MENDELOVA UNIVERZITA V BRNĚ LESNICKÁ A DŘEVAŘSKÁ FAKULTA ÚSTAV INŽENÝRSKÝCH STAVEB, TVORBY A OCHRANY KRAJINY

MENDELOVA UNIVERZITA V BRNĚ LESNICKÁ A DŘEVAŘSKÁ FAKULTA ÚSTAV INŽENÝRSKÝCH STAVEB, TVORBY A OCHRANY KRAJINY

POSOUZENÍ SAMOČISTÍCÍ SCHOPNOSTI VODNÍHO TOKU VLIVEM REVITALIZAČNÍCH ÚPRAV DIPLOMOVÁ PRÁCE

Brno 2014

Karel Polák

Čestné prohlášení

Prohlašuji, že jsem diplomovou práci na téma Posouzení samočistící schopnosti vodního toku vlivem revitalizačních úprav zpracoval samostatně a uvedl jsem všechny použité prameny. Souhlasím, aby moje diplomová práce byla zveřejněna v souladu s § 47b Zákona č. 111/1998 Sb., o vysokých školách a uložena v knihovně Mendelovy univerzity v Brně, zpřístupněna ke studijním účelům ve shodě s Vyhláškou rektora Mendelovy univerzity o archivaci elektronické podoby závěrečných prací. Autor kvalifikační práce se dále zavazuje, že před sepsáním licenční smlouvy o využití autorských práv díla s jinou osobou (subjektem) si vyžádá písemné stanovisko univerzity o tom, že předmětná licenční smlouva není v rozporu s oprávněnými zájmy univerzity a zavazuje se uhradit případný příspěvek na úhradu nákladů spojených se vznikem díla dle řádné kalkulace.

V Brně dne ___________________________

Poděkování Rád bych touto cestou poděkoval vedoucímu práce prof. Dr. Ing. Miloslavu Šlezingrovi za cenné rady a odborné a vstřícné vedení. Za poskytnutí dat jakosti vody a cenné rady v průběhu zpracovávání výsledků děkuji také konzultantovi práce Ing. Miloši Rozkošnému, Ph.D. a brněnské pobočce Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i.

Karel Polák

Posouzení samočistící schopnosti vodního toku vlivem revitalizačních úprav

Abstrakt

Rychlost odbourávání znečišťující látky v toku závisí na jeho samočistící schopnosti. Intenzita samočistící schopnosti se u různých toků liší a kromě dalších faktorů je významně ovlivněna také charakterem koryta. Samočistící schopnost revitalizovaných toků by vlivem vyšší členitosti koryta, delší doby zdržení a příznivějších podmínek pro oživení měla být vyšší než toků technicky upravených. V této práci byla sledována změna hodnot ukazatelů kvality vody v upraveném (923 m) a revitalizovaném (264 m) úseku toku Haraska (Jihomoravský kraj). Prostřednictvím programu QUAL2K (USEPA, 2008) byl vytvořen model jakosti vody. Rozdíl ve změně hodnot ukazatelů kvality vody při průchodu upraveným nebo revitalizovaným korytem byl hodnocen rovněž statisticky (Mann-Whitney-Wilcoxonův test, α = 0,05), přičemž významný rozdíl byl zaznamenán pouze v případě koncentrace anorganického a celkového fosforu.

Klíčová slova: jakost vody, modelování, QUAL2K, revitalizace toků, tok Haraska

Karel Polák

Assessment of self-purification capacity of the stream due to restoration treatments

Abstract

Rate of pollution degradation in stream depends on its self-purification ability. Intensity of self-purification capacity differs by various streams and except other factors it is notable affected by the character of the watercourse. Due to rugged watercourse, longer detention time and more favorable conditions for resurgence the self-purification capability of restored streams is supposed to be higher than the self-purification capability of technically modified streams. In this thesis the change of water quality indicators in technically modified (923 m) and restored (264 m) reach of Haraska river (South Moravia, the Czech Republic) was investigated. Using QUAL2K software (USEPA, 2008) the water quality model was created. Comparison of changes of water quality indicator values between technically modified and restored reach was also performed (Mann-Whitney-Wilcoxon test, α = 0,05), whereas statistically significant differences were observed only in inorganic and total phosphorus concentration. Keywords: Haraska river, modelling, QUAL2K, stream restoration, water quality

OBSAH 1.

Úvod.......................................................................................................................... 5

2.

Cíl práce .................................................................................................................... 7

3.

Současný stav řešené problematiky .......................................................................... 8 3.1.

Revitalizace vodních toků ................................................................................. 8

3.1.1.

Revitalizační postupy a objekty .................................................................. 9

3.1.2.

Hodnocení přínosů revitalizačních opatření ............................................. 10

3.2.

Kvalita vody v tocích ...................................................................................... 12

3.2.1.

Hodnocení kvality vody v tocích .............................................................. 12

3.2.2.

Znečištění vodních toků ............................................................................ 13

3.2.2.1. 3.2.3.

Samočistící schopnost toků ....................................................................... 15

3.2.4.

Vliv revitalizačních úprav na kvalitu vody v tocích ................................. 17

3.3.

Modelování změn jakosti vody v povrchových tocích ................................... 19

3.3.1. 4.

Procesy ovlivňujících kvalitu vody........................................................... 20

Metodika ................................................................................................................. 22 4.1.

Charakteristika sledovaného toku ................................................................... 22

4.1.1.

Technicky upravený úsek ......................................................................... 23

4.1.2.

Revitalizovaný úsek .................................................................................. 25

4.2.

Zpracování dat programem QUAL2K ............................................................ 26

4.2.1.

Údaje o kvalitě vody ................................................................................. 28

4.2.2.

Hydraulická a hydrologická data .............................................................. 29

4.2.1.

Meteorologická data ................................................................................. 30

4.2.2.

Kalibrace modelu ...................................................................................... 31

4.2.3.

Verifikace modelu..................................................................................... 31

4.3. 5.

Důsledky znečišťování ...................................................................... 14

Statistické zhodnocení .................................................................................... 32

Výsledky ................................................................................................................. 33 5.1.

Výstupy modelování ....................................................................................... 33

5.1.1.

Doba zdržení ............................................................................................. 33

5.1.2.

Průběh znečištění ...................................................................................... 34

5.1.3.

Hodnoty rychlostních koeficientů ............................................................. 40

5.2.

Změny ukazatelů kvality vody ........................................................................ 41

6.

Diskuse.................................................................................................................... 42

7.

Závěr ....................................................................................................................... 45

8.

Summary ................................................................................................................. 47

9.

Seznam literatury .................................................................................................... 49

10. Seznam použitých zkratek (Abreviations used)...................................................... 53 11. Přílohy..................................................................................................................... 54

1. ÚVOD Hospodářský význam povrchových vod spočívá na jedné straně v jejich využití jako zdrojů pitné nebo užitkové vody a na straně druhé jako recipientu komunálních či průmyslových opadních vod. Zároveň jsou však využívány k chovu ryb, rekreačním účelům, v oblasti dopravy či energetiky. V souvislosti s využíváním toků a zajištění přiměřené ochrany obyvatelstva před povodněmi je na území České republiky proto již od středověku přirozený charakter vodních toků upravován různými technickými zásahy. Vedle pozitivních dopadů, které technické úpravy toků měly a mají na společenský vývoj, existují i případy, ve kterých prostřednictvím těchto úprav původních cílů dosaženo nebylo nebo bylo dosaženo jen v malé míře. Příkladem může být zkapacitňování koryt, jehož častým důsledkem bývá snížení až vyloučení přirozené retence vody a následně rozkolísaný režim povrchového a podzemního odtoku a zvýraznění extrémů. K výrazně negativním projevům technických úprav dále patří ztráta biodiverzity, ztížení až znemožnění migrace vodních živočichů, ztráta pobytové a rekreační hodnoty či snížení až ztráta samočistící schopnosti. O přeměnu v minulosti nevhodně upravených koryt vodních toků směrem k původnímu

přírodě

blízkému

stavu

usilují

vodohospodářské

revitalizace.

Vodohospodářské revitalizace jsou u nás prováděny v souvislosti s přijetím programu Revitalizace říčních systémů od počátku devadesátých let (Just et al., 2005). Během této doby realizované projekty lze začlenit přibližně do tří vývojových fází (Vrána et Dostál, 2004). Tzv. první generace navrhování a realizace revitalizačních akcí mnohdy spočívala pouze ve vkládání spádových objektů tůní a prohlubní, většinou při úplném zachování původní trasy i opevnění koryta. Splnění účelu revitalizace je u takových akcí diskutabilní. Akce prováděné ve druhé generaci v souvislosti se zlepšením realizačních podmínek (výkup sousedních pozemků) a úrovně poznání, již počítaly se změnami trasy i hloubky koryta a odstraněním opevnění. Komplexně pojaté revitalizační akce, které kromě vlastního toku řeší i jeho širší okolí (zejména údolní nivu) případně celé povodí však představují až revitalizace ve třetí generaci. Efekt takových projektů je vysoký, lokalit vhodných pro jejich realizaci ale není mnoho a je třeba je pečlivě vybírat (Vrána et Dostál, 2004).

-5-

Revitalizace jsou zaměřeny primárně na zlepšování odtokového režimu a obnovení ekologické hodnoty toků a niv. Jejich významným přínosem však je i vliv na intenzitu samočistící schopnosti. Tuto vlastnost vodních toků lze obecně definovat jako komplex všech přirozeně probíhajících fyzikálních, chemických, biochemických a biologických procesů, jimiž se voda zbavuje znečištění (Benoit, 1971). Z ekologického hlediska je samočištění přirozený autoregulační proces, kterým se vodní ekosystémy udržují ve stavu dynamické rovnováhy (homeostázy). Podíl, který jednotlivé pochody v procestu samočištění mají, vždy závisí na konkrétním toku. Chování znečištění v toku a intenzitě, jakou se jednotlivé procesy samočištění podílejí na jeho odstranění, lze v daném toku porozumět pomocí modelu kvality vody. Smyslem modelů je kromě pochopení a reprodukce dějů ve studovaném systému také možnost tvorby scénářů, jak by se systém choval v budoucnosti při změně podmínek. Údaje získané modelováním změny znečištění s ohledem na charakter koryta, kterým znečištěná voda prochází, mohou být využity také k určení vzdálenosti, během které koncentrace znečištění klesne pod stanovenou mez.

-6-

2. CÍL PRÁCE Cílem diplomové práce Posouzení samočistící schopnosti vodního toku vlivem revitalizačních úprav je posoudit platnost následujících hypotéz: •

Rychlost odbourávání znečištění v povrchových tocích souvisí s charakterem koryta.

•

V korytech revitalizovaných toků dochází k rychlejšímu úbytku znečištění nutrienty (sloučeniny dusíku a fosforu) vlivem vyšší členitosti koryta, delší doby zdržení a lepších podmínek pro oživení než v korytech technicky upravených.

•

Úbytek znečištění je možné demonstrovat pomocí speciálního softwaru QUAL2K. Rozdílný vliv revitalizovaného a upraveného úseku je možné spatřovat v nastavení reakčních a usazovacích rychlostí, které v těchto úsecích budou mít různé hodnoty.

-7-

3. SOUČASNÝ STAV ŘEŠENÉ PROBLEMATIKY 3.1. Revitalizace vodních toků Vodní toky jsou dle zákona č. 254/2001 Sb. o vodách definovány jako povrchové vody tekoucí vlastním spádem v korytě trvale nebo po převažující část roku, a to včetně vod v nich uměle vzdutých. Právě vzdutí hladiny vodního toku, bylo cílem zásahů, které v souvislosti s budováním mlýnů, pil a hamrů v údolích našich potoků a řek probíhaly již od středověku (Just et al., 2003). Na tyto zásahy později navazují protipovodňové regulace a odvodňovací systémy, jejichž účelem byla především snaha o zkapacitnění sítě vodních toků a o získání co největšího množství orné půdy. Tyto

stavby

představovaly

významný

zásah

do

krajiny

a

přirozených

hydrologických poměrů s negativními důsledky (zrychlení odtoku, zmenšení zásob podzemní vody, biologická degradace niv), přičemž k naplnění jejich původních cílů mnohdy došlo jen částečně (zrychlení odtoku povodňových průtoků v mnoha případech způsobuje nepoměrně větší škody v níže položených územích). Obnovení v minulosti nevhodně technicky upravených koryt vodních toků směrem k původnímu, přírodě blízkému stavu je cílem revitalizací. Ehrlich (1992) definuje revitalizace říční sítě jako obnovu přírodních procesů v biotopech vodních toků spojených se vznikem biocenter a biokoridorů. Zásady revitalizačních opatření vyplývají z řešení důvodů revitalizací (viz výše); a měly by proto respektovat následující doporučení (Vrána et al., 2002): − Dostatečná kvalita vody. Jinak není splněn základní revitalizační požadavek, kterým je přirozené oživení toku. − Míra meandrovitosti toku vycházející ze stability koryta bez doplňkových spádových objektů, případně nepřirozeně těžkého opevnění. − Nahrazení původního tvrdého opevnění opevněním umožňujícím do jisté míry přetváření koryta. − Založení travních pásů v minimální šíři 10 m na každém břehu a dosadba autochtonních dřevin.

-8-

Důsledkem doporučení provádět revitalizace bez spádových objektů při zachování stability koryta však je tak velké prodloužení trasy, že vzhledem k charakteru okolních pozemků a vlastnickým právům tyto revitalizace obvykle nebývají reálné. Použití spádových objektů tam, kde není možné jiné řešení, je proto při dodržení určitých pravidel obecně přijímáno. Dle Justa et al. (2003) jsou požadavky na příčné objekty výška přepadajícího vodního proudu do 0,2 m, dobrá spolupráce s materiálem koryta a přiměřená pracnost a nákladnost.

3.1.1.

Revitalizační postupy a objekty

Revitalizace vodních toků lze v zásadě provádět dvěma způsoby. V rámci prvního způsobu se jedná o ochranu a využívání přirozených obnovných procesů, zatímco druhý způsob představuje systémová revitalizace s obnovou potočního pásu (Just et al., 2003). Podobně dělí revitalizace na částečné a úplné i Šlezingr (2010b). Částečná revitalizace je zaměřená především na vegetační doprovod, případně odstranění migračních bariér či nevhodné technické stabilizace. Naproti tomu účelem revitalizace úplné je celková náprava původních nevhodných úprav spočívající jak ve změně příčného řezu korytem, vinutí trasy, tak i v obnově vegetačního doprovodu. Základem plnohodnotného řešení je proto v tomto případě získání pozemků pro vytvoření dostatečně širokého potočního pásu. Součástí úplných i částečných revitalizací jsou kromě biologických prvků různé technické objekty či stavby. Účelem těchto objektů na toku je zajištění stability koryta, zachycení a usazení splavenin a usměrnění vodního proudu. K objektům zajišťujícím stabilitu dna patří např. prahy a pásy. Příčné prahy lze umisťovat kolmo nebo šikmo na osu toku (Šlezingr, 2010b). Materiálem pro prahy jsou nejčastěji dřevěné trámce, případně kulatina. Do dna jsou prahy stabilizovány pomocí dřevěných pilot a nezbytné je také jejich uchycení do břehů (Šlezingr, 2010b). Pásy se budují kamenné. Kameny mohou být vložené do dna nebo nad jeho úroveň vyčnívat (nejvýše však 1/3), čímž pak zároveň rozčleňují vodní profil (Just et al., 2003). Podélný sklon dna upravují stupně a skluzy. Stupně jsou problematické, jelikož mohou být migrační překážkou. Stupně z dřevěné kulatiny navíc ztrácejí postupem času funkčnost, protože voda si najde cestu pod nimi nebo kolem nich (Vrána et Dostál, 2004; Just et al., 2003, 2005). Pakliže se např. z důvodu nedostatku prostoru pro zajištění stabilního sklonu dna stupně budují, je vhodnější navrhovat soustavu menších -9-

spádových stupňů než jeden vysoký. V revitalizacích je lépe využívat kamenité či balvanité skluzy. Soustřeďovací a usměrňovací funkci mají především kamenné výhony nebo výhony z tyčoviny. Výhony však také mohou rozrušovat původní tvar dna a zvyšovat úkrytovou kapacitu toku (Šlezingr, 2010b). Aby kamenné výhony neprotékaly, je nutné je utěsnit zeminou (Vrána et Dostál, 2004). Dalším prvkem, s jehož pomocí lze zvýšit členitost a úkrytovou kapacitu jsou balvany vkládané do dna. Šlezingr (2010a) uvádí, že pro tvorbu stabilizovaných výmolů pomocí vložených balvanů při současném zachování původní kapacity koryta je balvany vhodné umisťovat především do blízkosti středu přímé trati.

3.1.2.

Hodnocení přínosů revitalizačních opatření

Praktickým zhodnocením již provedených revitalizačních zásahů na území ČR se v minulosti zabývalo několik studií (např. Budková, 2001; Gergel 2004; Musilová, 2012; Rozkošný, 2008; Vrána et al., 2002). Jedním z relativně objektivně zhodnotitelných přínosů revitalizačních opatření je jejich význam v protipovodňové ochraně. V této otázce je zásadní výzkum v modelových povodích, která byla revitalizována a následně byla postižena povodní (Matoušková, 2007). K takovým patří např. studie v povodí potoku Borová, kdy rozlivem vody v inundačním území došlo ke zpomalení rychlosti odtoku a snížení kulminačního průtoku o téměř 20 % (Matoušek, 2002) či z Pravonína, kde upravené koryto před revitalizací pojalo průtok cca 12 m3.s-1 při rychlostech, které dávaly dobu průběhu úsekem nivy 1,4 minuty, zatímco po revitalizaci koryto pojalo průtok přes 1 m3.s-1 při rychlosti kapacitního plnění dávající dobu průběhu stejným úsekem kolem 8 minut (Just et al., 2003). Dalším z přínosů revitalizačních opatření, který byl posuzován, v korytech a nivách zejména drobných vodních toků, je podpora samočistících procesů a zlepšení kvality vody. Změny v kvalitě vody po provedených revitalizacích však nelze u všech toků posuzovat stejně. U toků oligosaprobních dochází v důsledku tvorby míst se zvýšenou sedimentací k nárůstu saprobioty, zatímco k plnému rozvoji samočistících schopností v důsledku zpomalení proudění by naopak mělo dojít u toků mezosaprobních (Gergel, 2004). Dále byl posuzován také ekologický stav. Míru nahrazení degradovaných povrchů (skládky, rumiště, plochy znehodnocené nevhodným odvodněním, zemědělské kultury, hospodářské lesy) biologicky a krajinářsky hodnotnými povrchy (vodní hladinou, - 10 -

břehovými porosty, loukou, neobděláným úhorem, vícefunkčním lesem, hájem, mokřadem) lze hodnotit pomocí metody QBR (qualitat del bosc de ribera; Šlezingr, 2010b). Komplexní zhodnocení celkové kvality habitatu vodních ekosystémů je možné pomocí ekomorfologického monitoringu (Matoušková, 2008).

- 11 -

3.2. Kvalita vody v tocích Kvalita vody může být definována jako souhrn rysů a charakteristik vody, které souvisejí s její schopností podporovat vhodnou přirozenou faunu a které podporují její oprávněné užití (Tickner et al., 2001). Vlastní pojem kvality vody je relativní – s tím, jak se mění vlastnosti vody v tocích v průběhu času a prostoru, tak se liší a vyvíjejí i nároky na její kvalitu (Langhammer, 2009). Složení kontinetálních povrchových vod je ovlivněno (Pitter, 2009): a) geologickou skladbou podloží a složením dnových sedimentů, b) hydrologicko-klimatickými poměry (srážkovými a teplotními poměry, ročním obdobím, dálkovým transportem škodlivin), c) půdně-botanickými poměry (zalesněním, druhem půd), d) antropogenní činností (průmyslem, zemědělstvím, komunálními odpady), e) příronem podzemních vod. V případě tekoucích vod se složení mění jak s délkou, tak i s šířkou toku. Až na výjimky (např. oblasti toku nacházející se pod vyústěním odpadních vod) bývá v našich poměrech vliv šířky málo výrazný (Pitter, 2009). Vliv délky se projevuje v postupném nárůstu celkové mineralizace i obsahu organických látek tím, jak voda přichází do styku s působením výše uvedených vlivů.

3.2.1.

Hodnocení kvality vody v tocích

Systematické hodnocení jakosti vod je jedním z nejvýznamnějších prostředků kontroly úsilí o zachování čistoty vod (Hlavínek et Říha, 2004). V České republice se kontrola jakosti povrchových vod provádí na základě normy ČSN 75 7220, která popisuje druhy kontrolních profilů, způsob a četnost odběru vzorků a definuje rozsah zkráceného a úplného rozboru vody. Základním nástrojem hodnocení kvality vody v tocích je v ČR klasifikace do 5 tříd jakosti podle normy ČSN 75 7221. Jsou to (I) neznečištěná voda, (II) mírně znečištěná voda, (III) znečištěná voda, (IV) silně znečištěná voda a (V) velmi silně znečištěná voda. Příslušnost úseku vodní toku do těchto kategorií je posuzována na základě hodnocení jednotlivých ukazatelů, které jsou členěny do pěti skupin (viz Tab. 1). Vlastní zařazení probíhá na základě pravděpodobnostního principu, konkrétně se porovnávají vypočtené, tzv. charakteristické hodnoty, se soustavou limitních hodnot - 12 -

vymezujících jednotlivé třídy jakosti. Charakteristická hodnota je přitom hodnotou s pravděpodobností nepřekročení 90 %. Tab. 1. Rozdělení skupin ukazatelů pro klasifikaci jakosti vody. Skupina ukazatelů

Ukazatele

A

kyslíkový režim

rozpuštěný kyslík, BSK5, CHSKCr nebo CHSKMn

B

základní chemické a fyzikální

pH, teplota vody, rozpuštěné látky, vodivost nebo nerozpuštěné látky, amoniakální dusík, dusičnanový dusík, celkový fosfor

C

doplňující chemické

vápník, hořčík, chloridy, sírany, tenzidy aniontové, nepolární extrahovatelné látky, organicky vázaný chlor

D

těžké kovy

rtuť, kadmium, arsen, olovo

E

biologické a mikrobiologické

saprobní index, koliformní bakterie, fekální koliformní bakterie

F

radioaktivita

celková objemová aktivita alfa, celková objemová aktivita beta

Pokud je nutné nutné vyjádřit základní informaci o jakosti vod souhrnně, je možné použít základní klasifikaci založenou na vybraných ukazatelích, kterými jsou biochemická spotřeba kyslíku (BSK5), chemická spotřeba kyslíku dichromanem, amoniakální dusík, dusičnanový dusík, celkový fosfor a saprobní index mezobentosu. Výsledná třída se určí podle nejnepříznivějšího ukazatele. Souběžně s tradičními přístupy k hodnocení kvality vody jsou vyvíjeny také metody alternativní, které vycházejí z odlišných, zpravidla nepřímých metod hodnocení (Langhammer, 2009).

3.2.2.

Znečištění vodních toků

Znečištěním vody se obecně rozumí každá negativní změna jejích chemických, fyzikálních a biologických vlastností při srovnání s jejím přírodním stavem. Zdroje znečištění lze členit podle různých kritérií. Nejčastějším způsobem klasifikace je členění podle původu znečištění (přírodní vs. antropogenní), prostorové povahy zdroje (zdroj plošný, liniový, bodový) či převažujícího mechanismu transportu látek (zdroj bodový, difúzní, plošný). Znečišťující (škodlivé) látky lze podle ovlivnění kvality vod rozdělit (Pitter, 2009) na: (1) látky působící přímo toxicky, (2) látky ovlivňující kyslíkovou bilanci toku, (3) látky způsobující organoleptické závady a (4) látky „inertní“ (anorganické nerozpuštěné nebo rozpuštěné netoxické). Zatímco na velkých tocích pozvolna dochází k poklesu znečištění, drobné vodní toky v okrajových částech povodí zaznamenávají zejména v oblasti komunálního

- 13 -

znečištění

nárůst

zátěže

(Langhammer,

2004).

Odpadní

vody

komunálních

znečišťovatelů zahrnují vody splaškové a vody dešťové. Komunální znečištění obsahuje převážně nutrienty. Jedná se především o sloučeniny fosforu (PO4-3) a dusíku, většinou v podobě dusíku amoniakálního (NH4+), dusitanového (NO2-) a dusičnanového (NO3-). Drobné vodní toky se nachází často v zemědělsky využívané krajině a proto jsou ovlivňovány také rostlinnou a živočišnou produkcí probíhající v jejich povodí. Na kvalitu vody v těchto tocích mají negativní vliv zejména velkoplošné hospodaření, používání těžké mechanizace, aplikace chemických prostředků na ochranu rostlin, aplikace průmyslových hnojiv a likvidace odpadů produkovaných ve velkokapacitních chovech (Hubačíková et Opletalová, 2008). V důsledku primárního znečištění např. odpadními vodami může ve vodním toku docházet také k tzv. znečištění sekundárnímu. Sekundární znečištění může nastat při zvýšené reprodukci některých organismů (např. zarůstání nádrží tzv. vodním květem, které je vyvoláno nadměrným přísunem dusičnanů a fosforečnanů) nebo remobilizací sedimentů, ke kterému dochází nejčastěji při přívalových výplaších nádrží naplněných usazeninami nebo v souvislosti se sezónními cirkulacemi v hlubokých nádržích. Hodnocení přípustného znečištění se posuzuje na základě emisních a imisních limitů. Emisní limity jsou maximálně přípustné koncentrace v odpadní vodě vypouštěné do recipientu. Imisní limity indikující koncentrace ve vodním recipientu, které by při vypouštění odpadní vody neměly být překročeny. 3.2.2.1.

Důsledky znečišťování

Znečištění vody v tocích se projevuje estetickými závadami, nánosy, chemickým a bakteriálním znečištěním, poškozením biologického stavu biocenózy a změnami fyzikálních a chemických vlastností (Pitter, 2009). Zvýšený obsah nutrientů, převážně sloučenin dusíku a fosforu, ve vodách způsobuje její eutrofizaci a nadměrný růst fotosyntetizujících organismů, zejména sinic (tzv. vodní květ) a řas. Eutrofizace zhoršuje organoleptické vlastnosti vod a může být zdrojem toxických látek. V zemědělsky využívané krajině jsou toky postiženy také ukládáním sedimentů. Dochází tak k postupnému zvyšování nivelety dna, což může zapříčinit nebezpečné inundace, zvýšení hladiny podzemní vody a nežádoucí zamokření okolních pozemků.

- 14 -

Nadměrná koncentrace znečištění v toku, a především jeho organická složka, má negativní vliv také na samočistící schopnost toku, která je u velmi znečištěných toků silně omezena. Některé méně stabilní produkty samočistících procesů mohou u velmi znečištěných toků být příčinou také tzv. druhotného znečištění (viz výše).

3.2.3.

Samočistící schopnost toků

Šlezingr (2007) definuje samočístící schopnost vodních toků jako schopnost rozkládat, za účasti společenstev hydrobiontů, organické sloučeniny na látky jednodušší až minerální. Samočístící schopnost mají všechny přirozené, neznečištěné či jinak antropogenně neovlivněné (regulované toky) vodní ekosystémy. Samočištění zahrnuje fyzikální, chemické, biologické a biochemické pochody, kterými se povrchové vody zbavují znečištění (viz Obr. 1). Podíl, který tyto pochody mají na celkovém čistícím efektu, je v každém toku jiný, nikdy však neprobíhají navzájem odděleně a jsou úzce propojené. Jejich rychlost ovlivňuje celá řada faktorů jako např. teplota, pH, redoxní potenciál, obsah kyslíku atd. (Hlavínek et Říha, 2004).

Obr. 1. Některé dílčí procesy samočištění ve vodním toku (Just et al., 2005).

Z fyzikálních pochodů se nejvíce uplatňují (Hlavínek et Říha, 2004): sedimentace rozpuštěných látek, koagulace, sorpce, ředění, odplavování usazenin při velkých vodách a přestup kyslíku z atmosféry do vodního prostředí. Při rozpouštění znečišťujících látek a kyslíku ve vodě se uplatňuje difúze. Rozpustnost kyslíku jako plynu nereagujícího s vodou je dána Henryho zákonem. Podle něj je rozpustnost plynu za stálé teploty přímo úměrná parciálnímu tlaku plynu nad rozpouštědlem (bez ohledu na celkový tlak). Vliv rozpuštěného kyslíku na

- 15 -

zlepšování kvality vody v tocích byl zejména v minulosti často zdůrazňován. Just et al. (2005) však uvádí, že zdárný průběh samočištění umožňují koncentrace kyslíku již v rozmezí 1 až 2 mg.l-1. Koncentrace kyslíku je proto limitujícím činitelem jenom v extrémně znečištěných a pomalu tekoucích vodách. V ostatních případech, i silně znečištěných vod, bylo shledáno, že zvyšováním obsahu kyslíku nad tuto hranici již k významnému odstraňování organického znečištění nedochází (Just et al., 2005). Při chemických procesech dochází k reakcím znečišťujících látek s látkami obsaženými v říční vodě. Jsou to reakce neutralizační, srážecí, oxidačně redukční a fotochemický rozklad (Hlavínek et Říha, 2004). Největší význam v samočištění však mají procesy biologické a biochemické. Při biologickém rozkladu se uplatňují aerobní i anaerobní procesy. Biologickými procesy dochází zejména k rozkladu organických látek, které se stávají zdrojem energie a sloučenin pro výstavbu buněčné hmoty různých mikroorganismů, především bakterií a mikromycet (tzv. vodních hyfomycet). Aerobních rozkladných procesů se účastní veškeré typy organismů od bakterií přes vodní rostliny až po ryby. Aerobní procesy spotřebovávají kyslík ze zásob rozpuštěného kyslíku ve vodě, který se do toků dostává převážně přestupem z atmosféry. Probíhají-li s příliš velkou intenzitou, koncentrace kyslíku rozpuštěného ve vodě rychle klesá, rozkladné aerobní procesy se zastavují a s nimi i samočisticí procesy v toku (Langhammer, 2009). Anaerobní proces čištění sice dosahuje podobných účinností odstraňování organického znečištění, ale je doprovázen vznikem pachových závad a odtékající anaerobní voda následně nepříznivě ovlivňuje kyslíkový režim i oživení recipientu (Váňa et al., 2009). Anaerobní procesy probíhají zpravidla na dně vodního toku. Jsou to zejména (Štěpánek et al., 1979): •

redukce síranů na sirovodík, dusičnanů na dusitany, amoniak nebo až volný dusík;

•

převod močoviny na amonné sloučeniny;

•

rozklad bílkovin na jednoduché štěpné produkty, přičemž konečným výsledkem jsou produkty mineralizace CO2, H2O, NH3 a H2S;

•

štěpení mastných kyselin při současné tvorbě metanu;

•

štěpení celulózy a sacharidů.

- 16 -

Podle chování organických látek ve vodě a schopnosti mikroorganimů využívat tyto látky jako zdroj energie a transformovat je na látky jednodušší, se organické látky dělí na lehce nebo obtížně rozložitelné a nerozložitelné, biochemicky stabilní a rezistentní (Hyánek et al., 1991). Rozložitelnost organických látek souvisí s jejich chemickou strukturou (viz Tab. 2). Zastoupení rozložitelných a nerozložitelných látek lze přibližně vyjádřit poměrem BSK5 : CHSKCr, který je u dobře rozložitelných látek asi 0,4 až 0,7 a obtížně rozložitelných 0,25 až 0,4 (Hyánek et al., 1991). Základní princip odbourávání biologicky rozložitelných látek vyjadřuje Streeter Phelpsova rovnice, udávající, že „Rychlost biochemické spotřeby kyslíku je úměrná zbývající koncentraci dosud biochemicky neoxidovaných látek“ (Pitter, 2009). Tab. 2. Biologická rozložitelnost organických látek (Hyánek et al., 1991). Biologicky dobře rozložitelné Nízkomolekulární látky Nízké koncentrace Alifatické sloučeniny Nenasycené sloučeniny Sloučeniny bez terciárního uhlíku Méně substituované látky

Biologicky obtížně rozložitelné Vysokomolekulární látky Vysoké koncentrace Aromatické sloučeniny Nasycené sloučeniny Sloučeniny s terciárním uhlíkem Více substituované látky

V odbourávání organického i anorganického znečištění však procesy samočištění nemohou překračovat přírodní meze a tedy jejich výsledky nemohou být lepší, než by odpovídalo přirozené úrovni nasycení vody v daném místě vodního toku (Just et al., 2005).

3.2.4.

Vliv revitalizačních úprav na kvalitu vody v tocích

Vliv revitalizačních úprav na kvalitu vody v toku souvisí především s prodloužením doby zdržení vody v jeho úsecích a tvorbou vhodných podmínek pro jeho oživení. Hodnocením vlitu materiálu koryta a podmínek pro jeho oživení na samočistící schopnost toku se zabývali Vagnetti et al. (2003). Porovnáváno bylo zemní koryto a na něj navazující vybetonovaný úsek. Byly zjišťovány rozdíly v parametrech kvality vody, přičemž v úseku mající podobu zemního kanálu byly zaznamenány významně nižší koncentrace pro znečištění amoniakem, sloučeninami fosforu, těžkými kovy, zákal a množství bakterií. Součástí revitalizací jsou také výsadby břehových a doprovodných porostů. Pozitivní vliv obnovy břehové vegetace na obsah rozpuštěného kyslíku a snížení zákalu - 17 -

dokumentuje studie provedená Collinsem et al. (2013). Naopak mírné nárůsty ukazatelů obecného kyslíkového znečištění u revitalizovaných toků uvádí Gergel (2004). Vysvětlením této skutečnosti dle Gergela (2004) je, že provedené revitalizace přináší nové možnosti pro nárůst (a samozřejmě i rozklad) organické hmoty (vodní rostliny, nárostové organismy). Podobně nárůst organického znečištění jako důsledek pokročilých procesů samočištění v revitalizovaných tocích interpretuje také Just et al. (2005). Vhodnost tradičních ukazatelů kvality vody pro určení účinků revitalizace uvádí Tab. 3. Tab. 3. Vhodnost hydrochemických ukazatelů pro určení účinků revitalizace (Gergel, 2004). Ukazatel

Hodnocení

pH

nevýznamný

anorganický uhlík rozpuštěný kyslík

velmi významný významný

CHSKCr

středně významný

CHSKMn

vysoce významný

kationty Ca, Mg, K, Na chloridy a sírany amoniak a amonný iont nitráty

nevýznamné

anorganický dusík celkový fosfor fosforečnanový fosfor

velmi významné velmi významné nevýznamné

nevýznamné významné významné

Poznámky Jeho sledování má význam pouze u vod na krystaliniku, které budou revitalizovány s využitím vápencových materiálů (kameny, pohozy). Slouží pro konstrukci poměrů živin. Jestliže poklesne jeho hodnota pod 4 mg.l-1 je nutno eliminovat zdroj znečištění nebo od revitalizace odstoupit. Vyjadřuje podíl veškeré organické hmoty v toku, tedy často přírodní pozadí (výtoky z rašelinišť). Vyjadřuje podíl lehce odbouratelné organické hmoty v toku. Jestliže překročí CHSKMn na počátku toku plánovaného revitalizačního opatření 10 mg.l-1 a tok není ovlivněn rybníkem, mokřadem, rašeliništěm apod., je nutno eliminovat původ znečištění nebo od revitalizace odstoupit. Vyjadřuje přírodní pozadí i různé aktvity v povodí. Vyjadřují přírodní pozadí i různé aktivity v povodí. Tvoří součást tzv. anorganického dusíku, který určuje úživnost toku. Tvoří součást tzv. anorganického dusíku, který určuje úživnost toku. Slouží pro konstrukci poměrů živin. Slouží pro konstrukci poměrů živin. Zavádějící pro malou vypovídací schopnost.

- 18 -

3.3. Modelování změn jakosti vody v povrchových tocích V nejširším pojetí je možné modelování chápat jako proces tvorby modelu reality. Význam modelování určitých jevů spočívá především v možnosti provádět simulace sledovaných procesů a ve využití modelu ke zhodnocení následků, ke kterým by mohlo dojít vlivem změn vstupních parametrů. V oblasti jakosti vod hlavní cíle aplikace modelů představují (Langhammer, 2009): •

výpočet hodnot jednotlivých ukazatelů kvality povrchové vody v prostoru a čase,

•

simulace vývoje jakosti vody v prostoru a čase za různých vnějších podmínek (změny průtoků,zatížení polutanty aj.),

•

prognóza vývoje kvality vody v jednotlivých ukazatelích.

Matematické modely jakosti vody lze dělit podle různých kritérií. Podle charakteru proudění v jednotlivých vodních útvarech se rozlišují modely (Říha, 2002): jednorozměrné (předpokladem je dobré promísení rozpuštěné látky v toku), dvourozměrné (zohledňuje vliv hloubek) či trojrozměrné (zohledňuje vliv změny hustoty vody na její proudění). Jiné dělení je podle úrovně modelu (modely globální, základní či podrobné), charakteru povodí (modely urbanizovaných povodí, sítí vodních toků, plošného a difúzního znečištění) či časoprostorové změny (modely umožňující postihnout časové fluktuace a modely řešící bilanční stav; Říha, 2002). Základ hodnocení kvality vody v tocích pomocí matematického modelování tvoří hydraulický model koryta toku či říční sítě, včetně jednotlivých definovaných regulačních objektů – jezů, hrází, zdrží apod. (Langhammer, 2009). Tyto modely vychází ze zákonů zachování hmotnosti, hybnosti a energie. Do hydraulického modelu je při modelování kvality vody následně zadána struktura bodových či plošných zdrojů znečištění. Výsledná kvalita vody je vypočítávána kombinací rovnic, popisujících na základě hydrodynamiky proudění v korytě toku šíření polutantů spolu s rovnicemi chemickými,

definujícími

probíhající

chemické

procesy

vzájemné

interakce

jednotlivých látek. Výstupem modelu je stanovení koncentrací vybraných látek pro jednotlivé úseky podélného profilu v čase (Langhammer, 2009). Popis, použitý v matematickém modelu je vždy určitým schematickým účelovým zjednodušením reálných poměrů, panujících v toku, tzn. současně s jeho tvorbou dochází k přijímání určitých zjednodušení a předpokladů. Jednorozměrné modely

- 19 -

jakosti vody v povrchových tocích obvykle přijímají následující předpoklady (Říha, 2002): •

Proudění má jednorozměrný charakter a je charakterizováno průměrnou profilovou rychlostí, průtočnou plochou, hloubkou vody měřenou ode dna koryta ve svislém směru a průtokem vody. Přitom exituje jednoznačná vazba mezi hloubkou vody a plochou průtočného profilu a mezi průtokem, průměrnou profilovou rychlostí a průtočnou plochou.

•

Voda je nestlačitelná, homogenní, s konstantní hustotou neovlivněnou rozpuštěnými látkami.

•

Podélný sklon koryta je malý, řezy kolmé na směr proudění jsou přibližně svislé.

•

Délka vlny za neustáleného proudění je řádově vyšší než hloubka vody, tzn. průtok se mění pozvolna a spojitě.

•

Složka zrychlení proudu ve vertikální rovině se zanedbává.

•

Předpokládá se hydrostatické rozdělení tlaku po svislici.

•

Odporový člen pro neustálené proudění lze vyjádřit Chezyho rovnicí, tj. za předpokladu usáleného rovnoměrného proudění.

•

Předpokládá se proudění o volné hladině v říčním režimu.

•

Změna příčného řezu v podélném směru je zanedbatelná.

Zjednodušení spočívají ve výběru hlavních prvků objektu za účelem zkoumání hlavních rysů chování všeobecně nebo ve výběru prvků z hlediska určitého účelu, přičemž dojde k potlačení ostatních stránek chování. U modelů je proto třeba mít vždy na zřeteli, že míra jejich pravděpodobnosti je přímo závislá na fyzikální oprávněnosti matematického modelu, vhodnosti zvoleného matematického popisu fyzikální podstaty i kvalitě vstupů.

3.3.1.

Procesy ovlivňujících kvalitu vody

Procesy, které ovlivňují kvalitu vody u jednorozměrných modelů jakosti vody (zanedbávají vektor rychlosti kolmý na osu toku), mezi které model použitý v této práci patří (viz dále) jsou advekce, disperze, objemové změny a zdroje či propady. Advekce je jev, který způsobuje pohyb látky ve směru proudění, přičemž se jednotlivé částice pohybují rychlostí vody (Říha, 2002). Pojem disperze zahrnuje molekulární difuzi látek a vliv trubulence rychlostních pulzací a nerovnoměrného - 20 -

rychlostního pole v průtočném profilu koryta (Říha, 2002). Molekulární difuze může hrát významnější roli pouze při nízkých rychlostí (např. rybniční nádrže, jezové zdrže). Rovnice advekce a disperze podrobně definují manuály a dokumentace pro jednotlivé modelovací softwary (pro QUAL2K např. Bowie et al., 1985) nebo je uvádí Říha (2002) či Pitter (2009).

- 21 -

4. METODIKA 4.1. Charakteristika sledovaného toku Vodní tok Haraska (hydrologické pořadí: 4-17-01-0370) odvodňuje území v severní části okresu Břeclav. Od pramenné oblasti ležící severně od osady Martinice (259 m n. m.) protéká přibližně v severojižním směru až po obec Boleradice, kde se stáčí východním směrem a po průtoku kolem obcí Morkůvky a Brumovice se vlévá do Spáleného potoka (viz Obr. 19 na str. 55). Plocha povodí k profilu nad zaústěním je 50,78 km2 (ČHMÚ, 2013). Povodí Harasky je člověkem poměrně intenzivně přeměněno a využíváno (viz Obr. 2). Splachy z přilehlých zemědělských pozemků, ohrožovaných vodní erozí způsobují intenzivní zanášení koryta a jeho následné zarůstání vegetací. Stabilizační lesní a luční porosty (včetně pastvin) tvoří jen cca 1/3 ploch místní krajiny a soustřeďují se většinou do centrální části povodí (Rozkošný et al., 2011).

Obr. 2. Využití území (stav v roce 2006) v povodí Harasky s vyznačenými profily monitoringu VÚV TGM, v.v.i. (Rozkošný et al., 2011, upraveno).

- 22 -

Z hlediska geomorfologického náleží území k celku Ždánický les, podcelku Boleradická vrchovina. Podloží v prostoru údolní nivy je budováno kvartérním souvrstvím fluviálních a deluviofluviálních hlín a jílů. Předkvatérní podloží je tvořeno jíly, slíny a pískovci svrchního paleogénu a nejstaršího neogénu Ždánického příkrovu (Demek et al., 1987). Dle Quitta (1971) území náleží do teplé klimatické oblasti T4. Tato oblast se vyznačuje velmi dlouhým, teplým a suchým létem, velmi krátkým přechodným obdobím s teplým jarem a podzimem a mírnou teplou a suchou až velmi suchou zimou s minimálním trváním sněhové pokrývky. Průměrná roční teplota vzduchuje je kolem 9–10 °C, průměrný roční úhrn srážek se pohybuje mezi 300 a 350 mm (Quitt, 1971). Řešený úsek toku je vyznačen profily HAR3 a HAR1 (viz Obr. 2). Profil HAR3 se nalézá nad Boleradickým rybníkem a je výstupním profilem revitalizovaného úseku, vstupním profilem do revitalizovaného úseku a zároveň výstupním profilem úseku regulovaného je profil HAR2, který se nachází proti proudu 264 m od profilu HAR3. Profil HAR1, který je vstupním profilem do regulovaného úseku se nachází pod lávkou u Diváckého mlýna. K výstupnímu profilu HAR3 činí plocha povodí přibližně 21,2 km2.

4.1.1.

Technicky upravený úsek

Technicky upravený úsek toku ohraničený profily HAR1 a HAR2 se nachází v řkm 10,334 až 11,257. Účelem technické úpravy toku ze 2. poloviny 20. století byla především směrová stabilizace koryta a ochrana přilehlých zemědělských pozemků. Koryto je zemní, břehy úseku řkm 10,930 až 11,257 jsou většinou bez doprovodné stromové zeleně (viz Obr. 3), úsek řkm 10,334 až 10,930 byl ozeleněn v rámci revitalizace horního toku Harasky proběhlé v roce 2003.

- 23 -

Obr. 3. Regulovaný úsek Harasky vlevo v roce 2005 (Rozkošný, 2005) a vpravo v roce 2013 (Polák, 2013).

Účelem výsadby doprovodné zeleně bylo vytvoření podmínek pro existenci živočišných společenstev v údolní nivě, ve které je nedostatek vzrostlé zeleně. Částečné zastnínění koryta mělo potlačit růst ruderálních rostlinných splečenstev. K ozelenění toku byly využity tyto keře (celkem 206 ks) či stromy (celkem 162 ks): svída krvavá (Cornus sanguinea L.), kalina obecná (Viburnum opulus L.), hloh obecný (Crataegus oxyacantha L.), brslen evropský (Euonymus europaeus L.), ptačí zob obecný (Ligustrum vulgare L.), zimolez pýřitý (Lonicera xylosteum L.), olše lepkavá (Alnus glutinosa L.), dub letní (Quercus robur L.), jasan ztepilý (Fraxinus excelsior L.), vrba bílá (Salix alba L.), topol černý (Populus nigra L.), topol bílý (Populus alba L.), střemcha obecná (Prunus padus L.) a vrba popelavá (Salix cinerea L.). Svahy koryta bez doprovodné stromové zeleně jsou zarostlé travními porosty a ruderálními případně mokřadními bylinami (viz Obr. 3). Pozemky podél upraveného toku se obhospodařují jako orná půda. Navazující svahy jsou pokryty buď lesním porostem nebo se také využívají zemědělsky.

- 24 -

4.1.2.

Revitalizovaný úsek

Revitalizovaná část toku délky 264 m se nachází v úseku řkm 10,070 až 10,334 a je ohraničena profily HAR3 a HAR2. Rozvolnění části toku mělo přispět k obnově přirozeného vodního biotopu v korytě vodoteče a zvýšit tak druhovou diverzitu fauny a flóry ve vodním toku a okolí (Vinkler, 2001). V současné době je koryto toku intenzivně zarostlé mokřadní vegetací. Vývoj toku v tomto úseku od období dokončení revitalizace po období listopadu 2013 zachycuje Obr. 4. Součástí I. etapy revitalizace horního toku Harasky provedené v roce 2003 je také výsadba doprovodné zeleně v řkm 10,070 až 10,930 a ochranná suchá nádrž se stálou zvodní. Tato nádrž je navržená jako boční v souběhu s tokem v úseku řkm 9,880 až 10,080. K ozelenění toku byly využity keře (90 ks) a stromy (48 ks) ve stejném druhovém složení, v jakém bylo provedeno ozelenění regulovaného úseku toku (viz výše).

Obr. 4. Haraska revitalizovaný úsek: vlevo nahoře po realizaci (Rozkošný, 2005), vlevo dole po 5 (Rozkošný, 2010) a vpravo po 8 (Polák, 2013) letech od realizace.

- 25 -

4.2. Zpracování dat programem QUAL2K Modelování změny znečištění probíhalo v programu QUAL2K (Version 2.11), který simuluje proudění a kvalitu vody v jednoduchých řekách a potocích. Tento software, poskytovaný United States Enviromental Protection Agency, byl vytvořen v roce 1987 autory Brownem a Barnwellem a stále je vyvíjen. Jako uživatelské prostředí používá Microsoft Excel, pro zpracování vstupů a výstupů používá Visual Basic (Microsoft) a výpočet je zpracován programem Fortran (IBM). QUAL2K je jednorozměrný stacionární model šíření látky v toku. Stacionární model šíření znečištění předpokládá doznění všech přechodných jevů týkajících se kvality vody. Při nezměněných okrajových podmínkách pak již je proces odbourávání znečištění v toku v důsledku samočištění ustálen a v jednotlivých profilech toku nedojde s narůstajícím časem k žádné kvalitativní změně (Kroulík, 2013). Koncentrace znečišťující látky je tedy pouze funkcí prostoru. Do modelu v prostředí QUAL2K vstupují data hydraulická, hydrologická, klimatická a údaje o jakosti vody (na počátku úseku, bočních přítoků, bodových a plošných zdrojů). Schéma toku rozděleného na úseky s různými hydraulickými vlastnostmi zachycuje Obr. 5.

Obr. 5. Schéma členění toku, který nemá přítoky na úseky dle vlastností příčného a podélného profilu (Chapra et al., 2008).

Model umožňuje simulaci celkem 20 ukazatelů jakosti vody při jejich libovolné kombinaci (vzájemné vztahy mezi jednotlivými procesy ovlivňujícími ukazatele kvality vody viz Obr. 6) po celé délce vodního toku či říčního systému (viz Tab. 4Tab. 4). Pro

- 26 -

každý ukazatel kromě přisedlých řas (Bottom Algae) platí bilanční rovnice (Chapra et Pelletier, 2003): Q dci Qi −1 Q E' E' W = ci −1 − i ci − ab ,i + i −1 ( ci −1 − ci ) + i ( ci −1 − ci ) + i + Si , dt Vi Vi Vi Vi Vi Vi

(4.1)

kde Qi-1 je odtok z úseku i-1 do úseku i [m3 d-1], Qab,i je celkový odběr z úseku i [m3 d-1], Vi je objem i-tého úseku [m3], E’i-1 je celkový koeficient disperze mezi úsekem i-1 a i, Wi je zatížení vstupující do úseku i [g d-1 nebo mg d-1], Si je zdroj či propad způsobený chemickými přeměnami a přenosovými mechanismy [g m-3 d-1 nebo g m-3 d-1].

Obr. 6. Schematické znázornění vzájemných vztahů procesů ovlivňujících kvalitu vody. Symboly pro jednotlivé veličiny viz Tab. 4. Jednotlivými procesy jsou rozpouštění (ds), hydrolýza (h), oxidace (x), nitrifikace (n), denitrifikace (dn), fotosyntéza (p), úhyn (d) a dýchání (r), reaerace (re), usazování (s), spotřeba kyslíku sedimentem (SOD) a tok anorganického uhlíku v sedimentech (cf; Chapra et Pelletier, 2003).

- 27 -

Tab. 4. Proměnné simulované programem QUAL2K (Chapra et al., 2008). Variable Symbol Units* Conductivity µ mhos s Inorganic suspended solids mgD/L mi Dissolved oxygen mgO2/L o Slowly reacting CBOD mgO2/L cs Fast reacting CBOD mgO2/L cf Organic nitrogen µgN/L no Ammonia nitrogen µgN/L na Nitrate nitrogen µgN/L nn Organic phosphorus µgP/L po Inorganic phosphorus µgP/L pi Phytoplankton µgA/L ap Phytoplankton nitrogen µgN/L INp Phytoplankton phosphorus µgP/L IPp Detritus mgD/L mo Pathogen cfu/100 mL X Alkalinity mgCaCO3/L Alk Total inorganic carbon mole/L cT Bottom algae biomass mgA/m2 ab Bottom algae nitrogen mgN/m2 INb Bottom algae phosphorus mgP/m2 IPb Constituent i Constituent ii Constituent iii * mg/L ≡ g/m3; In addition, the terms D, C, N, P, and A refer to dry weight, carbon, nitrogen, phosphorus, and chlorophyll a, respectively. The term cfu stands for colony forming unit which is a measure of viable bacterial numbers.

4.2.1.

Údaje o kvalitě vody

Záznamy o kvalitě vody v toku Haraska analyzované v této části práce pocházejí z databáze brněnské pobočky Výzkumného ústavu vodohospodářského TGM, v. v. i. Data byla získávána přibližně v měsíčním intervalu v období od listopadu 2009 do května 2010 (přesné datace měření jsou 26. 11., 15. 12., 9. 2., 23. 2., 29. 3., 15. 4., 5. 5., 24. 5.). Na základě hodnot naměřených v jednotlivých profilech toku (HAR1 je vstupní profil , HAR2 je profil oddělující regulovaný a revitalizovaný úsek a HAR3 je profil výstupní) byly pro jednotlivé úseky toku modelovány průběh koncentrace rozpuštěného kyslíku,

biochemické

spotřeby

kyslíku

(BSK5),

koncentrace

amoniakálního,

dusičnanového, organického a celkového dusíku a organického, anorganického a celkového fosforu. Hodnoty obsahu fosforu byly zjišťovány v kategoriích celkový fosfor a veškeré hydrolyzovatelné fosforečnany a orthofosforečnany, ze kterých byly

- 28 -

hodnoty organického a anorganického fosforu vypočítány dle vztahu uvedeného v Horáková et al. (1986) a znázorněného Obr. 7.

Obr. 7. Schematický přehled analytického stanovení jednotlivých forem sloučenin fosforu (Horáková et al., 1986, upraveno).

4.2.2.

Hydraulická a hydrologická data

Pro sestavení modelu jakosti vody jsou, kromě údajů o její kvalitě, nutné také údaje popisující geometrii jednotlivých úseků toku (příčné profily, sklonové poměry). Údaje o morfologii revitalizovaného úseku toku byly převzaty z projektové dokumentace Revitalizace horního toku Harasky (I. etapa), kterou poskytl státní podnik Povodí Moravy, provoz Břeclav. Další data (o složení dna, stavu břehové vegetace aj.) byla doplněna na základě osobní pochůzky (listopad, 2013) a údajů hydromorfologického monitoringu toků, provedeného pracovníky VÚV TGM, v. v. i. na jaře roku 2010. Vybrané charakteristiky zjišťované v jednotlivých profilech uvádí Tab. 5.

- 29 -

Tab. 5. Vybrané charakteristiky příčných profilů ohraničující řešené úseky toku (KÚ = konec úpravy, ZÚ = začátek úpravy. Týká se provedených revitalizačních úprav).

HAR1 (Divácký mlýn) poloha nadm. výška staničení šířka ve dně sklon (1:m) sklon (1:m) průtok zastínění minimální hloubka maximální hloubka opevnění svah opevnění svah Manningův koeficient drsnosti opevnění dno substrát dno > 256 mm substrát dno 64–256 mm substrát dno 16–64 mm substrát dno 2–16 mm substrát dno 0,1–2 mm substrát dno < 0,1 mm

4.2.1.

s. š. v. d. m km m L břeh P břeh m3/s % m m L břeh P břeh ---

HAR2 (KÚ)

HAR3 (ZÚ)

48°59'13,659" 16°48'16,806" 215,00 11,257 1 1,5 1,5 0,0315 40 9 24 není není

48°58'45,567" 16°48'2,297" 210,20 10,335 1 2 6 0,0315 70 3 30 není laťový plůtek

48°58'31,695" 16°48'14,731" 209,75 10,070 1 2 6 0,0315 70 3 30 není laťový plůtek

0,07

0,10

0,10

není 0 0 0 0 0 100

není 0 0 0 0 0 100

není 0 0 0 0 0 100

--% % % % % %

Meteorologická data

Meteorologická data, která jsou pro sestavení modelu také požadována, byla buď zaznamenána pracovníky VÚV TGM, v. v. i. při odebírání vzorků (teplota vzduchu, teplota vody) nebo byla využita data naměřená v meteorologické stanici Kobylí, která je dané lokalitě nejblíže. Tab. 6. Meteorologické hodnoty naměřené 29. 3. 2010 na stanici Kobylí (ČHMÚ, 2010) Rok

Měsíc

Den

2010

3

29

SSV [hod] 4.3

TMA [°C]

TMI [°C]

H [%]

F [m/s]

17.4

3

76

2.3

* SSV = trvání slunečního svitu, TMA = maximální teplota vzduchu, TMI = minimální teplota vzduchu, H = průměrná denní relativní vlhkost vzduchu, F = průměrná denní rychlost větru.

- 30 -

4.2.2.

Kalibrace modelu

Pro kalibraci jsou nutná měření kvality vody a průtoků ve specifických místech modelu. Kalibrace spočívá v nastavení reakčních a usazovacích rychlostí, přičemž výchozí hodnoty jsou v modelovacím prostředí QUAL2K předdefinovány. Kromě rozsahů hodnot doporučovaných uživatelskými příručkami (Brown et Barnwell, 1987; Chapra et al., 2008) mohou ke správnému nastavení reakčních a usazovacích rychlostí posloužit také dřívější studie použití softwaru (např. Zhang et al., 2012; Neilson et al., 2012). Velikost jednotlivých konstant obecně závisí nejen na typu toku (vyššího samočistícího efektu je dosahováno v místech delšího zdržení vody při současném větším přísunu kyslíku do zdrží), ale i na koncentraci rozpuštěného kyslíku, mikroflóře, teplotě, substrátu, popř. pH (Říha, 2002).

4.2.3. Verifikace

Verifikace modelu

numerického

modelu

se

provádí

srovnáním

výsledků

získaných

nakalibrovaným modelem s hodnotami hmotnostního průtoku nezávisle získanými např. měřeními koncentrací a průtoků jinými organizacemi (Říha, 2002).

- 31 -

4.3. Statistické zhodnocení Z hodnot ukazatelů kvality vody naměřených v období od 12. října 2009 do 24. května 2010 byly vypočítány změny koncentrací po průchodu technicky upraveným a revitalizovaným úsekem toku. Aby bylo možno tyto rozdíly porovnávat, s ohledem na různou délku úseků bylo nutno je vyjádřit jako rozdíl koncentrace připadající na 1 km toku. Ke zjišťování statistické významnosti změny koncentrací po průchodu technicky upraveným a revitalizovaným úsekem toku.byl poté využit dvouvýběrový Wilcoxonův test neboli Mann-Whitney-Wilcoxon test (MWW test). Dvouvýběrový Wilcoxonův test představuje neparametrickou obdobu t-testu pro nezávislé soubory, který nebylo možné využít z důvodu malého rozsahu hodnot a pravděpodobně nenormálního rozložení hodnocených dat. Data byla zpracována s využitím programů Excel 2013 od firmy Microsoft a Statistica 10.0 od firmy StatSoft, Inc.

- 32 -

5. VÝSLEDKY 5.1. Výstupy modelování 5.1.1.

Doba zdržení

Následující grafový výstup (Obr. 8) znázorňuje dobu zdržení pro upravený a revitalizovaný úsek toku, kterou software vypočítal na základě údajů uvedených v Tab. 5 (Vybrané charakteristiky příčných profilů ohraničující řešené úseky toku). Doba průběhu vyplývá z průměrné rychlosti, která dle modelu je 0,24 v upraveném a 0,09 m/s v revitalizovaném úseku.

osa x: osa y:

Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) Travel time (d), doba průběhu (dny)

Obr. 8. Prodloužení doby zdržení (trav time) při průtoku z upraveného (11,257–10,334 km) do revitalizovaného (10,334–10,070 km) koryta toku Haraska.

- 33 -

5.1.2.

Průběh znečištění

Následující grafy (Obr. 9 až Obr. 17) představují změny hodnot parametrů kvality vody po délce toku v ustáleném stavu. Jsou na nich zachyceny modelem vypočtené koncentrace rozpuštěného kyslíku [mg/l O2], biochemické spotřeby kyslíku [mg/l O2], koncentrace amoniaku [µg/l N], dusičnanů [µg/l N], anorganických sloučenin fosforu [µg/l P], organických sloučenin fosforu [µg/l P], celkového fosforu [µg/l P], celkového dusíku [µg/l N] a organických sloučenin dusíku [µg/l N]. Model byl vytvořen na základě hodnot naměřených 29. března 2010.

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Dissolved oxygen (mg/L), koncentrace rozpuštěného kyslíku (mg/l)

Obr. 9. Modelovaný průběh koncentrace rozpuštěného kyslíku v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km.

- 34 -

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Fast-reacting CBOD (mg/L), BSK5 (mg/l)

Obr. 10. Modelovaný průběh koncentrace BSK5 v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km.

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Ammonia (µgN/L), koncentrace NH4 (µgN/l)

Obr. 11. Modelovaný průběh koncentrace NH4 v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km.

- 35 -

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Nitrate (µgN/L), koncentrace NO3 (µgN/L)

Obr. 12. Modelovaný průběh koncentrace NO3 v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km.

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Inorganic P (µgP/L), koncentrace anorganických sloučenin fosforu (µgP/l)

Obr. 13. Modelovaný průběh koncentrace anorganických sloučenin fosforu v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km.

- 36 -

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Organic P (µgP/L), koncentrace organických sloučenin fosforu (µgP/l)

Obr. 14. Modelovaný průběh koncentrace organických sloučenin fosforu v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revit. úsek 10,334–10,070 km.

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Total P (µgP/L), koncentrace celkového fosforu (µgP/l)

Obr. 15. Modelovaný průběh koncentrace celkového fosforu v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km.

- 37 -

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Organic N (µgN/L), koncentrace organických sloučenin dusíku (µgN/l)

Obr. 16. Modelovaný průběh koncentrace organických sloučenin dusíku v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km.

osa x: Distance upstream (km), vzdálenost podél toku (řkm) osa y: Total N (µgN/L), koncentrace celkového dusíku (µgN/l)

Obr. 17. Modelovaný průběh koncentrace celkového dusíku v toku Haraska 29. března 2010. Upravený úsek 11,257–10,334 km; revitalizovaný úsek 10,334–10,070 km

- 38 -

Naměřené hodnoty (v grafu body prezentované symbolem ■) řadí tok Haraska dle normy ČSN 75 7221 do V. jakostní třídy. V důsledku antropogenních aktivit probíhajících v povodí jsou překračovány zejména limity pro sloučeniny dusíku (NH4, celkový obsah). Z grafů je patrné, že vliv odbourávací a samočistící schopnosti byl u revitalizovaného úseku výraznější především v případě koncentrace sloučenin dusíku (celkový, NH4 a NO3 forma) a sloučenin fosforu (anorganické sloučeniny, celkový obsah).

- 39 -

5.1.3. Tab. 7

Hodnoty rychlostních koeficientů

uvádí hodnoty reakčních a usazovacích rychlostí, které byly změněny v rámci

kalibrace modelu. Pro revitalizovaný úsek byla nastavena vyšší reakční rychlost v případě oxidace BSK5 (v tabulce pod označením Fast CBOD), nitrifikace NH4. V případě ostatních ukazatelů platí rychlostní součenitele uvedené v Tab. 10. Výchozí nastavení programu QUAL2K (USEPA, 2008).)v

kapitole 11. Přílohy (strana 57).

Tab. 7. Rychlostní koeficenty, doporučený rozsah (Min a Max value; Pelletier et Chapra, 2008) a hodnoty natavené v rámci kalibrace modelu zvlášť pro upravený (Techn. reach) a revitalizovaný (Restored reach) úsek. Parameter Fast CBOD Oxidation Rate Organic N Hydrolysis Rate Settling Velocity Ammonium Nitrification Rate Nitrate Denitri Rate Sed Denitri Transfer coeff Organic P Hydrolysis Rate Settling Velocity Inorganic P Settling Velocity Phytoplankton Max Growth Rate Respiration Rate Excretion Rate Death Rate Settling Velocity

Unit

Min value

Max value

Techn. reach

Restored reach

/d

0,00

10,00

5,00

8,00

/d m/d

0,05 0,05

0,30 0,25

0,05 0,05

0,05 0,05

/d

0,05

4,00

3,00

4,00

m/d m/d

0,05 0,00

2,00 1,00

1,00 0,17

1,00 0,13

/d m/d

0,05 0,05

3,00 0,25

0,00 0,00

0,00 0,00

m/d

0,00

2,00

0,55

0,50

/d /d /d /d m/d

1,50 0,05

3,00 0,50

1,50 0,50

3,00 0,50

0,00 0,05

1,00 0,50

1,00 0,50

0,00 0,05

- 40 -

5.2. Změny ukazatelů kvality vody Z hodnot naměřených v období od 12. října 2009 do 24. května 2010 byly vypočítány změny koncentrací po průchodu regulovaným a revitalizovaným úsekem toku. Z těchto hodnot přepočtených na 1 km toku byla vypočítána hodnota mediánu (Tab. 8). Nižší hodnoty mediánů (= rychlejší úbytek znečištění) byly u všech sledovaných ukazatelů zaznamenány pro revitalizovaný tok. Ačkoliv střední hodnoty pro jednotlivé ukazatele byly poměrně odlišné, statisticky významný rozdíl (p < 0,05) byl MWW testem prokázán pouze u ukazatele anorganického a celkového fosforu. Další výsledky statistické analýzy viz kapitola 11. Přílohy (na straně 56). Tab. 8. Změny (medián) ukazatelů kvality vody při průchodu jednotlivými úseky toku Haraska. Jedná se o teoretickou změnu na 1 km délky upraveného nebo revitalizovaného toku. Zvýrazněné hodnoty jsou v těchto úsecích statisticky významně odlišné (p ≤ 0,05). Parametr

Jednotka

O2 N-NH4 N-NO3 N org. P org. P anorg. BSK N celk. P celk. Cond. pH TOC

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg02/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

Uprav. 0,607 -0,065 -0,260 -0,047 -0,017 0,004 -0,033 -0,141 6,299 -1,083 0,098 0,217

- 41 -

Revit. -0,644 -1,061 -0,265 0,129 -0,072 -0,159 -0,114 -0,795 -22,765 3,788 -0,038 -0,114

6. DISKUSE Revitalizace Harasky svým provedením nepatří k „příliš velkorysým“ projektům tohoto druhu. Okolní pozemky jsou poměrně intenzivně zemědělsky využívány, proto rozvolnění koryta toku Haraska bylo provedeno pouze v takovém rozsahu, aby vzdálenost osy nového a původního koryta nepřekračovala 5 m. Tento požadavek uvádí projektová dokumentace zpracovaná Vinklerem (2001). Přesto došlo ke snížení podélného sklonu téměř o 2/3 a díky vyšší hodnotě Manningova koeficientu drsnosti i k poměrně významnému prodloužení doby zdržení vody v úseku (viz Obr. 8). Ačkoliv v modelovaných úsecích neexistují žádné přítoky, zřejmý nesoulad modelovaných a pozorovaných (naměřených) hodnot může u některých parametrů (organický dusík) být

způsoben přísunem znečištění z okolních zemědělsky

využívaných pozemků. Tato možnost se stává ještě pravděpodobnější s přihlédnutím k projektové dokumentaci, která uvádí, že na pravém břehu bylo v úseku cca 100 m vybudováno odvodnění pozemků s vyústěním do toku (Vinkler, 2001). Tato odvodňovací soustava, byť by dnes byla již převážně nefukční, může na průběh znečištění toku mít výrazný vliv. Kromě odvodňovací soustavy nebyl do procesu modelování zahrnut ani vliv podzemní vody, jejíž hladina se nachází dle výsledků hydrogeologického průzkumu v úrovni 1,2 až 1,7 m pod terénem a má spojitost s hladinou vody v Boleradickém rybníku (Geotest Brno, 2001). Znečištění pronikající do toku s podzemní vodou či z odvodňovací soustavy mohlo ovlivnit nastavení rychlostních koeficientů. Nastavení rychlostních koeficientů se v revitalizovaném a upraveném úseku lišilo v případě oxidace BSK5, nitrifikace NH4, usazovací rychlosti anorganického fosforu a v případě fytoplanktonu (maximální růst a úhyn), přičemž vyšší hodnota rychlostního součinitele byla pro revitalizovaný úsek nastavena pouze v případě odbourávání amoniaku, oxidace BSK5 a v případě fytoplanktonu (maximální růst a úhyn). Rychlejší průběh odbourávání anorganických sloučenin fosforu více vyplývá ze samotných charakteristik revitalizovaného koryta (tzn. Manningova koeficientu drstnosti, sklonu podélného profilu, tvaru a rozměrů příčného profilu). Na průběh samočištění má však významný vliv také koncentrace rozpuštěného kyslíku. Že kyslíkové poměry toku jsou dobré a i v zatížených lokalitách je tok kyslíkem dostatečně saturován, potvrzuje i Just et al. (2005), který uvádí, že zdárný

- 42 -

průběh samočištění umožňují koncentrace kyslíku již v rozmezí 1 až 2 mg.l-1. Ve zkoumaných úsecích toku Haraska byly v období sledování běžné koncentrace rozpuštěného kyslíku až okolo 10 i více mg.l-1. Tyto koncentrace již umožňují život i náročnějších vodních organismů. Situace ze dne 29. března 2010, kdy v profilu HAR3 byla zjištěna koncentrace rozpuštěného kyslíku vyšší než 17 mg O2/l, což je více než 100 % nasycení (viz Obr. 9), je však spíše výjimečná. Pokud není dané měření zatíženo chybou, mohou příčinou takto vysoké koncentrace rozpuštěného kyslíku a obecně koncentrace převyšující 100 % být mimořádné turbulence případně intenzivní fotosyntetická aktivita. Vzhledem k tomu, že na sledovaných úsecích se žádné jezy, vodopády ani peřeje nenacházejí, připadá v úvahu spíše vliv fotosyntetizujících organismů. Pitter (2009) uvádí, že při intenzivní asimilaci fotosyntetizujících organismů se může hladina rozpuštěného kyslíku zvýšit nad úroveň saturace až o několik desítek procent a poukazuje na případ na Ohři (Pomezí), kdy byl zjištěn dokonce trojnásobek přesycení. Vysoká koncentrace volného kyslíku může být také průvodním znakem druhotného znečištění (Just et al., 2003). Následkem takových situací pak je značná odlišnost koncentrace rozpuštěného kyslíku během dne a v noci (viz Obr. 18).

osa x: osa y:

Time of day (hours), denní doba (hod.) Dissolved oxygen (mg/L), koncentrace rozpuštěného kyslíku (mg/l)

Obr. 18. Modelovaný denní průběh koncentrace rozpuštěného kyslíku (DO) a koncentrace při 100 % nasycení (DOsat) na začátku revitalizovaného úseku.

- 43 -

Základním typem druhotného znečištění, které ve vodě vzniká díky přítomnosti minerálních produktů samočištění, je rostlinná biomasa (Just et al., 2005). Revitalizovaný úsek toku intenzivně zarůstá mokřadními rostlinami. Na Obr. 19 je patrný zejména bujný porost chrastice rákosovité (Phalaris arundinacea L.). O tom, že se jedná o rostlinu s velmi intenzivním růstem a velkým nožstvím vyprodukované biomasy, svědčí také skutečnost, že se chrastice začíná cíleně pěstovat jako zdroj vhodný pro výrobu buničiny či jako potenciální energetický zdroj. Vzhledem k tomu, že její biomasa velmi pravděpodobně nebývá pravidelně odstraňována, k vlivu na kvalitu vody jistě dochází.

Obr. 19. Hustý porost chrastice rákosovité (Phalaris arundinacea L.) se nachází po celé délce revitalizovaného úseku (Polák, 2013).

- 44 -

7. ZÁVĚR K přínosům revitalizací vodních toků vedle zvýšení retence vody v krajině a vlivu na ekologický stav patří také posílení samočistících schopností. Z hlediska revitalizací jsou pro zvýšení samočistící schopnosti vodních toků významné zejména prodloužení doby průběhu vody určitým úsekem koryta a celkové zvýšení členitosti (omočeného obvodu v příčném profilu). Jedním z možných přístupů analýzy dat jakosti vody je matematické modelování. V této práci byl využit software QUAL2K (USEPA, 2008) pro posouzení průběhu znečištění v upraveném a revitalizovaném korytě toku Haraska nacházejícího se v zemědělsky využívané krajině severní části okresu Břeclav. Dle normy ČSN 75 7221 náleží vody toku Haraska do páté jakostní třídy. Překračovány jsou zejména limity vodivosti, limity pro sloučeniny dusíku (NH4, celkový obsah) a síry (SO4). Vysoké hodnoty vodivosti a SO4 však nesouvisí s antropogenním znečištěním, ale s přirozenými vlastnostmi podzemních vod v celém regionu (Rozkošný et al., 2011). Vysoké koncentrace NH4 a dusíku obecně naopak mají původ v intenzivním zemědělském hospodaření probíhajícím v celém povodí toku. Namodelovaný průběh hodnot NO3, BSK5, celkového dusíku a anorganického a celkového fosforu v kontrolních profilech přibližně odpovídá hodnotám fyzikálně chemické analýzy vzorků vody. Kalibraci modelu pro tyto parametry je tedy možné považovat za úspěšnou. Za platné lze tak považovat i hodnoty rychlostních součinitelů, které zohledňují individualitu každého z úseků. Vyšší hodnota rychlostního koeficientu byla pro revitalizovaný úsek nastavena v případě BSK5. V případě koncentrace NO3 a celkového fosforu je vyšší rychlost odbourávání znečištění v revitalizovaném úseku více způsobena rozdílnými hydraulickými podmínkami (Manningův koeficient drsnosti, sklon podélného profilu, tvar a rozměry příčného profilu). Méně úspěšná byla kalibrace modelu v případě hodnot rozpuštěného kyslíku, NH4, celkového dusíku a organických sloučenin dusíku a fosforu. Rozdíly průběhu koncentrace v řešených úsecích a výsledků analýzy mohou spočívat v nepřesnosti měření nebo v nezahrnutí některých významných faktorů do modelu. Těmito faktory mohou být vliv podzemní vody či znečištění z okolních zemědělsky využívaných pozemků. Toto znečištění se může dostávat do toku smyvy nebo i starou odvodňovací soustavou.

- 45 -

Jako statisticky významný byl vliv charakteru úseku toku na hodnoty ukazatelů kvality vody prokázán pouze u koncentrace anorganického resp. celkového obsahu fosforu (MWW test, p < 0,05). Střední hodnoty dlouhodobé změny ostatních ukazatelů na 1 km toku se v upraveném a revitalizovaném úseku statisticky významně nelišily.

- 46 -

8. SUMMARY Except of water retention increase and improvement of ecological status also enhancement of self-purification ability is among river restoration benefits. For enhancement of self-purification in terms of river restoration ability the extension of detention time and more rugged watercourse (enhancement of wetted perimeter of the cross-section) are especially important. One of the possible approaches to water quality data analysis is mathematical modeling. In this thesis QUAL2K software (USEPA, 2008) was used to assess development of pollution in technically modified and restored watercourse of Haraska river in agricultural exploited landscape in north of Břeclav district, the Czech Republic. According to Standards ČSN 75 7221 water of Haraska belongs to the fifth quality class. Especially values of conductivity, nitrogen (NH4, total content) and sulfur (SO4) compounds content are out of limits. However, high levels of conductivity and SO4 concentration are not related with anthropogenic activity but with natural features of groundwater in the whole region (Rozkošný et al., 2011). On the contrary, high levels of NH4 and total nitrogen content are caused by intensive agriculture production in the whole watershed. Simulations of development of NO3 concentration, fast CBOD, total nitrogen and inorganic and total phosphorus in control cross-sections correspond to values measured by physiochemical analyses. It means that model calibration for these parameters can be considered successful. Therefore, model’s rate parameters expressing individuality of each reach can be also considered relevant. For restored reach higher value of model’s rate parameter was set for fast CBOD. The higher rate of pollution degradation in restored reach for NO3 and total phosphorus content is caused rather by different hydraulic conditions (Manning's roughness coefficient, channel slope, shape and dimensions of the cross-section). Model calibration was less successful for dissolved oxygen, NH4, total and organic nitrogen and organic phosphorus. Differences between simulation and results of physiochemical analyses of these parameters could be caused by inaccuracy of analyses or by omission of some important factors in water quality model. These factors can be for example influence of groundwater or pollution from the surrounding agricultural

- 47 -

used plots. This pollution can get into the stream by surface runoff or by an old drainage system. Influence of cross-section character on water quality parameters was confirmed only for inorganic and total phosphorus concentration (MWW test, p < 0,05). Medians of long-term changes of other water quality parameters attributable to 1 km of reach did not differ significantly.

- 48 -

9. SEZNAM LITERATURY Benoit, R. J. Self-purification in natural waters. In: Ciaccio, L. L. (ed.) 1971. Water and Water Pollution Handbook. New York, Dekker. 141–215. Bowie, G. L.,. Mills, W. B, Porcella, D. B.,. Campbell, C. L, Pagenkopf, J. R., Rupp, G. L., Johnson, K. M., Chan, P. W. H., Gherini, S. A., Chamberlin, C. E. 1985. Rates, constants, and kinetic formulations in surface water modeling. Technical Report EPA/600/3-85/040, U.S. Environmental Agency, ORD, Athens, GA, ERL. Budková, J. 2000. Vyhodnocení Programu revitalizace říčních systémů za rok 2000. Praha, AOPK ČR. 14s. ČHMÚ. Hydrologický seznam podrobného členění povodí vodních toků ČR [online]. Citováno

16.

října

2013.

Dostupné

na

World

Wide

Web:

<

http://voda.chmi.cz/hr05/seznamy/hsp.pdf> Demek, J. 1987. Zeměpisný lexikon ČR, hory a nížiny. Praha, Academia. 584 s. Ehrlich, P., Šlechta, V., Novák, L., Zuna, J., Sovadina, M. 1992: Prozatímní metodické pokyny pro obnovu ekologické funkce upravených vodních toků s malým povodím. Praha, Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy. 50 s. Gergel, J. Hydrobiologické a hydrochemické hodnocení toků. In Vrána, K. (ed.) 2004. Revitalizace malých vodních toků. Praha, Consult, 47–60. ISBN 80-902132-9-4. Hlavínek, P., Říha, J. 2004. Jakost vody v povodí. Brno, Akademické nakladatelství CERM. 209 s. ISBN 80-214-2815-5. Horáková, M., Lischke, P., Grünwald, A. 1986. Chemické a fyzikální metody analýzy vod: celostátní vysokoškolská příručka pro stud. VŠCHT stud. oboru technologie vody. Praha, Státní nakladatelství technické literatury. 389 s. Hubačíková, V., Opletalová, P. 2008. Úpravy vodních toků a ochrana vodních zdrojů. Brno, Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně. 131 s. ISBN 978-807375-243-9. Hyánek, Ľ. 1991. Čistota vôd: vysokošk. učeb. pre staveb. fak. vys. škôl. Bratislava, Alfa. 262 s. ISBN 80-05-00700-0. Chapra, S. C., Pelletier, G. J. 2003. QUAL2K: A Modeling Framework for Simulating River and Stream Water Quality: Documentation and Users Manual. Civil and Environmental Engineering Dept., Tufts University, Medford, MA., 109 s.

- 49 -

Chapra, S. C., Pelletier, G., Tao, H. 2008. QUAL2K: A Modeling Framework for Simulating River and Stream Water Quality: Documentation. Version 2.11. Civil and Environmental Engineering Dept., Tufts University, Medford, MA., 109 s. Just, T., Matoušek, V., Dušek, M., Fischer, D., Karlík, P. 2005. Vodohospodářské revitalizace a jejich uplatnění v ochraně před povodněmi. Praha, Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, 359 s. ISBN 80-239-6351-1. Just, T., Šámal, V., Fischer, D., Karlík, P., Pykal, J. 2003. Revitalizace vodního prostředí. Praha, Agentura ochrany přírody a krajiny ČR. 144 s. ISBN 80-8606472-7. Kroulík, J. 2013. Modelování šíření znečištění ve vodních tocích pomocí QUAL2K. In Juniorstav 2013. Brno. Fakulta stavební, Vysoké učení technické v Brně. s. 1–7. ISBN: 978-80-214-4670-0. Langhammer, J. 2009. Kvalita povrchových vod a jejich ochrana. PřF UK v Praze. 225 s. Matoušek, V. 2002. Stoletá povodeň na revitalizovaném potoce Borová. Vodní hospodářství, 44 (3). 5–11. Matoušková, M. 2007. Revitalizace vodních ekosystémů a jejich význam v protipovodňové ochraně. In: Langhammer, J. Povodně a změny v krajině. Praha, PřF UK v Praze, MŽP ČR. 343–355. McColl, R. H. S. 1974. Self‐purification of small freshwater streams: Phosphate, Nitrate, and Ammonia removal. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research 8 (2). 375–388. Musilová, J. 2012. Současný stav revitalizací vodních toků v ČR – hodnocení revitalizačního efektu vybraných realizovaných projektů. Diplomová práce. Brno. Masarykova univerzita, Přírodovědecká fakulta. 92 s. Neilson, B. T., Hobson, A. J., von Stackelberg, N., Shupryt, M., and Ostermiller, J. 2012. Using Qual2K modeling to support nutrient criteria development and wasteload analyses in Utah. Utah Department of Environmental Quality, Division of Water Quality, Salt Lake City, Utah. Pitter, P. 2009. Hydrochemie. Praha, Vydavatelství VŠCHT Praha. 592 s. ISBN 97880-7080-701-9. Quitt, E. 1971. Klimatické oblasti Československa. Academia, Studia Geographica 16, GÚ ČSAV v Brně, 73 s.

- 50 -

Rozkošný, M. 2008. Vliv revitalizací na ekologický stav malých vodních toků. VTEI, příloha Vodního hospodářství 50 (5). 1–2. ISSN 0322-8916. Rozkošný, M., Ošlejšková, J., Forejtníková, M., Kovac, A., Kreuzinger, N., Ruzicka, K. 2011. Zpráva o možnosti využití emisních modelů pro hodnocení malých povodí / Bericht über die Anwendbarkeit von Emissionsmodellen für kleine Einzugsgebiete. Brno, VUV. 72 s. Říha, J. 2002. Jakost vody v povrchových vodních tocích a její matematické modelování. Brno, NOEL. 269 s. ISBN 80-86020-31-2. Šlezingr, M. 2005. Stabilizace říčních ekosystémů. Brno, Akademické nakladatelství CERM. 353 s. ISBN 80-7204-403-6. Šlezingr, M. 2010a. Cílená tvorba výmolů v říčním korytě. Stavební obzor 7 (7). 221– 223. ISSN 1210-4027. Šlezingr, M. 2010b. Revitalizace toků. Brno, VUTIUM. 256 s. ISBN 978-80-2143942-9. Štěpánek, M., Jiřík, V. 1979. Hygienický význam životních dějů ve vodách. Praha, Avicenum. 587 s. Tickner, D. T., Angold, P. G., Gurnell, A. M., Mountford, J. O. 2001. Riparian plant invasions: Hydrogeomorphological control and ecological impacts. Progress in Physical Geography 25 (1). 22–52. Vinkler, V. 2001. Revitalizace horního toku Harasky (I. etapa). Projektová dokumentace. Vrána, K., Dostál, T. Hodnocení realizovaných revitalizačních akcí. In Vrána, K. (ed.) 2004. Revitalizace malých vodních toků. Praha, Consult, 21–36. ISBN 80-9021329-4. Vrána, K., Dostál, T., Koudelka, P., Vejvalková, M., Vokurka, A. 2002. Hodnocení použitých metod a objektů při revitalizaci potočních koryt. Praha, MŽP ČR. 248 s. Zhang, R., Qian, X., Yuan, X., Ye, R., Xia, B., Wang, Y. 2012. Simulation of water environmental capacity and pollution load reduction using QUAL2K for water environmental management. International Journal of Environmental Research and Public Health 9 (12). 4504–4521.

- 51 -

Normy ČSN 75 7220: Jakost vod. Kontrola jakosti povrchových vod. ČSN 75 7221: Jakost vod. Klasifikace jakosti povrchových vod. Právní předpisy Zákon č. 254/2001 Sb., o vodách a o změně některých zákonů (vodní zákon) ve znění zákona č. 76/2002 Sb. a zákona č. 320/2002 Sb.

- 52 -

10. SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK (ABREVIATIONS USED) BSK

biochemická spotřeba kyslíku

(CarbonaceousBiochemical Oxygen Demand)

ČHMÚ

Český hydrometeorologický

(Czech Hydrometeorological

ústav

Institute)

DO

rozpuštěný kyslík

(Dissolved Oxygen)

HEIS

Hydroekologický informační

(TGM WRI Hydroecological

systém VÚV TGM

Information System)

CHSK

chemická spotřeba kyslíku

(Dissolved Oxygen)

MWW test

Mann-Whitney-Wilcoxonův test

(Mann-Whitney-Wilcoxon test)

TOC

celkový organický uhlík

(Total Organic Carbon)

USEPA

Agentura pro ochranu

(U. S. Environmental

životního prostředí

Agency Protection)

Výzkumný ústav vodohospodářský

(T. G. Masaryk Water

T. G. Masaryka

Research Institute)

VÚV TGM

- 53 -

11. PŘÍLOHY

Obr. 19.

trasa toku

mapa (HEIS

TGM, v. v. i., 2014; upraveno).

tok Haraska je

Tab. 9. Popisné statistické charakteristiky jednotlivých ukazatelů kvality vody. Jedná se opět o teoretickou změnu připadající na 1 km délky upraveného a revitalizovaného úseku toku Haraska. Ukazatel Průměr Medián Minimum Maximum

Směr. Průměrná Rozptyl Rozsah odchylka odchylka

UPRAVENÝ ÚSEK O2 N-NH4 N-NO3 N org. P org. P anorg. BSK N celk. P celk. Cond. pH TOC

0,684 -0,049 -0,248 0,099 -0,023 0,033 -0,184 -0,189 6,369 -0,722 0,118 -0,005

0,607 -0,065 -0,260 -0,047 -0,017 0,004 -0,033 -0,141 6,299 -1,083 0,098 0,217

-1,073 -0,353 -0,986 -0,611 -0,255 -0,051 -1,303 -0,618 5,094 -2,167 -0,098 -3,196

2,687 0,607 0,260 0,953 0,169 0,270 0,127 0,293 8,027 1,083 0,303 1,928

1,017 0,280 0,408 0,475 0,142 0,093 0,452 0,263 0,972 1,211 0,107 1,493

1,034 0,079 0,167 0,225 0,020 0,009 0,204 0,069 0,944 1,467 0,011 2,230

0,666 0,178 0,322 0,374 0,102 0,054 0,302 0,203 0,765 0,963 0,073 1,060

3,759 0,960 1,246 1,564 0,424 0,321 1,430 0,910 2,933 3,250 0,401 5,125

40,639 3,878 9,571 1,986 0,113 0,155 0,667 4,313 11,349 91,269 0,063 3,628

4,694 1,371 2,141 0,950 0,278 0,226 0,563 1,457 2,571 5,705 0,188 1,570

21,818 7,034 10,947 4,775 0,934 1,334 2,625 6,477 10,246 34,091 0,795 6,098

REVITALIZOVANÝ ÚSEK O2 N-NH4 N-NO3 N org. P org. P anorg. BSK N celk. P celk. Cond. pH TOC

0,358 -0,644 -1,308 -1,061 0,728 -0,265 0,108 0,129 -0,160 -0,072 -0,217 -0,159 0,148 -0,114 -0,446 -0,795 -22,606 -22,765 4,209 3,788 -0,059 -0,038 0,269 -0,114

-8,447 -5,417 -3,333 -1,936 -0,707 -1,220 -0,511 -2,311 -28,083 -7,576 -0,568 -2,500

13,371 1,617 7,614 2,839 0,227 0,114 2,114 4,167 -17,837 26,515 0,227 3,598

- 56 -

6,375 1,969 3,094 1,409 0,337 0,393 0,817 2,077 3,369 9,554 0,251 1,905

Tab. 10. Výchozí nastavení programu QUAL2K (USEPA, 2008). Parameter Stoichiometry: Carbon Nitrogen Phosphorus Dry weight Chlorophyll Inorganic suspended solids:

Value

Units 40 7.2 1 100 1

Settling velocity Oxygen:

gC gN gP gD gA

1.304 m/d

Symbol gC gN gP gD gA

vi

TsivoglouNeal

Reaeration model User reaeration coefficient α

0

User reaeration coefficient β

0

User reaeration coefficient γ

0

Temp correction Reaeration wind effect

1.024 None

α β γ

θa

2.69 gO2/gC

roc

O2 for NH4 nitrification Oxygen inhib model CBOD oxidation

4.57 gO2/gN Exponential

ron

Oxygen inhib parameter CBOD oxidation Oxygen inhib model nitrification

0.60 L/mgO2 Exponential

Ksocf

Oxygen inhib parameter nitrification Oxygen enhance model denitrification

0.60 L/mgO2 Exponential

Ksona

Oxygen enhance parameter denitrification Oxygen inhib model phyto resp

0.60 L/mgO2 Exponential

Ksodn

Oxygen inhib parameter phyto resp Oxygen enhance model bot alg resp

0.60 L/mgO2 Exponential

Ksop

0.60 L/mgO2

Ksob

O2 for carbon oxidation

Oxygen enhance parameter bot alg resp Slow CBOD: Hydrolysis rate

4.999 /d

khc

Temp correction

1.047

θhc

Oxidation rate

5 /d

Temp correction Fast CBOD:

1.047

Oxidation rate

5 /d

Temp correction Organic N:

1.047

Hydrolysis

0 /d

Temp correction

1.07

Settling velocity Ammonium:

0 m/d

Nitrification

1.649 /d

Temp correction

1.07

- 57 -

kdcs

θdcs kdc

θdc khn

θhn von kna

θna

Nitrate: Denitrification

0 /d

Temp correction

θdn

1.07

Sed denitrification transfer coeff

0 m/d

Temp correction Organic P:

0 /d

Temp correction

vdi

θdi

1.07

Hydrolysis

kdn

khp

θhp

1.07

Settling velocity Inorganic P:

1.999 m/d

vop

Settling velocity

0 m/d

vip

Inorganic P sorption coefficient

0.073 L/mgD

Kdpi

Sed P oxygen attenuation half sat constant Phytoplankton:

1.831 mgO2/L

kspi

Max Growth rate

2.5 /d

Temp correction

θgp

1.07

Respiration rate

0.1 /d

Temp correction

0 /d

Temp correction

krp

θrp

1.07

Excretion rate

kgp

kep

θdp

1.07

Death rate

0 /d

kdp

Temp correction

1

θdp

External Nitrogen half sat constant External Phosphorus half sat constant Inorganic carbon half sat constant Light model Light constant

15 ugN/L

ksPp

2 ugP/L

ksNp

2.00E-05 moles/L Half saturation 57.6 langleys/d

Ammonia preference

25 ugN/L

ksCp KLp

khnxp

Subsistence quota for nitrogen

0 mgN/mgA

q0Np

Subsistence quota for phosphorus Maximum uptake rate for nitrogen Maximum uptake rate for phosphorus Internal nitrogen half sat constant Internal phosphorus half sat constant

0 0 0 0 0

q0Pp ρmNp ρmPp

Settling velocity Bottom Algae:

mgP/mgA mgN/mgA/d mgP/mgA/d mgN/mgA mgP/mgA

0.15 m/d

Growth model

KqNp KqPp

va

Zero-order mgA/m2/d or 999.991 /d

Max Growth rate Temp correction

1.07

First-order model carrying capacity

1000 mgA/m2

Respiration rate

1 /d

Temp correction

1.07

Excretion rate

0.5 /d

- 58 -

Cgb

θgb ab,max krb

θrb keb

Temp correction

1.05

θdb

Death rate

0.09 /d

kdb

Temp correction

1.07

θdb

External nitrogen half sat constant External phosphorus half sat constant Inorganic carbon half sat constant Light model Light constant

0.052 ugN/L

ksPb

96.379 ugP/L

ksNb

1.00E-05 moles/L Half saturation 76.319 langleys/d

Ammonia preference

99.982 ugN/L

Subsistence quota for nitrogen

2.524 mgN/mgA

Subsistence quota for phosphorus Maximum uptake rate for nitrogen Maximum uptake rate for phosphorus Internal nitrogen half sat constant Internal phosphorus half sat constant Detritus (POM):

0.002 149.913 5.009 0.384 0.102

Dissolution rate

mgP/mgA mgN/mgA/d mgP/mgA/d mgN/mgA mgP/mgA

7.179 /d

ksCb KLb

khnxb q0N q0P ρmN ρmP KqN KqP

kdt

Temp correction

1.07

θdt

Fraction of dissolution to fast CBOD

1.00

Ff

Settling velocity Pathogens: Decay rate Temp correction

0.236 m/d

vdt

0.8 /d

kdx

1.07

Settling velocity

1 m/d

θdx vx

Light efficiency factor pH:

1.00

αpath

Partial pressure of carbon dioxide

347 ppm

pCO2

- 59 -