toku a doprovodných vegetačních pásů k I. nebo II. ES. Většina tohoto území je zalesněna a nedošlo zde k výraznějším antropogenním zásahům.




Koryta toků mají přirozený nebo přírodě blízký charakter, doprovodné vegetační pásy jsou dostatečně široké s přirozenou vegetační skladbou. K výraznějším úpravám a zásahům došlo pouze na Bonkovickém potoce nad Starozámeckým rybníkem u Borotína, na středním toku Borotínského potoka, v celé délce Chomutovského potoka, v pramenné oblasti Černého potoka nad rybníkem Mezno a v krátkém úseku Černého potoka pod obcí Sudoměřice. V rámci ekomorfologického monitoringu byly tyto úseky toků přiřazeny v obou sledovaných zónách k IV. nebo V. ES. V souvislosti s odvodňováním pozemků byla koryta toků přeložena, napřímena, zahloubena a opevněna, doprovodné vegetační pásy mají nepřirozenou druhovou skladbu a byly zúženy pod potřebnou minimální hranici 10 m. Jižní část sledovaného území má oproti severní části zcela odlišný charakter. Území je intenzivně zemědělsky využíváno a bylo tedy výrazně antropogenně přetvářeno. Většinu plochy tvoří rozlehlé pozemky orné půdy bez trvalého stabilního vegetačního krytu, které jsou tudíž náchylnější k erozi. Z důvodu efektivnějšího využití půdy byla v minulosti většina zemědělských ploch odvodněna (celkem 23 % plochy celého povodí bylo odvodněno) a během těchto prací byla upravena i koryta toků. Koryta byla většinou napřímena, zahloubena a opevněna proti erozi, zvýšil se podélný spád toku, a tím se zrychlil odtok vody z území. Původní přirozené doprovodné vegetační pásy byly zúženy pod hranici 10 m, nebo místy zcela odstraněny a samovolně nahrazeny náletovou vegetací. V některých úsecích dosahuje orná půda až na hranu koryta toku. Některé úseky toků byly zatrubněny. V rámci ekomorfologického monitoringu byly tyto toky ohodnoceny v obou sledovaných zónách III.–V. ES. Přirozený charakter si v jižní části povodí zachovala pouze přípotoční niva hlavního toku Košínského potoka mezi Košínským rybníkem a vodní nádrží malý Jordán. Koryto zde má přirozený charakter, doprovodné vegetační pásy dostatečnou šíři a přirozenou druhovou skladbu. Obě sledované zóny byly ohodnoceny I. a II. ES.

podkování Ekomorfologický monitoring říční sítě v povodí Košínského potoka probíhal ve spolupráci katedry fyzické geografie PřF UK v Praze pod vedením RNDr. Milady Matouškové, Ph.D. s Ústavem ekologie krajiny Akademie věd v Českých Budějovicích pod vedením RNDr. Jiřího Žaloudíka, CSc.



magdalena bicanová

literatura BICANOVÁ, M. (2005): Použití metody ekomorfologického monitoringu v povodí Košínského potoka s pomocí nástrojů GIS. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha. DEMEK, J. a kol. (1987): Zeměpisný lexikon, Hory a nížiny. Academia, Praha. EHRLICH a kol. (1992): Generel místního územního systému ekologické stability v obvodu vodárenské nádrže Jordán na okrese Tábor, nepublikováno. HEJZLAR, J., BOROVEC, J., MATĚNA, J., PORCAL, P., ŽALOUDÍK, J. (2001): Nádrž Jordán v roce 2000: trofie, zdroje živin, možnosti obnovy. Studie pro Jihočeský vodárenský svaz České Budějovice a Město Tábor. Hydrobiologický ústav AV ČR, České Budějovice. JANDERKOVÁ a kol. (2000): Systém komplexního hodnocení půd. AOPK ČR Praha, projekt VaV, 640/3/99, Praha. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring jako podklad pro revitalizaci vodních toků, modelová studie Rakovnického potoka. Disertační práce, PřF UK v Praze, Praha. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu rámcové směrnice ochrany vod EU. Závěrečná zpráva projektu GAČR 205/02/P102, PřF UK v Praze, Praha. VLČEK, V. a kol., (1984): Vodní toky a nádrže, Zeměpisný lexikon ČSR, ČAV Praha.

Ekomorfologický monitoring říční sítě v povodí Liběchovky václav šípek, milada matoušková

abstrakt Příspěvek se zabývá ekomorfologickým hodnocením kvality habitatu vodních toků v povodí Liběchovky. Pro ekomorfologické hodnocení byly vybrány tři metody: EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007), LAWA Field Survey (LAWA-FS, 1999) a Rapid Bioassessment Protocol (Barbour a kol., 1999). Přínosem je provedená srovnávací analýza výstupů terénního mapování pomocí jednotlivých metod a prezentace odlišných hodnotících přístupů. Všechny metody prokázaly schopnost uspokojivě identifikovat antropogenně ovlivněné oblasti a určit kvalitu habitatu říční sítě na základě hydromorfologických kritérií. Pro hodnocení ekohydrologického stavu zájmového území byly využity i distanční zdroje informací, konkrétně letecké ortofotometrické snímky v digitální podobě. S jejich využitím byla hodnocena ekologická stabilita příbřežní zóny. Liběchovka je pravostranným přítokem Labe. Hlavní tok reprezentuje území nížinného charakteru, avšak celé povodí má rozmanitý reliéf díky výškové členitosti Polomených hor. Převážná část povodí má dnes přírodní ráz, neboť 78 % leží v CHKO Kokořínsko. Povodí Liběchovky bylo vyhodnoceno jako přírodní až mírně antropogenně ovlivněné. klíová slova: ekomorfologický monitoring, Liběchovka, EcoRivHab, LAWA, Rapid Bioassessment Protocols " V. Šípek, M. Matoušková: Ecomorphological monitoring of the river network in the Liběchovka water basin The contribution deals with the ecomorphological assessment of the river habitat in the Liběchovka water basin. Three methods were used for the ecomorphological evaluation: EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007), LAWA Field Survey (LAWA-FS, 1999) and Rapid Bioassessment Protocol (Barbour et al., 1999). The study provides a comparative analysis of the field mapping outputs obtained by using the individual methods and a presentation of different evaluation approaches. All methods showed the ability to identify satisfactorily areas influenced by human activities and determine the quality of river network habitat based on the hydromorphological criteria. Distance data sources, specifically digital aerial orthophoto images, were also used for the assessment of the ecohydrological condition of the study area. With the help of the images the ecological stability of the riparian belt was evaluated. The Liběchovka River is a right-hand-side tributary to the River Labe. The main stream runs through lowland, however, the whole water basin is located in a various landscape relief thanks to the height ruggedness of the Polo-



václav šípek, milada matoušková

mené Mountains. Prevalent part of the water basin is of natural character because 78 per cent of it is located in the landscape protected area of Kokořínsko. The condition of the Liběchovka water basin was evaluated as natural to moderately affected by anthropogenic activity. key words: ecomorphological monitoring, Liběchovka River, EcoRivHab, LAWA, Rapid Bioassessment Protocols

1 úvod Rámcová směrnice o vodní politice EU (WFD, 2000) stanovuje jako jeden z cílů v oblasti vodního hospodářství dosažení dobrého ekologického potenciálu a dobrého chemického stavu povrchových vod nejpozději do 15 let od data nabytí platnosti. Pro komplexní hodnocení ekologického stavu povrchových vod je nutno využívat poznatků z hydrologie, hydrochemie, hydrobiologie a hydromorfologie (Janauer, 2000). V současné době existuje více metod hodnotících ekologický stav vodních toků (Mc Ginnity a kol., 2002; Parson a kol., 2000) a vyvstává tedy otázka, jaká z metod je optimální pro stanovení ekologického potenciálu povrchových útvarů ve střední Evropě. Problémem hodnocení ekologického potenciálu je i srovnatelnost výsledků stávajících metod. Účelem této studie je proto vyhodnocení ekomorfologického stavu vodních toků v zájmovém povodí pomocí tří mapovacích metod, vypracování srovnávací analýzy výsledků a následné posouzení ekologické stability příbřežní zóny pomocí distančních zdrojů informací.

2 aplikované metody a zdroje dat Pro mapování ekomorfologického stavu vodních toků v povodí Liběchovky byly vybrány tři metody. Jedná se o českou metodu EcoRivHab (Matoušková, 2004, 2007), německou LAWA-FS (LAWA, 1999) a americkou USEPA Rapid Bioassessment Protocol (Barbour a kol., 1999). Z metody RBP byla použita pouze část týkající se hydromorfologie a nebyl proveden hydrobiologický průzkum, který je součástí práce K. Hryzákové (OŽP PřF UK). Hlavním zdrojem dat je terénní průzkum, který probíhal v období září 2005 až červen 2006. Výsledky terénního průzkumu jsou prezentovány v podobě vrstev GIS, jejichž podkladem je ZABAGED 1 : 10 000 (zdroj ČÚZK). Pro vyhodnocení využití nivy byly kromě terénního průzkumu použity georegistrované ortofotometrické letecké snímky s rozlišovací schopností 50 cm v pásu širokém 200 m podél obou břehů (zdroj GEODIS). Letecké podklady byly digitalizovány v programu MapInfo Professional 7.0. Data pro vyhodnocení klimatických a hydrologických poměrů v povodí poskytl ČHMÚ.

ekomorfologický monitoring íní sít v povodí libchovky



3 charakteristika zájmového území Povodí Liběchovky leží na rozhraní krajů Středočeského, Libereckého a Ústeckého. Nachází se v západní části Polabské nížiny mezi obcemi Mělník, Doksy a Úštěk. Reprezentuje tedy území nížinného charakteru, avšak s velice rozmanitým reliéfem díky výškové členitosti Polomených hor. Liběchovka je pravostranným přítokem Labe (obr. 1). Číslo hydrologického pořadí Liběchovky je 1-12-03036. Převážná část povodí má přírodní ráz, neboť 78 % leží v CHKO Kokořínsko. Oblast Přírodní rezervace Mokřady horní Liběchovky je zároveň od roku 1996 v rozsahu 75 ha chráněna v rámci Ramsarské úmluvy jako součást Mokřadů Liběchovky a Pšovky. Sledované území je z geologického hlediska částí České křídové tabule a je součástí většího geomorfologického celku Polomených hor. Sedimentární pokryv je svrchnokřídového stáří. Údolní síť je výsledkem dlouhodobého rozpadu kvádrových pískovců, který probíhá podle hlavních tektonických linií. Výsledkem tohoto procesu je velká vnitřní výšková členitost. Větší podrobnosti o geomorfologických poměrech oblasti lze najít v mnohých publikacích Balatky a Sládka (1966, 1984). V povodí převládají hnědozemě a půdy ilimerizované, které odpovídají klimatickým podmínkám. Kvalitnější černozemě běžné v Polabské nížině se zde nemohly vyvinout kvůli většímu množství srážek (tab. 1). Podle Quittovy klimatické klasifikace (Quitt, 1971) náleží povodí do oblasti mírně teplé až teplé a vyznačuje se dlouhým teplým, mírně suchým létem a krátkou zimou s krátkým trváním sněhové pokrývky (Tolasz a kol., 2007). Převážná část zájmového území leží v Kokořínském bioregionu. Zbytek, který je reprezentován zejména okolím Dubé a západní části povodí, je zařazen do přechodných nebo nereprezentativních zón. Zastoupeny jsou biocenózy 2. bukovo-dubového až 4. bukového stupně. Potenciální vegetace je tvořena acidofilními doubravami a bučinami, výjimečně též dubohabrovými háji. Biogeografické poměry jsou podrobněji zpracovány v práci Pochmanna (2001). Mapa říční sítě je znázorněna na obr. 1. Průměrný Tab. 1 – Základní fyzicko-geografická charakteristika povodí Plocha (km2)

157,21


25,4


474,3; 152


4,7


0,41 2,6


588

Geologie

Česká křídová tabule (celek Polomené hory)


hnědozemě, ilimerizované půdy




denní dlouhodobý průtok Qa je v měrném profilu Želízy za období 1965–2003 roven 0,41 m3.s–1, odtoková výška je rovna 179 mm. Hodnota specifického odtoku dosahuje 5,76 l.s–1.km–2 a hodnota odtokového součinitele činí 31,5 %. Denní průtoky toku jsou velmi vyrovnané, což lze při výrazném ročním chodu srážek vysvětlit ovlivněním odtoku režimem podzemní vody, a to díky vysoké propustnosti a průtočnosti podloží (Malkovský a kol., 1974). Dalším faktorem, který hraje významnou roli při tvoření odtoku, je Obr. 1 – Přehledová mapa povodí Liběchovky přítomnost mokřadů. Mokřady se nachází jak na horním toku nad Deštnou, tak v okolí Medonos, Tupadel a nad Želízami. V neposlední řadě, část vody je zadržována v rybniční soustavě pstruhárny v Liběchově.

4 výsledky 4.1 Hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí metody EcoRivHab 4.1.1 Charakteristika mapovaného vodního útvaru Ekomorfologické vyhodnocení stavu vodních toků v povodí Liběchovky metodou EcoRivHab bylo provedeno na 42 km toků v povodí Liběchovky. Všechny toky byly mapovány od pramene po ústí. Na základě těchto parametrů bylo vymezeno 106 úseků. Průměrná délka jednoho mapovaného úseku je 396 m, přičemž nejkratší úsek má zhruba 80 m a nejdelší 1 463 m. Medián délek úseků se rovná 306 m. Tři úseky nemohly být podrobně vymapovány z důvodu nepřístupnosti toku. Vymezené úseky je možno seskupit do čtyř hlavních oblastí toku, které je možno charakterizovat následovně: a) Pramenná oblast nad Deštnou – území, kde je říční síť minimálně antropogenně transformována, v určitých místech byly v minulosti provedeny




úpravy toků, nicméně nebyly udržovány, takže v současné době panuje přírodní či přírodě blízký stav. Výjimkou je Dubský potok, který prochází největším městem v povodí – Dubou – a je upraven v celé své délce. b) Oblast mezi Deštnou a Zakšínem včetně Zakšínského potoka – tato oblast je v současnosti zemědělsky nejvyužívanější v celém povodí. Vodní toky jsou zde upraveny především v souvislosti s realizací hydromelioračních opatření. c) Oblast od Zakšína po Želízy – Liběchovka protéká úzkým údolím, hydrografická síť byla v tomto území v minulosti antropogenně ovlivněna, došlo zde k napřímení toků a jejich svedení na okraj nivy z důvodu zemědělského využití území. V současné době v některých místech dochází k opětovnému návratu do přírodního stavu, zejména v oblasti okolo Chudolaz, ale přetrvává intenzivní zemědělská činnost. d) Oblast Želízy–Liběchov – hydrografická síť v tomto území je silně antropogenně ovlivněna, došlo zde k napřímení a zpevnění koryt vodních toků z důvodu hustého osídlení údolní nivy 4.1.2 Definice a lokalizace referenčních úseků pro hodnocení kvality habitatu Pro potřeby studie byly vybrány čtyři lokality, kde jsou přírodní nebo přírodě blízké podmínky. První se nachází v pramenné oblasti Křenovského potoka. Tato oblast nebyla člověkem nikdy ovlivněna. Jedná se o nejméně ovlivněné území v povodí. Druhou referenční oblastí jsou mok- Obr. 2 – Koryto Liběchovky v referenčním řady mezi Rozprechtickým a Černým úseku pod Chudolazy rybníkem. Tato oblast není příliš přístupná, takže detailní hodnocení stavu koryta je obtížné. Oblast slouží jako referenční úsek z pohledu stavu doprovodných vegetačních pásů (DVP). Třetí oblast se nachází pod obcí Chudolazy (viz obr. 2), v místech, kde se Liběchovka vzdálí od komunikace a je zde prostor pro vývoj doprovodné vegetace. Tato oblast byla v minulosti zemědělsky využívána a představuje tedy ukázku zlepšených podmínek v místech, která byla ponechána zpětnému přírodnímu vývoji. Posledním referenčním územím je tok Liběchovky v přírodní rezervaci „Mokřady dolní Liběchovky“ v Želízech. Referenční stav v povodí Liběchovky lze definovat meandrujícím nebo zákrutovým charakterem koryta. Na Křenovském potoce a na Liběchovce pod Černým




rybníkem dochází k větvení toku a překládání koryta. Koryto je buď v rovině s nivou nebo je jen mírně zahloubené (do 30 cm). Jeho šířka je variabilní a jsou zřetelné nánosy sedimentů, mělčiny a akumulační tvary. V korytě nejsou přítomny žádné umělé stupně. Dochází k častému střídání brodů a hlubších částí, díky čemuž je proudění diverzifikované. Dno i břehy jsou bez úprav a v korytě je velké množství úkrytů pro organismy. Břehová vegetace je tvořena přirozeným porostem, který je představován mokřadní vegetací nebo potenciálně přirozeným stromovým a keřovým patrem. Dominantními stromy jsou olše, habry a buky. 4.1.3 Kvalita habitatu mapovaných vodních toků Zastoupení jednotlivých ekologických stupňů v jednotlivých zónách je vidět na obr. 3. V podmínkách povodí Liběchovky představuje I. ES (27 % hydrografické sítě) koryto přírodního charakteru, které je zákrutové nebo větvené, je v něm dostatek mikrohabitatů a jsou přítomné přirozené erozní a akumulační tvary. II. ES (44 %) lze charakterizovat upraveným, zákrutovým, nevětveným korytem, které je mírně naddimenzované, není však souvisle opevněno. Břehová vegetace je přítomna, ale zpravidla má pozměněnou strukturu. Třetí ekomorfologický stupeň, který tvoří 22 % délky toků, lze popsat napřímeným korytem s neexistující či pouze částečně existující břehovou vegetací. V korytě nejsou přítomny přirozené erozní a akumulační tvary. Na některých místech může být koryto opevněno přírodními materiály. Čtvrtý ekomorfologický stupeň (4 %) je již úplně bez břehové vegetace s velmi malou variabilitou šířek a málo diverzifikovaným prouděním. Profil koryta je umělý, zahloubený s úplně nebo částečně zpevněnými břehy. Pátý ekomorfologický stupeň (3 %) lze charakterizovat plně opevněným betonovým korytem, upraveným dnem, neexistencí břehové vegetace, neexistencí mikrohabitatů, nediverzifikovaným prouděním, nemožností komunikace vody v toku s podzemní vodou, velmi malou až žádnou variabilitou hloubek. Celkově patří z hlediska DVP do I. ES 41 % toků v povodí. Tyto úseky jsou vázány zejména na pramenné oblasti toků a téměř celý Křenovský potok. V I. ES jsou DVP plně vyvinuty s nenarušenou strukturou. Do druhého stupně náleží 36 % toků. Jde především o tok Liběchovky od Zakšína po ústí a o Zakšínský potok. DVP jsou v těchto oblastech vyvinuty, ale mají pozměněnou strukturu. III. ES tvoří téměř pětinu délky toků v povodí je podmíněn buď osídlením (např. u obcí Dubá, Tupadly, Medonosy či Chudolazy) nebo intenzivním zemědělským využitím okolí toků (oblast Deštná–Zakšín). DVP v těchto oblastech lze charakterizovat jako částečně vyvinuté s pozměněnou strukturou a skladbou. Do IV. ES patří 3 % toků a DVP zde zpravidla na jednom břehu úplně chybí. Mohou chybět i na obou březích, ale v tom případě musí být tvořeny zahradami či plochami ležícími ladem. Do V. ES patří 2 % toků a DVP zde nejsou vyvinuty a zároveň plocha okolo toku je buď zemědělsky využívána, nebo je zastavěna.




Obr. 3 – Kvalita habitatu vodních toků mapování pomocí metody EcoRivHab – zastoupení ekomorfologických stupňů

V charakteristice nivy patří 59 % délky toků z hlediska charakteristik nivy do I. ES. Do stupně druhého náleží 32 % úseků. Tyto úseky jsou vázány na místa, kde převažují plochy ležící ladem nebo místa s roztroušenou zástavbou. Pouze 6 % toků náleží do III. ES a jde zejména o intenzivně zemědělsky využívané území mezi Deštnou a Zakšínem a dále o části Zakšínského potoka. Do IV. ES patří jedno procento toků a tyto oblasti jsou zpravidla vázány na roztroušenou zástavbu. Pátý ES tvoří 2 % toků v povodí a jsou podmíněny intenzivní zástavbou území nebo zatrubněním. Z hlediska celého povodí mají přibližně stejné zastoupení úseky patřící do prvního a druhého ES. Toky v povodí lze tedy hodnotit jako přírodní až mírně antropogenně ovlivněné. Úseky patřící do prvního ES jsou soustředěny hlavně v pramenných oblastech toků. Významně je první stupeň zastoupen na Křenovském potoce. Naopak druhý stupeň tvoří převážnou část Liběchovky od Zakšína po ústí. Úseky patřící do I. ES představují přírodní podmínky. Jediné parametry, které dosahují horších hodnot, se týkají morfologie vodního toku, a to zejména kvůli zákrutovému a nevětvenému charakteru koryta. Úseky patřící do II. ES dosahují tohoto ohodnocení díky parametrům hodnotících zónu koryta a DVP. Parametry hodnotící nivu obyčejně patří do I. ES. Koryto těchto úseků lze charakterizovat jako zákrutové, nevětvené se střední přítomností mikrohabitatů a střední variabilitou šířek a hloubek. Místy je omezen výskyt erozních a akumulačních tvarů. Doprovodné vegetační pásy zpravidla existují v dostatečné šířce, ale jejich skladba je většinou tvořena lesy s nepřirozenou skladbou nebo plochami ležícími ladem. Úseky patřící do III. ES (19 %) jsou zpravidla vázány na zemědělsky využívaná území. Ve využití nivy tedy převažují alespoň na jednom břehu pole. Doprovodné vegetační pásy existují, ale mají pozměněnou skladbu i strukturu. Břehové struktury nejsou zpravidla plně vyvinuty a obyčejně jsou




tvořeny galeriovým pásem. V podmínkách povodí Liběchovky bývají oba břehy v úsecích spadajících do III. ES opevněny kulatinou. Koryto má nedostatečnou variabilitu šířek a hloubek, zároveň je naddimenzované a napřímené. IV. ES se nachází zejména v oblastech, kde v nivě převládá roztroušená zástavba. Doprovodné vegetační pásy nejsou zpravidla vyvinuty. V korytě nejsou přítomny břehové struktury, dno je obyčejně upravené a tok je napřímený. Profil je převážně pravidelný, obdélníkový a koryto je opevněné. Proudění není diverzifikované a nejsou přítomny ani erozní, ani akumulační tvary. Pátý ES se liší od čtvrtého zejména využitím ploch v nivě, kde na rozdíl od roztroušené zástavby převažuje souvislá zástavba, průmyslové objekty či komunikace.

4.2 Hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí metody LAWA-FS Mapování metodou LAWA-FS bylo provedeno v délkově homogenních úsecích od pramene po ústí. Vzhledem k šířce Liběchovky byla zvolena jednotná délka mapovaných úseků 100 m. Pro potřeby mapování byla hydrografická síť rozdělena do 393 úseků. Na obr. 4 je znázorněno zastoupení jednotlivých tříd v jednotlivých zónách v celém povodí Liběchovky. 10 % hydrografické sítě náleží do I. třídy a je tedy v přirozeném stavu. Nejvíce je zastoupena II. třída s 34 % hydrografické sítě. Zařazení těchto úseků do druhé třídy je podmíněno zejména parametry hodnotící zónu koryta. Koryto lze charakterizovat jako silně zakřivené se střední variabilitou hloubek, substrátu dna a proudění. První dvě třídy jsou zastoupené převážně na horním toku Liběchovky, na Nedamovském a Křenovském potoce. Ojediněle se vyskytují na středním a dolním toku, a to zejména v Želízech a nad Medonosy. Druhá nejvíce zastoupená třída je III. s 21 %, což je opět zapříčiněno parametry hodnotícími stav koryta, které je silně zakřivené, ale bez ostrůvků a zachyceného dřeva. Variabilita proudění, hloubek a substrátu je střední. Třetí třída převažuje v oblasti středního a dolního toku mezi Zakšínem a Želízy. Do IV. třídy náleží 16 % délky toků. Koryto je zde napřímené s náznaky podélných a bez příčných lavic. Variabilita proudění, hloubek a substrátu je nepatrná. 10–50 % jedné strany nivy je tvořeno roztroušenou zástavbou a DVP mají 2–5 m. Pátá třída zaujímá 8 % toků v povodí. Tyto úseky lze charakterizovat napřímeným korytem, bez příčných a podélných lavic. Variabilita proudění, hloubek a substrátu je nepatrná. Příčný profil je umělý, lichoběžníkový, středně zahloubený s nepatrnou variabilitou šířek. Břehová vegetace je zpravidla tvořena galeriovým pásem. Jedna strana nivy je zpravidla tvořena zelení a ve druhé dominuje roztroušená zástavba. Plocha v DVP je zpravidla využívána. Čtvrtou a pátou třídu lze lokalizovat zejména na horní tok Zakšínského potoka, do okolí Chudolaz a na dolním toku mezi Želízy




Obr. 4 – Kvalita habitatu vodních toků – mapování pomocí metody LAWA-FS

a Liběchovem. Do VI. třídy patří 7 % toků, od předchozích úseků se liší využitím půdy v nivě, kde převažuje zástavba nebo intenzivní zemědělské využití. Rovněž břehová vegetace dosahuje horších výsledků, protože je zpravidla tvořena nesouvislými křovinami. Šestá třída je zastoupena hlavně v zemědělské oblasti Deštná – Zakšín. Nejhorší VII. třída tvoří 4 % hodnocené délky hydrografické sítě a jde buď o úseky zatrubněné, nebo jde o toky protékající zastavěným územím, např. Dubský potok v Dubé a Liběchovka v Liběchově. Tok je v těchto úsecích přímočarý, bez podélných a příčných lavic a dalších mezo- a mikrostruktur. Proudění, hloubky a substrát nejsou variabilní. Příčný profil je umělý, lichoběžníkového tvaru, silně zahloubený a bez břehové vegetace. Břehy jsou tvořeny betonovou zdí. V nivě na obou stranách dominuje zástavba, DVP nejsou vyvinuty a v blízkosti toku se nachází dopravní stavby.

4.3 Hodnocení kvality habitatu říční sítě pomocí metody Rapid Bioassessment Protocols Mapování pomocí metody Rapid Bioassessment Protocols (dále RBP) bylo provedeno na 42 km toků v povodí Liběchovky. Původní americká metoda doporučuje mapovat pouze na několika vybraných místech v celém povodí, která mají být vybrána na základě reprezentativnosti a dostupnosti. V případě povodí Liběchovky bylo vymapováno celé povodí v délkově heterogenních úsecích směrem od pramene po ústí. Členění úseků je shodné s vymezením úseků pomocí metody EcoRivHab z důvodu vzájemné srovnatelnosti výsledků. Jako referenční byly zvoleny první dva úseky Křenovského potoka. V celkovém vyhodnocení stavu hyd-




rografické sítě v povodí Liběchovky, znázorněném v následující části na obr. 6, převažuje druhý kvalitativní stupeň – suboptimal. Tento stupeň celkově zaujímá 45,2 % délky všech toků. Převládá na středním a dolním toku (od Zakšína po ústí). Dalším nejvíce zastoupeným stupněm je optimal. Tvoří 37,7 % toku a je vázán na horní tok Liběchovky. Do tohoto stupně patří také téměř celý Křenovský potok a část Liběchovky v Želízech. Do stupně marginal, který zaujímá 13,4 % celkové hydrografické sítě, patří značná část Zakšínského potoka, úseky Liběchovky mezi Deštnou a Zakšínem a úseky, které prochází obydlenými nebo zemědělsky využívanými oblastmi. Do nejhoršího stupně – poor – náleží pouze 3,4 % vodních toků, první úsek Dubského potoka, který je zatrubněn, a dva úseky Liběchovky v Liběchově, kde je tok veden betonovým korytem. Z pohledu jednotlivých parametrů dosahují toky v povodí Liběchovky nejhorších výsledků ve variabilitě tůní. Průměrná hodnota tohoto parametrů v celém povodí je 2,9 z dvacetibodové škály. Tento stav je zapříčiněn vyrovnanými sklonovými poměry v povodí. Velmi nízké hodnocení variability tůní je i v referenčních úsecích. Druhý nejhorší stav byl zaznamenán v případě parametru zakřivení koryta s průměrnou hodnotou 5,5. Hodnot okolo deseti dosahují parametry charakterizující vegetaci břehů a doprovodné vegetační pásy. Dvacetibodová hodnotící škála je následně rozčleněna do čtyř stupňů po pěti bodech. Bodové hodnocení v rámci jednotlivých stupňů však není blíže popsáno a jde tedy do určité míry o subjektivní rozhodnutí mapovatele.

4.4 Hodnocení využití údolní nivy pomocí distančních zdrojů informací V povodí Liběchovky bylo provedeno hodnocení širšího okolí vodního toku na základě georegistrovaných ortofotometrických leteckých snímků s rozlišovací schopností 50 cm v pásu širokém 200 m podél obou břehů. Využití území bylo vymapováno na základě metody Borovec, Matoušková, Žaloudík (2002), která je dosti podrobná a rozlišuje 36 různých kategorií land use. Dostatečná podrobnost metody byla vstupní podmínkou pro její výběr z důvodu dalších možných využití digitální podoby výsledků. Obr. 5 znázorňuje digitalizovaný land use v okolí Liběchovky u Deštné. Na horním toku jsou v nivě převážně přítomny lesní plochy. Na vrcholcích svahů se nachází obdělávaná orná půda. Znatelné znaky využívání nivy v minulosti jsou patrné v podobě kulturních luk pod Rozprechtickým rybníkem až po Deštnou. Mezi Deštnou a Zakšínem je využívaná celá údolní niva, která je zde širší než sledovaný 400metrový pás. Na levém břehu se zde nachází orná půda a na pravém břehu pastviny. Na Zakšínském potoce jsou také na pravém břehu pastviny, ale levý břeh je tvořen lesem. Od Zakšína po ústí není niva vždy vy-




Obr. 5 – Ukázka vyhodnocení ekologické stability okolí Liběchovky, GEODIS

užívána v celém svém rozsahu a je zde zároveň výrazně užší. Do hodnoceného 400metrového pásu tedy znatelně zasahují okolní lesy ze svahů údolí. Hodnocení samotné nivy by v těchto částech povodí dopadlo tedy hůře. Nejhorších podmínek je dosaženo v obcích, zejména v Liběchově a Želízech. V Liběchově má na hodnocení pozitivní vliv zahrada zámku, kterou Liběchovka protéká. Při hodnocení využití podle charakteru ploch je možné 58 % ploch charakterizovat jako ekologicky stabilních. Za relativně stabilní plochy bylo označeno 19 % sledovaného území, jako mírně nestabilní pouze 1 %, 15 % jako nestabilní a 7 % jako velmi nestabilní.

4.5 Srovnávací analýza aplikovaných metod Srovnání metod EcoRivHab, RBP a LAWA-FS je zobrazeno na obr. 6. Jednotlivé metody jsou porovnány na základě zastoupení jednotlivých ekologických stupňů. Hodnocení jednotlivých úseků je obtížnější, neboť v metodě LAWA-FS jsou mapovány délkově homogenní úseky na rozdíl od RBP a EcoRivHab. Zároveň je nezbytné převedení sedmibodové klasifikace LAWA-FS převést na pětibodovou stupnici (EU WFD, EcoRivHab). Konkrétně bylo provedeno sloučení I. a II. třídy LAWA-FS, které pak odpovídá I. třídě EcoRivHab a dále spojení VI. a VII. třídy, které odpovídá V. třídě EcoRivHab. Toto sloučení tříd se standardně používá pro převod tříd LAWA-FS na stupně ekologické stability podle EU WFD (Weiss, Matoušková, Matschullat, 2007; Weiss, 2007). Všechny metody přiřazují přibližně




Obr. 6 – Srovnání aplikovaných metod RBP, EcoRivHab a LAWA-FS

stejný 40% podíl prvnímu, a tedy přírodnímu či přírodě blízkému ekologickému stupni. Rozdílnost metod se projevila zejména při hodnocení antropogenně ovlivněných oblastí. Ze zbývajících šedesáti procent délky hydrografické sítě je u metody LAWA-FS výrazně větší podíl IV. a V. třídy na úkor II. třídy. Tato metoda, což dokazuje 20 % podíl úseků patřících do IV. a V. třídy naproti 3–4 % u EcoRivHab a RBP. Rozdíl mezi metodami EcoRivHab a RBP mohl být díky shodnosti úseků proveden matematicky. Výpočet vychází z matematického přepočítání procentuálních odchylek hodnot jednotlivých úseků od nejlepšího dosaženého stavu. Následně byly dvě série odchylek, každá za jednu metodu, od sebe odečteny a výsledné rozdíly byly porovnány. To umožňuje prostorově porovnat velikost rozdílného hodnocení obou metod. V nejméně příznivé skupině s odchylkou mezi oběma metodami větší než 20 % se nachází 8 % délky všech úseků. Tyto úseky jsou nápadně koncentrovány mezi obce Chudolazy a Tupadly. To může být způsobeno přírodním stavem daných úseků, které byly ale dříve člověkem transformovány. Větší rozdíl v hodnocení je zapříčiněn různou citlivostí metod na úseky, které byly v minulosti upraveny, ale v současné době jsou ponechány přirozenému vývoji. V největší části (v 59 % délky všech úseků) je rozdíl mezi oběma metodami menší než 10 %. Všechny tři metody jednoznačně identifikují přírodní nebo přírodě blízké úseky a antropogenně modifikované části toků. Při klasifikaci toků do jednotlivých tříd se metody příliš neliší. Rozdíly mezi metodou EcoRivHab a metodou LAWA-FS většinou nepřesahují rozsah jedné třídy. Projevily se především v případě antropogenně ovlivněných úseků, které jsou v metodě LAWA-FS zpravidla hodnoceny horším klasifikačním stupněm. Je to dáno do určité míry preferencí negativního vlivu antropogenně upravených koryt (pozn.: výběr nehorší zaznamenané charakteristiky). Odlišné výsledné hodnocení celkového ekomorfologického stavu




je rovněž ovlivněno odlišným vymezením mapovaných zón. V případě metody EcoRivHab jsou břehy chápány jako součást koryta, naopak v metodě LAWA-FS jsou hodnoceny jako součást zóny doprovodných vegetačních pásů.

5 diskuze a závry Všechny metody prokázaly dobrou schopnost zhodnocení kvality habitatu vodních toků z pohledu hydromorfologie, rovněž tak identifikace přírodních, resp. přírodě blízkých a antropogenně ovlivněných úseků. Větší rozdíly v hodnocení se vyskytly mezi metodou LAWA-FS a zbývajícími dvěma metodami. Domníváme se, že jsou způsobeny preferencí negativních charakteristik antropogenně ovlivněných úseků a odlišného vymezení hodnocených zón. Metoda LAWA-FS je z důvodu terénního mapování po délkově homogenních úsecích, 100 nebo 200 m, časově náročnější. V metodě LAWA-FS je také patrný velký důraz na přesnou kvantifikaci některých jevů. Nejméně časově náročnou je RBP, která hodnotí kvalitu habitatu vodních toků pouze na základě deseti parametrů oproti 31 parametrům EcoRivHab a 25 parametrům LAWA-FS. Ekomorfologický stav v povodí Liběchovky je možno označit jako přírodní až mírně antropogenně ovlivněný. Pozitivní roli zde plní chráněná území a nízký stupeň antropogenního ovlivnění v posledních 50 letech. Přírodní charakter má dle metody EcoRivHab 39,4 % hydrografické sítě a mírně antropogenně ovlivněné úseky toků tvoří 37,4 % hydrografické sítě. Antropogenně středně a více ovlivněné části toků tvoří pouze 22,9 % délky toků. Toky v povodí Liběchovky lze charakterizovat mírně zahloubeným, zákrutovým korytem s dostatečně vyvinutými doprovodnými vegetačními pásy a převahou přirozených porostů v nivě. Většina území v údolní nivě byla v minulosti zemědělsky intenzivněji využívána, ale v současné době je tok na většině míst již ponechán přírodnímu vývoji, což se odráží ve zlepšení stavu doprovodných vegetačních pásů a vegetace v nivě (Pochmann, 2001). V budoucnosti lze na většině území očekávat i postupné zlepšování morfologie koryta. Při interpretaci leteckých snímků bylo zjištěno, že ve sledovaném území, které přestavuje 200 m pás okolo toků na každou stranu, převažují lesní porosty s 55,3 % rozlohy tohoto pásu. Zhruba po deseti procentech zabírají pole a plochy ležící ladem a 5,6 % zaujímají zastavěné plochy. Na základě vyhodnocení procentuálního zastoupení ploch podle stupně ekologické stability (SES) v celém hodnoceném území lze okolí Liběchovky označit jako ekologicky stabilní, neboť stabilní plochy tvoří 57,6 % území. Relativně stabilní plochy tvoří 19,0 % území a mírně a více nestabilní plochy tvoří dohromady 23,3 % území. Provedená srovnávací analýza přinesla až překvapivě dobré výsledky. Z pohledu širšího uplatnění hodnotících metod v praxi je na místě zvážení počtu




hodnocených parametrů a jejich výběr, tak aby plošné hodnocení kvality habitatu vodních toků bylo efektivní, avšak poskytlo zároveň kvalitativně dobré výsledky. Aplikace metody RBP prokázala, že redukce počtu hodnocených parametrů je možná, neboť nebyly získány kvalitativně odlišné výstupy. Pozitivně naopak hodnotíme fakt, že všechny metody jsou založeny na terénním průzkumu, který zajišťuje správnost a aktuálnost získaných výstupů.

6 literatura BALATKA, B., SLÁDEK, J. (1962): Říční terasy v českých zemích. Geofond, Praha, 578 s. BALATKA, B., SLÁDEK, J. (1984): Typizace reliéfu kvádrových pískovců české křídové pánve. Rozpravy ČSAV, Praha, 94/6, 80 s. BARBOUR, T. a kol. (1999): Rapid Bioassesment Protocols For Use in Streams and Wadeable Rivers.USEPA, Washington, 339 s. JANAUER, A. J. (2000): Ecohydrology: fusing concepts and scales. Ecological Engineering, č. 16, s. 9–16. LAWA-FS (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser) (1999): Gewässerstrukturgütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland. Verfahrensvorschlag für kleine und mittelgrosse Fliessgewässer. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring vodních toků jako podklad pro revitalizaci vodních ekosystémů. Disertační práce. PřF UK v Praze, Praha, 219 s. MATOUŠKOVÁ, M., (2004): Ecohydrological monitoring of the river habitat quality. Geografie, 2, 109, s. 105–116. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu Rámcové směrnice ochrany vod EU. Závěrečná výzkumná zpráva projektu GAČR č. 205/02/P102, PřF UK v Praze a GAČR, Praha. MALAKOVSKÝ, M. a kol. (1974): Geologie České křídové pánve a jejího podloží. ČSAV, 262 s. PARSSON, M. (2000): Australian River Assessment System: Review of Physical River Assessment Methods – A Biological Perspective, Enviroment Australia, Canberra, 65 s. POCHMANN, M. (2001): Historický vývoj využívání krajiny v údolí Liběchovky. Diplomová práce PřF UK v Praze, Praha, 101 s. QUITT, E. (1971): Klimatické oblasti Československa. Studia geographica, Brno, 73 s. ŠÍPEK, V. (2006): Ekomorfologické hodnocení kvality habitatu vodních toků v povodí Liběchovky. Diplomová práce. PřF UK v Praze, Praha, 113 s. TOLASZ, R. a kol. (2007): Atlas podnebí Česka. ČHMÚ, Praha, 255 s. WFD (Water Framework Directive) 2000/60/EC of the EP and of the Council of 23 October 2000 (2000): Official Journal of the European Communities, I., 327/1. Luxembourg. WEISS, A., MATOUŠKOVÁ, M., MATSCHULLAT, J. (2007): Hydromorphological assessment within the EU-Water Frame Directive – trans-boundary cooperation and application to different water basins. Hydrobilogia, 603, 1, s. 53–72. Springer Netherland, DOI 10.1007/ s10750-007-9247-2. WEISS, A. (2007): Integrierte Bewertung des ökologischen Zustands von Fließgewässern in Mittelgebirgsregionen. Dissertation, TU Bergakademie Freiberg, Interdisziplinäres Ökologisches Zentrum, 227 s.

Ekohydromorfologický průzkum a antropogenní transformace řeky Bíliny martin dvoák, milada matoušková

abstrakt Příspěvek se zabývá vlivem člověka na říční síť a jeho negativními důsledky v silně transformovaných oblastech. Ve 20. století došlo na území severních Čech k zásadní změně v uspořádání hydrografické sítě. Její charakter byl výrazně antropogenně transformován především v souvislosti s těžbou uhlí a významně se tedy zhoršil ekomorfologický stav vodních toků. V zájmu trvale udržitelného využívání vodních zdrojů je nutné hledat řešení pomocí ekohydrologických principů. Tato práce, řešená v modelovém povodí Bíliny, hodnotí kvalitu habitatu hlavního toku pomocí metody ekomorfologického monitoringu EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007). Na hlavním toku Bíliny bylo provedeno vymezení jednotlivých úseků, kvalitativně homogenních, avšak délkově heterogenních, a následná interpretace získaných výstupů terénního mapování. Dále byly shrnuty nejvýznamnější antropogenní zásahy v krajině povodí Bíliny a uvedeno historické zkrácení délky hlavního toku Bíliny. klíová slova: ekohydrologie, ekomorfologický monitoring, metoda EcoRivHab, Bílina, přeložky " M. Dvořák, M. Matoušková: Ecohydromorphological survey and human-made modification of the Bílina River This contribution deals with the human influence onto the river network and its negative consequences in strongly transformed areas. In the 20th century the course of the hydrographic network in northern Bohemia changed fundamentally. Its character was significantly transformed by human activities particularly by coal mining which worsened considerably the ecomorphological condition of rivers. In order to be able to make sustainable use of water sources, it is necessary to seek solutions with the help of ecohydrological principles. This work, done in the Bílina study water basin, evaluates the habitat quality of the main river using the ecomorphological monitoring method EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007). Individual sections of different length but homogeneous quality were defined on the main stream of the Bílina. The outputs of the field mapping were subsequently interpreted. Furthermore, the most significant anthropogenic modifications in the landscape of the Bílina water basin were mentioned as well as the historical shortening of the length of the main stream of the Bílina. key words: ecohydrology, ecomorphological monitoring, EcoRivHab, Bílina River, translocation



martin dvoák, milada matoušková

1 úvod Rámcová směrnice o ochraně vod (WFD 2000/60/EC) ustavující rámec pro činnost EU v oblasti vodní politiky vstoupila v platnost v roce 2000. Jeden z cílů směrnice stanovuje dosažení dobrého ekologického potenciálu a dobrého chemického stavu povrchové vody nejpozději do 15 let od data nabytí účinnosti této směrnice (WFD in Šípek, 2006). Jako nástroj k určení jednotlivých ekohydrologických stavů tekoucích vod slouží ekomorfologický monitoring, který je hodnotí na základě distančních dat a terénního pozorování. Hlavním cílem práce je charakteristika ekomorfologického stavu hlavního toku Bíliny na základě terénního průzkumu pomocí metody EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007) za účelem otestování a aplikace metody na silně antropogenně ovlivněné vodní útvary. Součástí je celkové zhodnocení antropogenní upravenosti hydrografické sítě v povodí Bíliny s uvedením nejvýznamnějších antropogenních zásahů v povodí a historické zkrácení délky Bíliny. V rámci tohoto povodí byla zpracována řada prací, které se zabývají kvalitou vody a ovlivněním hydrologického režimu. Příkladem je Ekologická studie Bíliny (Havlík, 1997), ve které je zahrnuta podrobná ekologická studie, kvalita vody a produkce znečištění v povodí Bíliny. Na tuto práci navazuje Vlasák (2004), jehož záměrem bylo, kromě monitoringu pozitivních či negativních změn v povodí v odstupu času, i rozšíření souboru ukazatelů kvality vody, podrobnější kvantitativní hydrologické zhodnocení a aktualizace poznatků o stavu Bíliny. Hodnocením plošných zdrojů znečištění povrchových vod se zabýval Langhammer (2003), jehož cílem byla formulace a praktické ověření nové metodiky.

2 aplikované metody a zdroje dat Základním zdrojem dat je vlastní terénní průzkum. Stěžejními mapovými podklady jsou Základní topografická mapa ČR 1 : 25 000, Základní vodohospodářská mapa 1 : 50 000, Digitální model terénu DMÚ 1 : 25 000 a Topografické mapy reambulované 1 : 25 000. Z výsledků terénního průzkumu a mapových podkladů byla vytvořena geodatabáze a GIS vrstva, které posloužily jako základ pro veškeré analýzy a mapy.

3 charakteristika zájmového území Administrativně náleží povodí Bíliny do Ústeckého kraje. Bílina je tedy významným tokem severozápadních Čech a ústí zleva do Labe v Ústí nad Labem. Pramení

ekohydromorfologický przkum eky bíliny



Tab. 1 – Základní charakteristika povodí Bíliny Plocha (km2)

1070,9


80,5


956 (Loučná) a 132 (ústí)


19,9


6,84 Trmice (3,7)


634

Geologie

žuly, čediče, spraše


kambizemě, podzoly, antrozemě

Vodní nádrže (mil. m³)

povodí 15 mil. m³, na Bílině (VD Jirkov – 2,69, VD Újezd – 8,4)

v Krušných horách na jihovýchodních svazích Kamenné hůrky ve výšce 785 m n. m. (Vlček, 1984). Celková rozloha povodí Bíliny je 1 070,9 km² a další základní charakteristiky povodí jsou uvedeny v tab. 1. Geologicky se povodí Bíliny začalo formovat v prvohorách, kdy Krušné hory zasáhlo variské vrásnění. Parovinné zarovnání pohoří bylo vytvořeno koncem druhohor a v oligocénu. Mostecká pánev vznikla jako podélný prohyb zarovnaného krušnohorského povrchu. Ve třetihorách byla jako odezva alpínských horotvorných pochodů vyvinuta vulkanicko-tektonická zóna (Kunský, 1974). Utvořila se podpovrchová tělesa čedičových a trachytických hornin. Geomorfologicky leží severozápadní část povodí v Krušných horách. Střed a částečně jih spadá do Mostecké pánve a na východě až jihovýchodě se nachází České středohoří (Balatka, Kalvoda, 2006). Hlavním půdním zástupcem povodí jsou kambizemě, které se vyskytují při okrajích pánve a ve větší části Českého středohoří. Nejrozšířenějšími půdami vrcholové plošiny jsou kambizemní podzoly (Culek, 1995). Výrazné zastoupení mají antrozemě vznikající kultivační a těžební činností člověka na výsypkách a rekultivovaných dolech. Podle klimatického členění náleží jen nejvyšší polohy povodí (na hřbetu Krušných hor) do chladné oblasti (Tolasz a kol., 2007). Průměrné roční úhrny srážek kolísají mezi 900–1 200 mm. Klima v Mostecké pánvi patří do teplé oblasti (roční průměry 9 až 10 °C) a je silně ovlivněno reliéfem. Pánev je lemována věncem hor, z nichž zejména Krušné hory vytvářejí silný srážkový stín. Srážky se ve východní části pohybují kolem 480–500 mm. Oblast Českého středohoří patří do mírně teplé oblasti (roční průměry 6 až 8 °C) (Tolasz a kol., 2007). Původní porosty Krušných hor, tvořené smíšenými lesy, byly vykáceny a nahrazeny smrkovými monokulturami, které byly koncem 20. století těžce poškozeny průmyslovými imisemi. To vedlo k postupné likvidaci velké části lesů (Červený, 1984). Svahy hor jsou pokryté květnatými bučinami. V pánvi převažuje půda zemědělská, ale velké plochy v povodí jsou devastovány těžbou uhlí. Flóru dnes tvoří převážně expanzivní ruderální druhy.




Obr. 1 – Přehledová mapa povodí Bíliny

Hydrografická síť v povodí Bíliny může být rozdělena do dvou odlišných oblastí. První je oblast horských a bystřinných toků stékajících ze svahů Krušných hor a Českého středohoří, kde není převýšena mez antropogenního ovlivnění vodních toků. Druhá je oblast Mostecké pánve, kde z přírodní hydrografické sítě zůstalo pouze torzo doplněné přivaděči, zejména v důsledku velmi rozsáhlé těžební a průmyslové činnosti (Langhammer, 2003). Levostranné krušnohorské přítoky (Bystřice, Bouřlivec, Bílý p., Loupnice, Ždírnický p.) jsou stejně jako vlastní tok ve středních a dolních částech povodí z velké části regulovány či převedeny do četných přeložek. V horské oblasti se nejčastěji vyskytují protáhlá povodí se značným sklonem toků. Významnými pravostrannými přítoky jsou Srpina, Počeradský p., Syčivka a Bořislavský p., které mohou v letních sušších obdobích i vysychat. Hydrologický režim v povodí Bíliny byl v posledních desetiletích výrazně antropogenně ovlivněn. Ochrana dolů před povodněmi a postup důlních děl si vyžádaly výstavbu četných přeložek vodních toků, které zcela ztratily svůj přirozený charakter. Přirozený hydrologický režim byl zachován pouze v úseku nad vtokem do VD Jirkov (Vlasák, 2004). Odtokové poměry v povodí Bíliny jsou podmíněny srážkami, ale významnou část tvoří i převody vody z jiných povodí (Ohře, Flájský potok). Nejvyšší úhrny srážek jsou dosahovány v horských oblastech v severozápadní části povodí. V zimním období spadne většina srážek v podobě sněhu. Průměrné roční srážky v povodí Bíliny mezi lety 1961–2000 jsou 634 mm (Vlasák, 2004). Obecně tedy lze odtokový režim v povodí Bíliny charakterizovat jako pluvio-nivální. Průměrný roční průtok podle Povodí Ohře v letech 1995–2006 činil 6,84 m³.s–1. Celkově je Bílina tokem s vyrovnaným odtokovým režimem. Odtokové křivky se vyznačují maximem v březnu nebo dubnu při jarních oblevách




a tání sněhu. Minimální průtoky zaznamenáváme převážně v letních měsících s nízkými srážkami a vysokými teplotami (Vlasák, 2004). Povrchová těžba uhlí v povodí Bíliny způsobuje značný zásah do celé krajiny (viz obr. 1). Krajina není dotčena jen vlastním lomem, ale i výsypkami. Zdroje uhlí dále vyvolávají výstavbu tepelných elektráren a průmyslových kombinátů. Vzniká Obr. 2 – Ervěnický koridor (BIL036) – přeúzemí, které má zákonitě nároky vedení řeky Bíliny přes Ervěnický koridor na zásobení vodou, na ochranu čtyřmi ocelovými potrubími 4 × 1 200 mm před povodněmi a na překládání o celkové délce 3 193 m. Foto M. Dvořák koryt vodních toků. V severočeské hnědouhelné pánvi (SHP) bylo přeloženo více než 80 km toků a bylo vybudováno přes 40 km otevřených přivaděčů (Patočka, Macura, 1989). Rovněž vzniká velké množství odpadních vod, které výrazně ovlivňují jakost vody. Mezi největší projekty v povodí Bíliny patřilo vybudování vodohospodářské soustavy, která měla nahradit původní vodní nádrž Obr. 3 – Velkolom Československé armády Dřínov. Ta musela ustoupit po- s úpravnou uhlí v Komořanech a elektrárnou vrchové těžbě hnědého uhlí. Byla Počerady při pohledu z Jezeří. vybudována soustava náhradních Foto M. Dvořák opatření, které byly společně s již provozovanými vodními díly v oblasti zapojeny do vodohospodářské soustavy. Mezi nejdůležitější stavby patřilo převedení řeky Bíliny přes Ervěnický koridor čtyřmi ocelovými potrubími 4 × 1 200 mm (viz obr. 2) o celkové délce 3 193 m (Povodí Ohře, 1986). Velkolom Československé armády (VČSA; obr. 3), který je nyní situován na místě původní nádrže Dřínov, je chráněn Podkrušnohorským přivaděčem (PKP), který transformuje průtoky levostranných přítoků Bíliny, a přeložkou Šramnického a Černického potoka. K ochraně lomu Bílina byla vybudována Klášterecká přeložka převádějící potoky Lomský, Loučenský a Osecký do Bouřlivce před nádrží Všechlapy. V současnosti již probíhá zatápění zbytkové jámy lomu Chabařovice a lomu Most-Ležáky. Jezero Chabařovice je napouštěno z nádrže Kateřina zbytkovým korytem Zálužanského potoka.




Tab. 2 – Vymezení jednotlivých úseků pomocí ř. km, mapování pomocí metody EcoRivHab Kód úseku

Říční km

Kód úseku

Říční km

Kód úseku

Říční km

BIL001 BIL002 BIL003 BIL004 BIL005 BIL006 BIL007 BIL008 BIL009 BIL010 BIL011 BIL012 BIL013 BIL014 BIL015 BIL016 BIL017 BIL018 BIL019 BIL020 BIL021 BIL022 BIL023 BIL024 BIL025 BIL026 BIL027 BIL028 BIL029 BIL030 BIL031 BIL032 BIL033 BIL034 BIL035 BIL036 BIL037 BIL038 BIL039 BIL040 BIL041 BIL042 BIL043 BIL044 BIL045

80,0–80,3 79,6–80,0 79,4–79,6 79,4–79,4 79,1–79,4 78,8–79,1 78,5–78,8 77,8–78,5 77,2–77,8 76,9–77,2 76,5–76,9 76,1–76,5 75,7–76,1 75,1–75,7 74,5–75,1 74,0–74,5 73,4–74,0 72,6–73,4 71,8–72,6 70,8–71,8 70,4–70,8 69,8–70,4 69,1–69,8 68,7–69,1 68,6–68,7 68,4–68,6 67,9–68,4 67,2–67,9 66,8–67,2 66,1–66,8 65,5–66,1 65,2–65,5 64,6–65,2 63,7–64,6 63,3–63,7 60,1–63,3 59,9–60,1 59,6–59,9 59,1–59,6 58,7–59,1 58,4–58,7 57,9–58,4 57,4–57,9 57,0–57,4 56,7–57,0

BIL046 BIL047 BIL048 BIL049 BIL050 BIL051 BIL052 BIL053 BIL054 BIL055 BIL056 BIL057 BIL058 BIL059 BIL060 BIL061 BIL062 BIL063 BIL064 BIL065 BIL066 BIL067 BIL068 BIL069 BIL070 BIL071 BIL072 BIL073 BIL074 BIL075 BIL076 BIL077 BIL078 BIL079 BIL080 BIL081 BIL082 BIL083 BIL084 BIL085 BIL086 BIL087 BIL088 BIL089 BIL090

56,1–56,7 55,6–56,1 55,0–55,6 54,5–55,0 54,0–54,5 53,4–54,0 52,8–53,4 51,8–52,8 51,1–51,8 50,4–51,1 49,9–50,4 49,4–49,9 48,7–49,4 48,0–48,7 47,3–48,0 46,6–47,3 46,0–46,6 45,6–46,0 45,3–45,6 44,9–45,3 44,4–44,9 43,9–44,4 43,4–43,9 42,8–43,4 42,2–42,8 41,3–42,2 40,8–41,3 40,0–40,8 39,2–40,0 38,7–39,2 38,3–38,7 37,3–38,3 36,4–37,3 35,3–36,4 34,7–35,3 34,0–34,7 33,3–34,0 32,2–33,3 31,7–32,2 31,1–31,7 30,5–31,1 30,0–30,5 29,5–30,0 28,8–29,5 28,4–28,8

BIL091 BIL092 BIL093 BIL094 BIL095 BIL096 BIL097 BIL098 BIL099 BIL100 BIL101 BIL102 BIL103 BIL104 BIL105 BIL106 BIL107 BIL108 BIL109 BIL110 BIL111 BIL112 BIL113 BIL114 BIL115 BIL116 BIL117 BIL118 BIL119 BIL120 BIL121 BIL122 BIL123 BIL124 BIL125 BIL126 BIL127 BIL128 BIL129 BIL130 BIL131 BIL132 BIL133

27,5–28,4 26,7–27,5 25,9–26,7 25,1–25,9 24,4–25,1 23,9–24,4 23,2–23,9 22,6–23,2 22,1–22,6 21,7–22,1 21,0–21,7 20,4–21,0 19,9–20,4 19,2–19,9 18,5–19,2 17,6–18,5 17,1–17,6 16,3–17,1 15,4–16,3 14,6–15,4 14,2–14,6 13,5–14,2 12,7–13,5 11,6–12,7 11,0–11,6 10,2–11,0 9,7–10,2 9,0–9,7 8,6–9,0 8,0–8,6 7,3–8,0 6,6–7,3 6,1–6,6 5,6–6,1 4,9–5,6 4,1–4,9 3,4–4,1 2,7–3,4 2,2–2,7 1,6–2,2 1,0–1,6 0,5–1,0 0–0,5

Zdroj dat: terénní mapování




4 úvod pro hodnocení transformace íní sít 4.1 Historická změna délky řeky Bíliny V rámci posouzení antropogenní transformace říční sítě byla hodnocena i míra zkrácení délky hlavního toku na základě porovnání současných a historických mapových děl (Dvořák, 2006). Pro analýzu byly použity topografické mapy reambulované 1 : 25 000 z 30. let 20. století a DMÚ 25. Hlavní tok byl rozdělen do 49 úseků. Porovnávány byly hodnoty délek úseků hlavního toku zjištěných z DMÚ 25 s úseky z reambulovaných map. Ve třech případech byla změna délky větší než 20 % (ve dvou případech došlo ke zkrácení), v dalších 18 případech došlo ke změně délky od 5 % do 20 %. U zbylých 28 úseků nedošlo ke zkrácení ani prodloužení o více než 5 %, což je podle Vajskebra (2005) hranice, kdy je možné změnu označit jako signifikantní. Hranice 5 % byla stanovena na základě výpočtu chyby při georegistrování mapy a nepřesnosti zákresu toku při přechodu z jednoho mapového listu na druhý (Vajskebr, 2005). Celkově tedy v časovém horizontu přibližně 80 let došlo ke zkrácení hlavního toku Bíliny téměř o 3,9 %. K největším délkovým a polohovým změnám koryta došlo v oblasti mezi Jirkovem a Mostem. Tok Bíliny byl zkrácen při vtoku na Ervěnický koridor. K následnému prodloužení toku mezi výtokovým objektem na Ervěnickém koridoru a Mosteckým koridorem (viz obr. 4) došlo z důvodu vzniku Kopistské výsypky, kterou v dnešní době tok obtéká z levé strany.

4.2 Hodnocení kvality habitatu vodního toku pomocí metody EcoRivHab 4.2.1 Charakteristika mapovaného vodního útvaru Ekomorfologické vyhodnocení stavu řeky Bíliny bylo provedeno metodou EcoRivHab. Hlavní tok byl mapován v délce 80,5 km od pramene po ústí. Bylo zvoleno mapování v délkově heterogenních úsecích, které byly vymezeny na základě homogenity v hodnocených parametrech metody. Na základě těchto parametrů bylo vymezeno 133 úseků (viz tab. 2). Průměrná délka jednoho mapovaného úseku je 605 m, přičemž nejkratší úsek má zhruba 69 m a nejdelší 3 200 m (Ervěnický koridor). Do vymezení úseků byla z důvodu celkové kompaktnosti řeky zahrnuta i vodní díla, která ale nebyla hodnocena, neboť se na ně použitá metoda nevztahuje. Tyto úseky (Černý rybník, VD Jirkov, VD Březenec, VD Újezd) měří 1 854 m (2,3 % délky Bíliny). Vymezené úseky je možno seskupit do 9 hlavních oblastí toku, které je možno charakterizovat následovně: a) Horská oblast nad VD Březenec – území, kde Bílina protéká erozním údolím typu V, je povětšinou mírně antropogenně ovlivněno. Místy se vyskytují



b)

c)

d)

e)

f)

g)

h)

i)


zahrádkářské kolonie a roztroušená zástavba a s tím související úpravy koryta toku, ale území je převážně pokryto přirozenými i nepůvodními lesy. Od VD Březenec po VD Újezd – urbanizované území Jirkova je silně antropogenně transformováno. Z důvodu protipovodňové ochrany došlo k napřímení a technickým úpravám na toku. Část vody odebírá i PKP. Doprovodné vegetační pásy (DVP) jsou nedostatečně vyvinuty. Od VD Újezd ke Kopistské výsypce – území nejvíce transformované. Zcela nové technicky upravené i zatrubněné koryto Bíliny zde protéká průmyslově a těžebně využívanou oblastí. DVP jsou částečně existující a nivu tvoří umělé výsypky a lomové pole. Oblast Kopistské výsypky – území silně antropogenně ovlivněné. Pravidelné a zahloubené koryto zde obtéká Kopistskou výsypku na pravé straně nivy, na levé míjí petrochemický komplex s doprovodnými komunikacemi. DVP jsou povětšinou částečně vyvinuté. Oblast Mosteckého koridoru – silně antropogenně ovlivněné území, kam byla Bílina přeložena při prolomení těžby u lomu Ležáky. Koryto je pravidelné, středně až značně zahloubené a technicky zpevněné. DVP jsou často omezené a niva je z velké části využita pro dopravu. Oblast mezi Obrnicemi a Kyselkou – údolí mezi vrchy Českého středohoří je středně antropogenně ovlivněno. Koryto je zde částečně napřímeno a technicky upraveno. Nivu tvoří plocha ležící ladem s částečnou možností vybřežení větších vod. Doprovodné vegetační pásy jsou plně vyvinuty. Oblast Bíliny a Chudeřic – toto urbanizované území je silně až velmi silně antropogenně ovlivněno. Výrazné napřímení a technické úpravy koryta byly provedeny z důvodu protipovodňových opatření. DVP jsou nedostatečně vyvinuty a niva je z velké části zastavěna. Oblast Českého středohoří – největší území, kde přecházejí neosídlené mírně antropogenně ovlivněné úseky k osídleným silně antropogenně ovlivněným oblastem. Rovněž koryto řeky je technicky upraveno a napřímeno v závislosti na urbanizovaných úsecích a jejich protipovodňové ochraně. DVP jsou plně vyvinuté mimo sídla. Niva je tvořena pastvinami, plochami ležící ladem i lesy. V urbanizovaných oblastech mohou DVP zcela chybět a niva je tvořena roztroušenou až souvislou zástavbou. Oblast Trmic a Ústí nad Labem – vysoce urbanizovaná oblast s velmi silným antropogenním ovlivněním, kde koryto Bíliny bylo zcela napřímeno, značně zahloubeno a technicky upraveno. DVP jsou často omezené až neexistující. Údolní niva je také výrazně transformována.


4.2.2 Definice a lokalizace referenčních úseků pro hodnocení kvality habitatu Referenční úsek lze charakterizovat jako úsek s přírodě blízkým charakterem. Jde tedy o části vodního útvaru, u kterých přetrvaly přirozené podmínky z doby, kdy nebyl přírodní potenciál krajiny tolik využíván činností člověka. Přirozený charakter mají v povodí Bíliny obecně prameniště a horní části toků. Při vtoku do Mostecké pánve se počet přirozených oblastí snižuje téměř na nulu, a tedy výrazně roste antropogenní vliv. Jako referenční úseky na Bílině byly vybrány čtyři lokality, kde existují nebo převládají přírodě blízké podmínky. Dvě lokality v Krušných horách představují stoprocentně přírodní podmínky a lokality na dolním toku řeky v Českém středohoří jsou ukázkou přírodních podmínek v místech, které byly v minulosti člověkem ovlivněny. Následně ale území přestalo být využíváno a bylo ponecháno přírodnímu vývoji, takže došlo k obnovení převládající přírodě blízké struktury. První referenční lokalitou jsou pramenné úseky Bíliny (BIL001, BIL002). Jde o území, které se rozkládá na náhorních plošinách Krušných hor v nadmořské výšce 750–900 m n. m. V těchto úsecích má tok přímý až divočící charakter s malým zahloubením koryta. Proudění je vysoce diverzifikované a vysoká je rovněž přítomnost erozních a akumulačních tvarů. Charakter odtoku plně odpo-



Obr. 4 – Průběh řeky Bíliny starým Mostem a současná trasa koryta přeložená na Mostecký koridor. Nyní je na místě hlavní zástavby starého Mostu v mapě a starého toku Bíliny situován lom Ležáky u Mostu, který je v současnosti hydrickou rekultivací. Město bylo přesunuto jihozápadně od koridoru.

Obr. 5 – Pramenná oblast Bíliny (BIL002), referenční lokalita – tok má přímý charakter s malým zahloubením koryta. Proudění je vysoce diverzifikované a charakter odtoku plně odpovídá danému typu vodního toku. Břehy mají přirozenou vegetaci a nejsou technicky upravené. U DVP jsou zastoupeny přirozené louky a lesní společenstva, které tvoří i dominantní struktury v nivě. Celkově I. ES. Foto M. Dvořák



Obr. 6 – Telšské údolí před vtokem do VD Jirkov (BIL018), referenční lokalita – údolí erozního typu. Tok má divočící charakter s malým zahloubením koryta. Charakter odtoku je nezměněn. Břehy nejsou technicky upravené. Lesní porost s převahou buku a habru tvoří keřové a stromové patro DVP i nivy. Celkově I. ES. Foto M. Dvořák

Obr. 7 – Úsek mezi Lyscem a Lbínem (BIL100) byl vybrán jako referenční – v zákrutovém až meandrovitém údolí se mírně projevuje boční eroze. Tvar koryta je miskový s malým zahloubením. Břehy jsou upraveny pohozem a pokryty potencionálně nepřirozenou vegetací. DVP tvoří galeriové pásy přecházející v les. Niva je tvořena lesem s potenciálně nepřirozenou druhovou skladbou. Úsek náleží do II. ES. Foto M. Dvořák


vídá danému typu vodního toku. Typ substrátu dna je povětšinou štěrkovitý, místy kamenitý. Břehy mají přirozenou vegetaci a nejsou technicky upravené. U DVP je zastoupena výhradně mokřadní vegetace, místy se objevují i přirozené louky a lesní společenstva, které tvoří i dominantní struktury v nivě. Nejsou zde přítomna žádná protipovodňová opatření a retenční potenciál nivy je plně vyvinut (viz obr. 5). Druhou referenční lokalitou je oblast Telšského údolí před vtokem do VD Jirkov (BIL017–BIL018). Typ říčního údolí v těchto úsecích je klasické V erozního typu. Charakteristiky koryta jsou podobné jako u pramenné oblasti. Lesní porost tvoří keřové a stromové patro břehové vegetace a DVP. Nepřítomná jsou protipovodňová opatření a existuje retenční potenciál (viz obr. 6). Na dolním toku Bíliny byl vybrán úsek mezi Lyscem a Lbínem (BIL100). V zákrutovém až meandrovitém údolí se mírně projevuje boční eroze. Tvar koryta je miskový s malým zahloubením. Charakter odtoku byl mírně pozměněn. Dnový substrát zastupují povětšinou kameny a štěrk. Břehy jsou upraveny pohozem a pokryty potencionálně nepřirozenou vegetací. Břehovou vegetaci a DVP tvoří galeriové pásy přecházející v les. Niva je tvořena lesy s potenciálně nepřirozenou druhovou skladbou. Plně vyvinut je retenční potenciál nivy a protipovodňová opatření zde zcela chybí (viz obr. 7).




Jako čtvrtá referenční lokalita byl zvolen úsek mezi Sezemicemi a Rtyní (BIL109). Jedná se o zbytek původního meandru. 4.2.3 Kvalita habitatu mapovaného vodního útvaru 4.2.3.1 Zóna koryta a břehů Z terénního mapování vyplývá, že pouze 1,5 % délky řeky Bíliny lze v zóně koryta označit za přírodní (I. ekomorfologický stupeň – I. ES). Tyto úseky jsou situovány a charakterizovány v kapitole 4.2.2 o referenčních úsecích. Mírně antropogenně ovlivněné úseky (II. ES) jsou na téměř 11 % délky zejména na horním toku (BIL008–BIL019). Koryto je zde přírodě blízké s malým až středním zahloubením. Vysoká je přítomnost erozních a akumulačních tvarů a charakter odtoku zůstává nezměněný. V břehové vegetaci se ale více projevují potenciálně nepřirozené byliny a místy i ruderální vegetace a nepůvodní les (smrkové monokultury). Středně antropogenně ovlivněno (III. ES) je 29 % mapované délky. Tyto úseky jsou tvořeny zejména středně zahloubeným a technicky upraveným korytem tvaru lichoběžníku s málo diverzifikovaným prouděním a pozměněným charakterem odtoku. Strukturu břehové vegetace zastupují hlavně galeriové pásy a solitery po obou stranách břehů. Dominantním druhem vegetace břehů jsou invazní druhy a ruderální vegetace. Tyto úseky jsou zastoupeny v oblasti mezi Obrnicemi a Kyselkou (BIL068–BIL077) a v Českém středohoří (BIL094–BIL099, BIL101–BIL103, BIL107–BIL108 a BIL116–BIL118). Silné antropogenní ovlivnění (IV. ES) je zastoupeno na téměř polovině délky toku. Zde je koryto značně zahloubeno se zcela pozměněným charakterem odtoku. Existence erozních a akumulačních tvarů je téměř nulová a proudění je málo diverzifikované. Břehy jsou zpevněny lomovým kamenem a překryty ruderální vegetací a solitery. Tyto úseky jsou situovány v oblasti od Jirkova po Most (BIL026–BIL064), kde byla Bílina v 70. a 80. letech 20. století několikrát přeložena, tzn. koryto toku je nepůvodní a výrazně technicky upravené. Úseky se IV. ES jsou dále zastoupeny v oblasti mezi Bílinou a Chudeřicemi (BIL079–BIL083), oblastech Českého středohoří (BIL090–BIL091, BIL093, BIL104–BIL106, BIL111–BIL114, BIL119–BIL121) a v oblasti Trmic a Ústí nad Labem (BIL122–BIL132). Velmi silné antropogenní ovlivnění (V. ES) je zastoupeno necelými 9 % mapované délky. Koryto je značně zahloubeno a souvisle vybetonováno nebo vydlážděno. Charakter odtoku je zcela pozměněn a proudění je málo diverzifikované. Břehová vegetace neexistuje z důvodu úprav břehu. Úseky jsou situovány převážně v centrech měst (Jirkov (BIL030), Obrnice (BIL067), Bílina (BIL080), Chudeřice (BIL084), Ústí nad Labem (BIL133). Významnou úlohu v procentuálním zastoupení hraje také zatrubněný Ervěnický koridor (BIL036).




4.2.3.2 Zóna doprovodných vegetačních pásů (DVP) Příbřežní zóna s přirozenými společenstvy mokřadů nebo přirozených lesů (I. ES) je na více než 5 % délky toku. Tyto úseky se nacházejí pouze na horním toku nad VD Jirkov (viz kapitola 4.2.2). Mírné antropogenní ovlivnění (II. ES) je zastoupeno 15 % délky Bíliny. Představují ho zejména existující DVP, které jsou tvořeny galeriovými pásy nepůvodního charakteru. Dominantním využitím ploch DVP jsou zejména nepůvodní les, plochy ležící ladem či zahrádky. Úseky jsou situovány většinou v horské oblasti nad VD Březenec (BIL009–BIL015 a BIL023–BIL024) a v neosídlených oblastech Českého středohoří (BIL074, BIL091, BIL099–BIL100, BIL109, BIL111, BIL116, BIL119). Střední antropogenní ovlivnění (III. ES) je z hlediska DVP nejčastější (40 % délky). DVP jsou částečně existující a jsou tvořeny nepřirozenými solitery a ruderálním vegetací. Často jsou omezeny cestami a místními komunikacemi. Úseky s III. ES se vyskytují po celé délce toku zejména pak v úsecích podél rekultivované Kopistské výsypky (BIL039–BIL055) a v oblastech Českého středohoří (BIL070–BIL078 a BIL085–BIL121). Silné antropogenní ovlivnění zóny DVP (IV. ES) je na 31 % délky toku. Doprovodné vegetační pásy jsou částečně existující. Omezují je zejména dopravní komunikace a zastavěné plochy. Vegetaci DVP tvoří hlavně nepřirozené solitery, ruderální vegetace a zatravnění. Tyto úseky převažují na Mosteckém koridoru (BIL056–BIL064), v oblasti mezi Bílinou a Chudeřicemi (BIL079–BIL084) a v osídlených oblastech Českého středohoří (BIL090, BIL093, BIL098, BIL101, BIL104–BIL106 – průmyslový podnik Lybar, dále BIL110 a BIL115). Velmi silné antropogenní ovlivnění (V. ES) je zastoupeno na 8 % délky Bíliny. Je tvořeno částečně existujícími až neexistujícími DVP, které jsou omezeny na linii soliterů nebo zatravnění. Zóna je často narušena místními komunikacemi a souvislou zástavbou. Tyto úseky se vyskytují pouze v intravilánech měst (Jirkov (BIL030), Bílina (BIL080), Ústí nad Labem (BIL131–BIL133). Významnou část opět zaujímá Ervěnický koridor (BIL036). 4.2.3.3 Zóna údolní nivy Údolní niva podél Bíliny s přirozenými společenstvy mokřadů nebo přirozených lesů (I. ES) je pouze na 2,5 % délky toku. Tyto úseky jsou situovány pouze v pramenné oblasti Bíliny a v Telšském údolí (viz kapitola 4.2.2). Mírné ovlivnění člověkem (II. ES) existuje v oblastech, kde dominantní využití ploch tvoří nepůvodní lesy, pastviny nebo plochy ležící ladem. Existuje zde retenční potenciál a protipovodňová opatření nejsou přítomna nebo jen v pasivní formě. II. ES je zastoupen na 19 % délky toku na horním toku řeky (BIL008–BIL016) a v neosídlených oblastech Českého středohoří (BIL070, BIL071, BIL074, BIL086, BIL091, BIL096, BIL099–BIL100, BIL108, BIL109, BIL118).




Střední antropogenní ovlivnění (III. ES) bylo pozorováno na dalších 14 % délky zóny údolní nivy. Niva je tvořena plochami ležícími ladem, ornou půdou nebo roztroušenou zástavbou. Retenční potenciál nivy je výrazně omezen v úsecích s roztroušenou zástavbou, jinak je existující. Protipovodňová opatření jsou přítomna většinou v pasivní i aktivní podobě. III. ES je rozšířen v osídlených oblastech na horním toku (BIL004–BIL007), v oblasti mezi Obrnicemi a Kyselkou (BIL072, BIL076–BIL078) a v Českém středohoří (BIL092, BIL094, BIL107, BIL111–BIL113, BIL116). Silné antropogenní ovlivnění (IV. ES) z celkové délky zóny nivy zahrnuje 31,5 %. Retenční potenciál je zčásti až zcela omezen. Přítomna jsou rovněž protipovodňová opatření ve formě poldrů nebo hrází a zahloubení koryta toku. Dominantní využití ploch v nivě tvoří zejména zástavba, dopravní komunikace a plochy ležící ladem. Úseky se IV. ES jsou situovány v oblasti Mosteckého koridoru a Obrnic (BIL056–BIL067) a v osídlených oblastech Českého středohoří (BIL088–BIL090, BIL093, BIL095, BIL103–BIL106, BIL113, a BIL120–BIL123). Velmi silná antropogenní transformace nivy (V. ES) byla zjištěna na 23 % délky Bíliny. Dominantní využití ploch v nivě je souvisle zastavěné území s průmyslovými komplexy a umělými povrchy. Retenční potenciál nivy neexistuje a vystavěna jsou protipovodňová opatření. Takto ovlivněné úseky jsou hlavně na středním toku (Ervěnický koridor (BIL036), Kopistská výsypka (BIL048–BIL055), oblast Bíliny a Chudeřic (BIL079–BIL084), ve Rtyni (BIL110) a Řehlovicích (BIL115) a v oblasti Trmic a Ústí nad Labem (BIL124–BIL133). 4.2.3.4 Charakteristika celkového ekomorfologického stavu hlavního toku Bíliny Přírodní a přírodě blízké úseky (I. ES) jsou v pramenné oblasti Bíliny (BIL001–BIL002) a v Telšském údolí (BIL017–BIL018), kde přírodní charakteristiky koryta v DVP a nivě doplňuje mokřadní a rašeliništní vegetace s přirozenými loukami, zabírají pouze 2,5 % z celkové délky řeky. Mírně antropogenně upravené úseky (II. ES) jsou zastoupeny na 9,5 % délky toku. Tyto úseky jsou až na výjimky situovány do horské oblasti nad VD Březenec (BIL009–BIL015, BIL019, BIL023–BIL024). Výjimku tvoří pouze úseky mezi Lyscem a Lbínem (BIL099–BIL100) a pod Sezemicemi (BIL109), úsek BIL100 byl vybrán jako referenční. Přírodě blízké charakteristiky koryta ovlivňuje nepřirozený porost břehů. Příbřežní vegetaci a většinu nivy tvoří lesy s nepřirozenou druhovou skladbou nebo plochy ležící ladem. Středním antropogenním ovlivněním (III. ES) bylo klasifikováno 29 % délky Bíliny. To se vztahuje především na úseky od Obrnic po Kyselku (BIL068–BIL077) a neosídlené oblasti v Českém středohoří (BIL091, BIL092, BIL094, BIL096–BIL097, BIL101–BIL103, BIL107–BIL108, BIL111–BIL114, BIL116, BIL118–BIL119). Miskovité koryto se středním zahloubením je místy upraveno pohozem. Vege-



Obr. 8 – Úsek BIL081 v Bílině – tok je napřímen, značně zahlouben a odtokové poměry byly zcela pozměněny. Koryto je opevněno rovnaninou a zatravněním. Pásy příbřežní vegetace částečně existují a mají formu náhradních soliterů, jsou omezeny na pravé straně dopravní komunikací a na levé straně parovodem. Údolní niva je souvisle zastavěna řadovými domy a sídlištěm. Celkově ještě IV. ES. Foto M. Dvořák

Obr. 9 – Úsek BIL038 u Ervěnic – Napřímené a zahloubené umělé koryto po výtoku z EK je zcela opevněno souvislým betonem. Břehová vegetace není vyvinuta z důvodu existence nábřežní zdi. DVP ve formě náletových soliterů jsou omezeny umělými povrchy a průmyslovou činností. Niva je tvořena umělými povrchy a průmyslovými podniky. Celkově V. ES. Foto M. Dvořák


tace břehů a DVP je převážně ruderální a stromové patro je zastoupeno v podobě galeriových pásů i soliterů. Údolní nivu tvoří převážně plochy ležící ladem místy narušené komunikacemi. Úseky se IV. ES, které zabírají 48 % mapované délky, jsou pak soustředěny do oblasti od Jirkova po Most (BIL026–BIL064), kde byl tok Bíliny přeložen, a v Obrnicích (BIL067). Úseky Bíliny se IV. ES jsou i v dalších obydlených a průmyslově využívaných oblastech (Jirkov (BIIL031), Bílina (BIL079, BIL081–BIL083) viz obr. 8, Chudeřice (BIL085), Trmice a Ústí nad Labem (BIL120–BIL130) a sídla v Českém středohoří (BIL089, BIL090, BIL093, BIL095, BIL104–BIL106, BIL110, BIL115, BIL117). Středně až značně zahloubené koryto toku zde má zcela pozměněný charakter odtoku a je technicky opevněno lomovým kamenem. Částečně existují DVP a nivu tvoří zejména dopravní komunikace, souvislá zástavba a umělé povrchy spojené s těžbou uhlí. Velmi silné antropogenní ovlivnění (V. ES) je zastoupeno 9 % z celkové délky Bíliny. Tyto úseky jsou pak výhradně v intravilánech měst (BIL030, BIL038 (viz obr. 9), BIL080, BIL084, BIL131–BIL133 (viz obr. 10), kde je tok výrazně napřímen a odtokové poměry byly zcela pozměněny. Typické je souvislé vybetonování koryta. Částečně existující DVP jsou narušeny komunikacemi a zástavbou. Také niva je tvořena souvislou zástavbou a průmyslovými závody. Do této




kategorie rovněž patří i zatrubněný Ervěnický koridor (BIL036). Délkové zastoupení jednotlivých ekomorfologických stupňů u hodnocených zón u metody EcoRivHab na hlavním toku Bíliny je uvedeno na obr. 11.

5 diskuze a závry Metoda EcoRivHab se osvědčila i při Obr. 10 – Úsek BIL133 před ústím do Labe – mapování silně antropogenně ovliv- napřímené a naddimenzované koryto je ve něných úseků na Bílině. Lze ji tedy dně i březích opevněno kamennou dlažbou a betonem. Břehová vegetace není vyvinuta aplikovat na vodní útvary v antropo- a neexistují ani DVP. Niva je tvořena souvisgenně transformované krajině. Mír- lou zástavbou a dopravními komunikacemi. nou nevýhodou u středně velkých Foto M. Dvořák toků v takto průmyslově využívaných oblastech může být náročnost terénního průzkumu, na kterém je metoda EcoRivHab založena. Pro tyto případy by byla účinná kombinace nebo propojení terénního mapování s využitím distančních podkladů. U průmyslově a těžebně ovlivněných území, jako je povodí Bíliny, byla celá řada vodních útvarů přeložena, některé vodní toky nebo jejich úseky Obr. 11 – Zastoupení ES při hodnocení neprotékají původními údolími. Toky jednotlivých zón na hlavním toku Bíliny tedy byly odkloněny s velmi malým podle metody EcoRivHab spádem mimo původní trasu, která byla následně antropogenně transformována. Z tohoto důvodu by bylo dobré pro tato antropogenní území do metody k parametru „typ říčního údolí“ doplnit typ s názvem „přeložka toku“. Ekomorfologické hodnocení vodních toků stojí v současné době před překážkou, která je představovaná množstvím hodnocených parametrů. Budoucím úkolem by tedy mělo být nalezení parametrů, které by umožnily hydromorfologické hodnocení zjednodušit, aniž by došlo ke ztrátě kvality získaných informací. Hydrografickou síť povodí Bíliny lze rozdělit do dvou odlišných oblastí. První představují horské a bystřinné toky stékající z Krušných hor a Českého středohoří




a druhou antropogenně ovlivněná Mostecká pánev s četnými přivaděči a přeložkami vodních toků. Z důvodu rozšiřování povrchových dolů, zakládání vnějších výsypek a výstavby průmyslových komplexů byly vystavěny nejvýznamnější přeložky vodních toků, které se týkaly hlavního koryta řeky Bíliny (Ervěnický koridor, Mostecký koridor) a také jejích přítoků (Centrální přeložka potoků, Klášterecká přeložka, přeložka Šramnického a Černického potoka, PKP). V souvislosti s vybudováním těchto vodohospodářských děl došlo v horizontu 80 let ke zkrácení hlavního toku Bíliny téměř o 3,9 %. Z pohledu kvality vody představuje Bílina dlouhodobě pravděpodobně nejvíce zatížený vodní tok na území ČR. Povodí je s ohledem na nízkou vodnost recipientu vystaveno zcela mimořádným objemům emisí znečišťujících látek z bodových zdrojů. Díky výstavbě a intenzifikaci čistíren odpadních vod u největších zdrojů ve 2. polovině 90. let nastalo zlepšení jakosti vody, avšak povodí zůstává stále příkladem extrémně zatíženého území. Od pramene po jez Jiřetín hodnoty hydrochemických ukazatelů většinou vyhovují imisním standardům (do III. jakostní třídy včetně). V úseku od jezu Jiřetín po ústí do Labe jsou imisní standardy překračovány. Kontaminace Bíliny kolísá v závislosti na průtoku a přísunu odpadních vod z bodových zdrojů. Nejhorší situace je v profilech na středním toku pod Chemopetrolem. Na základě získaných výsledků je možné povodí Bíliny označit jako silně antropogenně ovlivněné, a to především z důvodu vysokého podílu úseků ve IV. a V. ES a výrazně nízkého podílu úseků v I. a II. ES. Přírodě blízké (I. ES) a mírně antropogenně (II. ES) ovlivněné úseky jsou zastoupeny pouze 12 % délky toku (BIL001–BIL019). Tyto úseky jsou až na výjimky situovány do oblasti Krušných hor před vtokem Bíliny do Mostecké pánve. Středním antropogenním ovlivněním III. ES (29 %) byly klasifikovány především úseky v Českém středohoří (od Českých Zlatníků po Kyselku a od Chudeřic po Nové Stadice. Úseky s ekomorfologickým stupněm IV. a V. jsou pak soustředěny v oblasti od Jirkova za Mostecký koridor, kde byl tok Bíliny zcela přeložen a nynější koryto je tedy nepůvodní a výrazně technicky upravené (Ervěnický koridor). Další úseky Bíliny se IV. a V. ES jsou rovněž v osídlených a průmyslově využívaných oblastech (Bílina, Chudeřice, Trmice, Ústí nad Labem a některé obce v Českém středohoří).

podkování Příspěvek vznikl současně za finanční podpory projektu č. SP/1b7/124/08 MŽP ČR „Negativní antropogenní vlivy v povodí Bíliny“.




6 literatura BALATKA, B., KALVODA, J. (2006): Geomorfologické členění reliéfu Čech. Kartografie Praha, Praha. CULEK, M. (1995): Biogeografické členění České republiky. Enigma s. r. o., Praha. 346 s. ČERVENÝ, J. a kol. (1984): Podnebí a vodní režim ČSSR. SZN, Praha. 416 s. DVOŘÁK, M. (2006): Antropogenní transformace hydrografické sítě v povodí Bíliny. Bakalářská práce, PřF UK v Praze. Duchcov. 81 s. HAVLÍK, A. a kol. (1997): Ekologická studie Bíliny. I. Podrobná ekologická studie. Zpráva č. 72/210 pro MŽP ČR. VÚV T. G. M., Praha. 64 s. KUNSKÝ, J. (1974): Československo fyzicky zeměpisně. SPN, Praha. 251 s. LANGHAMMER, J. (2003): Hodnocení plošných zdrojů znečištění povrchových vod. Závěrečná zpráva z grantu GAČR 205/00/P052. PřF UK, Praha. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring jako podklad pro revitalizaci vodních toků. Modelová studie Rakovnického potoka. Disertační práce. PřF UK, Praha. 219 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Závěrečná zpráva projektu GAČR 205/05/P102. PřF UK v Praze a GAČR, Praha. PATOČKA, C., MACURA, L. a kol. (1989): Úpravy toků. SNTL, Praha. 397 s. POVODÍ OHŘE (1986): Významná vodohospodářská díla povodí Ohře. Nakladatelství technické literatury, Praha. ŠÍPEK, V. (2006): Ekomorfologické hodnocení kvality habitatu vodních toku v povodí Liběchovky. Diplomová práce. PřF UK v Praze, Klecany. 113 s. TOLASZ, R. a kol. (2007): Atlas podnebí ČR. ČHMÚ, Praha. 256 s. VAJSKEBR, V. (2005): Historická změna délky říční sítě v povodí Otavy. Diplomová práce PřF UK v Praze, Praha. VLASÁK, P. a kol. (2004): Ekologická studie Bíliny. VÚV T. G. M., Praha. 35 s. VLČEK, V. a kol. (1984): Vodní toky a nádrže. Zeměpisný lexikon ČSR. ČAV, Praha. 316 s.

Možnosti využití distančních dat za účelem hodnocení kvality habitatu vodních toků magdalena bicanová

abstrakt Cílem příspěvku je charakterizovat možnosti hodnocení vodních toků na podkladě distančních dat, a to jak z hlediska samotného průběhu zpracování podkladů, tak i parametrů, které je možné sledovat s dostatečnou vypovídací hodnotou. Nejprve jsou popsány vybrané metody, které hodnotí vodní objekty na základě analýzy satelitních snímků, leteckých hyperspektrálních snímků a tematických GIS vrstev. Jsou zde charakterizovány distanční podklady dostupné pro území České republiky a na jejich základě pak definovány parametry ekomorfologického hodnocení vodních toků. V další fázi je pak popsán způsob zpracování satelitních a leteckých snímků v modelových povodích a diskutována vypovídací hodnota výsledků takového zpracování. Jako zájmová území byla zvolena povodí Berounky, Rolavy a horní Blanice. V povodí Blanice byla na podkladě satelitních snímků vymezena zóna koryta vodního toku, hodnoceno využití půdy a identifikovány přirozené struktury v korytě toku. V povodí Berounky a Rolavy bylo hodnoceno využití půdy na podkladě leteckých snímků za pomoci funkcí zpracování obrazu. V povodí Rolavy byla navíc výpovědní hodnota tohoto hodnocení porovnávána s detailní manuální vektorizací využití půdy. Výsledky tohoto porovnání ukazují, že zpracování leteckých snímků je vhodným podkladem pro hodnocení ekomorfologie vodních toků především v neobydlených oblastech. Při zpracování snímků oblastí, které jsou výrazněji členěny zástavbou a komunikacemi, je potřebná buď náročnější úprava výsledků zpracování obrazu, nebo je nutné začlenit do zpracování i doplňující tematické GIS vrstvy. klíová slova: automatické zpracování leteckých snímků, řízená klasifikace satelitních snímků, hodnocení land use, ekomorfologické hodnocení vodních toků " M. Bicanová: Possibility of using distance data for the purpose of evaluating the river habitat quality The aim of the contribution is to characterize possibilities of the river evaluation based on the distance data. The study concentrates on both the course of the data preparation itself and also the parameters which can be monitored with sufficient descriptive value. First, a description is provided of the selected methods which evaluate water bodies based on the analysis of satellite images, aerial hyperspectral images and thematic GIS layers. The distance data available for the territory of the Czech Republic are characterized and based on these data the parameters for ecomorphological evaluation of rivers are defined. In the next stage the method of processing



magdalena bicanová

satellite and aerial images in the test water basins is described and the descriptive value of such results is discussed. The water basins of the Berounka, the Rolava and the upper Blanice were selected as study areas. Based on the satellite images, a river channel zone was defined, the land use was evaluated and natural structures in the river bed were identified in the Blanice water basin. In the Berounka and Rolava water basins the land use was evaluated based on the aerial images using the image processing function. In addition, in the Rolava water basin the descriptive value of this evaluation was compared with a detailed manual vectorization of the land use. The results of the comparison show that aerial image processing provides suitable data for evaluating river ecomorphology particularly in uninhabited areas. When processing images of built-in areas with extensive road network, either a more comprehensive adjustment of image processing results is required, or it is necessary to incorporate other thematic GIS layers into the processing. key words: automated aerial image processing, controlled classification of satellite images, land use evaluation, ecomorphological assessment

1 úvod S rostoucí přesností satelitního a leteckého snímání Země a možnostmi následného zpracování získaných dat se rozšiřuje i spektrum jejich využití v různých oborech. Mimo jiné jsou vyvíjeny i metody hodnocení ekomorfologického stavu vodních toků založené na využití distančních dat (Rumsby, 2008). Jejich zpracování má v případě větších vodních toků oproti terénnímu mapování řadu výhod, ale samozřejmě i určité nedostatky. Je to výrazné urychlení zpracování, možnost plošné aplikace ve větších povodí a snímky také poskytují i jistý nadhled, kdy je z nich možné vyčíst informace, které by v terénu byly přehlédnutelné či úplně neviditelné. K jejich negativům patří malá detailnost a neaktuálnost zvláště po nenadálých situacích ve sledovaném území. Proto je vždy vhodné hodnocení distančních dat doplnit i terénním mapováním ve vytipovaných oblastech. V rámci naší studie bylo zpracování distančních dat aplikováno ve vybraných modelových územích, konkrétně v povodí Berounky, Blanice, Košínského potoka, Liběchovky a Rolavy.

2 metody založené na hodnocení distanních podklad Na území České republiky byly prozatím testovány dvě metody ekohydromorfologického hodnocení vodních toků na základě distančních podkladů. Jednak se jedná o přepracovanou metodiku LAWA Overview (LAWA, 2000), kdy byly ve spolupráci VÚV Praha a Federálního hydrologického institutu Koblenz hodnoceny úseky na středním a dolním toku Labe (Fuksa, 2000). Výsledky za německou

možnosti využití distanních dat pro hodnocení kvality habitatu



stranu byly prezentovány na Magdeburském semináři v říjnu 2006 v Českém Krumlově. Další českou metodou je pak metoda „Silně ovlivněné vodní útvary“, která vznikla ve spolupráci Povodí Labe, DHI, MZe a Aquaplus (MZe, DHI, 2007). Obě metody využívají především mapové podklady, letecké snímky a data od správců toků. Jsou založeny na vizuální analýze snímků nebo využívají metod spektrální klasifikace. Hodnotí především morfologii přírodních a antropogenních tvarů na vodních tocích a v jejich nivě. V zahraničí vznikla během několika posledních let řada metod hodnocení vodních útvarů na základě satelitních snímků. Yamagata (1999) ve své disertační práci vytvořil metodiku hodnocení mokřadů a rýžových polí pomocí vlastních spektrálních indexů, které monitorují jejich vegetační, půdní a hydrologické podmínky a jejich změny v čase. Na Lincolnově universitě v Nebrasce byla vyvinuta metodika hodnocení změny rozlohy vodních ploch a mokřadů (University of Nebrasca – Lincoln [online], 2005). Na podkladě snímků z družice Landsat s rozlišením 30 m klasifikovali pomocí vhodných spektrálních kombinací vybraná modelová území do tří kategorií krajinného pokryvu (holá půda, vegetace a voda). Nástrojem automatické detekce změn pak vyhodnotili změnu jejich rozsahu mezi lety 1986, 1991 a 1992. Na Minnesotské universitě (University of Minnesota [online], 2003) jsou pro hodnocení vodních útvarů využívaná hyperspektrální data velmi vysokého rozlišení. V případě hodnocení kvality vody byly pořízeny snímky z malého letadla, které létalo v pruzích nad toky. Snímky mají 35 spektrálních pásem a rozlišení 1–3 m. V době snímkování byly zároveň ve vytipovaných lokalitách odebrány vzorky vody a sedimentů. Na základě těchto odběrů pak byla provedena kalibrace metody, podle níž je možné na základě spektrální odrazivosti klasifikovat skupiny řas ve vodě a převažující složení sedimentů. V modelovém území Swan lake byla navržena metodika hodnocení podle druhů submerzní a emerzní vegetace. Při hodnocení byly použity hyperspektrální snímky z družic QuickBird a IKONOS s rozlišením 1–4 m. Neřízenou klasifikací byla nejdříve vymezena oblast jezera, ve které hodnocení probíhalo. Dále byly v terénu identifikovány homogenní areály jednotlivých druhů rostlin a pomocí GPS vyznačeny přímo do satelitních snímků. Na základě těchto „trénovacích ploch“ pak byla provedena řízená klasifikace. Výsledkem je mapa klasifikace vodních rostlin s rozlišením sedmi druhů (dvou submerzních, pěti emerzních). V povodí řeky Daly, v Severním teritoriu v Austrálii byly porovnávány dvě metody hodnocení příbřežní zóny. Šlo o metodu TRARC (Tropical Rapid Appraisal of Riparian Condition) založenou na terénním průzkumu, druhá metoda hodnotí území na základě zpracování satelitních snímků z družice QuickBird. Mezi hlavní hodnocené parametry byla zařazena plocha pokrytí vegetací, organické zbytky na zemi, kontinuita vegetace, mýtiny, stabilita břehů a povodňové škody. Kromě



magdalena bicanová

výsledků hodnocení byly porovnávány i finanční náklady na jednotlivé metody. Z porovnání vyplývá, že terénní mapování je ekonomicky výhodnější pouze v povodích o rozloze menší než 200 km2 (Johansen, 2007). Na modelovém povodí řeky Tay ve Skotsku byla aplikována metoda, která na základě hyperspektrálních snímků hodnotí změnu morfologie koryta a land coveru v příbřežní zóně. Porovnávány byly snímky území z období před a po povodních v roce 1993. Sledované území bylo pomocí řízené klasifikace rozděleno do sedmi tříd půdního pokryvu, v korytě toku byla sledována především stabilita a tvorba nových přirozených struktur, jako jsou ostrovy, sedimentační lavice, sezónní štěrkové depozice a erozní tvary (Bryant, 1999).

3 zdroje dat a použitý software Pro hodnocení využití půdy v příbřežní zóně a údolní nivě byly v povodí Blanice, Košínského potoka, Liběchovky a Rolavy využity letecké ortofoto snímky s rozlišením 50 cm (GEODIS, 2006). V povodí Berounky byly letecké snímky použity pro možnosti hodnocení základních fluviálně-morfologických a antropogenních charakteristik vodních toků. Letecké snímky byly zakoupeny od firmy GEODIS (povodí Blanice, Liběchovky a Rolavy), nebo získány v rámci spolupráce od správy CHKO Křivoklátsko (2005, povodí Berounky) a Ústavu ekologie krajiny AV v Českých Budějovicích (2002, povodí Košínského potoka). Pro komplexní hodnocení údolní nivy, příbřežní zóny a koryta vodního toku byly v povodí Blanice použity satelitní snímky QuickBird zakoupené od společnosti ArcData (2007). Dále byly použity tematické vrstvy z databáze DiBaVod (VÚV, Praha), další tematické vrstvy a mapy II. Vojenského mapování (obojí pouze v prohlížecím formátu) byly převzaty z geoportálu Cenie (http://geoportal.cenia.cz). Data byla zpracována v programu ArcGIS 9.2, pro řízené klasifikace a zpracování obrazu za účelem hodnocení využití půdy byla použita extenze Image Analysis pro ArcGIS.

4 charakteristika distanních dat a jejich využití Letecké snímky patří k nejdostupnějším datům, která lze pro hodnocení habitatu toků na našem území získat. Jejich hlavní výhodou je pokrytí celého území České republiky, většinou i v několika časových horizontech, takže je zde možnost plošného hodnocení a vzájemného časového porovnání, a umožňují zachycení vývoje změn v krajině a v korytech toků. Další výhodou je jejich vysoké rozlišení v barevné škále (50 cm), takže je lze využívat i pro hodnocení drobných vodních toků a detailní hodnocení vybraných hydromorfologických charakteristik. Jejich nevý-




hodou je např. odlesk slunce na vodních plochách nebo delší stíny za předměty při snímání v době, kdy je slunce nízko nad obzorem. Oproti satelitním snímkům pixely neobsahují spektrální informaci, jedná se tedy spíše o metody zpracování obrazu než cílené řízené klasifikace. Plocha pokrytí České republiky satelitními snímky s vysokým rozlišením je značně omezena. Např. družicí QuickBird byly nasnímány pouze nesouvislé pásy území podle dráhy jejího letu. Naše vodní toky bohužel nekopírují dráhu letu družice, proto zatím nejsou k dispozici scény, které by dostatečně pokrývaly větší povodí. Rozsah snímání je však neustále rozšiřován a aktualizován. Pro účely projektu byly zakoupeny výřezy ze satelitních snímků z družice QuickBird pro povodí horní Blanice. Panchromatické snímky mají rozlišení 0,6 m, multispektrální 2,4 m, obsahují čtyři spektrální pásma (tři ve viditelném pásmu, jedno v blízkém infračerveném). Hlavním využitím satelitních snímků je hodnocení na základě řízené klasifikace a vegetačních indexů. Pomocí GIS vrstev z databáze DiBaVod a geoportálu Cenie je možné provést doplňkové hodnocení ve všech zónách. Jedná se o tematické vrstvy, které zobrazují antropogenní zásahy do vodních toků a krajiny, nebo naopak ekologicky hodnotné oblasti. Protože tyto prvky nejsou zmapovány po celém území, parametry by nebyly zahrnuty mezi základní ukazatele hodnocení, ale pouze jako jejich doplněk (negativně, nebo pozitivně se posuzuje jejich přítomnost, v některých případech i míra výskytu). Jde především o následující vrstvy: místa odběrů, nebo výpustí vod, meliorační kanály, ochranné hráze toků, poldry, záplavová zóna n-leté vody, bažiny a močály, zranitelné a citlivé oblasti, významné oblasti a chráněná území s vazbou na vody (NATURA 2000), zaplacené pokuty, provedená opatření a oblasti přirozené akumulace vod. Dále je možné využívat i materiálů od správce toku, jako jsou mapy se zákresem odvodněného území, nebo informace o úpravách provedených na tocích. Na základě map II. vojenského mapování (II. VM) je možné provést analýzu historické změny průběhu trasy koryta toku.

5 parametry hodnocení Na základě distančních a digitálních dat je možné provést komplexní hydromorfologické hodnocení sledovaných povodí. Hodnocení se provádí ve třech zónách – zóna koryta vodního toku, širší zázemí vodního toku (minimální šířka této zóny je závislá na minimální šíři dat, kterou je možno objednat, a na řádu hodnoceného toku) a v zóně celého povodí. V každé zóně bude hodnoceno několik parametrů, přičemž některé parametry je možné označit jako hlavní a jiné jako doplňkové, jejichž hodnocení závisí na množství dat a materiálů, které jsou pro



magdalena bicanová

dané území k dispozici. Výsledná metoda je předmětem řešení disertační práce a v současné době je testována ve vybraných modelových povodích. Jsou zde tedy představeny jen její základní body a hlavní parametry.

5.1 Parametry hodnocení v zóně povodí Zóna povodí je vymezena rozvodnicí. Jako podklady jsou využívány především tematické GIS vrstvy a mapové podklady. V závislosti na rozloze povodí a dostupnosti distančních podkladů je možné provést i hodnocení využití půdy. V rámci této zóny jsou hodnoceny následující parametry: – retenční potenciál zóny – přítomnost ekologicky hodnotných oblastí – antropogenní ovlivnění zóny – využití půdy – stav vegetace (pomocí vegetačních indexů) Retenční potenciál zóny, přítomnost ekologicky hodnotných oblastí a antropogenní ovlivnění zóny je možné hodnotit podle tematických GIS vrstev a na základě údajů od správce toku. Případné hodnocení využití půdy by bylo provedeno na podkladě satelitních snímků.

5.2 Parametry hodnocení v zázemí vodního toku Vymezení zóny zázemí vodního toku je závislé na minimální šířce dat, které je možné zakoupit. V případě povodí Blanice, kdy byly použity snímky z družice QuickBird, byla minimální šíře 1 000 m. Hodnocení tedy probíhalo v 500m pásu podél obou břehů. V případě Rolavy šlo o 200m pás leteckých snímků a v povodí Berounky byl použit 300m pás leteckých snímků podél obou břehů. V rámci zázemí toku jsou hodnoceny následující parametry: – využití půdy a typ vegetace – rozsah a využití záplavové zóny – retenční potenciál zóny – přítomnost ekologicky hodnotných oblastí – antropogenní ovlivnění zóny – přítomnost protipovodňových opatření Parametry využití půdy a stav vegetace jsou hodnoceny na základě řízené klasifikace a vegetačních indexů pomocí nadstavby Image Analysis. Přítomnost ekologicky hodnotných oblastí, antropogenní ovlivnění zóny a přítomnost protipovodňových opatření jsou hodnoceny na základě tematických vrstev DiBaVod




a z geoportálu Cenie. Retenční potenciál je hodnocen jak podle tematických GIS vrstev (bažiny, mokřady), tak i analýzou snímků (přítomnost opuštěných ramen a charakter jejich využití, drobné vodní plochy). Rozsah a využití záplavové zóny je porovnáván s celou zónou, tím je hodnocena změna využití půdy se vzdáleností od toku a míra ochrany aktivní povodňové zóny.

5.3 Parametry hodnocení zóny koryta vodního toku Vymezení zóny koryta vodního toku opět závisí na šířce hodnoceného toku. Kromě koryta toku by měla obsahovat i pás podél břehů. Pak je možné v rámci této zóny hodnotit i břehovou vegetaci a přirozené (sedimentační lavice, jesepy) či antropogenní (náhony, zaústění a odběry vody) struktury podél toku. V rámci této zóny jsou hodnoceny následující parametry: – průběh a změna trasy toku – variabilita šířek koryta – břehová vegetace – přirozené struktury v korytě toku – antropogenní úpravy koryta (podélné a příčné stavby) – migrační prostupnost koryta / rybí přechody – antropogenní ovlivnění odtoku Parametry průběh trasy toku, přirozené struktury v korytě, variabilita šířek a břehová vegetace jsou hodnoceny na základě analýzy leteckých či satelitních snímků. Změna trasy toku je posuzována pomocí srovnání s mapami II. VM, leteckými snímky a údolnicí. Migrační prostupnost, ovlivnění odtoku a antropogenní úpravy koryta jsou hodnoceny podle specifických GIS vrstev a informací od správce toku.

6 prbh zpracování Letecké a satelitní snímky poskytují široké možnosti zpracování obrazu a následných klasifikací. V následujícím textu jsou popsány základní možnosti jejich hodnocení a vypovídací hodnota zpracování.

6.1 Zpracování satelitních snímků Každá látka na zemském povrchu se vyznačuje svoji vlastní spektrální charakteristikou. Většina druhů povrchů má na snímcích z různé části spektra jiný odstín



magdalena bicanová

Obr. 1 – Upravený multispektrální snímek se zvýrazněnými plochami lut.img a výsledek řízené klasifikace převedený do vektorové podoby (spektrální třídy), povodí horní Blanice

šedi či jinou barvu – odráží odlišné množství záření v různých vlnových délkách. Pro každý objekt lze sestavit závislost mezi jeho odrazivostí a vlnovou délkou a průběh této závislosti bude pro tento objekt více méně typický. Tato charakteristika je označována jako tzv. spektrální křivka odrazivosti. Křivka odrazivosti je projevem tzv. spektrálního chování objektů. Tvar křivky má velký vliv na výběr vlnové délky, ve které je vhodné data o objektu získávat. Křivky spektrálního chování mají pro stejnou třídu objektů (vegetace, holá půda) vždy typický průběh (Dobrovolný, 1998). Hodnocení satelitních snímků bylo provedeno zvlášť v zóně koryta vodního toku a zázemí vodního toku. Pro vymezení zóny koryta vodního toku a detailnější hodnocení byly použity panchromatické snímky, pro jednodušší identifikaci tvarů v korytě vodního toku a klasifikaci využití půdy v zázemí toků byla použita mozaika panchromatického a multispektrálního snímku, která propojuje spektrální informaci multispektrálního snímku a podrobnější prostorové rozlišení panchromatického snímku.




6.1.1 Zpracování snímků v zázemí vodního toku Zázemí vodního toku je hodnoceno především na základě řízené klasifikace multispektrálních snímků. Základním předpokladem úspěšné klasifikace je správná volba spektrálních pásem, které dostatečně odliší hledané plochy. V případě snímků QuickBird v povodí Blanice bylo vybráno čtvrté (blízké infračervené záření, kontrastně zobrazuje vodní plochy a vegetaci) a druhé pásmo (zelená část spektra s maximem odrazivosti, oblast pigmentační absorpce). V zobrazení těchto kanálů je potom nutná i správná úprava histogramu, která odliší i ostatní plochy na snímku (holá půda). Takto upravený snímek je možné uložit pomocí funkce lut (Look Up Table), která zachová nastavení histogramu a spektrálních pásem. Na snímku lut.img je pak provedena řízená klasifikace. Vzhledem k charakteru území byly klasifikovány plochy pro les, louku, vodu a holou půdu. Rastrový výsledek klasifikace byl převeden do vektorové podoby a spektrální třídy rozděleny na Obr. 2 – Způsob vymezení zóny koryta vodního toku na podkladě panchromatického snímku z družice QuickBird, povodí horní Blanice



magdalena bicanová

třídy informační (např. holá půda – mýtiny v lese, orná půda, přirozené struktury v korytě vodního toku bez vegetace, komunikace). Výsledkem řízené klasifikace je zřetelné vymezení lesů, polí, luk a komunikací. Na obr. 1 je znázorněna vektorová podoba spektrálních tříd. Do stejné třídy „holá půda“ (černá barva) byla zařazena prašná komunikace, části polí bez vegetace, zástavba, sedimentační lavice v korytě a holé břehy. Stejně tak větší skupinky stromů jsou ve stejné kategorii jako „les“, nebo mýtiny v lese byly označeny jako „louka“. Tyto spektrální třídy (6 tříd) bylo tedy následně převedeno na třídy informační (11 tříd). 6.1.2 Zpracování snímků v zóně koryta vodního toku V zóně koryta vodního toku je třeba detailnějšího hodnocení než v zóně zázemí vodního toku, proto jsou zde více využity panchromatické snímky území, které mají větší rozlišení než multispektrální snímky, nebo jejich mozaika. Pomocí úpravy histogramu byla na panchromatickém snímku zvýrazněna voda. Aktuální nastavení bylo uloženo pomocí funkce LUT (lut.img) a tento obraz pak převeden do vektorové podoby (viz obr. 2). Vodní toky jsou v povodí horní Blanice často zcela překryty vegetací, proto vektorová vrstva neohraničuje celý tok, ale jde spíše jen o řadu menších ploch v linii toku. Pro hodnocení zóny koryta toku není nezbytné mít souvislý vektor vodních toků, proto tato vrstva nepotřebuje další úpravy. Pro vymezení zóny koryta toku byl použit 5m buffer podél toku. Ve vymezené zóně je na podkladě satelitních snímků hodnocen průběh trasy toku, charakter břehové vegetace, variabilita šířek koryta, přirozené a antropogenní struktury v korytě toku, ovlivnění odtoku a migrační prostupnost (viz obr. 3).

Obr. 3 – Ukázka slovního hodnocení v zóně koryta vodního toku, horní Blanice




6.2 Zpracování leteckých snímků Při zpracování leteckých snímků jsou stále větší tendence využívat automatizovaných metod. Bohužel automatizovaná klasifikace vysoce texturovaných dat, jakými jsou letecké a satelitní snímky s velmi vysokým rozlišením (VHR – Very High Resolution), zůstává stále poměrně problematická. Plochy představující jednu tematickou třídu (např. louka) jsou ve skutečnosti tvořeny skupinou většího počtu pixelů se značným rozsahem hodnot stupňů šedi. Tradiční techniky klasifikace obrazu pracují pouze s digitálními hodnotami těchto jednotlivých pixelů a ignorují jejich prostorové rozmístění neboli texturu snímku (Halounová, 2003). Tyto problémy lze v zásadě řešit vyhlazením obrazu pomocí různých filtrů, vypočtením texturálních vrstev během přípravné fáze klasifikace a složený víceobraz hodnotit pomocí objektově orientovaného přístupu (Hájek, 2006, 2008). Tyto automatické klasifikace jsou prováděny pomocí tzv. segmentace obrazu v prostředí programu eCognition. Při objektově orientované analýze je obraz nejprve rozdělen do tzv. primitiv-souborů. Klasifikace pak probíhá nad těmito soubory, a nikoliv nad samotnými pixely (Hájek, 2007). Klasifikace leteckých snímků v této práci byla prováděna v prostředí ArcGIS 9.2 s využitím extenze Image Analysis pro ArcGIS a nástroje Sobelovského vysokofrekvenčního filtru. 6.2.1 Postup zpracování leteckých snímků Zpracování leteckých snímků je založeno na použití vysokofrekvenčního filtru, který automaticky detekuje hrany homogenních ploch. Použitím filtru vznikne černobílý obraz, na kterém jsou po úpravě histogramu zřetelně ohraničeny jednotlivé plochy. Po uložení aktuálního nastavení pomocí funkce LUT je možné tento obraz převést do vektorové podoby. Výsledkem tohoto zpracování není klasifikace obrazu podle využití půdy, ale pouze vektorizace ploch. Jednotlivým plochám ve vrstvě je tedy potřeba buď přidělit index podle charakteru využití půdy, nebo plochy stejného využití vybrat a vyexportovat do samostatné vrstvy. Postup zpracování obrazu je graficky znázorněn na obr 4. Na výřezu obrázku jsou jasně ohraničené pole, louky a vodní plochy, v levém horním rohu jsou zřetelné hranice budov a komunikací. Koruna každého stromu je ohraničena zvlášť, proto je jednodušší vytvořit masku kategorie les až na závěr jako rozdíl vrstvy celého klasifikovaného území a všech ostatních kategorií. 6.2.2 Vypovídací hodnota výsledků automatického zpracování leteckých snímků Při vhodných podmínkách je výsledný tvar jednotlivých areálů téměř bez chyb a šumu (viz obr. 5). To závisí především na ročním období snímání (vegetační



magdalena bicanová

Obr. 4 – Grafický postup zpracování leteckých snímků pomocí funkcí zpracování obrazu, povodí Rolavy

období ovlivňuje vizuální homogenitu ploch), denní době snímání (přítomnost, případně délka stínů), prostorovém rozlišení snímků a nastavení histogramu při úpravě obrazu. V některých případech je však potřeba výsledné objekty upravit. Pro zjištění vypovídací hodnoty popsaného zpracování leteckých snímků byly plošně porovnávány neupravené objekty, upravené objekty a objekty vytvořené manuální vektorizací. Sledovány byly následující situace: 1) Drobné objekty v rámci velké plochy. V rámci velké homogenní plochy jsou vymezeny drobné objekty, které však neznamenají odlišné využití půdy, jde spíše o „šum zpracování“. Objekty jsou „zceleny“ použitím kombinace bufferu a negativního bufferu (viz obr. 6). Buffer zakryje mezery v rámci plochy, negativní buffer pak ořízne plochu zpět do jejích původních hranic. Rozdíl plochy takto upraveného a původního objektu se pohybuje v řádu jednotek procent. Vizuálně se upravený objekt od objektu vytvořeného manuální vektorizací výrazně neliší, rozdíl ploch je v konkrétním případě zobrazeném na obr. 6 necelých 10 %. 2) Výrazný vržený stín lesa. Stín je ohraničen jako samostatný objekt, je mu přiřazen stejný index jako objektu, na který je vržen, případně jsou oba objekty sloučeny a zceleny použitím kombinace bufferu a negativního bufferu.




Rozdíl v ploše objektů je opět v řádu jednotek procent, upravený objekt se vizuálně výrazně neliší od objektu vytvořeného manuální vektorizací (viz obr. 7), rozdíl ploch je cca 10 %. 3) Velmi heterogenní plocha. Jde především o postagrární plochy a nezastavěné plochy v intravilánech. Plocha je rozdělena do velkého množství objektů, Obr. 5 – Vymezení objektu bez výrazných jednotlivé objekty jsou slou- chyb a šumu, ukázka z povodí Berounky čeny a opět pomocí kombinace bufferu a negativního bufferu oříznuty do správné rozlohy. Objekty jsou částečně tvarově deformovány. Rozdíl plochy upraveného a neupraveného objektu jsou u většiny případů přes 60 %. 4) Zástavba a komunikace. Povrch zástavby a komunikací bývá velmi heterogenní a je rozdělen do velkého množství objektů. Jejich úprava je podobná

Obr. 6 – Úprava objektu s drobnými chybami a šumem, ukázka z povodí Rolavy

Obr. 7 – Úprava objektů, sloučení stínů, ukázka z povodí Rolavy



magdalena bicanová

Obr. 8 – Úprava objektů zástavby a komunikací, ukázka z povodí Rolavy

jako v předchozím případě, objekty ale nejsou oříznuty negativním bufferem do původních hranic, ale do rozměrů, které odpovídají reálným objektům na snímku. Z toho důvodu je i rozdíl upravených a neupravených ploch výrazně větší (viz obr. 8). V případě komunikací to mohou být, v závislosti na délce objektu, i několikanásobky původních rozměrů.

7 diskuze a závr Představená metoda ekomorfologického hodnocení vodních toků vzniká v rámci řešení disertační práce na KFGG PřF UK, proto zde byly nastíněny jen její základní body a popsány první kroky jejího řešení a zpracování dat. Do současné doby byly navrženy parametry hodnocení pro jednotlivé zóny a testována možnost hodnocení některých parametrů v zázemí toku a zóně koryta toku. To je v případě satelitních snímků založena na odlišné spektrálních odrazivostí různých druhů povrchů, v případě leteckých snímků pak na výrazném rozdílu stupňů šedi jednotlivých homogenních ploch (tak jsou detekovány hrany jednotlivých ploch). V dalších krocích vývoje metodiky bude určena řádovostní úroveň toků, pro kterou mají výsledky dostatečnou vypovídací hodnotu a stanoveny kvalitativní hranice pro škálu hodnocení u jednotlivých parametrů. Zpracování snímků pomocí automatických funkcí zpracování obrazu a řízené klasifikace umožňuje rychlou vektorizaci hodnoceného území, v některých případech je však nutná úprava výsledných objektů. Velké homogenní objekty jako pole, lesy a louky jsou dostatečně přesně vymezeny jak na satelitních, tak leteckých snímcích bez potřeby větších úprav. Drobnější tvary jako úzké komunikace, zástavba a rozptýlená zeleň (např. galeriový pás stromů podél toků) jsou na leteckých snímcích vymezeny v rozloze, která může být i několikrát menší než jejich rozloha ve skutečnosti. Proto je nutné některé objekty upravit, nebo někdy




(pouze pro zástavbu a komunikace) v zájmu urychlení zpracování přejmout jejich lokalizaci z již existujících mapových podkladů (např. databáze DMÚ), ty však ne vždy bývají aktuální a přesné. Obecně jsou pro hodnocení a vektrorizaci území lépe využitelné satelitní snímky. Jednak poskytují možnost rychlé řízené klasifikace, jednak je možné pomocí úpravy histogramu panchromatického snímku rychlé a přesné vymezení ploch, které jsou na nich oproti zbytku kontrastní (např. vodní plochy). Území České republiky je však oproti leteckým snímkům jen částečně pokryto satelitními snímky v dostatečném prostorovém rozlišení. Finanční náklady potřebné na zakoupení satelitních snímků jsou také výrazně vyšší než v případě snímků leteckých. Zpracování digitálních a distančních dat umožňuje plošné hodnocení rozsáhlých území. Díky tomu by se měl průběh ekomorfologického zhodnocení povodí oproti terénnímu mapování výrazně urychlit. V případě povodí s rozlohou větší než 200 km2 je i výraznější finanční úspora. Snímky poskytují nad hodnoceným územím i jistý nadhled, díky tomu jsou na nich zřejmé některé vazby, tvary a procesy, které jsou v detailu neviditelné. Přes tyto výhody však hodnocení distančních dat nemůže „mapovateli“ poskytnou detaily terénního mapování a znalost území. Proto je vždy potřeba ve vytipovaných oblastech porovnání digitálních výsledků s reálným stavem v terénu.

literatura BRYANT, R., GILVEAR, D., (1999): Quantifying geomorphic and riparian land cover changes either side of a large flood event using airborne remote sensing: River Tay, Scotland Geomorphology, Volume 29, Issues 3–4, September 1999, s. 307–321. Bundesansalt für Gewässerkunde. Ecomorphological LAWA Overview, Survey of Large Rivers [online]. 2000, [cit 2008-01-23]. DOBROVOLNÝ, P., (1998): Dálková průzkum Země: digitální zpracování obrazu, Masarykova univerzita, Brno, 208 s. FUKSA, J. K. (2000): Unifikace metod hydroekologického hodnocení toku a niv s pilotní aplikací na úsecích Labe. VÚV TGM, Praha, 101 s. HÁJEK, F. (2006): Object-oriented classification of Ikonos satelite data for the identification of tree species composition, Journal of forest science, Volume 52 (4), s. 181–187. HÁJEK, F. (2007): Vyhodnocení odumírání horského smrkového lesa na Trojmezné (NP Šumava) metodou automatizované klasifikace leteckých snímků, Silva Gabreta, Volume 13 (1), s. 69–81. HÁJEK, F. (2008): Process-based approach to automated classification of forest structures using medium format digital aerial photos and ancillary GIS information, European Journal of Forest Research, Volume 127, No. 2, s. 115–124.



magdalena bicanová

HÁJEK, F. (2006): Automatická extrakce porostních údajů z obrazových dat DPZ, Lesnická práce, ročník 85 (4). HALOUNOVÁ, L. (2003): Textural classification of B&W serial photos for the forest classification. Proceeding of 23rd symposium of European Association of Remote Sensing Laboratories, Gent, June 2–5, 2003, s. 173–179. JOHANSEN, K., PHINN, S., (2007): Comparison of image and rapid field assessments of riparian zone condition in Australian tropical savannas, Forest Ecology and Management. Vol. 240, s. 42–60. MZe. Silně ovlivněné vodní útvary [online]. c 2007, [cit 2008-01-23]. http://www.mze.cz/attachments/prozatimni_vymezeni.pdf. RUMSBY, B. T. (2008): Monitoring and modelling particle and reach-scale morphological change in gravel-bed rivers: Applications and challenges, Geomorphology, Volume 93, Issues 1-2, January 2008, s. 40–54. University of Minnesota. Mapping Stream Quality [online]. c 2003, poslední revize 2006-06-29 [cit. 2008-01-23]. < http://water.umn.edu/rivers/index.html>. University of Nebrasca – Lincoln. Wetlands and Remote Sensing [online]. c 2005, [cit. 2008-0123]. < http://casde.unl.edu/activities/wetlands/index.php>. YAMAGATA, Y. (1999): Advanced remote sensing techniques for monitoring complex ecosystems spectral indicies, unmixing, and classification of wetlands, disertační práce, National Institute for Environmental Studies, Ibaraki.

Srovnávací studie jakosti povrchových vod v povodí Rolavy, horní Blanice a Liběchovky kateina hryzáková, milada matoušková

abstrakt Příspěvek prezentuje analýzu kvality vody v návaznosti na provedené ekomorfologické hodnocení stavu vodních toků ve třech zvolených modelových povodích (horní Blanice, Liběchovky a Rolavy). Zvolená modelová povodí jsou situována do odlišných přírodních i socioekonomických poměrů. Tomu odpovídá charakter toku i výsledné zatřídění toků dle ČSN 75 7221. Horní tok Blanice i horní tok Rolavy patří z pohledu jakosti vody mezi velmi čisté toky, s pramennými oblastmi v horských polohách a ovlivněnými rašeliništi. Střední a dolní tok Rolavy protéká oblastí s vyšší hustotou zalidnění i větším zastoupením průmyslu (III. tř.). Liběchovka je nížinným tokem, protéká krajinnou zemědělsky a rekreačně využívanou s větším počtem menších sídel. Hydrochemické hodnocení je dáno do souvislosti s podrobným ekomorfologickým průzkumem toků – Šípek (2006), Vondra (2006) a Lelut (2007). klíová slova: jakost vody, hydrochemismus, ekomorfologie, EcoRivHab, Blanice, Liběchovka, Rolava " K. Hryzáková, M. Matoušková: Comparative study of the surface water quality in the Rolava, upper Blanice and Liběchovka water basins The contribution presents the water quality analysis followed after ecomorphological assessment of the river condition in three selected study water basins (the upper Blanice, Liběchovka and Rolava Rivers). The selected study catchments are situated in different natural and socioeconomic areas. This fact corresponds with the character of the river and its classification according to ČSN 75 7221. In terms of water quality, both the upper stream of the Blanice and the upper course of the Rolava belong to very clean rivers. Their spring areas are situated in hilly areas and affected by peat bogs. The middle and lower course of the Rolava runs through an area with more population and industry. The Liběchovka is mainly a lowland river running through a land used for agriculture and recreation with a higher number of smaller towns. The upper course of the Blanice runs through a scarcely populated area; the spring area is located in the military area Boletice. Further down the stream it runs through the landscape only marginally influenced by human activity with large part being a landscape protected area. The hydromorphological evaluation followed the comprehensive ecomorphological survey of rivers by Šípek (2006), Vondra (2006) and Lelut (2007). key words: water quality, physically-chemical and hydrochemical parameters, ecomorphology, EcoRivHab, Blanice, Liběchovka, Rolava



kateina hryzáková, milada matoušková

1 úvod Jakost vody je primárně ovlivňována fyzicko-geografickými poměry zájmového území. Míra vlivu antropogenních aktivit v jednotlivých modelových povodích významnou měrou modifikuje výsledný stav jakosti. Kvalita povrchových vod v České republice ve srovnání s rokem 1990 doznala výrazného zlepšení. Výstavbou a intenzifikací ČOV se snížila produkce znečištění především z velkých a středních bodových zdrojů – měst, obcí, průmyslových objektů a objektů soustředěné zemědělské výroby. S klesajícím trendem bodových zdrojů ale zároveň roste význam znečištění z plošných zdrojů, zejména ze zemědělského hospodaření (MŽP, 2007). Problematické zůstávají drobné vodní toky, které jsou více ohroženy právě bodovými zdroji menších sídel, rozptýlenými a plošnými zdroji znečištění. Působení plošných a difúzních zdrojů lze jen obtížně eliminovat a vyžaduje komplexnější řešení. Především zemědělská výroba a eroze dodávají do povrchových vod velké množství živin (sloučeniny N a P) a způsobují následnou eutrofizaci (D’Arcy, Frost, 2001; Frede, Dabbert, 1999). Dopad lidských aktivit nelze posoudit jen na základě vyhodnocení hydrochemismu. K výslednému posouzení celkového stavu habitatu se stále více uplatňuje komplexní ekologické hodnocení toků na základě biologických, fyzikálně-chemických a hydromorfologických parametrů (Water Framework Directive EC, 2000). Cílem prováděné studie je vyhodnocení jakosti vod na základě hydrochemického průzkumu ve třech modelových povodích – Rolavy, horní Blanice a Liběchovky v návaznosti na hodnocení kvality habitatu vodních toků pomocí hydromorfologických parametrů. Práce navazuje na ekomorfologický průzkum vodních toků Šípek (2006), Vondra (2006) a Lelut (2007).

2 zdroje dat a aplikované metody Kvalita vody byla hodnocena především na základě vlastních odběrů vody v období 2006–2007. Odběry byly prováděny čtyřikrát ročně, vždy přibližně jednou za tři měsíce tak, aby byly zaznamenány změny chemismu vody v jednotlivých ročních období. Analýza vzorků byla prováděna v laboratoři ÚŽP PřF UK v Praze dle normovaných metod. Při hydrochemických analýzách byly stanovovány následující ukazatele: pH, vodivost, KNK4,5, ZNK8,3, Ca+Mg, vápník, chloridy, CHSKMn, amonné ionty, dusitany, dusičnany, fosforečnany, železo, mangan. Teplota vody a rozpuštěný kyslík byly měřeny v terénu přímo. V každém sledovaném povodí bylo vytipováno 11 odběrových lokalit (viz tab. 1), vždy tak, aby bylo možno zachytit změnu kvality vody v podélném profilu.

srovnávací studie v povodí rolavy, horní blanice a libchovky



Tab. 1 – Odběrové profily v modelových povodích Povodí Blanice

Povodí Liběchovky

Povodí Rolavy

č. Lokalizace profilu

ř. km


ř. km


ř. km

1. Blanice – Arnoštov

89,5

1. Lib. nad ryb. Černý

2. Puchéřský p. – Arnoštov

89,4

2. Dubský p. ústí

23,6

1. Rol. nad sout. se Slat. p.

25,1

22,4

2. Slat. p. nad sout. s Rol.

3. Blanice – soutok s Puch. p.

89,35

3. Lib. po soutoku s Dub. p. 22,4

25,0

3. Rol. nad N. Hamry

24,1

4. Tetřívčí p.

86,7

4. Lib. pod Deštnou

18,5

4. Rol. pod N. Hamry

22,0

5. Blanice nad ústím Zbyt. p.

83,5

5. Zakšínský p. ústí

17

5. Rudenský p. - ústí

20,1

6. Zbytinský p. nad Zbytinami

—

6. Lib. pod Bukovcem

15,2

6. Rol. nad Nejdkem

19,0

7. Zbytinský p. pod Zbytinami

—

7. Lib. pod Medonosy

13,1

7. Nejdecký p. v Nejdku

16,7

8. PR přítok Zbyt. p

—

8. Lib. pod Chudolazy

9,3

8. Rol. – ČOV Nejdek

16,2

9. Černý p. – ústí

—

9. Lib. pod Tupadly

5,9

9. Limnice - ústí

15,4

10. Blanice – Blanický mlýn

77,1

10. Lib. pod Želízy

3,5

10. Rol. – ČOV N. Role

8,0

11. LVpřítok Zbyt. p.

—

11. Lib. – Liběchov

0,2

11. Rol. – limnigraf S. Role

4,0

Většina profilů je lokalizována pod obcemi, pod výpustmi ČOV a na významných přítocích. Hodnocení jakosti vod bylo provedeno na základě ČSN 75 7221. Zařazení do tříd jakosti je pouze orientační vzhledem k nízkému počtu odběrů. Zařazení do tříd jakosti bylo provedeno na základě ukazatelů: N-NH4, N-NO3, P-PO43–, konduktivita, CHSKMn, rozp. O2. 3 charakteristika zájmových území 3.1 Základní charakteristika zájmového území Za zájmová území byla cíleně zvolena povodí, která prezentují odlišný typ reliéfu a zároveň mají odlišné socioekonomické využití. Povodí Rolavy se nachází v západní části Krušných hor. Rolava pramení v rašeliništích v nadmořské výšce 920 m n. m. u obce Přebuz, do Ohře se vlévá jako levostranný přítok v nadmořské výšce 370 m n. m. v Karlových Varech - Rybářích. Území je protáhlé SZ–JV a má stromovitý charakter říční sítě. Hlavními přítoky jsou Slatinný potok, Bílý potok, Rudenský potok, Nejdecký potok a Limnice. Bližší charakteristiky povodí uvádí Ledvinka (2006), Lelut (2007). Povodí Rolavy představuje horský a podhorský typ reliéfu s výraznou výškovou členitostí (průměrný sklon činí 15,2 ‰).




Povodí Liběchovky se nachází v západní části Polabské nížiny. Liběchovka pramení přibližně 1,5 km severovýchodně od města Dubá v nadmořské výšce 274 m n. m. Do Labe se vlévá jako pravostranný přítok v nadmořské výšce 152 m n. m. v Liběchově. Hlavními přítoky jsou Dubský potok, Kořenovský potok, Nedomovský potok, Zakšínský potok. Součástí povodí jsou i občasné přítoky z Vidinského a Zimořského dolu. Hlavní údolí i tok má severojižní směr. Základní fyzicko-geografické charakteristiky uvádí Šípek (2006). Střední a dolní tok Liběchovky prezentují nížinný typ reliéfu s malou výškovou členitostí. Povodí horní Blanice se nachází v jižních Čechách západně od Českých Budějovic. Za zájmové území byla zvolena horní část povodí po Blanický mlýn. Blanice pramení cca 5 km jižně od obce Křišťanov v nadmořské výšce 960 m n. m., v nadmořské výšce 743 m n. m. opouští zájmové území. Povodí je protáhlé SSZ–JJV směru a má mírně asymetrické uspořádání říční sítě ve prospěch pravostranných přítoků. Hlavními přítoky jsou Černý potok v horní části povodí, dále Puchéřský potok, Tetřívčí potok, Zbytinský potok a Černý potok v dolní části povodí. Povodí představuje podhorský typ reliéfu.

3.2 Zdroje znečištění v jednotlivých povodích Znečištění obecně úzce souvisí s počtem obyvatel a lidskými aktivitami. Vysoká koncentrace antropogenních aktivit reprezentuje současné zdroje znečištění, hlavně z městských a průmyslových komplexů, zemědělského hospodaření a atmosférické depozice. S intenzifikací a výstavbou ČOV i vzhledem k zavádění citlivějších technologií v průmyslové výrobě klesá znečištění z bodových zdrojů a pozornost může být naopak směřována k plošnému znečištění. Jeho podíl je podstatný zvláště u dusičnanů, pesticidů a okyselujících složek prostředí, méně u fosforu, a je odlišný dle různých oblastí ČR v závislosti na hustotě osídlení, podílu čištění odpadních vod, intenzitě a způsobu zemědělského hospodaření a úrovni atmosférické depozice (MŽPa, 2007). Přestože je stav znečištění hodnocen jako „celkem uspokojivý“ a klasické znečištění charakterizované ukazateli typu BSK5, CHSK a NL dále klesá, některé obecné fyzikálně-chemické ukazatele dosahují stále poměrně vysokých hodnot a zhoršují následné zatřídění toků. Jako jeden z nejproblematičtějších byl vyhodnocen ukazatel AOX (adsorbovatelné organicky vázané halogeny), dále pak PAU (polycyklické aromatické uhlovodíky) (MŽPb, 2007). Významný dopad na jakost vody do budoucna bude mít zřejmě i odchod specifických polutantů zejména tzv. PCPP (Pharmaceutics and Personal Care Products) s přečištěnými odpadními vodami do toků (Fuksa, Svoboda, 2007) a problematika dlouhodobého zatížení těžkými kovy, které souvisí hlavně s jejich akumulací v sedimentech a plaveninách (Komínková, Benešová, 2004).




Sledované toky jsou postiženy zejména znečištěním z menších komunálních – bodových zdrojů (ČOV, septiky, lokální průmyslové podniky) a zemědělským hospodařením. Úroveň zatížení vod se hodnotí dle vývoje produkovaného a vypouštěného znečištění. Obvykle se předpokládá základní produkce specifického znečištění 60 g BSK5 na 1 obyvatele a den (ČSN 75 6401, ČSN 75 6402 in Pitter). Na tyto hodnoty jsou projektovány i ČOV. U průmyslových odpadních vod se míra znečištění vyjadřuje ve srovnání se splaškovými vodami prostřednictvím tzv. ekvivalentního počtu obyvatel (EO). Ekvivalentní počet obyvatel je fiktivní počet obyvatel, který by způsobil stejné znečištění jako je znečištění dané (Pitter, 1999). V současnosti je prioritním opatřením ke zlepšení kvality vody výstavba, rekonstrukce, intenzifikace ČOV a výstavba, rekonstrukce a dostavba stokových systémů v aglomeracích nad 2 000 EO a ve vybraných aglomeracích pod 2 000 EO. ČR se zavázala splnit požadavky vyplývající z implementace směrnice Rady č. 91/271/EHS do roku 2010. Povodí Rolavy V roce 2001 žilo v zájmovém povodí Rolavy v územích obcí s rozšířenou působností Karlovy Vary a Kraslice přibližně 35 000 obyvatel. V severní části povodí v obcích Nové Hamry, Vysoká Pec, Rudné, o celkovém počtu 613, je nízká hustota obyvatelstva (2,5 obyv./ km2), což je dáno horským charakterem území a historickým vývojem po 2. světové válce. Směrem na jih k ústí Rolavy do Ohře hustota obyvatel postupně narůstá (Nejdecko 70,8 obyv./km2), největších hodnot dosahuje v intravilánech obcí Stará Role a Karlovy Vary, kde dosahuje přibližně celorepublikového průměru – viz tab. 2 (Lelut, 2007). S počtem obyvatel souvisí i ekonomická struktura obyvatelstva. V horní lesnaté polovině převažuje terciér. Území je turisticky poměrně atraktivní, v zimě především pro běžecké a sjezdové lyžování (areály Vysoká Pec, Nové Hamry), v létě pěší turistika, cykloturistika. V jižní polovině povodí díky významné hornické, železářské a textilní traTab. 2 – Počet obyvatel k 1. 1. 2007 dici hraje průmysl významnou roli. ve vybraných sídlech Karlovarského kraje Největší zastoupení má textilní průmysl – podniky Nejdecká česárna vlny Obec Počet obyvatel a. s., Vlnap a. s. v Nejdku a keramický Karlovy Vary (Stará Role) 50 504 335 průmysl – Thun Karlovarský porcelán Nové Hamry 8460 a. s. v Nové Roli, Starorolský porce- Nejdek 4027 lán Moritz Zdekauer a. s. Železářská Nová Role Přebuz 83 tradice je reprezentována firmou Smolné Pece 110 Metalis a. s. v Nejdku. Metalis a. s. je 301 výrobcem licích nástrojů a tlakových Vysoká Pec odlitků ze slitin hliníku pro automo- Zdroj: ČSÚ, Počet obyvatel v obcích k 1. 1. 2007




bilový průmysl. Nejdecká česárna vlny zpracovává přírodní vlněná ovčí vlákna do česaného polotovaru, výstupní suroviny pro přádelny. Součástí provozu je čistírna odpadních vod – odparka, která je v provozu od r. 1997, a dva dekantéry na zahušťování kalu. Primární kondenzát z odparky se recykluje, sekundární je průmyslovou kanalizací odveden do ČOV Vlnap. Vlnap a. s. upravuje a zpracovává přírodní živočišná vlákna a vlákna chemická. Finálním produktem je česaná obarvená příze. Odpadní vody tvořené hlavně barvícími lázněmi, oplachovými vodami po barvení, zbytkovými avivážními lázněmi, lázněmi pro speciální úpravy příze odchází na vnitropodnikovou čistírnu odpadních vod. Na tuto čistírnu jsou přiváděny zároveň i městské odpadní vody z Nejdku. Thun Karlovarský porcelán i Starorolský porcelán jsou tradičními výrobci užitkového porcelánu. Přehled největších producentů odpadních vod uvádí tab. 3. Rolava je zařazena mezi toky dotčené nedostatečnou infrastrukturou a ČOV u aglomerací nad 2 000 EO i pod 2 000 EO (Povodí Ohře). Plánuje se intenzifikace ČOV Nová Role i výstavba ČOV Nejdek a dostavba kanalizační sítě (v současnosti je odpadní voda vedena na průmyslovou chemicko-biologickou ČOV v areálu Vlnap a. s.). V obcích pod 2 000 EO není ve všech případech zajištěno čištění odpadních vod. ČOV pro 160 EO bez odpovídajících parametrů se nachází pouze v obci Nové Hamry, napojeno je pouze malé procento obyvatel. Nová ČOV cca pro 350 EO by měla být postavena. Likvidace je řešena individuálně – septiky či domovními ČOV (Plán rozvoje vodovodů a kanalizací Karlovarského kraje, 2004). Povodí Liběchovky V zájmovém území Liběchovky převažují menší obce – viz tab. 4. Největší městem je Dubá se 1 757 obyvateli, následuje obec Liběchov 982 obyvatel a Želízy 486 obyvatel. Část obcí je sdružená do mikroregionu Svazek obcí Povodí Liběchovky (1 879 obyvatel). Povodí Liběchovky leží ze 78 % v CHKO Kokořínsko. Převážná část má přírodní charakter. Tomu odpovídá i charakter hospodaření, rozložení průmyslu. Většina ekonomicky aktivních obyvatel je zaměstnána v primárním sektoru, především v zemědělství a lesnictví. Ze zemědělství převažuje chov dobytka (skot) a hospodaření na orné půdě (firma Agrop a. s. Dubá). Rybářství Liběchov se specializuje na chov lososovitých ryb. Z charakteru osídlení, více menších sídel i menších podniků, vyplývá problematičnost nakládání se splaškovými odpadními vodami. Řídké osídlení neumožňuje napojení obyvatel na kanalizaci (Středočeský kraj, Liberecký kraj, 2004). Likvidace odpadních vod je řešena hlavně individuálním způsobem v bezodtokých jímkách s následným vyvážením na kapacitní čistírnu odpadních vod. Problematické jsou průsaky a nelegální vypouštění přepadem ze septiků. Vzhledem k propustnému




Tab. 3 – Vypouštění vod z komunálních zdrojů znečištění v povodí Rolavy Zdroj znečištění

EO

BSK5 (mg/l)

CHSKCr (mg/l)

NL (mg/l)

Množství odp. vod (tis. m3.rok–1)

VaK Nová Role

3 506

25

120

35

286,3

Vlnap Nejdek

7 970

25

100

25

755,2

Metalis Nejdek

205

269,7

Porcelán Nová Role

511

34,0

Zdroj: IPPC, Vodohospodářská bilance 2002

Tab. 4 – Počet obyvatel ve vybraných obcích v povodí Liběchovky k 1. 1. 2007 Dolní Zimoř

Tupadly

129

Dubá 1 749 (Bukovec, Deštná, Nedamov, Zakšín) (7, 113, 13, 58)

64

Medonosy (Chudolazy, Osinalice, Osinaličky)

105 (44, 11, 3)

Liběchov

Želízy

486

982

Zdroj: ČSÚ

podloží dochází k ohrožení kvality podzemních vod. Kanalizace napojená na ČOV se nachází v Dubé a předčištění odpadní vody jsou významným bodovým zdrojem znečištění pro hlavní tok. V obcích Želízy a Liběchov se dle Plánu péče o CHKO Kokořínsko 1998–2008 plánovalo vybudování kanalizace i čistíren odpadních vod. Ve výstavbě je zatím pouze ČOV Liběchov. Bilančně je uvažováno i využití malých domovních čistíren. Významným liniovým zdrojem znečištění může být i poměrně frekventovaná cesta I/9 ve směru Mělník – Česká Lípa, která v úseku Želízy – Deštná kopíruje hlavní tok. Povodí horní Blanice Ve sledovaném území protéká Blanice nezastavěným územím s velmi nízkou hustou zalidnění. Pramenná oblast se nachází ve Vojenském újezdu Boletice. Prostor vznikl v r. 1950 a veřejnosti byl uzavřen. V současné době je otevřeno pouze několik turistických tras a cyklotras. Největšími sídly v oblasti jsou obce Křišťanov se 78 obyvateli (součástí je osada Arnoštov s 60 obyvateli) a Zbytiny s 193 obyvateli. Oblast horního toku Blanice a její niva je součástí NPP Blanice. Předmětem ochrany je zachovalý přirozený stav vodních toků a největší středoevropská populace perlorodky říční. Antropogenní vliv na povrchové vody se projevuje více v dolní části zájmového území, především v povodí Zbytinského potoka a dolního toku Blanice. V ekonomické struktuře převažuje primární sektor. Vhodné podmínky jsou zde především pro extenzivní chov dobytka a lesní hospodaření. Pokračujícím trendem je úbytek orné půdy. Kvůli zlepšení podmínek v NPP Bla-




nice byla na Zbytinském potoce postavena čistírna odpadních vod (510 EO) s obtočným rybníkem a kanalizace. Podobně je výstavba ČOV (70 EO) požadována i v obci Arnoštov, kde jsou odpadní vody ze severní části sídla shromažďovány v septiku, odkud se mlýnským náhonem dostávají do Blanice. V roce 2001 byla vybudována ČOV v Blažejovicích pro 90 EO. Další ČOV. vod se nachází v obci Křišťanov 78 obyv. Jedná se o samostatnou balenou ČOV v areálu ZD Ktiš s vyústěním do přítoku Tetřívčího potoka. I v této obci by měla být vybudována nová ČOV cca pro 100 EO (Jihočeský kraj, 2004). Zároveň v roce 2004–2005 proběhla v povodí Zbytinského potoka revitalizace, jedním z cílů bylo i zlepšení kvality povrchové vody Zbytinského potoka a jeho přítoku Sviňovického potoka.

4 výsledky 4.1 Stav jakosti povrchových vod v modelových povodích Jednotlivé profily byly zařazeny dle ČSN 75 7221 orientačně do jakostních tříd, pomocí pravděpodobnosti nepřekročení (překročení u rozp. O2) Cp = 90 %. Zároveň byly porovnávány všechny naměřené hodnoty s mezními hodnotami tříd jakosti jednotlivých ukazatelů. Sledována byla rovněž četnost zastoupení jednotlivých jakostních tříd v monitorovaných profilech. Podle výsledných tříd jakosti patří hlavní tok i přítoky Rolavy převážně mezi II.–III. třídu, tj. jedná se o mírně znečištěnou až znečištěnou vodu (obr. 1). Horší hodnocení horního toku je způsobeno vyššími hodnotami CHSKMn, která poukazuje na výskyt organických sloučenin – v tomto případě huminových a fulvinových kyselin. Tyto látky vzhledem k hojnému zastoupení rašelinišť v pramenné oblasti jsou přirozeného původu. Podobná situace nastává i u NH4-N, které společně s nižším pH (5,6; medián [dále M]) a vyšší koncentrací Mn (0,11 mg/l, M) a Fe (0,13 mg/l, M) huminové látky doprovázejí (Pitter, 1999). Jiná situace nastává na středním a dolním toku, kde je jakost vody ovlivněná průmyslovou výrobou a sídly. V profilu Nejdek ČOV je jakost vody hodnocena IV. třídou, tj. silně znečištěná voda, důvodem jsou zvýšené koncentrace N-NH4 (2,55 mg/l, Cp90) a III. třídou u parametru CHSKMn (10,6 mg/l, Cp90). Znečištění je způsobeno vypouštěním nedokonale vyčištěných odpadních vod ČOV Vlnap, které překračují povolené limity pro množství vypouštěných vod i pro obsah N-NH4. Pro profily Nová Role a Stará Role platí III. třída pro ukazatelů P-PO4 a N-NH4. U většiny profilů v povodí Blanice se zatřídění pohybuje mezi I. a II. třídou jakosti (obr. 2). Zvýšené ukazatele CHSKMn (12,2–7,7 mg.l–1, M) a N-NH4 (0,31–0,41 mg.l–1, M) ve všech profilech mimo Černého potoka a přítoků Zbytinského potoka jsou podobně jako na horním toku Rolavy způsobené výskytem

srovnávací studie v povodí rolavy, horní blanice a libchovky Obr. 1 – Četnost tříd jakosti vody v povodí Rolavy

Obr. 2 – Četnost tříd jakosti vody v povodí horní Blanice

Obr. 3 – Četnost tříd jakosti vody v povodí Liběchovky






A

B

25 2.0 20

mg/l

mg/l

1.5

1.0

15

10 0.5

5

0.0

0

BLA-Arnost. LIB-Dub.nad ROL-N.Hamr.nad BLA-B.mlyn LIB-Libech. ROL-S.Rol.


C

D

10 8 8

7

mg/l

6

4 6 2 5

0



E

F

0.06

600

0.05

400

uS/cm

mg/l

0.04 0.03 0.02

200

0.01 0.00

0



Obr. 4 – Srovnání hodnot pro počáteční a koncové profily v povodí Blanice, Rolavy a Liběchovky (A: N-NH4 mg.l–1, B: CHSKMn mg.l–1, C: pH, D: N-NO3, mg.l–1, E: P-PO4 mg.l–1, F: konduktivita, μS/cm)




rašelinišť v pramenné oblasti a tedy vyšším obsahem huminových látek. Hodnota pH se pohybuje okolo 6,5–6,7; hodnoty železa 0,3–0,4 mg.l–1 se směrem k Blanickému mlýnu snižují. Vyšší znečištění se projevuje zejména pod obcí Zbytiny na Zbytinském potoce (absence ČOV, intenzivní chov skotu) a to zejména vyššími hodnotami N-NH4 (1,1 mg.l–1, Cp90, III. třída) a hodnotami CHSKMn (9,9 mg.l–1, Cp90, IV. třída). V porovnání jsou hodnoty profilu nad Zbytinami u N-NH4 jen 0,5 mg.l–1, Cp90, II. třída) a u CHSKMn 7,9 mg.l–1, Cp90, II. třída). Zatřídění u zrevitalizovaného pravostranného přítoku Zbytinského potoka dosahovalo I. a II. třídy. Vyústní profil na Černém potoce dosahoval vyšších hodnot N-NO3 (3,3 mg.l–1, M). V povodí Liběchovky se většina profilů pohybuje mezi II. a III. třídou (obr. 3). Největší znečištění se vyskytuje na horním toku Liběchovky po soutoku s Dubským potokem – IV. třída – silně znečištěná voda pro ukazatele rozpuštěný O2 (4,9 mg.l–1,Cp90) a III. třídou pro ukazatele N-NH4 (0,7 mg.l–1, Cp90), P-PO4 (0,21 mg.l–1, C90) a N-NO3 (7,9 mg.l–1, Cp90). Do III. třídy patří i profil nad městem Dubá v ukazateli N-NO3 a Dubský potok s ústím ČOV Dubá pro rozpuštěný O2, N-NO3, N-NH4, P-PO4. Směrem k ústí se kvalita vody postupně zlepšuje, uplatňuje se samočisticí schopnost vody. Zlepšení dosahuje už v profilu Deštná II. třída cca 4 km po soutoku s Dubským potokem. Poměrně lepší hodnoty vykazuje i Zakšínský potok – III. třída pro rozpuštěný O2. Nejvyšších hodnot CHSKMn jsou v profilu Medonosy (9,2 mg.l–1, Cp90). Závěrečný profil Liběchov ústí spadá do III. třídy. Hodnoty Cp90 a příslušné třídy pro jednotlivé profily a hodnocené parametry zřetelněji ukazují tab. 5–7. Tab. 5 – Jakostní třídy pro jednotlivé profily a ukazatele v povodí Rolavy parametr

profil

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

konduktivita

μS/cm

42,2

44,5

40,1

45,5

67,5

63,3

119,3

154,7

139,1

145,0

132,5

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

mg/l

12,7

12,6

10,7

9,3

6,8

10,4

8,7

10,6

8,1

8,4

9,7

III.

III.

III.

III.

II.

III.

II.

III.

II.

II.

II.

mg/l

6,98

7,22

7,1

7,4

7,42

7,6

7,04

7,42

7,48

7,98

7,92

II.

II.

II.

II.

II.

I.

II.

II.

II.

I.

I.

mg/l

1,1

1,0

1,0

0,9

1,1

1,0

1,7

1,4

1,1

3,5

3,0

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

II.

II.

mg/l

0,71

0,65

0,81

0,75

0,73

0,65

0,60

2,55

0,56

1,48

1,62

III.

II.

III.

III.

III.

II.

II.

IV.

II.

III.

III.

mg/l

0,01

0,01

0,01

0,01

0,04

0,01

0,03

0,03

0,01

0,16

0,05

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

III.

II.

Třída CHSKMn Třída rozp. O2 Třída N-NO3 Třída N-NH4 Třída P-PO43– Třída




Tab. 6 – Jakostní třídy pro jednotlivé profily a vybrané ukazatele v povodí Liběchovky parametr

profil

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

konduktivita

μS/cm

592,9

604,4

589,5

509

586,4

541,5

546

547,1

552,8

555,5

618,2

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

mg/l

4,4

5,4

5,1

5,0

3,4

5,3

9,2

6,4

7,5

5,5

4,5

I.

I.

I.

I.

I.

I.

III.

II.

II.

I.

I.

mg/l

5,8

5,1

4,9

6,6

6,4

6,6

6,7

7,0

7,0

6,7

6,2

III.

III.

IV.

II.

III.

II.

II.

II.

II.

II.

III.

7,6

7,9

7,7

5,7

3,9

5,1

6,2

4,8

4,7

4,8

4,4

III.

III.

III.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

mg/l

0,61

1,62

0,73

0,54

0,58

0,56

0,65

0,55

0,66

0,63

0,52

II.

III.

III.

II.

II.

II.

III.

II.

III.

II.

II.

mg/l

0,01

0,21

0,21

0,05

0,03

0,05

0,05

0,05

0,05

0,05

0,02

I.

III.

III.

II.

I.

II.

II.

II.

II.

II.

I.

Třída CHSKMn Třída rozp. O2 Třída N-NO3

mg/l

Třída N-NH4 Třída P-PO43– Třída

Tab. 7 – Jakostní třídy pro jednotlivé profily a vybrané ukazatele v povodí Blanice parametr

profil

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

konduktivita

μS/cm

69,9

66,6

67,9

97,2

68,3

140,1

144,4

174,1

174,1

126,7

139,7

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

mg/l

18,4

17,0

17,9

14,2

16,6

12,9

16,2

9,4

8,4

15,2

12,7

IV.

IV.

IV.

IV.

IV.

III.

IV.

III.

II.

IV.

III.

8,9

8,0

8,6

7,2

8,0

7,9

7,7

9,4

7,6

8,0

7,4

I.

I.

I.

II.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

II.

mg/l

2,0

1,9

1,9

2,4

1,8

2,3

2,3

3,9

3,3

2,1

1,8

I.

I.

I.

I.

I.

I.

I.

II.

II.

I.

I.

mg/l

0,55

0,56

0,48

0,54

0,52

0,52

1,09

0,50

0,57

0,56

0,60

II.

II.

II.

I.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

II.

mg/l

0,03

0,01

0,02

0,02

0,01

0,03

0,08

0,01

0,01

0,01

0,01

I.

I.

I.

I.

I.

I.

II.

I.

I.

I.

I.

Třída CHSKMn Třída rozp. O2

mg/l

Třída N-NO3 Třída N-NH4 Třída P-PO43– Třída

Názorné srovnání jednotlivých počátečních a koncových profilů pro N-NH4+, CHSKMn, pH, N-NO3–, P-PO43– a konduktivitu porovnává obr. 4. Velmi zjednodušeně ilustruje počáteční stav v horních částech povodí a stav při ústí řek, příp. u koncového profilu u povodí horní Blanice. Při vzájemném srovnání jednotlivých povodí lze rozeznat rozdíly dané odlišnými fyzicko-geografickými podmínkami. Vysokou hodnotu konduktivity ukazují oba profily Liběchovky (obr. 4F). Je to dáno především vyšším obsahem Ca2+ vlivem geologického podloží. Podobně vyšší hodnoty CHSKMn a nižší pH na horním toku Rolavy a v horním povodí Blanice jsou dány přirozeně výskytem rašelinišť v pramenných oblastech (obr. 4B, 4C). Zajímavý je vývoj N-NO3 v podélném profilu na Liběchovce – směrem k ústí




se postupně zatížení snižuje (obr. 4D), nepatrné zlepšení je vidět i u ukazatele N-NH4+ (obr. 4A). 4.1.1 Vliv hydromorfologie a jakosti vody na kvalitu habitatu v modelových územích Na modelová území byla aplikována metoda EcoRivHab (Ekohydrologický monitoring vodních toků, Matoušková, 2003, 2007). Celkové ekomorfologické hodnocení stavu vodních toků bylo získáno na základě průměru hodnocení tří zón: zóny koryta, příbřežní zóny a zóny údolní nivy. Výsledky ekomorfologického hodnocení byly převzaty z diplomových prací Lelut (2007), Šípek (2006) a Vondra (2006) a byly porovnány s vyhodnocením kvality vody na daném území dle ČSN 75 7221. Celý horní tok Rolavy a část středního toku protéká téměř neobydlenou oblastí a je hodnocen I. a II. ekomorfologickým stupněm (dále ES) (Lelut, 2007). Podobně i zatřídění profilů v horní části povodí (Rolava nad soutokem, Slatinný p., Rolava nad Novými Hamry) odpovídá jen mírnému znečištění. Vliv obce Nové Hamry na kvalitu vody je nepatrný. Antropogenně silně ovlivněným úsekům v Nejdku, Nové Roli a intravilánu ve Staré Roli (IV. a V. ES) korespondují i vyšší hodnoty znečištění (III. a IV. třída). Negativně z pohledu hydromorfologie hodnocenému povodí Nejdeckého potoka (40 % délky středně až významně antropogenně ovlivněno, tj. III. a IV. ES) naopak kvalita vody je uspokojivá II. třída jakosti. Pozitivní vliv na chemismus může mít vodní nádrž Bernov a rovněž skutečnost, že odpadní vody města Nejdek jsou vypouštěny do Rolavy. Z přítoků má přírodní charakter Slatinný potok a Limnice, čemuž odpovídá mírně znečištěná voda (II. třída jakosti). Rudenský potok je slabě až středně antropogenně ovlivněný z pohledu kvality habitatu, patří při ústí do II. třídy jakosti vody. Zájmové území Blanice se podle hodnocení ES jeví antropogenně velmi málo ovlivněné. Nejvíce je zastoupen I. a II. ES (91 %). Hlavní tok Blanice patří mezi oligotrofní toky s přírodě blízkým charakterem a se specifickými hydrochemickými podmínkami, vhodnými pro přežívání populace perlorodky říční. Třídou jakosti se řadí mezi neznečištěné až mírně znečištěné vody. Příkladem přirozených morfofluviálních struktur se střídáním peřejnatých pasáží a tůní je Tetřívčí potok (I. ES, II. třída jakosti vody). Jako nejvíce ovlivněný tok zájmového území byl vyhodnocen Zbytinský potok (II.–V. ES) se znečištěnou vodou (profil pod obcí Zbytiny). V úsecích provedené revitalizace na Sviňovickém potoce (II. ES) odpovídá kvalita vody mírně znečištěné vodě (II. třída jakosti). Dominantní ekomorfologický stupeň na hlavním toku Liběchovky je II. ES (50 %), následují I. ES (31 %) a III. ES (16 %). Kvalita vody na horním toku je ovlivněna lidskou činností – III. třída jakosti, po soutoku s Dubským potokem pak dokonce IV. třída. Oblast od Deštné po Zakšín je charakterizována III. ES, od Zakšína po Chudo-




lazy II. ES, podobně kolísá třída jakosti vody mezi mírně znečištěnou vodou až znečištěnou vodou (II.–IV. třída). V oblasti od Chudolaz po ústí se střídají třídy I.–III. ES s převahou II. a III. ES. Kvalita vody opět přechází mezi mírně znečištěnou až znečištěnou vodou (II.–III. třída). Celkový ekomorfologický stav daných toků je relativně dobrý, většina vymapovaných úseků byla zařazena do I. a II. ES, tedy mezi přírodní až mírně antropogenně ovlivněné části toku. Na Rolavě se jedná se o pramenné oblasti s řídkým osídlením. V případě Blanice celý horní tok. V případě Liběchovky jsou pozitivně hodnoceny dolní tok a střední tok. Do III. ES spadá zemědělská oblast (Liběchovka), IV. a V. ES dosahují sledované toky převážně v intravilánech a zatrubněných úsecích (Zbytinský potok). Na základě provedené analýzy je možno konstatovat, že ve většině úseků koresponduje třída jakosti s hodnocením ekomorfologického stavu. Pramenné oblasti s výjimkou horního toku Liběchovky dosahují v případě sledovaných parametrů I. a II. jakostní třídy, dolní toky naopak III. třídy. Ke zhoršení jakosti dochází přechodně zpravidla po průtoku intravilány z důvodu existence bodových zdrojů znečištění (např. ČOV Dubá, ČOV Vlnap a. s.) – až IV. třída jakosti. Intravilány zároveň negativně ovlivňují habitat vodních toků. Negativní hodnocení jakosti vody je v případě horní Blanice dáno vyšším obsahem huminových látek, parametr CHSKMn v tomto případě nemá vypovídající hodnotu.

5 diskuze a závry Hlavním cílem práce bylo zhodnocení jakosti vod v modelových povodích a následné porovnání s ekomorfologickým hodnocení kvality habitatu. Jakost vody ve sledovaných povodích přibližně odpovídá trendům vývoje znečištění na území České republiky. Ze závěrečných zpráv podniků Povodí lze konstatovat, že došlo k podstatnému zlepšení jakosti povrchových vod v případě významných vodních toků, a to hlavně na dolních a středních tocích. Menší vodní toky jsou naopak vystaveny značnému znečištění a ke zlepšování jejich kvality nedochází (MŽP, 2007, PVL, 2006, POH, 2006). Problémy způsobuje hlavně nepřestávající přísun živin ze zemědělství (ukazatel N-NO₃), eroze a malé bodové zdroje (chybějící ČOV). Horní toky se obecně nacházejí mimo území s vlivem člověka, především v pramenných oblastech (horní část povodí Rolavy, celé území horního toku Blanice). Hodnocení ES i zatřídění v rámci tříd jakosti je tedy kvalitativně lepší než ve středních a dolních částech povodí. Výjimku tvoří pouze horní tok Liběchovky (profily nad Černým rybníkem, Dubský potok), kde hodnoty některých fyzikálně-chemických parametrů (především N-NO₃) vykazují vyšší hodnoty než v dolních částech povodí. Je to způsobeno výskytem bodových a rozptýlených




zdrojů znečištění již na horním toku a rovněž tak existencí mokřadů na dolním toku (PR Mokřady dolní Liběchovky, PR Mokřady horní Liběchovky), tedy přirozenému stavu daných lokalit, které postupně eliminují znečištění z horního toku. Pro dolní toky je charakteristické větší zatížení toku, horší kvalita vody. Dolní tok Rolavy protéká oblastí s vyšší hustotou obyvatelstva i vyšším zastoupením průmyslu (bodové zdroje znečištění), Blanice je na dolním toku sledovaného území ovlivněna více drobnými sídly a zemědělskou činností (rozptýlené a plošné zdroje znečištění). Původní pojetí hodnocení kvality povrchových vod bylo založeno na dlouhodobém sledování chemického stavu tekoucích vod. Chemická kvalita vod je determinována kvantitou a rozmanitostí org. a anorg. sloučenin a ukazuje složení vod v určitém okamžiku (Artiola, 2004). Dnes je snahou pohlížet na vodní toky jako na životní prostředí vodních organismů a hodnotit tekoucí vody jako komplexní hydroekologické systémy. Provedené hodnocení prokázalo, že kvalita vody nemusí vždy plně korespondovat s kvalitou habitatu vodních toků – viz horní tok Liběchovky. Pro dosažení dobrého ekologického stavu vodních toků dle EC WFD je nejprve nutné zlepšení jakosti povrchových vod a následně je možno navrhovat revitalizační opatření či biotechnické úpravy koryt.

6 literatura ARTIOLA, J. (2004): Monitoring surface water. Environmental monitoring and charakterization, s. 142–161. BERAN, L. a kol. (1998): Plán péče o chráněnou krajinou oblast Kokořínsko na období 1999–2008, SCHKO, Mělník, 113 s. D’ARCY, B., FROST, A. (2001): The role of best management practises in alleviating water quality problems associated with diffuse pollution. The Science of the Total Environment 265, 2001, s. 359–367. FREDE, H.-G., DABBERT, S. (1999): Handbuch zum Gewässerschutz in der Landwirtschaft. AG&Co. KG, Landsberg, 451 s. FUKSA, J. K., SVOBODA, J. (2007): Znečištění řek klesá – ale je tu stále a vyvíjí se. Vodní hospodářství – Příloha VTEI, 02/2002, s. 15–16. JANSKÝ, B. (2002): Changing Water Quality in the Czech Part of the Elbe Catchment Area in the 1990s. Sborník České geografické společnosti, 2002, 107, č. 2, s. 74–93. Jihočeský kraj, Ministerstvo zemědělství (2004): Plán rozvoje vodovodů a kanalizací na území Jihočeského kraje. Popis vodovodů a kanalizací měst a obcí – Správní obvod 3109 Prachatice. 232 s. [online, cit. 2008-03-17]. Dostupný z: http://www.kraj-jihocesky.cz/index. php?par[id_v] = 1230&par[lang] = CS Karlovarský kraj, Ministerstvo zemědělství (2004): Plán rozvoje vodovodů a kanalizací Karlovarského kraje. [online, cit. 2008-03-17]. Dostupný z: http://www.wmap.cz/kr-karlovarsky/ prvk/




KOMÍNKOVÁ, D., BENEŠOVÁ, L. (2004): Environmental Risk Assesment of Haevy Metals in the Kocába River.AUC Environmentalika, 2004, 18, s. 65–81. LANGHAMMER, J. (2004): Water quality changes in the Elbe river basin. Sborník České geografické společnosti, 2004, 109, č. 2, s. 93–104. LANGHAMMER, J., Kliment, Z. (2006): Změny kvality vody v zemědělských oblastech Česka. Sborník České geografické společnosti, 2006, 111, č. 2, s. 168–185. LELUT, J. (2006): Vodohospodářské revitalizace na podkladě ekomorfologického monitoringu vodních toků Aplikace v modelovém povodí Rolavy. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha, 134 s. Liberecký kraj, Ministerstvo zemědělství (2004): Plán rozvoje vodovodů a kanalizací Libereckého kraje. [online, cit. 2008-03-17]. Dostupný z: http://www.kraj-lbc.cz/index.php?page = 1443 MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring jako podklad pro revitalizaci vodních toků. Modelová studie Rakovnického potoka. Disertační práce PřF UK v Praze, Praha, 219 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2004). Ecohydrological monitoring of the river habitat quality. Geografie, 2, 109, s. 105–116. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Závěrečná zpráva projektu GAČR 205/05/P102. PřF UK v Praze a GAČR, Praha. MŽP ČR (2007a): Zpráva o životním prostředí České republiky 2006. 217 s. [online, cit. 200803-17]. Dostupný z: http://www.env.cz. MŽP ČR (2007b): Zpráva o stavu ochrany vod v České republice v roce 2006. 32 s. [online, cit. 2008-04-2]. Dostupný z: http://www.ochranavod.cz. PITTER, P. (1999): Hydrochemie, Vydavatelství VŠCHT, Praha, 568 s. Povodí Ohře, s. p. [online, cit. 2008-03-15]. Dostupný z: http://www.poh.cz/. Povodí Vltavy, s. p. [online, cit. 2008-03-15]. Dostupný z: http://www.pvl.cz/. Středočeský kraj, Ministerstvi zemědělství (2004): Plán rozvoje vodovodů a kanalizací Středočeského kraje. [online, cit. 2008-03-17]. Dostupný z: http://www.kr-stredocesky.cz/stredocesky-kraj/zivotni-prostredi/vodni-hospodarstvi/prvkuk. ŠÍPEK, V. (2006): Ekomorfologické hodnocení kvality habitatu vodních toků v povodí Liběchovky. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha, 113 s. VONDRA, F. (2006): Ekomorfologický monitoring v povodí horní Blanice. Diplomová práce, PřF UK v Praze, Praha, 102 s. Water Framework Directive EC – Směrnice 2000/60/ES Evropského parlamentu a rady z 23. října 2000: Aproximace komunitární legislativy v oblasti voda. Pracovní překlad, MŽP, Praha, 2001. 100 s.

Revitalizační opatření za účelem zlepšení kvality habitatu vodních toků – modelová studie z povodí Rolavy jana lelut, milada matoušková

abstrakt Vzhledem k neuspokojivému ekologickému stavu většiny vodních toků a ke snaze dosáhnout do roku 2015 dobrého ekologického stavu všech vod definovaném Rámcovou směrnicí o vodní politice EU (EU WFD), se vodohospodářské revitalizace postupně stávají zásadním nástrojem vodohospodářského plánování. Vhodným podkladem je ekomorfologický monitoring, na jehož základě lze provést detailní analýzu stavu habitatu vodních toků a zhodnotit vliv antropogenních úprav na daný hydrosystém. Cílem práce byla analýza antropogenního ovlivnění vodních toků v povodí Rolavy, definice referenčních úseků a vypracování revitalizačních studií pro tři lokality. Pro terénní mapování byla vybrána metoda EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007). Přírodní charakter má Rolava na horním toku, Slatinný i Oldřichovický potok a Limnice s výjimkou úseků v zázemí Nejdku (III., IV. ES). Mírný antropogenní vliv se projevuje na přechodu horské krajiny v roztroušenou zástavbu, louky a pastviny. Významně transformovány jsou úseky protékající intravilány obcí a dolní tok Nejdeckého potoka a dolní tok Rolavy. Na základě detailního terénního ekomorfologického průzkumu byly identifikovány tři lokality vhodné pro revitalizaci: meliorační strouha na jihovýchod od Nové Role, meliorační strouha na jih od Pozorky a řeka Rolava v Nové Roli. Tento příspěvek ve stručnosti charakterizuje jednotlivé revitalizační návrhy. klíová slova: EU WFD, ekomorfologický monitoring, EcoRivHab, hydrosystém, referenční úsek, revitalizace, Rolava " J. Lelut, M. Matoušková: Revitalization measures taken for the purpose of improving the river habitat quality – study area of the Rolava River catchment In the light of the unsatisfactory ecological condition of most rivers and the effort to achieve good ecological condition of all water bodies by 2015, defined in the Water Framework Directive EU (EU WFD), the water management revitalization has gradually become a fundamental tool in water management planning. A suitable basis for such planning is provided by ecomorphological monitoring. It is possible to carry out a detailed analysis of the river habitat condition and evaluate the effect of anthropogenic modification on the given hydrological system based on such monitoring. The aim of this work is to analyse anthropogenic influence on streams in the Rolava water basin, define reference reaches and prepare revitalization studies for three




locations. The EcoRivHab method (Matoušková, 2003, 2007) was chosen for the field mapping. The upper course of the Rolava, the Slatinný and Oldřichovický brooks have natural character. So does the Limnice River apart from two sections near Nejdek (III, IV ES). Mild anthropogenic influence can be found in places where the mountainous landscape changes into scattered built-up areas, meadows and pastures. The sections running through village urban areas are significantly modified and so are the lower course of the Nejdecký brook and the Rolava. Based on a detailed ecomorphological survey three locations suitable for revitalization were identified: amelioration drain southeast of Nová Role, amelioration drain south of the Pozorka and the river Rolava in Nová Role. This contribution provides brief description of individual restoration measures. key words: EU WFD, ecomorphological monitoring, EcoRivHab, hydrosystem, reference reach, revitalization, Rolava River

1 úvod do problematiky První zásahy do hydromorfie vodních toků se datují do období před pěti tisíci lety. Od té doby se intenzita hydrotechnických úprav stupňovala a vyvrcholila ve 20. století. Jejich následkem je narušení ekologické stability hydroekosystémů: člověk navodil změny v hydrologických a morfostrukturních podmínkách koryta, způsobil na většině toků migrační neprostupnost vybudováním jezů a hrází, přispěl k podstatnému zhoršení jakosti vody, ke snížení biodiverzity a naopak k nárůstu zastoupení tolerantních druhů a v neposlední míře prohloubil projevy hydrologických extrémů. Aktuálním cílem, na němž je postavena Rámcová směrnice o vodní politice EU (WFD, 2000), je vytvořit integrovanou politiku v oblasti vod, která by přinesla rovnováhu mezi potřebami lidské civilizace a živými ekosystémy.

2 revitalizace íních systém Rozsáhlé a dlouhodobé využívání krajiny se promítá do kvalitativních i kvantitativních charakteristik vodních toků. Myšlenka revitalizovat antropogenně narušené vodní toky, která se zrodila v 70. letech ve Velké Británii, dnes představuje jedno z možných řešení vedoucích k zlepšení ekologického stavu vodních toků a tímto k dosažení závazků stanovených WFD. Podle Boona (1997) a Wade (2000) je jejím předpokladem při rozumných finančních nákladech na obnovu a minimálních nárocích na následnou údržbu zvýšení ekologické stability v širším okolí. Komplexní revitalizace zahrnuje přírodě blízkou obnovu vodního útvaru i přilehlé nivy, zvýšení retenční schopnosti záplavových území a podporu přirozeného rozlivu v nivách (Gunkel, 1998; Just, 2003). Jejím konečným efektem může být i posílení protipovodňové ochrany.

revitalizaní opatení ke zlepšení kvality habitatu vodních tok



Revitalizaci je možno vnímat jako snahu o odhalení příčin, které způsobily ekologickou destabilizaci hydrosystémů, a ty se pokusit zmírnit nebo aspoň stabilizovat. Obvykle jsou revitalizační projekty v praxi úzce koncentrovány na změnu morfometrických charakteristik koryta vodního toku – vytvoření tzv. přírodě blízkého koryta s typickými makro-, mezo- a mikrostrukturami a vytvoření zatravněných doprovodných vegetačních pásů s typickou dřevinnou skladbou. Revitalizace však striktně nedefinují postupy, kterými je možné dosáhnout zlepšení ekologického stavu vodního toku. V obecné rovině je možné zvolit umělé vytvoření přírodě blízkého stavu člověkem, ponechání osvobozeného vodního toku samovolnému vývoji (Matoušková, 2003), či kombinaci obou. Jedním ze základních předpokladů úspěšného revitalizačního projektu je terénní průzkum zájmového povodí a analýza výchozího stavu revitalizovaného objektu. Jeho součástí by měla být analýza hydrografických a hydrologických poměrů, hydromorfologický průzkum, hodnocení jakosti povrchových vod, splaveninového režimu, historický průzkum – vývoj upravenosti říční sítě, analýza stavu využití ploch v příbřežní zóně. Výsledkem revitalizace by měl být hydrosystém obdobný takovému, jaký by v daných přírodních podmínkách vytvořila sama příroda. Inspiraci je vhodné hledat na tzv. referenčních úsecích, vymezených na základě ekomorfologického průzkumu. Při navrhování trasy a křivolakosti revitalizovaného koryta je vhodné vycházet z přetrvávajících struktur kdysi existujících vodních útvarů, nebo ponechat vodnímu toku dostatečný prostor a čas pro modelaci vlastního koryta. Zpravidla však bývá předmodelováno rozvolněné koryto, či vytvořeny iniciační centra, která napomáhají v počátečních fázích vývoje k vytvoření nových fluviálně-morfologických struktur. Pro hledání trasy revitalizovaného koryta je vhodné využít historických mapových podkladů, např. map II. a III. vojenského mapování, map stabilního katastru, geomorfologické, pedologické aj. mapové podklady. Hloubka koryta se odvozuje z průtokových řad, resp. z dlouhodobých minimálních průtoků. Stanovení mělkého profilu je zásadní, neboť v hlubším korytě se hloubková eroze uplatní v daleko větší míře než boční, takže dojde k dalšímu zahlubování. V hospodářsky nevyužívaných oblastech by se mělo vycházet z průtoku Q30d, na zemědělských pozemcích je vhodným kompromisem Q1 (Just, 2005). Příčný profil revitalizovaného koryta je nepravidelný, ve tvaru rozevřené mísy, přizpůsobující se zakřivenému průběhu toku. V dostatečně mělkém korytě lze předpokládat následnou, samovolnou diverzifikaci habitatu dna i břehů, což spolu se zapojenou břehovou vegetací přispěje k zvýšení biodiverzity. Podélný profil by měl respektovat proměnlivý sklon, se střídajícími se proudovými a tišinnými místy. Je třeba přehodnotit existenci stupňů, které jsou překážkou pro migraci vodní fauny a zásadně ovlivňují odtokový a splaveninový režim v korytě. U komplexní revitalizace se technická stabilizace koryta neprovádí, resp. se




omezuje na přírodě blízké materiály, které se po několika sezónách rozpadnou či budou zapojeny. Nezbytnou součástí revitalizace je i řešení charakteru a struktury doprovodné vegetace. Zvolený vegetační doprovod složený z autochtonních druhů by měl být výškově rozrůzněn. Osvědčeným způsobem je výsadba skupinové vegetace. Revitalizace v intravilánech jsou vzhledem k omezenému prostoru obtížné. Jejich význam spočívá především ve zdůraznění estetické a hygienické funkce toku a ve snížení podílu nepropustných ploch (Ehrlich, Gergel, 1996; Komínková a kol., 2007). Uniformitu kanalizovaného toku lze omezit odstupňováním nábřežních zdí s využitím popínavé vegetace. Většinou se provádí pouze dílčí rozčleňující úpravy, např. nahrazení stupňů kamennými skluzy, zpevnění břehů přírodními materiály, rozčlenění proudnice vložením jednotlivých kamenů či dřevěných prahů v kombinaci s vegetací. Vhodné je úpravu spojit s obnovou přiléhající městské zeleně. V ideálním případě je revitalizační úloha součástí komplexních pozemkových úprav, územního systému ekologické stability nebo zahrnuta do protipovodňových opatření.

3 charakteristika zájmového území Modelové povodí Rolavy o celkové rozloze 137,8 km2 se nachází v západní části Krušných hor. Páteřním tokem je 36 km dlouhá Rolava, která pramení v pohraničních rašeliništích ve výšce 920 m n. m. Na středním toku modeluje hluboké erozní údolí, přibírá několik přítoků a mění se v bystřinu. Na dolním toku protéká otevřenou krajinou Sokolovské pánve, přičemž se vlévá do Ohře v Karlových Varech. Celkově je území řídce obydlené, přičemž antropogenní aktivity jsou koncentrovány zejména na dolním toku Rolavy. Rolava je tokem III. řádu (dle absolutní řádovostní klasifikace). Na jejím toku jsou umístěny dva limnigrafy s těmito dlouhodobými průměrnými průtoky: Chaloupky na 27,9 ř. km, 0,72 m3.s–1 a Stará Role na 3,8 ř. km, 2,39 m3.s–1. Odtok je definován jako mírně nevyrovnaný (Ledvinka, 2006). Maximální hodnoty průtoků, při nichž odteče přibližně 38 % ročního absolutního odtoku, korelují s jarním táním. Období velmi nízkých vodních stavů je typické pro měsíce červen až říjen (Lelut, 2007).

4 hodnocení kvality íních habitat v povodí rolavy Hodnocení kvality říčních habitatů bylo provedeno na hlavním toku Rolavy a jejích šesti hlavních přítocích: na Slatinném potoce (Černé vodě), na Bílém




potoce, na Rudenském potoce, Nejdeckém potoce (Rodišovce) a na Limnici s Oldřichovickým potokem. Pro terénní mapování byla vybrána metoda EcoRivHab (Matoušková, 2003, 2007). Metoda doporučuje mapovat kvalitativně homogenní úseky vodních toků, a to ve třech zónách: koryto, doprovodný vegetační pás a údolní niva. Úseky mohou být délkově heterogenní. Hydromorfologické charakteristiky jsou sledovány pomocí 31 parametrů a jejich hod- Obr. 1 – Vodoteč (meliorační strouha) nocení se provádí body 1–5, přičemž u Nové Role – současný stav. Foto J. Lelut vyšší bodová známka odpovídá horší ekomorfologické kvalitě. Průměrná hodnota známek vypovídá o celkovém ekomorfologickém stavu vodního útvaru – jak odděleně pro každou zónu, tak pro daný útvar vodního toku jako celek. Ve shodě s WFD je výsledná kvalita habitatu vodního toku hodnocena pětibodovou stupnicí. Na základě detailního terénního průzkumu byla vypracována podrobná analýza ekomorfologických parametrů 70 km vodních toků a jejich niv. Díky relativní odlehlosti zájmového území a nízké hustotě obyvatel lze na základě ekomorfologického monitoringu konstatovat přírodě blízký stav na téměř 40 % délky sledovaných toků. Přírodní charakter má Rolava na horním toku, Slatinný i Oldřichovický potok a Limnice s výjimkou úseků v zázemí Nejdku (III., IV. ES). Mírný antropogenní vliv se projevuje na přechodu horské krajiny v roztroušenou zástavbu, louky a pastviny, kde je možné pozorovat volně vložené kameny v patách břehů, přítomnost stupňů a náhonů, udržovanou břehovou vegetaci, blízkost lokální komunikace a železnice nebo hospodářsky využívané lesy. Typickým příkladem je Rudenský potok s místy upraveným korytem a se sporadicky rostoucí vegetací v blízkosti toku (II., III. ES). Negativně je metodou posuzována přítomnost jezů a náhonů na Rolavě, které mění odtokový režim řeky a znemožňují migraci živočichů. Významně transformovány jsou úseky protékající intravilány obcí Nové Hamry, Vysoká Pec, Nejdek, Bernov, Nová Role, Stará Role a Rybáře (11 % mapovaných toků v IV. a V. ES). Příkladem je Bílý potok v Nových Hamrech, který vykazuje v délce 1 000 m značnou transformaci (IV. ES) hydromorfologických parametrů: dno zpevněné rovnaninou, gabiony v březích, souvislá zástavba nivy. Významnými úpravami prošla i dolní část Nejdeckého potoka (40 % délky hodnoceno III. až V. ES). Jedná se o zpevnění a homogenizaci dnových a břehových poměrů, zahloubení a napřímení profilu, chybějící dopro-




vodná vegetace, umělé povrchy navazující přímo na břehovou hranu a změna odtokových poměrů kvůli přehradě Bernov a vodní nádrže Lesík.

5 návrhy možných revitalizaních pístup v povodí rolavy Na základě detailní analýzy povodí Rolavy získané v rámci ekomorfologického monitoringu byly identifikovány tři lokality vhodné pro revitalizaci: meliorační strouha na jihovýchod od Nové Role, meliorační strouha na jih od Pozorky a řeka Rolava v Nové Roli.

5.1 Revitalizační studie meliorační strouhy Revitalizace u Nové Role a u Pozorky řeší v obou případech kanalizovanou, silně zahloubenou strouhu s dlážděným dnem a velmi nízkou hloubkou vody v profilu (obr. 1). Dochází tak k rychlému odtoku vody z území bez využití retenčního a retardačního potenciálu krajiny. Doprovodný vegetační pás prakticky neexistuje, a tak pastviny navazují přímo na břehovou hranu. Dochází tedy k intenzivnímu splachování živin a půdy do povrchových vod. Obdobná situace, jejímž jediným řešením je revitalizace, existuje na mnoha lokalitách. Navržená studie je možnou inspirací pro revitalizaci meliorovaných vodotečí, a to nejen v zájmovém území. Referenčním úsekem pro revitalizaci může být drobná vodoteč u Pozorky, rovněž lokalizována ve svažitém a extenzivně zemědělsky využívaném území (obr. 2). Tento úsek je vhodnou inspirací při trasování revitalizovaného koryta: tok zde formuje meandry s délkou vlny maximálně 15 metrů a amplitudou 1 až 9 metrů. Revitalizační řešení je založeno na odstranění stávajícího opevněného koryta. Nový profil se navrhuje do mělkého průlehu s pouhým naznačením nového průběhu, přičemž důraz je kladen na dostatečné zvlnění a rozčlenění profilu. Původní kanalizovaná vodoteč je využita k založení tůní s vývody drenáží, zčásti je zasypána (obr. 3). Úprava zahrnuje výsadbu travního pásu, mokřadních bylin a skupinové Obr. 2 – Referenční lokalita pro revitalizaci na drobné vodoteči u Pozorky. Foto J. Lelut vegetace.




5.2 Revitalizační záměr Rolavy v Nové Roli Revitalizace navrhuje obnovit aktivní říční pás, který byl v 80. letech výrazně omezen výstavbou města. S ní souvisela regulace Rolavy provedená na Q100 = 185 m3.s–1 (obr. 4). Aktuální hranice Q100, vyhlášená vodoprávním úřadem, je stanovena na průtok výrazně nižší, rovný 99,6 m3.s–1. S rozsáhlou úpravou souviselo svedení původních čtyř ramen řeky do jediného, zahloubeného a rovnaninou opevněného koryta a výstavba ochranných protipovodňových hrází. Cílem navrhovaného záměru je zlepšení ekologického stavu toku na daném úseku prostřednictvím obnovy zazeměného řečiště, které Obr. 3 – Nákres revitalizačního návrhu jako jediné nebylo zatím zastavěno meliorační strouhy u Nové Role (obr. 5), a posílení protipovodňové ochrany Nové Role a měst ležících dále po toku. Úprava spočívá v zprůtočnění odškrceného ramene, ve zmenšení a diverzifikaci hloubky regulovaného profilu, rozvolnění jeho průběhu a odstranění jezů (obr. 6, 7). Zahrnuty jsou terénní úpravy zvětšující celkovou průtočnou kapacitu úseku. Pravobřežní protipovodňová hráz bude ponechána, levobřežní hráz bude odsazena podél aktivovaného ramene. Ostrov vzniklý mezi Obr. 4 – Regulované koryto Rolavy v Nové oběma rameny by měl sloužit jako Roli protéká složeným profilem s pravidelmokřadní biotop, který bude v blíz- ným tvarem. Foto J. Lelut kosti zástavby plnit roli stabilizačního prvku. Záměr je řešením obav městských radních i novorolských občanů, že by při povodni došlo k ucpání horního profilu regulace, vzdutí vody a k jejímu vylití vně hrází. Revitalizace bude doplněna výsadbou potenciálně přirozené vegetace



Obr. 5 – Původní zazemněné rameno Rolavy v Nové Roli je v terénu dobře patrné. Jeho obnova by spočívala pouze v dílčím pročištění a zprůtočnění. Foto J. Lelut


a okružními pěšinami s informačními tabulemi a odpočívadly. Navrhovaná revitalizace je příkladovým řešením výchozího stavu. Její realizace je ovšem velmi nepravděpodobná vzhledem k tomu, že dle územního plánu obce je zájmová lokalita určena k budoucí zástavbě. Náhradní řešení lze za stávající situace koncipovat pouze v rámci stávající technické protipovodňové ochrany. Spočívá ve zmenšení hloubky a diverzifikaci kynety spojenou s odstraněním jezů, rozvolnění průběhu toku, založení zamokřených sníženin a zapojení vegetace.

6 diskuze a závry Ekomorfologický monitoring je jedním z nástrojů pro hodnocení kvality habitatu vodních toků. Velice dobře dokumentuje hydromorfologický stav koryta toku a společně s hydrochemickým a hydrobiologickým hodnocením kvality vody poskytuje stěžejní informace pro celkové zhodnocení ekohydrologického stavu vodního ekosystému. Lze ho tedy jednoznačně doporučit jako jednu ze vstupních analýz pro účelné a efektivní návrhy revitalizačních opatření a především jejich smysluplnou lokalizaci. Diskutabilní je však náročnost a stupeň podrobnosti prováděného terénního průzkumu. V rámci našeho výzkumu byly testovány dvě méně časově náročné hodnotící přístupy, založené na menším počtu hodnotících parametrů: LAWA – Overview (Kern et al., 2002), která ovšem nevychází z terénního průzkumu, a Rapid Bioassessment Protocol – RBP (Barbour a kol., 1999 in Šípek, 2006). Při srovnávací analýze metody EcoRivHab a RBP byly zaznamenány určité rozdíly ve výstupech terénního mapování, avšak nebyly větší než v rozsahu jednoho klasifikačního stupně. Lze tedy konstatovat, že pro orientační průzkum lze při revitalizacích využít i méně detailní hodnotící přístupy, či zjednodušenou vezi metody EcoRivHab. Při provedení kompletního monitoringu navrženém metodou EcoRivHab je vedle výsledného ekomorfologického stavu vodního toku důležitým výstupem i celá geodatabáze, která poskytuje řadu informací pro revitalizační studii a integrovanou ochranu vodních zdrojů.




Obr. 6 – Rolava v Nové Roli – stav před revitalizací

Obr. 7 – Rolava v Nové Roli – návrh revitalizace

literatura BARBOUR, T. et al. (1999): Rapid Bioassesment Protocols For Use in Streams and Wadeable Rivers.USEPA, Washington, 339 s. BOON, P. J. (1997): Trends and Dimensions in River Restoration: A Conference Summary. In H. O. Hansen, B. L. Madsen (eds): River Restoration ’96: Plenary lectures [online, cit. 2007-04-11]. National Environmental Research Institute, Denmark, s. 113–125. http://www. ecrr.org/literature.htm. EHRICH, P., GERGEL, J. et al. (1996): Metodické pokyny pro revitalizaci potoků. Metodika 20/1996, Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy Praha, 72 s., 2 příl. GUNKEL, G (1998): Quality objectives and goals for the restoration of small running waters. In H. O. Hansen, B. L. Madsen (eds): River Restoration ’96: Session Lectures Proceedings [online, cit. 2007-04-09]. National Environmental Research Institute, Denmark, s. 89–95. Dostupný z: http://www.ecrr.org/literature.htm.




JUST, T. et al. (2003): Revitalizace vodního prostředí. AOPK ČR, Praha, 144 s. JUST, T. (2005): Vodohospodářské revitalizace a jejich uplatnění v ochraně před povodněmi. Český svaz ochránců přírody: Ekologické služby, Praha: MŽP, 359 s. KERN, K., FLEISCHHACKER, T., SOMMER, M., KINDER, M. (2002): Ecomorphological survey of large rivers – Monitoring and assessment of physical habitat conditions and its relevance to biodiversity. Large Rivers, Vol. 13, No. 1–2, s. 1–28. KOMÍNKOVÁ, D., HANDOVÁ, Z., NÁBĚLKOVÁ, J., CALETKOVÁ, J (2007): Syndrom urbanizovaných toků a nový pohled na revitalizace městských toků. Vodní hospodářství, č. 2, s. 39–43. LEDVINKA, O. (2006): Srážko-odtokové poměry v povodí Rolavy. Ročníková práce, PřF UK v Praze, Praha, 94 s. LELUT, J. (2007): Vodohospodářské revitalizace na podkladě ekomorfologického monitoringu vodních toků – aplikace v modelovém povodí Rolavy. Diplomová práce, Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, katedra fyzické geografie a geoekologie. Praha, 140 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring jako podklad pro revitalizaci vodních toků. Disertační práce, PřF UK v Praze, 218 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2007): Ekohydrologický monitoring vodních toků v kontextu Rámcové směrnice ochrany vod EU. Závěrečná zpráva projektu GAČR č. 205/02/P102, PřF UK v Praze, Praha. ŠÍPEK, V. (2006): Ekomorfologické hodnocení kvality habitatu vodních toků v povodí Liběchovky. Diplomová práce. PřF UK v Praze, Praha, 113 s. WADE, P. M., LARGE, A. R. G., de WAAL, L. D. (2000): Rehabilitation of Degraded River Habitat: An Introduction. In: L. C. de WAAL et al. eds: Rehabilitation of Rivers, Principles and Implementation. John Wiley & sons, Chichester, s. 1–10.

Hydromorfologický monitoring zrevitalizovaného koryta Sviňovického potoka zdenk kliment, milada matoušková, miroslav šobr, markéta potková, jana hujslová

abstrakt Příspěvek je zaměřen na sledování a zhodnocení hydromorfologického vývoje koryta Sviňovického potoka v pramenné oblasti Blanice po provedené revitalizaci na jaře 2005 do současnosti. Za základní metodu můžeme považovat opakované zaměření příčných a podélných profilů koryta v návaznosti na proběhlé srážko-odtokové události. K prozatím největší modelaci rozvolněného koryta došlo při povodni v červenci 2006, která vyvolala na malém toku hloubkové změny v rozmezí více než 30 cm a šířkové změny až 1 m a vytvořila nové podmínky pro další vývoj koryta. Vedle geodetických metod byly v území aplikovány fotogrammetrické metody s využitím nasnímkování území z nízkoletících modelů; ty jsou v současnosti v různém stupni zpracování. Samostatná pozornost byla věnována změnám trasy sledovaného koryta v historické době v období 1843–2005 na základě analýzy mapových podkladů a leteckých snímků. klíová slova: hydromorfologický monitoring, revitalizace, geomorfologický vývoj koryta, Sviňovický potok, Blanice " Z. Kliment, M. Matoušková, M. Šobr, M. Potůčková, J. Hujslová: Hydromorphological monitoring of the restored channel of the Sviňovický brook This contribution concentrates on monitoring and the evaluation of the hydromorphological development of the restored channel of the Sviňovický brook in the spring area of the Blanice River after revitalization carried out in spring 2005 up to the present. Repeated measurement of the cross-section and longitudinal profiles of the channel in connection with the rainfall and run-off events which have occurred can be considered as the basic method. So far the largest changes to the re-naturalized channel occurred during the floods in July 2006. The flood caused changes in depth reaching more than 30 cm and in width reaching up to 1 meter, thus creating new conditions for further development of the channel. Besides geodesic methods, photogrammetric methods have been applied in the area, which made use of aerial images of the area taken by low-flying model planes. The images are currently in various stages of processing. Changes in the course of the monitored channel in the historical period between 1843 and 2005 were studied separately based on an analysis of the maps and aerial images. key words: hydromorphological monitoring, revitalization, geomorphological channel development, ecohydrological monitoring, Sviňovický brook, Blanice River



zdenk kliment, milada matoušková, miroslav šobr a další

1 úvod K hlavním cílům revitalizačních projektů patří náprava negativních důsledků nevhodně provedených pozemkových úprav, nevhodných způsobů obhospodařování půdy a velkoplošného odvodnění, dále zvyšování retenční schopnosti krajiny zpomalováním povrchového a podzemního odtoku vody, obnova přirozené funkce vodních ekosystémů a zvyšování samočisticích schopností vody. Revitalizace je třeba chápat jako snahu o vytvoření nebo lépe podnícení přirozeného vývoje daného vodního toku, což je vztaženo k hydromorfologii a morfometrii koryta, hydrologii a srážko-odtokovému procesu, jakostním charakteristikám a splaveninovému režimu, přirozené skladbě vodní flóry a fauny a příbřežní zóny. Jedná se o dlouhodobý proces, není možné očekávat, že se hydromorfologický stav koryta toku výrazně změní za rok či dva. Kern (1994) uvádí, že napřímený a uměle opevněný vodní tok potřebuje k dosažení dynamické rovnováhy při samovolném zpětném vývoji po svém „osvobození“ přibližně 50 let. Tato doba

Obr. 1 – Lokalizace zájmového území

hydromorfologický monitoring koryta sviovického potoka



se však může v případě jednotlivých toků značně odlišovat, přičemž rozhodující vliv má variabilita srážko-odtokového procesu, podstatný je především výskyt povodňových průtoků. Na počátku revitalizačních projektů v praxi dominovaly tendence k umělému antropogennímu formování přírodě blízkých fluviálně-morfologických struktur s využitím stabilizačního efektu přírodních materiálů. Postupně se však zvyšovaly nároky na ekohydrologické funkce vodních toků. Vysoké finanční prostředky vynakládané na revitalizační projekty s uměle vytvářenými přírodě blízkými strukturami dosahují zpravidla jen průměrných výsledků, a proto postupně převažují tendence na poskytnutí možnosti samovolného přirozeného hydromorfologického vývoje koryt vodních toků (Matoušková, 2003). Roste tak význam studií zabývajících se hydromorfologickým vývojem zrevitalizovaných koryt vodních toků, kterým byla poskytnuta možnost samovolného přirozeného vývoje. Možnosti plně samovolných revitalizací však nejsou neomezené. Nejčastěji je limitují dva faktory, tuhé opevnění koryta nebo nadměrné zahloubení koryta (Just a kol., 2005). Cílem předložené studie bylo sledovat stabilitu a vývoj revitalizovaného koryta Sviňovického potoka v pramenné oblasti Blanice na rozhraní Šumavy a Šumavského podhůří s ohledem na výskyt mimořádných srážko-odtokových událostí (obr. 1). Fluviálně-geomorfologický a hydrologický výzkum byl zahájen bezprostředně po provedené revitalizaci a pokračuje do současné doby. Vybrané morfometrické charakteristiky byly porovnány se stavem před provedenou revitalizací.

2 charakteristika zájmového území Sviňovický potok pramení nedaleko osady Sviňovice SSZ od obce Zbytiny. Je pravým přítokem Zbytinského potoka, který se západně od Zbytin vlévá z pravé strany do řeky Blanice. Délka potoka činí 1,8 km, plocha povodí protáhlého tvaru je 1,6 km2. Reliéf povodí se svažuje od rozvodnice probíhající přes Schánělův kopec, nejvyšší Sviňovický vrch (934,7 m) a Suchého kopec (818 m) do údolí toku a k jeho ústí do Zbytinského potoka (ve výšce zhruba 775 m n. m.). Podloží povodí je tvořeno silně metamorfovanými a migmatizovanými moldanubickými horninami prekambrického až paleozoického stáří překrytými pleistocénními a holocénními deluviálními a fluviálními sedimenty a rašelinou. Nejrozšířenějšími půdními typy v povodí Sviňovického potoka jsou kryptopodzoly modální, podzoly modální a kambizemě dystrické charakteristické pro chladný klimatický region. Linie Sviňovického potoka je lemována pásem půdních typů se znaky oglejení (kambizemě oglejené, pseudogleje, gleje – obr. 2a, 2b).




Obr. 2a – Půdní typy v povodí Sviňovického p.; 2b – Erozní břeh u profilu 8 s výrazným oglejeným horizontem. Foto Z. Kliment

Hydrologické podmínky v povodí Sviňovického potoka byly výrazně změněny lidskou činností v 70.–80. letech minulého století. Z okolních pozemků zmizely meze, které bránily urychlenému splachování půdy z polí, pozemky kolem potoka byly odvodněny. Koryto bylo napřímeno a vybetonováno, v dolní části v úseku se výrazně změnila trasa koryta. V současné době jsou dříve obdělávané plochy zatravněné a využívány jako louky a pastviny. Zároveň je zde realizována revitalizace potoka. Povodí Sviňovického potoka je důležité z hlediska ochrany přírody, neboť se zde nachází přírodní památka Pod Sviňovicemi a nejjižnější část území spadá do Chráněné krajinné oblasti Šumava (hranice probíhá souběžně s hlavní komunikací II/165 Zbytiny – Volary).

2.1 Revitalizace Sviňovického potoka Revitalizace Sviňovického potoka spolu s přilehlou částí Zbytinského potoka byla zahájena na jaře 2005. Cíly prováděné revitalizace bylo zejména obnovení základních parametrů potočního biotopu (zvětšení hloubky stálé hladiny vody, snížení rychlosti vody v korytě, vytvoření proudových stínů pro akumulaci splavenin), zvýšení samočisticí schopnosti vody a zpomalení odtoku vody z krajiny. Po revitalizaci mělo vzniknout koryto s více zákrutami, a tudíž prodloužené z původních 1,1 km na 1,145 km. Prvním krokem úprav bylo odstranění opevnění koryta (obr. 3 a 4). V horním a dolním úseku (0,00–0,318 a 0,650–1,145 km) byla




ponechána trasa původního koryta, v rámci něhož bylo na km 0,100–0,180 vyprojektováno oboustranné zpozvolnění svahů do sklonu 1 : 5. V km 0,318–0,650 bylo navrženo nové koryto lichoběžníkového tvaru o šíři dna 30 cm a jednostranným sklonem svahů 1 : 5 (střídavě). Betonové prefabrikáty byly nahrazeny zpevněním v patkách svahů pomocí kamene ze snosů o velikosti 20–50 cm. Staré koryto bylo rozvolněno. V horní části zůstal drenážní systém zachován prakticky v nezměněné podobě. V dolním úseku koryta na pravém břehu došlo k částečnému odstranění plošné drenáže a drény před zaústěním koryta vyvedeny na povrch, což vyvolalo potřebu zahloubení koryta Obr. 3 – Sviňovický potok. Před revitalizací oproti původnímu stavu. Nově vytvo- bylo koryto ve dně a březích zpevněno řených 20 kamenných prahů v korytě, betonovými prefabrikáty – stav podzim nepřevyšujících 0,3 m, mělo přispět 2004. Foto M. Matoušková ke zvýšení stability dna a svahů a zlepšení života v toku. Pro stabilizaci koryta byla kolem toku vysázena doprovodná vegetace. Zvolenou druhovou skladbu porostu tvořily dřeviny domácího původu olše lepkavá, olše šedá, jasan ztepilý, vrba nachová, bříza bělokorá a vrba

Obr. 4 – Revitalizované koryto Sviňovického potoka; snímek vlevo – odstraněné betonového opevnění, vpravo – rozvolnění koryta zaslepení podpovrchové drenáže – stav jaro 2005. Foto ZVHS Prachatice




popelavá. Součástí revitalizace i plánované vytvoření dvou mokřadních ploch pod obcí Zbytiny.

3 aplikované metody a zdroje dat Při výzkumu byly uplatněny terénní i kamerální metody, včetně metod DPZ. Za základní můžeme považovat opakované geodetické zaměření 12 příčných profilů totální geodetickou stanicí Leica v půlročních intervalech jaro, podzim (profily 1–10 od jara 2005, profily N1 a N7 od jara 2006) a podélného profilu (od podzimu 2005) spolu s fotografickou dokumentací stavu koryta (obr. 5). Na jaře 2006 proběhlo nasnímkování lokality s vysokým rozlišením snímků z nízkoletícího modelu letadla a na jaře 2007 z nízkoletícího Obr. 5 – Lokalizace příčných profilů geomodelu helikoptéry. V současné době detických měření revitalizovaného koryta se provádí geocentrování snímků Sviňovického potoka. Zaměření profilu N1 pro potřeby fluviálně-morfologické na jaře 2007. Foto Z. Kliment interpretace a pro vybrané úseky je ověřována možnost využití 3D modelu. Od jara 2006 je prováděn kontinuální monitoring vodních stavů a občasným hydrometrováním pro konstrukci konsumpční křivky (obr. 6). K vyhodnocení srážkoodtokých poměrů je využito údajů z automatického srážkoměru umístěného v experimentálním povodí v nedalekých Zbytinách. Údaje jsou konfrontovány se srážkoměrnou stanicí ČHMÚ ve Spálenci. Podstatnou částí je zjišťování stavu a průběhu trasy sledovaného koryta v různých historických časových obdobích na základě historických mapových podkladů, plánů a leteckých snímků (ČUZK, ZVHS).

4 výsledky 4.1 Historické změny trasy Sviňovického potoka Pro zjištění změn trasy koryta Sviňovického potoka bylo využito různých mapových podkladů z období posledních více než sto padesáti let (Císařské povinné




Obr. 6a – Hladinoměr se záznamovou jednotkou M4016. Foto Z. Kliment. 6b – letecké snímkování revitalizovaného koryta toku Sviňovického potoka. Foto M. Matoušková

otisky stabilního katastru Čech z období 1824–1843 v měřítku 1 : 2 880, mapa území obce Zbytiny z roku 1888 vedená spolu s císařskými otisky map stabilního katastru v mapovém archivu ČÚZK v Praze, mapa pozemkového katastru platná do roku 1950, mapa katastru nemovitostí z roku 1982, ortofoto horní Blanice z r. 2005 – zdroj ČÚZK). Po úpravě podkladů byly vektorizovány linie Sviňovického potoka a části Zbytinského potoka v pěti srovnávaných letech – 1843, 1888, 1950, 1982, 2005 (viz obr. 7). V roce 1843 mělo koryto Sviňovického potoka přirozený charakter s mírnými zákrutami. Probíhalo jihozápadním směrem Obr. 7 – Historické změny trasy Sviňovického potoka a úseku Zbytinského potoka v období 1843–2005




a zhruba 180 m severně od silnice se stáčelo k jihu. Z jižního na jihojihovýchodní směr se koryto stáčelo přibližně 100 m pod silnicí. Do Zbytinského potoka ústil Sviňovický potok na okraji obce Zbytiny. Linie koryta Sviňovického potoka v roce 1888 a 1950 vykazuje jen nepatrné rozdíly. V horní části toku nad silnicí je jejich průběh prakticky totožný, ve spodní části docházelo k mírným posunům zákrutů. Sviňovický potok byl velmi výrazně ovlivněn lidskou činností v době socialistické kolektivizace zemědělství v 70.–80. letech 20. století v době prováděných melioračních úprav. Sviňovický potok byl napřímen a koryto na úseku dlouhém 1,132 km od ústí do Zbytinského potoka bylo opevněno betonovými prefabrikáty do tvaru jednotného lichoběžníkového příčného profilu se sklonem svahů 1 : 1,5. Na jaře 2005 byla na toku i přilehlém úseku Zbytinského potoka pod obcí Zbytiny provedena revitalizace. Bylo odstraněno betonové opevnění koryta od ústí Sviňovického potoka po horní propustek u lesa u přejezdu TK 60/125 a koryto bylo rozvolněno. V horní části byla ponechána původní trasa koryta s lichoběžníkovým profilem o šířce dna 30 cm a sklonem svahů 1 : 5, v dolní části pod silnicí byly zrealizovány navržené zákruty s jednostranným úklonem břehových svahů. Ke zvýšení stability dna a oživení bylo realizováno cca 20 kamenných prahů a břehy koryta osázeny dřevinami.

4.2 Geodetické zaměřování revitalizovaného koryta V současné době jsou k dispozici výsledky ze šesti opakovaných zaměření příčných profilů (23. 6. 2005, 13. 10. 2005, 19. 4. 2006, 25. 10. 2006, 11. 4. 2007, 24. 10. 2007) a z pěti zaměření podélných profilů (kromě jara 2005). Rozvolněné koryto vykazovalo od provedené revitalizace poměrně velkou dynamiku, která se projevila intenzivní hloubkovou i boční erozí na jedné straně a rozsáhlými fluviálními akumulacemi na dně koryta toku na straně druhé. Na téměř všech sledovaných profilech (1–10) v průběhu prvního půlroku převažovalo mírné až střední zahlubování koryta v rozsahu zahloubení 5 až 20 cm. Od podzimu 2005 do jara 2006 profily zůstaly až na výjimky v podstatě na podobné hloubkové úrovni, došlo k rozšíření profilů u dna o cca do 20 cm. Boční eroze spolu s akumulacemi přemísťovaného materiálu vedla k samovolnému vývoji drobných zákrutů, kde dochází k největším šířkovým, ale i hloubkovým změnám. V období od jara 2006 do podzimu 2006 došlo ve sledovaném úseku k dramatickým změnám v souvislosti s několika významnými srážko-odtokovými událostmi, zejména pak ze 12. 7. 2006, kdy teklo pod silničním mostem u automatického hladinoměru 66 cm vodního sloupce. Koryto toku se výrazně změnilo, došlo k téměř katastrofální hloubkové a boční erozi (na sledovaných příčných profilech zahloubení až o více než 30 cm, boční eroze v některých výsečných březích až 1 m). Některé dříve prohloubené




Obr. 8 – Změny v podélném profilu revitalizovaného koryta v období 2005–2007

profily byly naopak zaneseny vrstvou sedimentu o mocnosti 25–30 cm a dostaly se na původní úroveň z jara 2005. Změny jsou patrné i v podélném profilu toku, změny úrovně povrchu dna dosahují až přes 40 cm (obr. 8). Vedle prohloubení některých zákrutů došlo v akumulačních částech profilu k zanesení a zániku drobných zákrutů a tím vlastně k opětovnému nepřímení průběhu toku. V dynamice podélného profilu toku se začíná uplatňovat překážka v podobě silničního mostu. Poslední dvě zaměření v r. 2007 neprokázaly významné změny koryta, a to i vzhledem k tomu, že během období nedošlo k významným srážko-odtokovým událostem. Koryto zůstává až na určité výjimky (rozšiřování podemletých úseků, ústup okrajové hrany koryta zejména ve výsečných březích, určité projevy dnové akumulace a eroze na začátku a konci transportních úseků) na stavu z podzimu 2006 (obr. 9).

4.3 Zpracování snímků z leteckých modelů Pořízení snímků z modelu letadla bylo použito jako alternativní metoda ke geodetickému zaměření podélných a příčných profilů koryta. Cílem bylo získat data, která systematicky monitorují vývoj břehů, akumulačních a erozních oblastí v celé sledované délce Sviňovického potoka, a to jak v poloze, tak ve výšce. Snímky byly pořízeny počátkem května 2006 a v polovině dubna 2007, tedy v úplném počátku vegetačního období. V prvním roce snímkování byl jako nosič použit rádiově řízený model letadla. Snímkování bylo provedeno ve dvou výškách letu, a to přibližně 110 m a 70 m. Jelikož se vyskytly problémy s udržením modelu nad osou koryta toku, bylo v následujícím roce výrobcem a vlastníkem letadla navrženo využít model helikoptéry. Pro postižení větších detailů byla zároveň snížena výška




Obr. 9 – Ukázky příčných profilů a odpovídající obrázky z jara 2007. Foto Z. Kliment

letu na 30 m. Pro zmapování úseku přibližně 800 m koryta Sviňovického potoka bylo v každém roce nasnímáno asi 600 snímků (obr. 10). Snímky jsou prozatím ve stádiu technického zpracování a nejsou využitelné pro interpretaci geomorfologického vývoje koryta. Zároveň je testována možnost 3D hodnocení (obr. 11).

5 diskuze a závry Předložená studie shrnuje dosavadní poznatky z více než dvouletého výzkumu fluviálně-geomorfologického a hydrologického monitoringu koryta Sviňovického




Obr. 10 – Ukázky snímků z modelu letadla z vyšší hladiny snímkování (2. 5. 2006)

potoka. Je založena zejména na metodě opakovaných geodetických zaměřování příčných a podélných profilů v pravidelných půlročních intervalech ve vztahu k proběhlým významným srážko-odtokovým epizodám. Výsledkům velmi přispěje v současné době probíhající fotogrammetrické zpracování a interpretace snímků pořízených z nízkoletících leteckých modelů. Rozvolněné koryto vykazovalo od provedené revitalizace poměrně velkou dynamiku spočívající v mírném až středním zahlubovaní koryta provázeném podemíláním svahů a rozšiřováním koryta v místě zákrutů. Vývoj revitalizovaného koryta byl výrazně ovlivněn výraznou srážko-odtokovou událostí ze 12. 7. 2006, kdy došlo na sledovaném úseku k výše popsaným dramatickým změnám. Intenzivními erozně-akumulačními procesy bylo koryto přemodelováno, došlo k vyrovnání (stabilizaci) podélného profilu toku. V následném období pokračovalo mírné rozšiřování koryta, zejména v zákrutech v následku podemletí paty břehů. I přes relativně stabilizovaný stav koryta a různý stupeň zpevnění břehů a dna vegetací se rozhodl vlastník toku, správa ZVHS Prachatice, zasáhnout do přirozeného vývoje koryta a do konce kalendářního roku 2007 provést závoz lomového kamene k největším nátržím. Analýzou historických mapových a fotografických podkladů byly zjištěny poměrně




Obr. 11a – Automaticky odvozený digitální model terénu ze stereodvojice snímků přibližného měřítka 1 : 12 750. V dalším zpracování musí být model editován a vyhlazen, 11b – ortofoto odvozené s využitím digitálního modelu. Prvky vnější orientace byly určeny aerotriangulací bloku osmi snímků (úsek pod silničním mostem).

razantní, v dnešní době již nenávratné změny trasy sledovaného koryta spojené s melioračními úpravami v 70.–80. letech minulého století. Vlivem napřímení toku došlo k posunu jeho zaústění do Zbytinského potoka směrem po proudu, což mohlo přispět spolu s provedenými úpravami ke zrychlení odtoku z území. Navazující výzkum povede k zachycení nových skutečností ohledně inzerovaných úprav koryta a k hodnocení vlivu úprav pro další vývoj koryta.

literatura JEDLIČKA, J., POTŮČKOVÁ, M. (2006): Correction of radial distortion in digital images. Proceedings Technical Computing Prague 2007, 5 s. JUST, T., MATOUŠEK, V., DUŠEK, M., FISCHER, D., KARLÍK, P. (2005): Vodohospodářské revitalizace a jejich uplatnění v ochraně před povodněmi. 3. ZO ČSOP Hořovicko, AOPK ČR, MŽP ČR, Praha, 359 s. KERN, K. (1994): Grundlagen naturnaher Gewässergestaltung. Geomorfphologische Entwicklung von Fließgewässern. Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg, 256 s. KRAUS, K. (2001): Photogrammetry, Vol. 1, Dümler, Bonn, 397 s. MATOUŠKOVÁ, M. (2003): Ekohydrologický monitoring vodních toků jako podklad pro revitalizaci vodních ekosystémů. Disertační práce. Katedra fyzické geografie a geoekologie, PřF UK v Praze, 218 s.




POTŮČKOVÁ, M., KLIMENT, Z. (2007): Application of Non-Metric Images for Monitoring of the Svinovicky Brook Channel. International Conference “Evolution of geographic global systéme and risk processes in global context”. Praha, Czech Republic, 21.–22. 9. 2007, poster. HUJSLOVÁ, J., KLIMENT, Z., MATOUŠKOVÁ, M., POTŮČKOVÁ, M., ŠOBR, M (2007): Sledování dynamiky revitalizovaného koryta Sviňovického potoka. In: Změny v krajině a povodňové riziko (Langhammer, ed), UK Praha, s. 227–231. HUJSLOVÁ, J. (2007): Dynamika revitalizovaného koryta Sviňovického potoka. ŠÍMA, J. (2007): Na počátku éry digitálního fotogrammetrického snímkování České republiky, Proceedings Geos 2007, 10 s.

EKOHYDROLOGICKÝ MONITORING VODNÍCH TOKŮ v kontextu evropské Rámcové směrnice o vodní politice 2000/60/ES Milada Matoušková (editor) Vydala Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta v Praze v roce 2008 Sazba a zlom: P3K (www.p3k.cz) Tisk: xPrint s. r. o. Vydání první ISBN 978-80-86561-54-7

EKOHYDROLOGICKÝ MONITORING VODNÍCH TOKŮ

Recommend Documents