(Novotny, V.)...18 Advanced (hyper) eutrophication and harmful algal blooms in impoundments a worldwide problem, its causes and consequences (Review)

(Kabelková, I.; Metelka, T.; Štastná, G.; Stránský, D.; Krejčí, F.; Hrabák, D.; Suchánek, M.)....................1 Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK) 2. část: Aplikace na pilotním povodí (in Czech) Information system on combined sewer overflows and their receiving water impacts (ISOK). Part 2: Application on the pilot catchment (Tlapáková, L.; Žaloudík, J.; Pelíšek, I.; Kulhavý, Z.).................................................................................8 Identifikace drenážních systémů pomocí dálkového průzkumu Země (úvod do problematiky) (in Czech) Identification of drainage systems by means of remote sensing – thematic introduction (Vološ, B.; Macek, L.)................................................................................................................................15 Nejistoty při navrhování systémů nakládání s dešťovými vodami (in Czech) Uncertainties in the design of rainwater drainage systems (Novotny, V.).............................................................................................................................................18 Advanced (hyper) eutrophication and harmful algal blooms in impoundments – a worldwide problem, its causes and consequences (Review)

Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK) 2. část: Aplikace na pilotním povodí

Ivana Kabelková, Tomáš Metelka, Gabriela Štastná, David Stránský, Filip Krejčí, David Hrabák, Milan Suchánek

Abstrakt

Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK) byl vyvíjen a testován na pilotním povodí Příbram. V příspěvku je představeno komplexní vyhodnocení a jeho vizualizace. Výpočetním posouzením byla identifikována nízká účinnost odvádění nerozpuštěných látek na biologický stupeň ČOV, hydraulický stres v téměř celém posuzovaném úseku Příbramského potoka, vlivy nerozpuštěných látek již od prvního dešťového oddělovače a toxicita amoniaku v dolní části Příbramského potoka. Posouzením morfologie Příbramského potoka a Litavky byly zjištěny závažné deficity, které jsou hlavní příčinou toho, že ekologický stav ve všech sledovaných profilech je v kategorii poškozený a dopady městského odvodnění na změnu struktury společenstva makrozoobentosu nejsou téměř patrné. Případná opatření tedy musí cílit především na zlepšení morfologického stavu obou vodních toků. Klíčová slova dešťové oddělovače – ekologický stav – emise – imise – vodní toky

Úvod Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK), který byl představen v 1. části tohoto dvoudílného příspěvku [8], byl vyvíjen a testován na pilotním povodí Příbram. Podle požadavků pilotního projektu byly upravovány části funkcionality softwaru. Cílem tohoto příspěvku je jednak ukázat práci se systémem a výsledky posouzení pilotního povodí Příbram a jejich vizualizaci, jednak diskutovat souvislosti vlivů městského odvodnění za deště a ekologického stavu vodních toků.

Metody Pilotní povodí Příbram

= 4,4 m3/s v profilu Příbram, Tavírna) i Příbramský potok (Qa = 66 l/s, Q1 = 2,4 m3/s v profilu křížení se silnicí Příbram – Brod) patří k lososovým vodám. Jakost vody v Příbramském potoce nad Příbramí (profil Brod) byla v letech 2011–12 pro většinu základních ukazatelů převážně ve třídě I–II s výjimkou dusičnanů (třída IV). Pod Příbramí (profil Trhové Dušníky), tj. pod ČOV, jejíž odtok převyšuje po značnou část roku průtok v Příbramském potoce, došlo ke zhoršení většiny ukazatelů o 1 třídu (kromě dusičnanů, které se zlepšily na třídu III), avšak Pcelk pokleslo na třídu V. Jakost vody v Litavce nad Příbramí (profil Bohumín) byla ve třídě I–II (Povodí Vltavy, a.s.) Oba toky patří do vodního útvaru „Litavka po soutok s tokem Chumava“, jehož ekologický stav je poškozený a chemický stav nedosahuje dobrého stavu (těžké kovy) (Plán oblasti povodí Berounky).

Posouzení emisí a imisí Simulační software a data Posouzení bylo provedeno metodikou popsanou v 1. části [8]. Jako podklad sloužil matematický model stokové sítě zpracovaný v rámci Generelu odvodnění [7]. Pro simulace srážkoodtokových procesů byl použit DHI software MIKE URBAN. Pro látkové výpočty byl stokový systém z modelu v Generelu odvodnění schematizován hruběji (z 2507 šachet a 1750 dílčích povodí na 134 šachet a 68 dílčích povodí) a model byl doplněn o oba vodní toky. Doplněný model byl nově zkalibrován pomocí dat z vlastního monitoringu srážek a hladin v Příbramském potoce. Hodnoty vstupních dat průtoků Q1 (přirozený jednoletý průtok) pro hydraulické posouzení a Q347 (347 denní průtok) pro posouzení toxicity amoniaku v Příbramském potoce a v Litavce byly odvozeny z průtoků v měrných profilech Tavírna a křížení se silnicí Příbram – Brod úměrně k ploše povodí (Q347 bylo interpolováno z Q330 a Q355). Ve sledovaném úseku Příbramského potoka se Q1 pohybuje od 2,830 do 5,321 m3/s a Q347 od 12,1 do 21,2 l/s. Q1 v Litavce v profilu oddělovače OK2D je 6,213 m3/s a Q347 je 44,9 l/s. Hodnoty vstupních dat jakosti vody dešťového odtoku odpovídají mediánovým hodnotám dle [6] a doporučeným hodnotám dle [3]. KNK4,5 a pH vyplývají z měření provedených [4, 5, 11]. Hodnoty jakosti bezdeštného odtoku ve stokové síti pocházejí z měření přítoku na ČOV provozovatelem a z vlastních měření, hodnoty jakosti vody ve vodních tocích byly poskytnuty Povodím Vltavy, a.s. (pro N-NH4 se uvažuje požadovaná koncentrace pro lososové vody dle [9]). Číselné hodnoty jsou uvedeny v tab. 1. Vstupní formuláře ISOK Zadávání systému a terminologie ISOK byly popsány v 1. části [8]. Systém se ukládá do spreadsheetu se 2 listy (Výusti a ČOV), které je pak nutno naplnit daty z výpočetního posouzení emisí a imisí. Při posuzování emisí se vyplňují jednak údaje nutné pro posouzení emisních kritérií pro celé urbanizované povodí příslušné k jedné ČOV (účinností odvádění) v listech ČOV a Výusti, jednak údaje pro posouzení emisních kritérií platných pro jednotlivé dešťové oddělovače v listu Výusti. Kromě toho se provádí analýza chování celého systému městského odvodnění, tj. jednotné kanalizace, dešťové kanalizace a ČOV (vstupní údaje se vyplňují v listech ČOV a Výusti). Pro posuzování imisí slouží jen list Výusti. V listu Výusti (obr. 1) jsou uvedeny systémové vazby (výusť, zdroj emisí, ČOV) a lokace výustí a zdrojů emisí v souřadnicích x,y v WGS 84/Pseudomercator. Identifikačními a doplňkovými údaji jsou typ zdroje emisí (v Příbrami se vyskytuje dešťová kanalizace, dešťový oddělovač, vírový separátor i dešťová nádrž) a jejich separační účinnosti nerozpuštěných látek (NL) (u vírového separátoru 1 %, u dešťové nádrže 20 % podle [10]) a dále recipient, do něhož je výusť zaústěna (jeho identifikátor), a staničení výusti. Uvádí se rovněž, zda je výusť zaústěna do rybníka či nikoliv, protože imise se pro stojaté vody nevyhodnocují. V Příbrami je výusť oddělovače OK2A zaústěna do rybníka Hořejší Obora, ostatní výusti jsou zaústěny do vodních toků.

Systém odvodnění Pilotním povodím je město Příbram (34 000 obyvatel), odvodňované převážně jednotnou kanalizací (685 ha, 22 460 obyvatel) s 10 dešťovými oddělovači zaústěnými do Příbramského potoka a 1 oddělovačem do Litavky. Zbylá část povodí (204 ha, 11 670 obyvatel) je odvodňována oddílnou kanalizací se 3 výustěmi dešťových stok v horní části Příbramského potoka (mezi rybníky Nový a Fialův). ČOV Příbram je navržena na čištění odpadních vod od 76 300 EO, současné zatížení odpovídá 63 300 EO [1] a průměrný denní bezdeštný přítok činí 120 l/s. Nátok na ČOV začíná vírovým separátorem (V = 21 m3), přes nějž jsou za deště do Příbramského potoka odlehčovány průtoky přesahující kapacitu mechanického předčištění (540 l/s). Po mechanickém předčištění jsou ještě průtoky převyšující kapacitu primární sedimentace a biologického stupně (350 l/s) odváděny do dešťové nádrže (V = 1050 m3), ze které voda po naplnění přepadá do Příbramského potoka. Tab. 1. Hodnoty vstupních dat jakosti vody Biologický stupeň zahrnuje odstraňování dusíku a fosforu a dosahuje vysokých účinností Pro výpočet emisí čištění (BSK5 98 %, CHSK 94 %, Ncelk 88 %, Pcelk BSK5 CHSK Ncelk Pcelk 90 %). Vyčištěná voda z dosazovacích mg/l mg/l mg/l mg/l nádrží je vedena přes terciární mechanický Dešťový odtok 15 80 3 0.5 stupeň dočištění s mikrosítovými filtry a zaBezdeštný odtok ústěna do Příbramského potoka na km 0,9. 200 465 46 8,1 v jednotné kanalizaci Vodní toky Příbramský potok Litavka (průměrný dlouhodobý roční Litavka průtok Qa = 218 l/s, jednoletý průtok Q1 =

vh 3/2014

Pro výpočet imisí KNK4,5 pH mmol/l 0,4 7,4

NL mg/l 160

N-NH4 mg/l 1

cT mmol/l 0,43

250

35

4,5

8,3

4,55

0,03 0,03

2,2 1,2

8,3 8,2

2,22 1,22

1

Systémové vazby

Lokace Výusti Lokace Zdroje emisí

Identifikační a doplňkové údaje

Emise a analýza chování

Hydraulický stres

Výusť

Změna může zp

DK1a2

V_OK1B

Zdroj emisí

Změna může zp

DK1a2

OK1B

DN

ČOV

Změna může zp

Příbram

Příbram

Příbram

X

ve WGS 84 / Ps

1558698.917

1559209.605

1559800.486

Y

ve WGS 84 / Ps

6389841.568

6392219.444

6395354.777

X

ve WGS 84 / Ps

1558698.917

1559363

1559514.364

Y

ve WGS 84 / Ps

6389841.568

6392230.445

6395304.11

Typ zdroje emisí

{Dešťový odděl

Dešťová kanalizace

Dešťový oddělovač

Dešťová nádrž

Separační účinnost NL

%

Recipient

UTOKJ

Staničení

km

Rybník

{ano/ne}

Počet přepadů Doba trvání přepadů Objem přepadů. objem odtoku

m3/rok

Q1. přepad BSK5

0

20

3342 (Příbramský potok)



5.100

3.400

1.000

ne

ne

ne

-/rok

93.0

14.0

h/rok

65.0

20.0

43733

35415

11282

m3/s

1.057

1.516

0.190

kg/rok

656.0

700.7

290.3

CHSK

kg/rok

3498.6

3187.0

812.2

Ncelk

kg/rok

131.2

145.6

84.7

Pcelk

kg/rok

21.9

24.7

14.9

NL

kg/rok

6997.2

5750.0

379.8

Qpokr

m3/s

0.030

Qhmax

m3/s

0.012

Q24

m3/s

0.006

Předepsaný poměr ředění ke Qhmax

4

Předepsaný poměr ředění ke Q24

4

Q1

m3/s

Přípustný násobek překročení Q1

Toxicita amoniaku jako N-NH4

Toxicita amoniaku jako N-NH3

Nerozpuštěné látky

2.830

4.330

1.3

1.2

5.310 1.1

3.887

7.408

10.736

Q1. ovliv (kumulativně)

m3/s

Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (jednotlivě)

-/rok

Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (kumulativně)

-/rok

Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (jednotlivě)

-/rok

14

7


-/rok

0

7


-/rok

0

7

Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně) -/rok

0

17


9


5

Sediment ve stoce

{ano/ne}

Počet EO

Deficit kyslíku

V_DN

Q347

l/s

Výskyt

{ano/ne}

ne

ne

5527

0

17.3

21.2

ne

ne

Obr. 1. List Výusti pro Příbram (ukázka vybraných zdrojů emisí) V rámci analýzy dlouhodobé funkce systému městského odvodnění a bilancování znečištění se pro jednotlivé zdroje emisí uvádějí tyto údaje (průměrné roční): počet přepadů, doba trvání přepadů, objem přepadů/objem odtoku, jednoletý odlehčený průtok, resp. odtok z dešťové kanalizace (Q1, přepad), vypouštěné množství látek (BSK5, CHSK, Ncelk, Pcelk, nerozpuštěné látky). Při výpočtech byla u vírového separátoru vzhledem k nízké separační účinnosti NL uvažována zanedbatelná účinnost odstraňování ostatních látek, u dešťové nádrže byly odhadnuty účinnosti odstraňování BSK5 a CHSK na cca 8 % a Ncelk a Pcelk cca 3 %. Analýzou dlouhodobé funkce byly také identifikovány dešťové oddělovače, které nepřepadají, a pro něž tedy není nutno provádět další posouzení ani odebírat vzorky makrozoobentosu. Pro posouzení emisního kritéria poměr ředění se zadávají u jednotlivých dešťových oddělovačů Qpokr, Qhmax, Q24 a předepsané poměry ředění n ke Qhmax i ke Q24. V Příbrami jsou předepsány poměry ředění ke Q24, a to 1 : 4 pro všechny dešťové oddělovače. Pro posouzení hydraulického stresu se pro každou výusť zadávají hodnoty přirozeného neovlivněného jednoletého průtoku ve vodním toku Q1 (viz výše) a přípustný násobek překročení Q1. Přípustné násobky byly odvozeny z rekolonizačního potenciálu Příbramského potoka

2

a Litavky pod jednotlivými výusťmi (viz posouzení morfologického stavu) a kromě DK1a2, OK3A1 a OK2D s hodnotou 1,3 jsou tyto hodnoty nízké v rozmezí 1,1–1,2. Rovněž se uvádějí hodnoty ovlivněného jednoletého průtoku pod výustěmi ve vodním toku Q1,ovliv (kumulativně) vyhodnocené z výpočtu průtoků ve vodním toku simulačním modelem pro variantu spolupůsobení objektů postupně po toku. Údaje pro posouzení akutní toxicity amoniaku se vyplňují jen pro výusti zdrojů emisí z jednotné kanalizace. V Příbrami bylo provedeno posouzení toxicity amoniaku přímo jako N-NH3. Vyplněny jsou četnosti událostí, kdy je překročeno imisní kritérium N-NH3 a další limitní hodnoty pro účely klasifikace míry narušení (četnost N-NH3 > limit1 N-NH3; četnost N-NH3 > limit2 N-NH3; četnost N-NH3 > limit3 N-NH3), a to jednotlivě i kumulativně. Informace pro posouzení působení nerozpuštěných látek se vyplňují jen pro dešťové oddělovače. Uvádí se, zda je přítomen sediment ve stoce (ano/ne), počet ekvivalentních obyvatel (EO) v povodí nad posuzovaným dešťovým oddělovačem a Q347 ve vodním toku. Počty EO byly zjištěny z dat simulačního modelu, hodnoty Q347 viz výše. Sediment ve stokové síti Příbrami není přítomen ve významné míře.

vh 3/2014

Informace o výskytu deficitu kyslíku (ano/ Systémové vazby ČOV Změna může způsobit ne Příbram ne) byly zjištěny průzkumem vodních toků Výusť Změna může způsobit ne Příbram a měřením rozpuštěného kyslíku v několika Lokace ČOV X ve WGS 84 / Pseudo-Mer 1559466.005 profilech pod výustěmi dešťových oddělovačů. Y ve WGS 84 / Pseudo-Mer 6395372.091 V listu ČOV (obr. 2) jsou uvedeny systémové vazby (ČOV a Výusť) a lokace ČOV Správní orgány Obec Příbram 1 v souřadnicích x,y v WGS 84/Pseudomercator. Vlastník Město Příbram Dalšími údaji jsou správní orgány (obec, vlastProvozovatel 1.SčV, a. s. ník, provozovatel) a uvádějí se i informace o posouzení (zpracovatel posouzení a rok, ke Posouzení Zpracovatel posouzení ČVUT, DHI kterému bylo posouzení provedeno). Posouzení provedeno k roku 2012 Pro posouzení účinnosti odvádění dešťového odtoku a nerozpuštěných látek na biologický stupeň ČOV se vyplňují informace Informace Navržená velikost ČOV EO 76300 o navržené velikosti ČOV, o počtech obyvatel Počet EO oddílná splašková kanalizace EO 21645 napojených na oddílnou splaškovou kanalizaPočet EO jednotná kanalizace EO 41655 ci a na jednotnou kanalizaci a roční průměrný Roční průměrný objem dest. přítoku do JK m3/rok 523765 objem dešťového přítoku do jednotné kanalizace zjištěný ze simulace. (V listu Výusti je Emise a analýza chování Objem odtoku m3/rok 3885003 nutno mít vyplněny roční objemy přepadů BSK5 kg/rok 22700.0 jednotlivých zdrojů emisí a separační účinCHSK kg/rok 120400.0 nost NL.) Ncelk kg/rok 22000.0 Pro analýzu dlouhodobé funkce systému Pcelk kg/rok 3200.0 městského odvodnění a bilancování znečišNL kg/rok 13500.0 tění se pro ČOV uvádí průměrný roční objem odtoku a vypouštěné množství látek (BSK5, Obr. 2. List ČOV pro Příbram CHSK, Ncelk, Pcelk, nerozpuštěné látky). Pro výpočty a klasifikaci míry nesplnění splnění je klasifikována jako střední. kritérií či narušení recipientů byly použity nástroje ISOK VyhodnoNa 3 oddělovacích komorách (OK1L, OK3A, OK1C) nedochází cení emisí a imisí a Vyhodnocení účinnosti odvádění. vůbec k přepadu. Poměry ředění u ostatních komor vyhovují přede-

Ekologické posouzení

Morfologický stav Pro posouzení morfologického stavu byla použita metodika [2]. Morfologický stav Příbramského potoka a Litavky byl hodnocen na základě pochůzky proti proudu (23. 5. 2012 a 4. 7. 2012). Příbramský potok byl posouzen v úseku od ústí do km 5,40, kde potok vstupuje do urbanizovaného území. Rybníky Dolejší Obora (km 2,80–2,92) a Hořejší Obora (km 3,10–3,35) byly z morfologického hodnocení vynechány. Litavka byla posouzena v úseku km 41,25–44,85. Třídy úseků byly v ISOK nastaveny na mapě vodních toků pomocí nástroje Průvodce nastavením morfologie. Biologické posouzení Biologické posouzení bylo provedeno metodikami uvedenými v 1. části [2]. Vzorky makrozoobentosu byly odebrány v referenčních profilech Příbramského potoka a Litavky a dále nad a pod těmi výustěmi ze systému městského odvodnění, u nichž na základě výstupů z matematických simulací dochází k odtokům či přepadům. Celkem bylo odebráno 17 vzorků na Příbramském potoce a 5 na Litavce (17. 9. 2012). Data byla uložena do spreadsheetu (obr. 3) s předepsaným formátem a následně načtena do ISOK pomocí nástroje Průvodce nastavením biologických profilů.

Výsledky a diskuse Posouzení emisí a imisí

Výsledky posouzení se ukládají v listech ISOK Vyhodnocení emisí a imisí (obr. 4) a Vyhodnocení účinnosti odvádění (obr. 5). Posouzení emisí ČOV v Příbrami je navržena na 76 300 EO, požadované účinnosti odvádění jsou tedy 55 % pro dešťový odtok a 70 % pro nerozpuštěné látky. Vzhledem k tomu, že část povodí je odvodněna oddílnou splaškovou kanalizací (5*EOoddílná/EOjednotná=5*21645/41655=2,6 %), zvyšují se požadované účinnosti na 57,6, resp. 72,6 %. Průměrný roční objem dešťového přítoku do jednotné kanalizace v Příbrami činí 523 765 m3/rok, zatímco roční objem přepadů je 208 585 m3/rok. Účinnost odvádění dešťových vod na ČOV je tedy 60,2 %. Podstatný objem vody (144 363 m3/rok) je odváděn do Příbramského potoka přes vírový separátor na ČOV, který má velmi nízkou separační účinnost nerozpuštěných látek (méně než 1 %). Ačkoliv sedimentační účinnost dešťové nádrže na ČOV je vyšší (20 %), její podíl na odstraňování nerozpuštěných látek je poměrně nízký, protože z ní do Příbramského potoka přepadá jen 11 282 m3/rok. Proto je účinnost odvádění nerozpuštěných látek na ČOV 60,9 % jen nepatrně vyšší než účinnost odvádění dešťového odtoku. Zatímco účinnost odvádění dešťového odtoku splňuje požadované kritérium, účinnost odvádění nerozpuštěných látek činí jen 84 % požadované hodnoty a míra ne-

vh 3/2014

psaným hodnotám. Analýza chování systému městského odvodnění ukazuje, že nejvýznamnějším zdrojem emisí ze systému městského odvodnění včetně ČOV v Příbrami je vírový separátor (cca 50–70 % ročního vnosu látek v závislosti na ukazateli). Dalšími významnými zdroji emisí jsou obě výusti dešťové kanalizace a dešťový oddělovač OK1B. Posouzení imisí Výpočetní posouzení indikuje různou míru hydraulického stresu v Příbramském potoce, avšak žádný hydraulický stres v Litavce. Při posouzení jednotlivých výustí působí střední míru stresu odtoky z výusti dešťové kanalizace DK3 a z vírového separátoru; pro ostatní výusti je hydraulické narušení žádné nebo nízké. Při posuzování spolupůsobení objektů postupně po toku se střední stres v horní části Příbramského potoka propaguje směrem po toku až k rybníku Hořejší Obora. Rybníky Hořejší a Dolejší Obora jej pak zmírňují, takže stres pod OK1H a OK1A je klasifikován jako nízký. Pod OK3A1 se stres v důsledku kumulativních vlivů opět zvyšuje na střední. K významnému zvýšení hydraulického stresu dochází v důsledku odtoků přes vírový separátor, které pak vedou až k vysokému hydraulickému narušení v Příbramském potoce pod dešťovou nádrží. Akutní toxicitu amoniaku lze na základě výpočetního posouzení vyloučit pro Litavku. Při posuzování vlivů jednotlivých objektů se v horní části Příbramského potoka vykytuje nízké narušení toxicitou amoniaku vlivem přepadů z OK1B, které jsou však při posuzování spolupůsobení objektů ředěny odtoky z výše ležící dešťové kanalizace a pod OK1B k toxickým účinkům amoniaku nedochází. Pod komorou OK3A1 dochází sice k překročení limitní koncentrace N-NH4 1,5 mg/l, avšak po dobu kratší než 1 hod, a imisní kritérium je tudíž dodrženo. Přepady z vírového separátoru působí vysokou akutní toxicitu amoniaku v Příbramském potoce umocňovanou ještě přepady z dešťové nádrže, které by však působily vysoké narušení samy o sobě. Tyto vlivy se pak propagují až k ústí Příbramského potoka. Propagace odtoků z výše ležících objektů může mít jak pozitivní účinky (OK1B, vírový separátor), tak negativní účinky (dešťová nádrž). Při průzkumu a měření v terénu byly zjištěny koncentrace kyslíku nižší než 5 mg/l jen v úseku Příbramského potoka pod komorami OK1H a OK1A. Posouzení kritéria nerozpuštěných látek ukazuje vysokou míru narušení Příbramského potoka již pod první oddělovací komorou OK1B. Zejména závažná je situace v toku pod OK1H a OK1A (km 2,80). Litavka je nerozpuštěnými látkami z přepadů OK2D narušena jen nízko.

Ekologické posouzení Morfologický stav Hlavní deficity morfologického stavu Příbramského potoka (obr. 6a) představují zpevnění dna v oblasti, kde tok protéká obytnou částí

3

Hodnocení ekologického stavu vodních toků a míry narušení pomocí makrozoobentosu Identifikační a doplňkové údaje Název lokality (identifikátor) Recipient Staničení Řád toku Nadmořská výška Dnový podklad Proudění Posouzení

Ekologický stav Hodnoty metrik

Převod na EQR

Vliv zaústění Základní charakteristiky

Zpracovatel posouzení Datum odběru

Saprobní index Pošvatky abundance Litál B index EPT taxony Metaritrál EPT abundance Jepice abundance Epiritrál Spásači Hyporitrál

km m n. m.

PB_REF Příbramský p. 5.300 2 200-500 kameny, hrubý štěrk, štěrk, bahno 4, 3, 1

dd.mm.rrrr

% %

% % % % % %

Saprobní index_EQR Pošvatky abundance_EQR Litál_EQR B index_EQR EPT_taxony_EQR Metaritrál_EQR EPT abundance_EQR Jepice abundance_EQR Epiritrál_EQR Spásači_EQR Hyporitrál_EQR Celkové EQR Klasifikace ekologického stavu

Počet jedinců Počet taxonů Počet citlivých taxonů

PB_DK_100 PB_OK1B_nad PB_OK1B_050 Příbramský p. Příbramský p. Příbramský p. 4.600 3.500 3.350 2 2 2 200-500 200-500 200-500 štěrk, bahno, kameny písek, bahno, štěrk, kameny písek, bahno, štěrk, kameny 3 2, 1 2, 1

G. Šťastná, ČVUT 17.09.2012




2.01 0 21 0.09 2 0 0 6 6 20 0

2.25 0 14 0.06 2 0 0 22 9 23 0

2.15 0 28 0.07 2 0 0 9 6 16 0

2.75 0 15 0.05 2 0 0 24 6 13 0

0.41 0.00 0.37 0.09 0.07 0.28 0.00 0.11 0.00 0.49 0.00 0.21 IV. poškozený

0.50 0.00 0.24 0.06 0.07 0.32 0.00 0.45 0.00 0.54 0.00 0.24 IV. poškozený

0.46 0.00 0.50 0.07 0.07 0.23 0.00 0.18 0.00 0.39 0.00 0.22 IV. poškozený

0.68 0.00 0.28 0.05 0.07 0.20 0.00 0.48 0.00 0.31 0.00 0.23 IV. poškozený

485 21 3

252 13 1

170 15 0

441 10 0

Preference proudění

Limnofilní až reofilní taxony Reofilní až reobiontní taxony Indiferentní taxony

% % %

37 20 28

20 4 58

2 26 51

3 9 46

Preference mikrohabitatů

Pelál a POM Litál a akál Ostatní

% % %

22 31 6

38 18 10

33 33 9

41 24 7

Potravní preference

Sběrači a filtrátoři Drtiči Seškrabávači

% % %

36 10 20

51 0 23

54 1 16

72 0 13

Specifické taxony

Oligochaeta Chironomidae Ancylus fluviatilis Baetis rhodani Dugesia gonocephala Elmis sp. Lv Gammarus sp. Leuctra sp. Nemouridae Rhyacophila fasciata Rhithrogena semicolorata Sericostoma personatum Silo pallipes Simuliidae

8736 4642 4310 4415 5018 5095 5293 5790 8422 6765 6744 6817 6834 6842

26 132 1 0 0 8 32 0 0 0 0 0 0 42

29 127 0 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

29 72 0 2 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

182 153 0 36 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

Obr. 3. Ukázka spreadsheetu pro zadání biologických profilů (při hodnocení ekologického stavu se u nerelevantních metrik uvádí nula, i když ve skutečnosti mohou nabývat určité hodnoty) Příbrami (km 5,10–3,35 a 0,85–0,50), a nepropustné zpevnění břehů v rozsahu 30–60 % plochy břehů na km 5,00–4,50, 0–30 % na km 4,50–4,00 a více než 60 % na km 4,00–2,05, v důsledku čehož je morfologický stav až k rybníku Dolní Obora klasifikován jako umělý (třída IV). Obecným deficitem toku v městské i níže položené zemědělské oblasti je nedostatečné břehové pásmo, které na mnoha úsecích zcela chybí. Charakter přítomné břehové vegetace je v převážné míře nepůvodní. Pod rybníkem Dolní Obora se střídá morfologický stav silně a málo ovlivněný (třídy III a II). Rekolonizační potenciál Příbramského potoka je nízký (výjimečně střední – pod DK1a2 a OK3A1). Morfologický stav Litavky v oblasti oddělovače OK2D je řazen převážně do silně ovlivněného stavu až umělého stavu (obr. 6f). Hlavní

4

příčinou degradace morfologie je omezená až žádná variabilita vodní hladiny a nedostatečné břehové pásmo s nepřirozenou, umělou či chybějící vegetací. Významné je též zpevnění břehů kamenným záhozem (často více než 30 % plochy břehů). Výše nad OK2D včetně referenčního profilu nad městem (km 44,85–44,80) je stav málo ovlivněný. Litavka vykazuje střední rekolonizační potenciál. Biologické posouzení Vzhledem k výraznému morfologickému narušení Příbramského potoka již nad městem (na převážné části toku je koryto napřímeno a zcela chybí břehové pásmo) bylo obtížné nalézt referenční lokalitu. Zvolený referenční profil leží v morfologicky málo ovlivněném úseku, avšak pod nádrží, která narušuje podélnou kontinuitu toku. Poměrně

vh 3/2014

Vyhodnocení emisí a imisí v povodí ČOV: Příbram Identifikační a doplňkové údaje

Výusť Zdroj emisí Typ zdroje emisí Separační účinnost NL Recipient Staničení Rybník Typ vod


Počet přepadů Doba trvání přepadů Objem přepadů, objem odtoku Q1, přepad BSK5 CHSK Ncelk Pcelk NL

%

km

-/rok h/rok m3/rok m3/s kg/rok kg/rok kg/rok kg/rok kg/rok

DK1a2 DK3 V_OK1L V_OK3A V_OK1B V_OK2A V_OK1A V_OK1H DK1a2 DK3 OK1L OK3A OK1B OK2A OK1A OK1H Dešťová kanalizace Dešťová kanalizace Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač 0 0 0 0 0 0 Příbramský potok 5.100 ne Lososové vody

Příbramský potok 4.700 ne Lososové vody




Příbramský potok 3.200 ano Lososové vody



43733 1.057 656.0 3498.6 131.2 21.9 6997.2

54894 1.312 823.4 4391.5 164.7 27.4 8783.0

0.0 0.0 0 0.000 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0

0.0 0.0 0 0.000 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0

93.0 65.0 35415 1.516 700.7 3187.0 145.6 24.7 5750.0

8.0 4.0 2587 0.767 69.1 270.0 14.8 2.5 429.0

0.5 0.1 15 0.000 72.9 371.0 14.8 2.5 720.0

16.0 6.0 4486 0.894 0.4 1.5 0.1 0.0 2.5

4.0 8.5 splněn 4.0 10.8 splněn

4.0 13.1 splněn 4.0 16.3 splněn

4.0 25.7 splněn 4.0 29.8 splněn

Předepsaný poměr ředění ke Qhmax Poměr ředění ke Qhmax Splnění poměru ředění ke Qhmax Předepsaný poměr ředění ke Q24 Poměr ředění ke Q24 Splnění poměru ředění ke Q24 Hydraulický stres


Deficit kyslíku

4.0 nepřepadá 4.0

nepřepadá

nepřepadá

4.0 1.5 nesplněn 4.0 4.0 splněn

Q1, přípust

m3/s

3.679

3.344

5.196

5.178

5.178

Q1, ovliv (jednotlivě) Q1, ovliv / Q1, přípust (jednotlivě) Narušení hydraulickým stresem (jednotlivě)

m3/s

3.887 1.06 nízké

4.352 1.30 střední

nepřepadá

5.846 1.13 nízké

neposuzuje se

4.707 0.91 žádné

5.601 1.08 nízké

3.887 1.06 nízké

5.414 1.62 střední

nepřepadá

7.408 1.43 střední

neposuzuje se

6.263 1.21 střední

6.263 1.21 střední

0

0

nepřepadá

14 0 0 nízké

žádné

žádné

0

0

Q1, ovliv (kumulativně) m3/s Q1, ovliv / Q1, přípust (kumulativně) Narušení hydraulickým stresem (kumulativně) Toxicita amoniaku

4.0 nepřepadá 4.0

Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (jednotlivě) Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (jednotlivě) Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (jednotlivě) Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (jednotlivě) Narušení toxicitou amoniaku (jednotlivě)

-/rok -/rok -/rok -/rok

Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (kumulativně) Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně) Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (kumulativně) Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (kumulativně) Narušení toxicitou amoniaku (kumulativně)


Počet EO/Q347 Narušení nerozpuštěnými látkami

EO/(l/s)

neposuzuje se

nepřepadá

nepřepadá

neposuzuje se

0

neposuzuje se

Narušení deficitem O2

neposuzuje se

nepřepadá

neposuzuje se

nepřepadá

nepřepadá

žádné

neposuzuje se

žádné

žádné

neposuzuje se

806 vysoké

295 vysoké

neposuzuje se

neposuzuje se

nepřepadá

nepřepadá

319 vysoké

neposuzuje se

neposuzuje se

nepřepadá

nepřepadá

ne

neposuzuje se

ano

ano

V_OK3A1 OK3A1 Dešťový oddělovač 0

V_OK1C OK1C Dešťový oddělovač 0

V_OK1K1 OK1K1 Dešťový oddělovač 0

V_OK1A1 OK1A1 Dešťový oddělovač 0

V_VS VS Vírový separátor

V_DN DN Dešťová nádrž

Příbram Příbram ČOV

1

20

V_OK2D OK2D Dešťový oddělovač 0







Příbramský potok 0.900

Litavka 43.200 ne Lososové vody

7.0 4.0 3045 0.637 59.3 299.0 15.3 2.6 500.0

0.0 0.0 0 0.000 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0

1.0 0.3 153 0.119 2.4 12.4 0.5 0.1 24.0

7.0 3.0 3242 0.888 32.6 315.0 15.9 2.7 530.0

71.0 69.0 144363 2.888 4640.0 18101.0 1166.0 201.7 24356.0

14.0 20.0 11282 0.190 290.3 812.2 84.7 14.9 379.8

4.0 17.7 splněn 4.0 30.2 splněn

4.0 nepřepadá 4.0

4.0 69.0 splněn 4.0 69.0 splněn

4.0 19.0 splněn 4.0 31.1 splněn

4.0 13.1 splněn 4.0 16.3 splněn

5.950

5.559

6.365

5.841

8.077

nepřepadá

5.077 0.85 žádné

5.942 1.07 nízké

8.192 1.29 střední

5.500 0.94 žádné

6.619 0.82 žádné

nepřepadá

7.814 1.31 střední

8.305 1.49 střední

10.359 1.63 střední

10.736 1.84 vysoké

6.828 0.85 žádné

0

0

žádné

7 7 7 vysoké

0

žádné

18 12 7 vysoké

0

0

15 7 3 vysoké

17 9 5 vysoké

žádné

2981 vysoké nutno posoudit po

27 nízké

Vyhodnocení emisí a imisí v povodí ČOV: Příbram Identifikační a doplňkové údaje

Výusť Zdroj emisí Typ zdroje emisí Separační účinnost NL Recipient Staničení Rybník Typ vod


Počet přepadů Doba trvání přepadů Objem přepadů. objem odtoku Q1. přepad BSK5 CHSK Ncelk Pcelk NL

%

km

-/rok h/rok m3/rok m3/s kg/rok kg/rok kg/rok kg/rok kg/rok

Předepsaný poměr ředění ke Qhmax Poměr ředění ke Qhmax Splnění poměru ředění ke Qhmax Předepsaný poměr ředění ke Q24 Poměr ředění ke Q24 Splnění poměru ředění ke Q24 Hydraulický stres

Toxicita amoniaku


Deficit kyslíku

Q1. přípust

m3/s

6.274

Q1. ovliv (jednotlivě) Q1. ovliv / Q1. přípust (jednotlivě) Narušení hydraulickým stresem (jednotlivě)

m3/s

5.463 0.87 žádné

Q1. ovliv (kumulativně) Q1. ovliv / Q1. přípust (kumulativně) Narušení hydraulickým stresem (kumulativně)

m3/s

Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (jednotlivě) Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (jednotlivě) Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (jednotlivě) Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (jednotlivě) Narušení toxicitou amoniaku (jednotlivě)


Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (kumulativně) Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně) Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (kumulativně) Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (kumulativně) Narušení toxicitou amoniaku (kumulativně)


Počet EO/Q347 Narušení nerozpuštěnými látkami

EO/(l/s)

Narušení deficitem O2

7.987 1.27 střední

nepřepadá

0

žádné

nepřepadá

0

žádné

nepřepadá

žádné

žádné

2472 vysoké

nepřepadá

0 žádné

2379 vysoké

ne

nepřepadá

ne

ne

ne

Lososové vody

3885003 22700.0 120400.0 22000.0 3200.0 13500.0

28.0 12.0 3997 0.406 5.9 13.6 1.3 0.2 7.3 4.0 21.5 splněn 4.0 29.0 splněn

ne

žádné

0

ne

Obr. 4. List Vyhodnocení emisí a imisí pro Příbram (pro vizualizaci v článku rozdělen na 2 části)

vh 3/2014

5

vysoké hodnoty saprobního indexu indikují vnos snadno rozložitelných organických látek z nádrže. Samotné společenstvo vykazuje již na tomto profilu značné deficity. Hodnoty multimetrického indexu EQR jsou na všech lokalitách Příbramského potoka (vč. reference) nízké a odpovídají poškozenému ekologickému stavu (obr. 6b). Na všech lokalitách je vysoký podíl druhů indiferentních vůči proudění (kolem 50 %) (obr. 6c), což vypovídá o narušené morfologii toku [12], potvrzené morfologickým průzkumem. Rovněž vysoký podíl preference habitatu pelál a POM (20–40 %) (obr. 6d) a z hlediska preferencí potravy výrazně vyšší podíl sběračů a filtrátorů oproti pastevcům (a kouskovačům) na všech lokalitách (obr. 6e) svědčí o narušení lokalit a zvýšené přítomnosti nerozpuštěných látek (na nenarušených lokalitách bývá tento poměr opačný). Vzhledem k tomu, že zaústění ze systému městského odvodnění jsou svedena do již značně narušeného společenstva makrozoobentosu, tvořeného převážně tolerantními taxony, nejsou dopady na změnu struktury společenstva příliš patrné. Identifikovat lze hydraulický stres vlivem zaústění dešťové kanalizace v horní části sledovaného úseku nad OK1B a dále pak pod zaústěním OK3A1 (dochází zde ke zvýšení podílu organismů preferujících rychlé proudění (reofilní až reobiontní) a podílu organismů preferujících hrubozrnné sedimenty (litál a akál), ačkoli podle hodnocení proudění pochůzkou se zde rychlost proudění snižuje). Ostatní změny průběhu těchto ukazatelů spíše kopírují změny charakteru proudění v korytě za bezdeštného stavu. Patrný je vnos organických látek a nerozpuštěných látek pod OK1B charakterizovaný zvýšením saprobního indexu (z 2,15 na 2,75) a nárůstem podílu preference habitatu pelál a POM a podílu sběračů a filtrátorů. Dále po toku jsou tyto ukazatele stále na vyšší úrovni než na referenční lokalitě a jejich kolísání reflektuje lokální snížení rychlostí proudění a sedimentaci unášeného materiálu. Ekologický stav Litavky je rovněž významně ovlivněn jejím morfologický stavem, který vykazuje známky narušení již nad zaústěním OK2D. Na celém sledovaném úseku je ekologický stav ve všech profilech hodnocen jako poškozený (obr. 6g). Podíly preferencí proudění, habitatů a potravy odrážejí zvýšení rychlosti proudění v zahloubeném korytě ve vzdálenostech 60 a 200 m pod OK2D a opětovný pokles rychlosti proudění v širším, plochém a mělkém korytě a návrat ke stejnému charakteru koryta jako nad OK2D ve vzdálenosti 500 m pod OK2D (obr. 6h, i, j). Rozpoznatelný je vnos snadno rozložitelných organických látek přepady z OK2D, projevující se zvýšením saprobního indexu z 1,93 na 2,31 bezprostředně pod výustí (ve vzdálenosti 60 m).

Vyhodnocení účinnosti odvádění v povodí ČOV: Příbram Správní orgány

Posouzení

Dešťový odtok

Obec

Příbram 1

Vlastník ČOV

Město Příbram

Provozovatel ČOV

1.SčV, a. s.

Zpracovatel posouzení

ČVUT, DHI

Posouzení provedeno k roku

2012

Požadovaná účinnost (DO)

% 57.6

Vypočtená účinnost (DO)

% 60.2

Vypočtená/požadovaná (DO)

1.04

Míra nesplnění (DO)

žádná

Nerozpuštěné látky Požadovaná účinnost (NL) Vypočtená účinnost (NL)

% 72.6 % 60.9

Vypočtená/požadovaná (NL)

0.84

Míra nesplnění (NL)

střední

Obr. 5. List Vyhodnocení účinnosti odvádění pro Příbram

Komplexní vizualizace vyhodnocení

Komplexní vyhodnocení povodí Příbram a jeho vizualizace je na obr. 7.

Závěry V Příbrami byly identifikovány výpočetním posouzení jako hlavní problémy z hlediska emisí nízká účinnost odvádění NL na biologický stupeň ČOV a z hlediska imisí hydraulický stres v téměř celém posuzovaném úseku Příbramského potoka, k němuž výrazně přispívají odtoky z dešťové kanalizace, dále vlivy nerozpuštěných látek již od prvního dešťového oddělovače a toxicita amoniaku v dolní části Příbramského potoka. Nejkritičtějšími objekty jsou výusti dešťové kanalizace DK1,2 a DK3, dešťový oddělovač OK1B a vírový separátor. Posouzením morfologie Příbramského potoka a Litavky byly zjištěny závažné deficity, které jsou hlavní příčinou toho, že ekologický stav ve všech sledovaných profilech je v ka-

6

Obr. 6. Průběh morfologického stavu, variability rychlostí, EQR a složení společenstva v Příbramském potoce a v Litavce

vh 3/2014

tegorii poškozený. Toto hodnocení odpovídá hodnocení vodního útvaru „Litavka po soutok s tokem Chumava“ dle Plánu oblasti povodí Berounky. Vzhledem k tomu, že společenstvo makrozoobentosu je značně narušeno již nad urbanizovanou oblastí, zaústění ze systému městského odvodnění nemají téměř žádný vliv na změnu jeho struktury. Identifikovat lze hydraulický stres vlivem zaústění dešťové kanalizace v horní části sledovaného úseku nad OK1B a dále pak pod zaústěním OK3A1. Patrný je vnos organických látek a nerozpuštěných látek pod OK1B a vnos organických látek pod OK2D. Případná opatření tedy musí cílit především na zlepšení morfologického stavu obou vodních toků. V systému městského odvodnění by mohlo být zefektivněno využití dešťové nádrže na ČOV, čímž by se zvýšila účinnost odvádění NL na biologický stupeň a také snížil hydraulický stres a toxicita amoniaku v Příbramském potoce vlivem odtoků z vírového separátoru. Ke snížení hydraulického stresu by přispělo hospodaření se srážkovými vodami, především v povodí dešťové kanalizace, ale i v celém urbanizovaném povodí. Vhodné je opatření koordinovat na základě opakovaného posuzování emisí a imisí, protože jak bylo zjištěno, propagace odtoků z výše ležících objektů může mít jak pozitivní účinky, tak negativní účinky co se týče míry narušení vodních toků toxicitou amoniaku. Vzhledem k tomu, že Příbramský potok patří mezi lososové vody, bylo by vhodné toxicitu amoniaku indikovanou posouzením imisí potvrdit či vyvrátit posouzením společenstva ryb. Navržená metodika vyhodnocování a vizualizace pomocí ISOK poskytuje dobrý přehled o chování systému městského odvodnění a snadnou a přehlednou identifikaci problémů. Vyhodnocení pilotního povodí dokumentuje nutnost propojení informací z posouzení emisí a imisí ze systému městského odvodnění za deště a ekologického posouzení vodních toků pro efektivní návrh opatření.

Literatura/References

Obr. 7. Grafické vyhodnocení povodí Příbram (pro vizualizaci v článku sestaveno z šesti výřezů obrazovek)

[1] 1. SčV, a.s. (2009). Kanalizační řád stokové sítě města Příbram. (in Czech). Sewerage Code of the town of Pribram. [2] BUWAL (1998). Methoden zur Untersuchung und Beurteilung der Fliessgewässer: Ökomorphologie Stufe F, Mitteilungen zum Gewässerschutz, 27. Bern. (in German). Methods for the Investigation and Assessment of Running Waters: Ecomorphology level F, Mitteilungen zum Gewässerschutz, 27. Bern. [3] BWK-Merkblatt 3 (2001). Ableitung von immissionsorientierten Anforderungen an Misch- und Niederschlagswassereinleitungen unter Berücksichtigung örtlicher Verhältnisse. 2. Auflage. BWK, Pfullingen. (in German). Derivation of immission oriented requirements for CSOs and stormwater discharged taking into account local conditions, 2nd edition, BWK, Pfullingen. [4] EAWAG, Berner Fachhochschule, GSA und BUWAL (2005a). Wasser- und Materialflüsse bei der Entwässerung von Metall-, Ziegel,- Kies und Gründächern. Schlussbericht des Forchungsprojektes. (in German). Water and material flows in the drainage of metal, brick, pebbles and green roofs. Final report of a research project. [5] EAWAG, Berner Fachhochschule, GSA und BUWAL (2005b). Schadstoffe im Strassenabwasser einer stark befahrenen Strasse und deren Retention mit neuartigen Filterpaketen aus Geotextil und Adsorbermaterial. Schlussbericht des Forchungsprojektes. (in German). Pollutants in road runoff from a street with heavy traffic and their retention with new filter packets of geotextile and adsorption material. Final report of a research project. [6] Fuchs, S.; Brombach, H. and Weiss, G. (2004). New database on urban runoff pollution. In: Proceeding of the 5th International Conference on Sustainable Techniques and Strategies in Urban Water Management NOVATECH 2004 Volume 1 pp. 145-152. Lyon, France.

vh 3/2014

[7] HYDROPROJEKT CZ a.s. (2011). Generel vodohospodářské infrastruktury pro město Příbram – Generel odvodnění urbanizovaného území. (in Czech). Masterplan of the watermanagement infrastructure of the town of Pribram – Urban drainage masterplan. [8] Kabelková, I.; Metelka, T.; Krejčí, F.; Stránský, D.; Štastná, G., (2014). Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK) - 1. část: Koncepce a funkcionalita. Vodní hospodářství 2, 6–10. (in Czech). Information system on combined sewer overflows and their receiving water impacts (ISOK) - Part 1: Concept and functionality. Vodní hospodářství 2, 6–10. [9] Nařízení vlády č. 71/2003 Sb. o stanovení povrchových vod vhodných pro život a reprodukci původních druhů ryb a dalších vodních živočichů a o zjišťování a hodnocení stavu jakosti těchto vod, v platném znění. (in Czech). Government Order 71/2003 Coll., establishing surface waters which are suitable for the life and reproduction of indigenous species of fish and other aquatic fauna and determining and evaluating the quality of these waters. [10] ÖWAV-Regelblatt 19 (2007). Richtlinien für die Bemessung von Mischwasserentlastungen, ÖWAV, Wien. (in German). Guidelines for the design of combined sewer overflows, ÖWAV, Wien. [11] Rossi, L. (1998). Qualite des eaux de ruisselement urbaines. These No 1789 EPFL Lausanne. (in French). Quality of urban surface runoff. Thesis No, 1789 EPFL Lausanne. [12] Vannote, R. L.; Minshall, G. W.; Cummings, K. W.; Sedell, J. R. and Cushing, C. E. (1980). The River Continuum Concept. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 37: 130-137.

7

Poděkování: Projekt TA02020238 „Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky“ (ISOK) byl řešen s finanční podporou TA ČR. Poděkování patří městu Příbram za poskytnutí dat z Generelu odvodnění, 1. SčV, a.s. za součinnost při monitoringu a Povodí Vltavy, s. p., za data o jakosti vody. Dr. Ing. Ivana Kabelková 1) (autor pro korespondenci) Mgr. Gabriela Šťastná, Ph.D. 1) Ing. David Stránský, Ph.D. 1) Ing. Tomáš Metelka, Ph.D. 2) Ing. Filip Krejčí 2) Ing. David Hrabák 2) Ing. Milan Suchánek 2) České vysoké učení technické v Praze Fakulta stavební Katedra zdravotního a ekologického inženýrství Thákurova 7, 166 29 Praha 6 tel.: 224 354 605 e-mail: [email protected] 1)

2) DHI a.s. Na Vrších 1490/5 100 00 Praha 10

Information system on combined sewer overflows and their receiving water impacts (ISOK) Part 2: Application on the

Identifikace drenážních systémů pomocí dálkového průzkumu Země (úvod do problematiky) Lenka Tlapáková, Jiří Žaloudík, Igor Pelíšek, Zbyněk Kulhavý

Abstrakt

Příspěvek prezentuje základní zjištěné skutečnosti a poznatky z účelové inventarizace a rešerše dostupných informačních zdrojů o metodách detekce a hodnocení podpovrchových drenážních systémů prostředky dálkového průzkumu Země (DPZ). Je součástí úvodní etapy řešení projektu „Využití dálkového průzkumu Země pro identifikaci a vymezení funkcí drenážních systémů” (NAZV, MZe ČR, 2012–2016, QJ1220052) a popisuje preferované výzkumně-aplikační metody, založené na technologii DPZ v kombinaci s multifunkčními nástroji geografických informačních systémů (GIS). Souhrnný informační přehled je zaměřen na komplexní analýzu dosud uplatňovaných postupů prostorové lokalizace, klasifikace či posuzování aktuálního stavu podpovrchových drenáží distančními průzkumnými metodami (zejména na přiblížení potenciálu, aplikačních zásad a limitů praktického používání různých technologií a obrazových záznamů DPZ v dané problematice). Klíčová slova podpovrchové drenáže – dálkový průzkum Země – informační přehled

1. Smysl a potřeby identifikace podpovrchových drenáží prostředky DPZ a GIS Řešení výzkumného projektu reaguje na narůstající potřebu pořizovat spolehlivé územní informace o systémech drenážního odvodnění, zejména ve vazbě na jejich současný stav, funkčnost a plánovanou údržbu v rozdílných přírodních a technických podmínkách. Systémy odvodnění lze řadit mezi důležité faktory ovlivňující jak produkční, tak mimoprodukční využívání zemědělské půdy. Hlavním smyslem projektu je proto zpřesnit a doplnit stávající podklady o podpovrchových drenážních systémech (projektovou dokumentaci) a zefektivnit

8

pilot catchment (Kabelková, I.; Metelka, T.; Štastná, G.; Stránský, D.; Krejčí, F.; Hrabák, D.; Suchánek, M.) Abstract

“Information system on combined sewer overflows and their receiving waters impacts” (ISOK) was developed and tested on the pilot catchment Pribram. In the paper, complex assessment and visualization of results are presented. Numerical assessment identified low drainage efficiency of suspended solids to the WWTP, hydraulic stress along nearly the whole assessed reach of the Pribramsky Creek, suspended solids impacts already below the first CSO and ammonia toxicity in the downstream part. The assessment of ecomorphology of the Pribramsky Creek and Litavka revealed serious deficits, which are the main cause of the poor ecological status at all monitored profiles and of the fact that the wet weather urban drainage impacts lead to nearly no changes of the benthic invertebrate community structure. Thus, measures should aim first of all at the improvement of the morphology of both streams. Key words combined sewer overflows – ecological status – emissions – environmental quality standards – receiving waters Tento článek byl recenzován a je otevřen k diskusi do 31. května 2014. Rozsah diskusního příspěvku je omezen na 2 normostrany A4, a to včetně tabulek a obrázků. Příspěvky posílejte na e-mail [email protected].

tak činnost zemědělsko-vodohospodářského managementu, působícího v krajině na různých správních úrovních. Používané průzkumné a interpretační metody DPZ se orientují především na správnou polohovou a tvarovou identifikaci podpovrchových drenážních systémů, včetně analýzy jejich současného stavu, resp. prostorových diferencí a vazeb ve srovnání s okolním prostředím. Na základě detekce typické stromové struktury sběrných a svodných drénů (jejich polohy, rozchodů a orientace) lze totiž drenážní systémy na snímcích poměrně dobře plošně identifikovat a následně je také spolehlivě vytyčit v terénu. Pomocí vhodných prostředků DPZ a GIS je tak možné zjišťovat a komplexněji vyhodnocovat nejen samotný výskyt, ale po provedení navazujícího pozemního průzkumu také aktuální funkční stav sledovaných podpovrchových drenáží. To přispívá k přesnější prostorové lokalizaci drenážních tras i k potřebnému zhodnocení fukčnosti a závad stávajících odvodňovacích systémů na zemědělských pozemcích [32, 33, 34]. Ve světě a zejména v evropské oblasti existují často obdobné potřeby a dispozice pro uplatnění DPZ při monitoringu zemědělského půdního fondu a inventarizacích vybudovaných hydromelioračních systémů. V obecné rovině se však mohou výchozí podmínky a postupy v České republice a v zahraničí poněkud lišit v typu, stavu a způsobech provedení stavby drenáží, v dostupnosti a úrovni jejich projektové dokumentace, v přírodních podmínkách, způsobech hospodaření na pozemcích nebo v aplikovaných postupech DPZ (přístrojovém vybavení a metodách, účelu a organizaci snímkování, dostupnosti dat apod.). Specifikem České republiky je především útlum výstavby nových drenážních systémů po roce 1990 a převod příslušné části detailu odvodnění vlastníkovi pozemku (zákonem 92/1991 Sb.). Patrný je také vliv zanedbání údržby, nevhodný způsob nebo úplná absence provádění oprav drenáží i nepříznivé změny dokumentačních archivů (časté dislokace a ztráty zdrojových záznamů). Popisované vlastní, domácí i odpovídající zahraniční interpretační postupy DPZ (standardní i nové automatizované technologie) jsou sice primárně vždy zaměřené na konkrétní zemědělské, půdně-klimatické oblasti a drenážní systémy, ovšem část posuzovaných metod a zkušeností je do určité míry mezioborově dobře přenositelná.

2. Podstata dálkového průzkumu hydrologických objektů a) Spektrální vlastnosti vody a půdy

Podstata dálkového průzkumu hydrologických objektů spočívá v registraci příslušného odraženého nebo emitovaného záření pomocí distančních čidel (na film či elektronicky) a v následném vyhodnocení získaného údaje jako ukazatele charakteristického stavu daného objektu. Odrážecí i vyzařovací schopnosti látek bývají v jednotlivých

vh 3/2014

částech elektromagnetického spektra zpravidla rozdílné. Voda vyniká výraznou specifikou svých spektrálních vlastností, dosti odlišných od jiných přirozených či umělých látek, resp. krajinných prvků a složek (půda a horniny, vegetace, antropogenní objekty – budovy, cesty aj.). Tohoto faktu se účelně využívá právě při zjišťování kvalitativně kvantitativních parametrů hydrologických objektů a jevů z aerokosmických snímků. Obecně klesá celkově nízká odrazivost čisté vody (koeficient spektrálního jasu) s rostoucí vlnovou délkou. Základní průběh spektrální křivky (s minimem v infračervené oblasti, kdy jsou sluneční paprsky vodou silně pohlcovány) je však v přírodních podmínkách výrazně modifikován stavovými vlastnostmi vody a vlivy prostředí. Uplatňuje se zde řada vnitřních i vnějších faktorů (např. fyzikálně-chemický stav, charakter prostředí, atmosférické vlivy), ovlivňujících spektrální vlastnosti a návazně i denzitní, resp. radiometrické charakteristiky obrazů zájmových vodních objektů na snímcích či digitálních obrazových záznamech [39]. V půdách jako značně heterogenních komplexech se kombinují spektrální vlastnosti jejich abiotických a biotických součástí. Anorganické látky se vyznačují pozvolným vzestupem odrazivosti se vzrůstající vlnovou délkou. Odchylky od tohoto obecného schématu jsou způsobeny chemickým složením, mechanickými vlastnostmi a drsností povrchu půd. Zatímco obsah organických látek má vliv na odrazové vlastnosti půd především v kratších vlnových délkách (do 1,8 μm), drsnost povrchu ovlivňuje spektrální projevy půd především v oblasti mikrovln. Protože se v křivkách odrazivosti jednotlivých minerálů projevují různé absorpční pásy, je výsledná křivka spektrální odrazivosti půdy primárně formována nejprve superpozicí křivek těchto minerálů a dále je modifikována různými dynamickými faktory (především vlhkostí půdy a drsností povrchu). Obecně se celková odrazivost půd zvyšuje s narůstající velikostí půdních částic pro daný typ půdy. Vyšší vlhkost půdy způsobuje její sníženou odrazivost s patrnými absorpčními pásy v oblasti blízkého a středního IČ záření (1,4 a 1,9 μm). Obsah půdní vláhy často silně koreluje s texturou půdy. Hrubé písčité půdy jsou obvykle dobře drénovány, což má za následek nízký obsah půdní vláhy a tedy vyšší odrazivost. Špatně odvodňované půdy s jemnozrnnou strukturou budou mít obecně nižší odrazivost, jílovité půdy tedy budou zpravidla tmavší než půdy písčité [3]. Typický průběh spektrálních křivek odrazivosti (podle jednotlivých druhů a vlhkosti půd) dokumentuje graf na obr. 1. Znalost charakteristických spektrálních vlastností vody, půdy i různých modifikačních faktorů je základním předpokladem také pro správnou interpretaci zkoumaných krajinných objektů a jevů z aerokosmických dat (včetně drenáží). Velký význam má zvláště pro výběr vhodného termínu snímkování, optimálních snímkových materiálů (druhu dat a spektrálních pásem s nejvyšší výpovědní hodnotou) či způsobu jejich zpracování a vyhodnocení (kombinace signifikatních pásem, analýza interpretačních znaků a příčinných vazeb).

b) Vlhkostní poměry půd (povrchové zamokření, vlhkost a vodní režim)

Formy výskytu vody v pedosféře jsou geneticky, místně, časově i fyziognomicky velmi rozmanité. Přesné stanovení hydropedologických poměrů území je proto dosti komplikovaná záležitost, neboť se zde projevuje mnoho řídících faktorů, ovlivňujících charakter bilančních, transformačních i režimových vlastností vody v půdním prostředí. Z hlediska dálkového průzkumu vlhkostních poměrů půd je účelné rozlišovat povrchové zamokření půd (stav přesycení povrchové vrstvy půdy vodou a s ním související koncentrace volné vody na povrchu – v určité formě, kvantitě a trvání) a vlhkost a vodní režim půd (tj. obsah vody v celém půdním profilu a jeho změny). Celkové vlhkostní poměry půd jsou charakterizovány především množstvím půdní vláhy (v absolutních či relativních hodnotách), hloubkou hladiny podzemní vody a vodním režimem půd. Stanovení intenzity, resp. kvalitativních stupňů povrchového zamokření půd a jejich prostorové vymezení z běžných materiálů DPZ bývá většinou spojeno s přímými interpretačními metodami, vyhodnocujícími signifikantní vlhkostní stavy na nezakrytém povrchu půd. Tyto postupy jsou však použitelné jen za určitých specifických přírodních a technických podmínek. Některé charakteristiky vlhkostních poměrů půd lze však stanovovat i nepřímo – pomocí hydroindikačních vazeb reliéfu, půd a vegetace (zpravidla kvalitativně či semikvantitativně). Nepřímá interpretace vychází z možnosti zjišťovat specifika či změny vlhkosti a vodního režimu půd na základě odpovídajících geoindikátorů a jejich charakteristických projevů na interpretovaných snímcích.

vh 3/2014

3. Analýza problému a způsoby identifikace podpovrchových drenáží prostředky DPZ Vzhledem k charakteru a umístění sledovaného odvodňovacího objektu pod povrchem země (trubkové drenážní řady jsou podle potřeb ukládány zpravidla do hloubek 0,6–1,5 m) jsou výchozí podmínky, dispozice i praktické možnosti pro přímé zobrazení a interpretaci těchto objektů dosti omezené a komplikované. Běžné postupy pasivního dálkového průzkumu Země, využívající k detekci krajinných objektů registrovaných záznamů emitovaného či odraženého záření z viditelné a infračervené oblasti spektra, totiž neumožňují zasahovat pod půdní a vegetační pokryv a poskytnout tak přímé informace o objektech z podpovrchové zóny. Podpovrchové drenáže jsou tedy objektem, který lze pomocí standardních optických metod DPZ zjišťovat a studovat zpravidla pouze nepřímo, a to s využitím jejich relevantních geoindikátorů – např. heterogenity půdních vlastností (vlhkosti, teploty, minerálního složení a pórovitosti, propustnosti pro vodu, obsahu humusu v půdě apod.), charakteru vegetace (specifických porostních příznaků s ohledem na změněné stanovištní podmínky), reliéfové predispozice (geomorfologických mikrotvarů) a dalších územních interakcí, jak uvádí např. [31] s odkazem na [12]. Ani samotná přímá interpretace hlavních indikačních půdních vlastností (vlhkosti a vodního režimu půd) však nebývá v přírodních podmínkách bezproblémová. Na spektrální odrazivost sledovaného půdního komplexu a zaznamenané diference povrchového zamokření odvodňovaných půd na snímcích mají totiž kromě vlhkosti vliv také další vlastnosti půd, komplikující exaktní vyhodnocení vlhkostních poměrů i jejich správnou prostorovou extrapolaci (např. minerální a chemické složení, obsah humusu a půdních pigmentů, zrnitost, drsnost povrchu [3, 14, 16, 21, 29]). Získat objektivní informaci o obsahu vody v půdě je tak postupy přímé interpretace běžných optických aerokosmických dat poměrně problematické a za určitých podmínek až nemožné (k dostatečnému upřesnění mnohdy nestačí ani doplňkové údaje nebo pomocná měření). Určitou výjimku v tomto směru představuje pouze využití mikrovlnné radiometrie, resp. aktivních radarů, pronikajících vysílaným měřicím signálem až do mělkých přípovrchových vrstev půdy (hloubek 5–20 cm či více – podle vlnové délky a formy používaného dlouhovlnného signálu). Těchto specifických informací z leteckých radarů se nejčastěji využívá ke kvantifikaci vlhkostních poměrů půd (při lokálním přímém měření aktuální vlhkosti povrchové půdní vrstvy) nebo při mapování mělkých zvodní podzemních vod (blíže [7, 15, 22, 24]). Avšak ani tato speciální záznamová technologie nedosahuje zpravidla potřebných detekčních hloubek pro přímé zjišťování a spolehlivou evidenci drenážního zatrubnění (běžného uložení drenážních trub) či souvisejícího odvodňovacího efektu v celém půdním profilu. Proto bývá někdy nutné informace zprostředkovatelné metodami DPZ doplnit ještě v daném ohledu účinnějšími geofyzikálními metodami při lokálním pozemním průzkumu.

a) Nadzemní a pozemní metody identifikace podpovrchových drenáží

Pro identifikaci a zjišťování aktuálního stavu drenážních systémů lze lokálně a s různým úspěchem využívat řadu standardních či ex-

Obr. 1. Schematizované spektrální projevy různě vlhké prachovité půdy (plná čára) a jílu (přerušovaná čára) v části viditelného a blízkého infračerveného elektromagnetického spektra (převzato z [6, 27])

9

perimentálních průzkumných metod, které však mívají často svoje b) Přímá a nepřímá interpretace drenážních systémů specifika, výhody a konkrétní praktická omezení. Jedná se především Systémy podpovrchového odvodnění lze na snímcích DPZ úspěšně o nadzemní distanční metody (letecké a družicové snímkování, identifikovat prostřednictvím vizuálního projevu souboru kritérií radiolokaci a termovizi), které bývají vhodnou alternativou metod (přímých a nepřímých interpretačních znaků), reflektujících charakpozemních (nedestruktivní a destruktivní vyhledávací metody). Metoteristické vlastnosti daného přírodního prostředí (morfologie terénu, dy nadzemní obecně umožňují identifikovat celý drenážní systém, tj. geologické a půdní poměry, hydrologické poměry, vegetační pokryv), vyhodnocují plošně rozsáhlejší území, na rozdíl od metod pozemních, agrotechnické způsoby hospodaření a charakter použitého distančníkteré jsou vhodné pro identifikaci jednoho či několika podzemních ho záznamu (typ snímku, měřítko, termín snímkování). drénů nebo jen omezeného rozsahu drenážní skupiny [13]. Zachycení a následná identifikace polohy a stavu podpovrchových Technické možnosti identifikace podpovrchových drenážních sítí drenáží je možná a účinná zejména pomocí postupů nepřímé interna zemědělských pozemcích analyzovala pro účely jejich rekonstrukcí pretace (na základě geo- a bioindikací) – tj. zjištění a vyhodnocení tystudie VÚZZP [26]. Tvorbu IS hydromelioračních staveb, tematický pických projevů těchto odvodňovacích staveb a jejich vlivu na okolní atlas či efektivní management drenáží (s využitím DPZ, GIS, GPS prostředí (pomocí souboru specifických interpretačních příznaků na a inspekční potrubní kamery) pak realizoval kolektiv autorů VÚMOP povrchu půdy, vegetaci a reliéfu). Přitom bývají posuzovány vybrané se spoluřešiteli výzkumných projektů NAZV MZe ČR v letech 2001 markantní znaky krajinného povrchu, indikující příčinné souvislosti až 2006 [11, 13]. Prověřovány přitom byly jak primárně preferované a územní interakce v dané oblasti. Jedná se o takové lokální příznaky, nadzemní metody, tak také vybrané specializované pozemní metody. které v dostatečné míře a zřetelně reflektují změněné poměry půd či Z dosažených výsledků se ukázala jako velmi perspektivní a vhodná vegetačního krytu vlivem vybudované drenáže (hlavně změny vodnometoda zejména aplikace dálkového průzkumu Země, a to nejen pro -vzdušného režimu, vlhkosti a propustnosti půdních vrstev, teploty, lokalizaci a kontrolu povrchových objektů, ale také pro podpovrchové obsahu a dostupnosti živin, fyziognomie vegetace, mikroreliéfu apod.). části systému. Pro vlastní identifikaci sledovaných drenážních systémů Pro správné vyhodnocení těchto projevů na obrazových záznamech byly přitom prioritně používány a testovány obrazové záznamy z běžDPZ je rozhodující především znalost základních principů a specifik ného i účelového leteckého průzkumu krajiny (optických metod DPZ fungování drenáží v půdním prostředí – tj. poznání hlavních přírod– panchromatických a spektrozonálních snímků), pořízené z různých ních procesů, ovlivňujících kontrétní stanovištní podmínky v odvodvýšek a kamerových nosičů (letadel, vrtulníků, balonů či stožáru). ňovaném půdním profilu (nad drény a v jejich okolí). Klíčovou roli má Ověřovány však byly také další nadzemní distanční metody: přitom pochopení podstaty sledovaného jevu a správná interpretace Radiolokační, která je účinnou metodou, vyžaduje však speciální lokálních vztahů mezi příčinou, působícími faktory a jejich signifivybavení a náročné způsoby zpracování dat. Byly otestovány a dokantními důsledky v daném prostředí (markantními projevy výskytu poručeny tyto optimální podmínky pro detekci drenáží: pásmo cca a fungování drenáží, identifikovatelných na leteckých snímcích), a to 80 MHz (aby nebylo vyhledávání ovlivňováno mělkými nehomogeza proměnlivých časových, klimatických a stanovištních podmínek nitami), termín: promrzlá půda nebo suché léto (při vysoké hladině monitorovaných zemědělských pozemků. podzemní vody a za deštivého počasí je identifikace nemožná). Úspěšná identifikace podpovrchových drenážních systémů pomocí Termovizní snímkování – podle prvotních zjištění z domácích expegeoindikací proto vyžaduje nejdříve objasnit a klasifikovat závislosti rimentů z přelomu 20. a 21. století [10, 26] je prověřovaná metoda termezi samotným drénem a souvisejícími hydropedologickými vlastmálního snímkování pro praktické účely identifikace odvodňovacích nostmi prostředí (viz obr. 2). Teprve poté je možné získané poznatky systémů jen málo vhodná (přes její nesporný teoretický informační účelně propojovat s detekčními možnostmi stávajících použitelných potenciál). Prvním důvodem jsou vysoké nároky na speciální snímací technologií DPZ a správně je zohlednit při prováděné přímé či nepřítechniku, druhým důvodem malá úspěšnost nepřímé identifikace mé interpretaci relevantních charakteristik sledovaných drenážních podpovrchových drénů. Dominantně se totiž na snímcích zobrazují ploch (na holých nebo vegetací pokrytých půdách). linie pojezdů zemědělské techniky a místa aplikace hnojiv, méně pak Na schématech obr. 2 jsou znázorněny různé mechanismy ovlivnění studované lokální rozdíly vlhkosti, resp. teploty půdy nad drenážní vodního režimu půdy existencí liniového drenážního prvku. Zemina rýhou. v drenážní rýze se od okolního rostlého terénu liší fyzikálními i biocheMetody pozemní vycházejí převážně ze zkušeností, získaných při mickými vlastnostmi vlivem promísení materiálu v průběhu výstavby identifikaci kanalizačních sítí či podzemních kabelů a představují (při bortování drenážek se záměrně zahrnoval drén výkopkem umístějistou lokálně použitelnou alternativu uváděných postupů DPZ. ným na kraji rýhy – jednalo se o směs ornice a podorničí). To se projeví Tradiční vyhledávací průzkum zahrnuje zejména terénní rekognoszměnou hydrofyzikálních vlastností (propustností, pórovitostí a objekaci (s identifikací a kontrolou nadzemních částí hydromelioračních movou hmotností, obsahem organické hmoty, tepelnou vodivostí atd.). staveb a jejich případným geodetickým zaměřením). Mezi speciální V prvním případě (a) se při přemokření snižuje obsah vody v půdě metody pozemního průzkumu patří geofyzikální metody zaměřené na vlivem vyšší propustnosti drenážní rýhy (uplatňují se preferenční popis elektrických vlastností (anomálie elektrického pole – odporové makropóry vzniklé nejprve nakypřením během výstavby, následně profilování), magnetických vlastností (měření hodnot vektoru geomagudržované zvýšenou aktivitou organismů, související s odlišným netického pole pomocí protonových magnetometrů), geotermických vodním i živinným režimem rýhy). Naopak při snížení úrovně hladivlastností (vztah tepelné vodivosti a pórovitosti – měření v sondách), ny (b) se uplatňuje vyšší retenční schopnost drenážní rýhy (prvotně měrné hmotnosti (anomálie gravitačního pole – projev drenážní rýhy) opět vlivem promísení během stavby, kdy se ornice dostává do celého nebo akustického vlnění (zejména šumu vyvolaného proudící vodou vertikálního profilu rýhy, následně je vyšší organický podíl s lepší v drenáži – rezonance v uzavřeném prostoru). Ke speciálním doporučovaným postupům lokálního průzkumu náleží také metoda elektroakustická (s cizím zdrojem signálu, využívaná pro hledání hlavníků), biolokační metody (tzv. proutkaření) a další perspektivní technologie, rozvíjené ve vodárenství a stokování při vyhledávání nekovových potrubí (např. vysílače elektromagnetického signálu a inspekční kamery) – blíže [9, 13, 26]. Obecně platí, že pozemní observační postupy poslouží dobře především pro ověření detailu (např. situování vyústění drenáží, lokálních poruch) a k případné evaluaci výsledků z technologií DPZ. Pro rutinní operace pořízení, zpracování a analýzy velkého množství tematických geodat z rozsáhlých zemědělských oblastí se však jeví výhodnější a prakticky nezastupitelné zmiňované nadzemní detekční metody (zejména letecké snímky Obr. 2. Schéma fungování drenážního systému v různých specifických stavových podmínkách s vysokým rozlišením pozemního detailu).

10

vh 3/2014

retenční schopností pro vodu udržován aktivitou organismů). V obou případech se zlepšují vodno-vzdušné podmínky pro růst vegetace, která je následně nad drenážní rýhou vitálnější. Na schématu (a) vyjadřují zakreslené hladiny podzemní vody v časech t0, t1, t2 proces odvodňování půdy postupným zaklesáváním hladiny podzemní vody. Přitom drenážní rýha odvodňuje rychleji a vegetace proto kratší dobu trpí přemokřením. Drén v půdě působí jako hydraulický propad. Schematizovaný profil vlhkosti v čase t2 vyjadřuje řez 1 na obr. 2. Naopak za období s nedostatkem vody (b) se uplatňují odlišné efekty: zadržení vody organickou hmotou, promísenou v drenážní rýze a následná redistribuce do přilehlého půdního profilu. Vláhový režim může vylepšit samotný odvodňovací prvek přiváděním vody z vyšších partií drenážního systému. Drén zde působí jako kolektor, drenážní rýha se pak od okolního rostlého terénu liší vyšší retenční schopností. Typický profil vlhkosti, situovaný několik centimetrů nad úroveň uložení drénů, pak znázorňuje řez 2 na obr. 2. Vlastní tematická interpretace podpovrchových drenážních systémů je u tohoto typu krajinných objektů poměrně komplikovanou záležitostí. Uvedené objekty je totiž možné běžnými optickými metodami dálkového průzkumu monitorovat, zjišťovat a následně vyhodnocovat pouze zprostředkovaně s využitím relevantních územních geoindikátorů. Zaznamenané markantní lokální rozdíly vlhkosti půdy (intenzity a změn povrchového zamokření), vegetačního pokryvu (fyziognomie a stavu vegetace) nebo morfologie reliéfu (jako odpovídajících indikačních ukazatelů fungujícího drenážního odvodnění zemědělských ploch) mohou být přitom na pořízených obrazových záznamech DPZ interpretovány buď přímo, nebo nepřímo (podle jejich charakteru, resp. pokrytí snímaného půdního povrchu). Přímá interpretace vlhkostních poměrů půd je založena na vyhodnocení korelace mezi spektrální odrazivostí nezakrytého povrchu půdy (adekvátní denzitní či radiometrickou hodnotou) a její vlhkostí (odrazivost obecně klesá s rostoucí vlhkostí). Ze záznamu vlhkostního stavu bezprostředně na povrchu půdy se pak odvozuje i množství půdní vody pod povrchem, a to na základě genetické souvislosti stavů podpovrchových a povrchových půdních horizontů [15]. Uvedená analogie ani obecná korelační závislost spektrálních a vlhkostních charakteristik půd však nebývají vždy jednoduché a jednoznačné (zvláště vlivem heterogenity přírodních podmínek), což může vést i k nesprávným interpretačním výsledkům. Vedle vlhkosti mají totiž na spektrální odrazivost půdního komplexu vliv také další vlastnosti půd, které často znesnadňují správné vymezení a hodnocení sledovaných vlhkostních diferencí půdního povrchu (např. obsah organických a minerálních látek, textura, drsnost povrchu a další). Některé důležité charakteristiky hydrologických a živinových poměrů půd lze však stanovovat a posuzovat i nepřímo – pomocí územních hydroindikačních vazeb reliéfu, půd a vegetace. Nepřímá interpretační metoda pak spočívá v diagnostice příčin a stavu zamokření odvodněných pozemků prostřednictvím příslušných geoindikátorů – tj. ve vyhodnocování jejich relevantních interpretačních znaků a lokalizaci na snímcích. Jako nejvhodnější indikátor vystupuje u zakrytých půdních povrchů především přirozený vegetační kryt, spolehlivě indikující stupeň zamokření, typickou hloubku hladiny podzemní vody i vodní režim půd. Využito je přitom zákonitých vazeb vegetace (stavu a druhové skladby) na množství a kvalitu, fyziologickou dostupnost a změny vody v půdě [16].

spolehlivé identifikace drenážních systémů z obrazových záznamů DPZ podle zvoleného interpretačního schématu (na základě pedoa fytoindikací). Při prováděné interpretaci a prostorové analýze podpovrchových drenáží jsou jako klíčové územní souvislosti posuzovány zejména podmíněnost a variabilita optického projevu půd (odkrytého půdního povrchu) a vegetace na vyhodnocovaných temporálních snímcích (spektrální/denzitní, resp. tónové – barevné, jasové a texturální parametry), a to jak rešeršně, tak prakticky (experimentálně a verifikačně v terénu). Pro jednotlivé druhy distančních záznamů jsou postupně selektována a prověřována hlavní kritéria a faktory, podmiňující správnou vizuální identifikaci drenážních systémů na vybraných obrazových materiálech DPZ. Na základě těchto řešitelských aktivit je zformulován a dále upřesňován návrh optimálního metodického postupu polohové identifikace podpovrchových drenáží, včetně kategorizace jednotlivých typů vizuálních projevů drenáží na vybraných standardních i speciálních leteckých snímcích. Příklady charakteristických projevů podpovrchových drenážních systémů na barevných leteckých snímcích dokumentují ukázky na obr. 3. Základní typové varianty stromovité struktury drenážních rýh jsou zde zachyceny na podzimním snímku holé orné půdy (světlé linie rychleji vysychající půdy nad drény po dešti – část a) a letním snímku zemědělské plochy s vegetací (tmavší linie oproti okolí – hustší, vyšší a vitálnější porost dozrávajících obilovin nad drenážní rýhou – část b).

5. Literární rešerše (výběr z relevantních domácích a zahraničních informačních zdrojů) a) Dosavadní výzkumy a praktické aplikace metod DPZ na zemědělských drenážích

Na základě podrobné rešerše dostupné literatury byla provedena tematická analýza stávajících postupů identifikace podpovrchových drenážních systémů v různých přírodně-antropogenních podmínkách. Přehled dosavadních teoretických i aplikačních výzkumů je přitom cíleně zaměřen především na státy s obdobnými zemědělskými a vodohospodářskými poměry a problémy meliorační praxe jako Česká republika (např. Německo, Polsko, Rusko, USA a další). Pouze okrajově byly pro vysvětlení a doplnění potřebných údajů analyzovány také související výsledky z jiných teritorií či oborů. Při prohledávání datových zdrojů a rešeršních rozborech byly zjišťovány a posuzovány relevantní informace zejména z těchto tematických oblastí, odpovídajících účelovému rozdělení řešené problematiky DPZ do jednotlivých poznatkových úrovní: • principy fungování a detekce drenáží + adekvátní záznamové technologie DPZ (potenciální distanční metody průzkumu drenážních objektů); • konkrétní používané, testované a doporučované prostředky DPZ pro daný účel (data a metody); • dosavadní získané tematické poznatky (teoretické závěry a praktická doporučení). Vybrané klíčové informační zdroje se vztahem k řešenému tématu jsou souhrnně uvedeny v tab. 1, která podává účelový popis jednotlivých prací s uvedením jejich zaměření, používaných prostředků DPZ (metod, dat) i konkrétních poznatků a doporučení pro praktickou aplikaci DPZ.

4. Preferované detekční a interpretační metody DPZ Preferovaná výzkumně-aplikační metoda představuje optimalizovaný postup řešení, využívající jako stěžejní technologii dálkový průzkum Země (DPZ) v kombinaci s multifunkčními nástroji geografických informačních systémů. Zvolenou nedestruktivní distanční metodou je možné identifikovat celý drenážní systém a vyhodnotit i plošně velmi rozsáhlá území s přesností odpovídající projektové dokumentaci. Výchozím předpokladem uvedeného postupu je zohlednění všech podmínek a vazeb v území, dílčích geofaktorů a antropogenních činností, které rozhodujícím způsobem ovlivňují typický vizuální projev a možnosti

vh 3/2014

Obr. 3. Typické vizuální projevy fungujících drenáží na leteckém snímku (a) holé orné půdy (světlé linie – podzim), resp. (b) plochy s porostem obilovin (tmavé linie – léto)

11

Tab. 1. Přehled vybraných literárních zdrojů k tématu identifikace podpovrchových drenáží pomocí DPZ info rok zdroj [8]

1971

[4]

1983

[26]

1990

[28]

1994

[25]

1995

[38]

1995

[37, 20]

1996, 2000

[36, 2]

2002 2004

[11, 32, 33, 35, 34]

2002 2004 2006 2008 2009

[18, 1, 19]

2006 2007 2009

charakteristika (zaměření, výsledky) panchro – čb, barevný; CIR; podrobné porovnání druhu použitých IR dat DPZ a termínů vhodných pro letecké snímkování drenážních ploch panchro (barevný orto);CIR; snaha o odhalení nefunkčních drénů, IR – termo; (z multispektrál. obsáhlý průzkum zemědělských ploch skeneru) s využitím různých dat DPZ, analýza vlhkostních rozdílů povrchu optický DPZ + termo (panpraktické experimenty s využitím růzchro, CIR, multi); pozemní ných distančních metod při identifikaci metody; různé typy nosičů DS na zem. plochách (hlavně DPZ, radiometrie, termovize, geofyzikální metody, biotronika aj.) panchro, CIR, (multi); terénní systematický rozbor územních a tech. měření půd; spektro /denzito- vlivů na detekci DS, měření a analýza metrie; vizuální interpretace; spektrálních a půdních vlastností, vizutypologická analýza a digitál- ální i dig. interpretace v GIS, metodický ní zpracování obrazu postup a praktická doporučení pro zjišťování DS z DPZ popis indikačních příznaků DS (včetně panchro – čb/barevný; CIR; termo (Daedalus); GIS (Grass); vegetačních), podpůrná měření, porovnání faktorů a dat vhodných pro detekci propojení dat, delineace; DS DS (filtrace)

data a metody

panchro; spektrometrie půd; terénní měření a rozbory

CIR; GIS (Idrisi) – interpretace DS a porovnání výstupů

letecký a družicový DPZ; multi / hyperspektr. snímky; GPS; dokumentace DS; GIS (dig. analýza, delineace DS) optický DPZ – panchro čb, barevný; ortofoto; CIR (spektro); ortofoto; vizuální interpretace; pozemní metody (potrubní kamera); GPS (terén); GIS (rektifikace, úpravy)

panchro – čb / barevný; GIS (ENVI) – automatická klasifikace let. snímků; delineace DS (dig. filtrace)

poznámka identifikace DS na orné půdě s plodinami (35mm foto) + srovnávací tabulky rozdíly teplot mezi suchou a vlhkou půdou až 10 °C (poledne) různá úspěšnost detekce DS (nejlepší DPZ, radiolokace a biolokace – 50 %), problémy s organizací náletů (dodržením termínů) dobře využitelný informační zdroj ( + názorné ilustrační obrázky, schémata a tabulky)

doporučení pro DPZ (optimální podmínky) CIR nejlepší (pozdní léto), ale i panchro snímky pro detekci drenáží přijatelné nejvhodnější CIR (i cenově), max. diference vlhkosti 4 dny po intenzivním dešti, záplavě CIR lepší, panchro dobré; potřeba kolmých snímků optimálně 2–3 dny po dešti; vhodné a nevhodné plodiny; termo nevhodné optimálně – CIR, panchro; markantní DS při diferenci vlhkostí nad 3 % a 6 % (podle druhu půd – písčitých, resp. hlinitých)

podrobně rozebírány vazby hloubky hladiny podzemních vod na vlhkostní a teplotní poměry půd či růst rostlin

optimální pro snímkování DS: jaro, po dešti (holé půdy); termo – rozdíly teplot až 3 °C (u veg. nad drény a mimo ně); 1–5 °C přes den v létě podrobná analýza vazeb spektrální odra- uváděn vztah vlhkosti povrchu optimální pro DPZ: 10.4.–10.5.; zivosti a vlastností půd (vlhkost, humus, půd a profilu (vliv na vegetaci) rozdíly vlhkosti nad 11–12 % železo, disperzita aj.) a „inverzní“ zobrazení DS (podzolové půdy) umožňují detekci drénů (vliv humusu) hodnocení efektivity DPZ pro mapování výrazná preference CIR pro optimálně CIR; max. rozdíly DS, rozbor půdních vlastností a detekce dané inventarizační účely vlhkosti 2–3 dny po dešti rozdílů vlhkosti nad drény (převážně holé půdy), prostorové interpretace v GIS vývoj aplikace DPZ pro detekci DS, vyšší úspěšnost detekcí na optimální kritéria neuváděna zaměřený na drenáže (linie) i celé odobdělávané půdě, jinde nižší (jen výsledky obrazové analýzy vodňované plochy různé klasifikace dig. drenážních ploch) snímků v GIS snaha o komplexní analýzu příčin, cílem je praktické uplatnění výhodou časová řada snímků příznaků a typických projevů drenáží na metod DPZ v zemědělství optimálně: leteckých snímcích odvodněných zem. a meliorační praxi (detekce sta- – bar. orto, CIR i další ploch (v různých podmínkách: srážky, vu a funkcí DS, inventarizace, – jaro, po dešti (holé půdy) land use, půdy a růst rostlin), preference kontroly a opravy podpovr– vzrůst plodin optických metod DPZ a nepřímé interchových drenáží), maximální – zralost (obilí), nárůst po seči pretace (fytoindikace) účinnost detekce 75–95 % (TTP) – fytoindikace, méně vlhkost – půdy (středně těžké, těžké) velkoplošný monitoring a detekce různé stáří DS; přesnost vlastní příčiny a projevy DS, drenážních linií z dig. snímků v GIS identifikace 59–71 % (podle ani optimální podmínky pro (automatická delineace drénů pomocí použitých vstupních map) DPZ nejsou komentovány analýzy, filtrací a podpůrných dat) (prioritou je postup automat. delineace)

V tabulce použité zkratky: IR – infra red CIR – color infra red DS – drenážní systém TTP – trvalý travní porost ENVI – Environment for Visualising Images

b) Souhrnný řešeršní rozbor – komentář

Důkladný rozbor, popis a prověřování potenciálu i limitů použití jednotlivých druhů obrazových geodat postupně poukázaly na hlavní, preferované či nadějné metody DPZ pro řešení daného tématu. Jednalo se o to, vybrat a ověřit takové vhodné technologie DPZ, které umožňují v našich podmínkách dostatečně účinně identifikovat přítomnost a tvary sledovaných hydromelioračních objektů nebo intenzitu souvisejících jevů v prostoru a čase. Identifikaci drenáží byla v České republice věnována pozornost již v 80. a 90. letech 20. století, odpovídající tehdejším potřebám i stupni rozvoje a uplatnění metod DPZ ve výzkumu a zemědělské praxi – viz studie VÚZZP Praha [26] nebo experimentální průzkumy členů řešitelského týmu „VODA“ v programu MCKP – Interkosmos (AF VŠZ Praha, VÚRV Bezno, ŠMS Bratislava). Archivní informační zdroje se tak zpravidla odkazují na dílčí prezentované výsledky výzkumů několika specializovaných oborových pracovišť, která se v bývalém Československu danou tématikou tehdy účelově zabývala (např. SMS, VÚZORT, VŠZ FA, VÚZZP Praha, Agroprojekt, ÚVSH Bezno, ŠMS

12

a SSDPZ VÚGK Bratislava). Na ně pak počátkem 21. století navázaly intenzivní výzkumně-aplikační aktivity resortních a akademických pracovišť České republiky (VÚMOP Praha, ZVHS Brno, ÚEK AVČR České Budějovice aj.), zaměřené na vytvoření informačního systému hydromelioračních staveb a účelový management drenážních systémů, včetně použití prostředků DPZ pro detekci a mapování, kontrolu či údržbu podpovrchových drenáží (projekty NAZV 2001–2006: [11, 13]). Tematicky jsou jednotlivé hodnocené disponibilní práce o detekcích drenážních systémů metodami DPZ zaměřeny na následující dílčí problémové okruhy: • měření a analýza spektrálních charakteristik půd a rozbor adekvátních projevů změn půdních vlastností (vlhkosti, obsahu humusu, minerálních látek, disperzity aj.) ve vztahu k identifikovatelnosti podpovrchových drenáží na leteckých snímcích [28, 38]; • vhodné způsoby distančního monitoringu zemědělských půd (holých i s plodinami) s využitím optických metod DPZ (zejména panchromatických a barevných infračervených snímků), popis indikátorů a stanovení optimálních podmínek pro snímkování,

vh 3/2014

resp. hodnocení drenážních systémů (přírodních, technických a časových) – např. [8, 17, 20, 25, 28, 37]; • aplikace některých specifických senzorů a obrazových záznamů DPZ při zjišťování aktuálního stavu odvodňovaných ploch (hyperspektrální snímky, termovize a radary – [2, 4, 36]) nebo podpůrných pozemních metod prospekce drenážních sítí (geofyzikální, elektroakustické, biolokační a další) – [26, 33]; • účelové technologie postprocessingu získaných obrazových dat v prostředí GIS (automatizovaná delineace zobrazených drenážních sítí – digitální analýza obrazu, filtrace) – [1, 18, 19, 25]. Až na výjimky však ve většině prací probíhá popisovaná identifikace drenážních systémů často pouze mechanicky, náhodně nebo jen s pouhým konstatováním „výskytu“ daného fenoménu na snímcích – tj. neúplně, bez bližšího vysvětlení, odhalení a systematického zdůvodnění příčin, podstaty a charakteristických projevů jejich zobrazení na analyzovaných materiálech DPZ. Naopak informačně podnětnou a perspektivní pro vlastní řešení tématu je v tomto ohledu vazba na vyhledávací postupy „letecké archeologie“ (metodicky obdobná tematika nepřímých indikací podpovrchových objektů s využitím adekvátních porostních, půdních a reliéfových příznaků [5], [23], paleohydrografii nebo indikační geologické, resp. geobotanické detekční metody [30]. Mezi nejčastěji používané metody a obrazové materiály DPZ, zmiňované jako nejvhodnější pro identifikaci podpovrchových drenáží, jsou uváděny barevné infračervené snímky (CIR = color IR), resp. spektrozonální snímky v analogové (dříve) nebo digitální podobě (nyní). Z podrobných šetření na zemědělských půdách v Ohiu [8] vyplynulo, že jarní období je optimální částí roku pro pořízení potřebných leteckých fotografií. Z použitých snímkových materiálů dávaly nejlepší výsledky fotografie CIR, protože tyto materiály mají vyšší kontrast, se kterým lze drény lépe vymezit. Barevné a ČB panchromatické fotografie však byly pro daný účel taktéž přijatelné. Barevné infračervené snímky jsou pro detekci stavu a funkce drenáží preferovány rovněž v řadě dalších regionálních průzkumů, zaměřených na velkoplošný monitoring odvodněných zemědělských ploch (odkrytých půdních povrchů před nárůstem vegetace) – [4, 20, 25, 37]. Obdobné závěry potvrzují také prováděná šetření a výsledky domácích autorů při studiu drenáží a vlhkostních poměrů půd pomocí DPZ [26, 15], včetně vlastních praktických poznatků řešitelů projektu z agroleteckých melioračních průzkumů v letech 2002 až 2006 [11, 13]. Přes nespornou vysokou informativnost spektrozonálních snímků (výrazně citlivých na obsah vody v půdě a chlorofyl v pokryvné vegetaci) jsou pro potřeby řešení pragmaticky doporučovány spíše názornější, dostupnější a levnější obrazové materiály z viditelné části spektra (zejména letecké měřické snímky v přirozených barvách), které mají pro daný inventarizační a vyhodnocovací výzkumný účel komplexnější vypovídací schopnost. Navíc jsou tyto snímky fakticky lépe využitelné i pro běžné používání v zemědělské a meliorační praxi. Problematika přímé i nepřímé identifikace drenážních systémů pomocí DPZ není v současnosti dostatečně a v potřebné šíři objasněna a dořešena. Provedeným rešeršním rozborem bylo zjištěno pouze několik ucelených a dobře použitelných informačních podkladů – odborných prací, které se dané problematice věnují komplexněji a podrobněji v souladu s potřebami daného projektu (např. obsáhlejší zprávy oborových výzkumů, disertační a diplomové práce či některé specializované publikace – [4, 8, 20, 25, 26, 28, 37]). Stěžejními informačními zdroji pro řešení dané problematiky jsou tak především předchozí specializované tematické práce (publikace, postery a výzkumné zprávy) řešitelského kolektivu z pracovišť VÚMOP Praha, ZVHS Brno, ÚEK AV ČR České Budějovice a dalších, realizované při tvorbě informačního systému hydromelioračních staveb, sestavení atlasu odvodnění nebo při formulaci potřeb pro účelné využívání, údržbu a opravy odvodňovacích staveb (viz [9–13, 32–35]). Z těchto tematických projektových podkladů vycházejí i uváděné vlastní formulace a dílčí výsledky uskutečňovaného metodického konceptu, včetně návrhu a ověřování experimentálních postupů detekce a hodnocení reálného stavu a funkčnosti podpovrchových drenáží pomocí technologií DPZ a GIS v rámci stávajícího výzkumného projektu NAZV MZe ČR. Poděkování: Tento příspěvek vznikl za podpory projektu NAZV QJ1220052 „Využití dálkového průzkumu Země pro identifikaci a vymezení funkcí drenážních systémů“ jako součást úvodní etapy řešení projektu.

vh 3/2014

Literatura/References

[1] Ale, S.; Bowling, L. C.; Naz, B. (2007): Mapping of Tile Drains in Hoagland Watershed for Simulating the Effects of Drainage Water Management. ASAE Annual Meeting 072144. [2] Copenhaver, K. (2004): Practical Applications of Remote Sensing for Production Agriculture. In: kol. (2004): Illinois Crop Protection Technology Conference – proceedings, pp. 34–40. [3] Dobrovolný P. (1998): Dálkový průzkum Země, Digitální zpracování obrazu. Vyd. Brno: MU Brno, 210 s. (in Czech) Remote Sensing, Digital Image Processing. [4] Goettelman, R. C.; Grass, L. B.; Millard, J. P.; Nixon, P. R. (1983): Comparison of multispectral remote-sensing techniques for monitoring subsurface drainage conditions. NASA Technical Memorandum No. 84317. 16 pp. [5] Gojda, M. (1997): Letecká archeologie v Čechách. Archeologický ústav AV ČR Praha, 61 s. (in Czech) Aerial Archaelogy in Bohemia. Archaelogy Institute of The Academy of Sciences of the Czech Republic Prague. [6] Kolář, J. (1990): Dálkový průzkum Země. Populární přednášky o fyzice – sv. 35, Praha, SNTL, 170 s. (in Czech) Remote Sensing. Popular Lectures on Physics. [7] Krupenio N. N. (1985): Radiolokacionnoje kartirovanije vlažnosti otkrytych počv. Issledovanije Zemli iz kosmosa, 1985, No. 1, s. 88-93. [8] Krusinger, A. E. (1971): Location of drainage tile using aerial photography. MS Thesis, Ohio State University, 143 pp + maps. [9] Kulhavý, Z.; Čmelík, M. (2004): Identifikace drenážních systémů a vymezení vazeb na vodní hospodářství krajiny. Příspěvek konference Česká krajina – střecha Evropy. ČSSI–ČSKI, ČKAIT, ZVHS, MŽP ČR, MMR ČR, MZ ČR, Univerzita Pardubice, 7.–8. 10. 2004, s. 91–98. (in Czech) Drainage systems identification and definition of their links to the water management of the landscape. SLRA, The State Land Reclamation Authority. [10] Kulhavý, Z.; Eichler, J.; Kvítek, T. (2002): Pracovní podklady projektu NAZV evid.č.QC02-242. Termovizní snímky z lokalit Káraný, Radiměř, Havlíčkův Brod, Zpracování pro účel identifikací drenáží; VÚMOP Praha. (in Czech) Working data of the project National Agency for Agricultural Research QC02-242. Thermo images of the Káraný, Radiměř, Havlíčkův Brod localities. Processing with the view of drainage identification. RISWC, Research Institute for Soil and Water Conservation Prague . [11] Kulhavý, Z.; Hodovský, J.; Žaloudík, J. a kol.(2002): Návrh a využití územního informačního systému hydromelioračních staveb. Závěrečná zpráva projektu Návrh a využití územního informačního systému hydromelioračních staveb, NAZV ev.č.QC1294, VÚMOP Praha, ZVHS, ÚEK AV ČR. (in Czech) System and utilization of area information system of hydromelioration buildings. National Agency for Agricultural Research, QC1294 RISWC, Research Institute for Soil and Water Conservation Prague. [12] Kulhavý, Z.; Žaloudík, J.; Tlapáková, L.; Burešová, Z.; Eichler, J.; Čmelík, M. (2005): Identification of Subsurface Drainage Systems by Air Photographs. Proceedings of ICID 21st European Regional Conference 2005, 15th–19th May 2005, CD-ROM, Frankfurt (Oder), Slubice as an application project output – National Agency for Agricultural Research (NAZV in Czech) No.QF3095 “Rationalization of exploitation, maintenance and repairs of drainage systems”, Methodology. RISWC, Research Institute for Soil and Water Conservation Prague (in Czech: Zemědělské odvodnění drenáží. Racionalizace využívání, údržby a oprav. Metodika. VÚMOP, 2007, 85 s., ISSN 1211-3972) [13] Kulhavý, Z. a kol. (2006) : Závěrečná zpráva výzkumného projektu Racionalizace využívání, údržby a oprav odvodňovacích staveb, NAZV ev. č. QF 3095, VÚMOP Praha, Pardubice. (in Czech) Final review of research project Rationalization of drainage utilization, servicing and reparation. National Agency for Agricultural Research, QF 3095, RISWC, Research Institute for Soil and Water Conservation Prague. [14] Kuráž, V. a kol. (1982): Využití metod DPZ v půdní fyzice. Dílčí závěrečná zpráva (VÚ II-7-2-08/1,2). Praha, FSv ČVUT – kat. hydromeliorací, 42 s. (in Czech) Application of Remote Sensing Methods in Soil Physics. Part final review (VÚ II-7-2-08/1,2). Prague, Czech Technical University in Prague – Faculty of Hydromelioration. [15] Lipský, Z. (1990a): Využití leteckých snímků pro sledování zamokření zemědělských půd. In: Sborník referátů z konference Využití DPZ ve vodním hospodářství. Praha, DT ČSVTS, s. 81–90. (in Czech) Application of aerial photographs for monitoring of waterlogged agricultural soils. [16] Lipský, Z. (1990b): Možnosti využití leteckých snímků při ochraně zemědělského půdního fondu. Sborník ČSGS, 95 (2): 87–95. (in Czech) Application potential of aerial images for agricultural land resources protection. [17] Mejer, N. J., Krivonosov, I. I. (1956): Primenenije aerometodov dlja kartirovanija zakrytych drenažnych sistěm. Moskva : Nakladatelství AN SSSR. Práce laboratoře aerometod. s. 83–107. [18] Naz, B. S. (2006): Hydrologic Impact of Subsurface Drainage of Agricultural Fields. MS Thesis, Purdue University, West Lafayette, 134 pp. + XV. [19] Naz, B. S.; Ale, S.; Bowling, L. C. (2009): Detecting subsurface drainage systems and estimating drain spacing in intensively managed agricultural landscapes. Agricultural Water Management, 96: 627–637.

13

[20] Northcott, W. J.; Verma, A. K.; Cooke, R. A. (2000): Mapping subsurface drainage systems using remote sensing and GIS. ASAE Annual International Meeting, Milwaukee, Wisconsin, USA, 9–12 July 2000, pp 1–10. [21] Plánka, L. a kol. (1983): Předběžný katalog spektrálních vlastností vybraných objektů pro interpretaci fotografických materiálů v dálkovém průzkumu Země. Výzkumná zpráva, GgÚ ČSAV Brno, 135 s. (in Czech) Preliminary catalogue of spectral characteristics of selected objects for photographic materials’ interpretation in Remote Sensing. Research Review. [22] Rataj, M. (1993): Teledetekcja mikrofalowa – podstawy i pomiar wilgotności gleb. Fotointerpretacja w Geografii, Warszawa, Tom 23, s. 93–106. (in Polish) Microwave remote sensing - background, measurement of soil moisture. Photointerpretation in Geography. [23] Smrž, Z.; Brůna, V. (2000): Pohled do minulosti – Role letecké archeologie. GEOinfo, 7 (5): 36–38. (in Czech) Hindsight – The role of Aerial Archaelogy. [24] Smugge, T. at all (1974): Remote sensing of soil moisture with microwave radiometers. Journal of Geophysical Reasearch, 79 (2): 77–80 . [25] Spreckels, V. (1995): Erfassung und Auswertung von Dränungen in landwirtschaftlichen Nutzflächen auf der Basis von Fernerkundungsdaten und geographischen Informationssystemen. Diplomarbeit, Leibnitz Universität Hannover, 120 s. [26] Svobodová, D. (1990): Podklady a technické řešení drenáže. Výzkumná zpráva VE04 projektu P 06-329-813-02 Technika, technologie a rekonstrukce odvodnění. VÚZZP Praha, 54 s. (in Czech) Data and technical solution of drainage. Research review of the Project P 06-329-813-02 Technics, technology and reconstruction of drainage. [27] Swain, P. H.; Davis, S. M. (1978): Remote sensing: The quantitative approach. New York, McGraw – Hill, 396 pp. [28] Swiatkiewicz, A. (1994): Zdalne rozpoznawanie rolniczych sieci drenarskich za pomocą zdjęć lotniczych. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej we Wroclawiu. Rozprawy, No. 242, Dysertacja, 1994, 112 s. (in Polish) Remote Discrimination of Agricultural Drainage-Nets using Aerial Photographs. [29] Šefrna, L. (1986): Využití dálkového průzkumu Země v pedologii. Kandidátská disertační práce, VÚZZP Praha, 1986. (in Czech) Remote Sensing Application in Pedology. Dissertation. [30] Švoma, J.; Včíslová, B. (1990): Použití metod dálkového průzkumu Země při vyhledávání a ochraně podzemní vody. Geodetický a kartografický obzor, 78 (1): 19–21. (in Czech) Use of the Earth’s Remote Sensing Methods with Searching and Protecting Underground Water. Geodetic and Cartographic Review. [31] Tetzlaff, B.; Kuhr, P.; Vereecken, H.; Wendland, F., (2009): Aerial photograph-based delineation of artificially drained areas as a basis for water balance and phosphorus modelling in large river basins. Physics and Chemistry of the Earth, Part A/B/C, Volume 34, Issues 8–9, pp. 552-564. [32] Tlapáková, L.; Burešová, Z.; Čmelík, M.; Eichler, J.; Kulhavý, Z.; Žaloudík, J. (2004): Využití leteckých snímků při identifikaci drenážních systémů. In: Sborník konference Posterové dny Bratislava, 25.11.2004, XII. posterový deň s medzinárodnou účasťou – „Transport vody, chemikálií a energie v systéme poda – rastlina – atmosféra”, Ústav hydrológie a Geofyzikálny ústav SAV, Bratislava, s. 478–483. (in Czech) Application of Aerial Images for drainage systems identification. [33] Tlapáková, L.; Kulhavý, Z. (2006): Podpora efektivního managementu drenážních systémů. In: Meliorace v lesním hospodářství a v krajinném inženýrství, Kostelec nad Černými lesy, 26.–27. 1. 2006. ČZU, VÚMOP Praha. (in Czech) Support of the Effective Drainage System Management. In: Amelioration in Forestry and Landscape Engineering. CAE, RISWC, Research Institute for Soil and Water Conservation Prague. [34] Tlapáková, L.; Kulhavý, Z. (2009): Využití materiálů DPZ při sestavení atlasu drenážního odvodnění. Vodní hospodářství, 59 (6): 229–231. (in Czech) Remote sensing application for the making of atlas of subsurface drainage. Water Management, 59 (6). [35] Tlapáková, L.; Kulhavý, Z.; Burešová, Z. (2008): Atlas drenážního odvodnění v okrese Chrudim s vyznačením ploch identifikovaných prostředky dálkového průzkumu Země. VÚMOP. (in Czech) Atlas of subsurface drainage in the district Chrudim area with outlined areas identified by means of remote sensing. RISWC, Research Institute for Soil and Water Conservation Prague. [36] Varner, B. L.; Gress, T.; Copenhaver, K.; White, S. (2002): The effectiveness and economic feasibility of image based agricultural tile maps. Final Report to NASA ESAD 2002. Champaign, IL.: Institute of Technology IL. [37] Verma, A. K.; Cooke, R. A.; Wendte, L. (1996): Mapping subsurface drainage systems with color infrared aerial photographs. AWRA Symposium on GIS and Water Resources, Ft. Lauderdale, Florida, 22–26 September 1996 . [38] Vinogradova, N. V. (1995): Razrabotka metodov oceňki sostajania drenažnych sistěm po aerofotosnimkam s ispoľzovaniem spektraľnych charakteristik počv. Disertační práce. Ústav hydrotechniky a rekultivace půdy A. N. Kosťakova, Moskva, 1995. [39] Žaloudík, J. (1994): Využití dálkového průzkumu Země v geoekologickém výzkumu vodní složky krajiny. Kandidátská disertační práce, ÚEK AV ČR, České Budějovice, 137 s. (in Czech) The use of remote sensing in geoecological investigation of water component of landscape. Dissertation (Candidate of Sciences).

14

RNDr. Lenka Tlapáková, Ph.D.1) Mgr. Igor Pelíšek, Ph.D.1) doc. Ing. Zbyněk Kulhavý, CSc. (autor pro korespondenci)1) RNDr. Jiří Žaloudík, CSc.2) 1)

VÚMOP, v.v.i., oddělení hydrologie a ochrany vod B. Němcové 231 530 02 Pardubice tel.: 466 300 041, 466 310 265 e-mail: [email protected] 2)

Biologické centrum AV ČR, v. v. i. (Hydrobiologický ústav) Na Sádkách 7 370 05 České Budějovice

Identification of drainage systems by means of remote sensing – thematic introduction (Tlapáková, L.; Žaloudík, J.; Pelíšek, I.; Kulhavý, Z.) Abstract

The paper presents basic facts and knowledge of special survey and literature retrieval focused on detection and evaluation methods of subsurface drainage systems by means of remote sensing. It is a part of beginning research stage of the project „Identification and function determination of the drainage systems by means of remote sensing data utilization“ and it defines preferred research – application methods based on the remote sensing technology and multifunctional tools of geographical information systems (GIS). The summary is aimed at the complex analysis of applied processes in spatial localization, classification or assessment of subsurface drainage systems’ actual status by means of distance research methods. Mainly it means determination of potential, application principles and limits of practical use of different technologies and image data obtained by remote sensing in solving questions. Key words subsurface drainage – remote sensing – information review Tento článek byl recenzován a je otevřen k diskusi do 31. května 2014. Rozsah diskusního příspěvku je omezen na 2 normostrany A4, a to včetně tabulek a obrázků. Příspěvky posílejte na e-mail [email protected].

Seminář

Ekologický potenciál rybích obsádek v našich přehradách a umělých jezerech proběhne 27. března od 10 hod. v Aule Biologického centra AV ČR, v. v. i., Branišovská 31, České Budějovice Zazní příspěvky na témata: Současný stav našich nádrží; Hodnocení rybích společenstev; Účinnost biomanipulace na našich nádržích; Rybí společenstva v nádržích Vltavské kaskády; Řízená rybí společenstva umělých jezer; Vzácné rybí fauny na našem území. Případné dotazy a přihlášky směrujte: Mgr. K. Soukalová, [email protected], tel. 387 775 831

vh 3/2014

Nejistoty při navrhování systémů nakládání s dešťovými vodami Boris Vološ, Lubomír Macek

Abstrakt

V otázkách návrhů systémů pro odvádění dešťových vod mají projektanti k dispozici tato normová doporučení: TNV 75 9011 Hospodaření se srážkovými vodami, ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod, ČSN 75 6101 Stokové sítě a kanalizační přípojky, ČSN EN 75 6110 Odvodňovací systémy vně budov, ČSN 75 6261 Dešťové nádrže a Intensity krátkodobých dešťů v povodích Labe, Odry a Moravy [6]. Cílem je poukázat na provázanost návrhových požadavků z jednotlivých norem, ze kterých pak mohou plynout nejistoty ve funkčnosti navrženého odvodňovacího systému. Zaměřili jsme se jen na nejdůležitější vstupy, jako jsou srážky a odtokové koeficienty, podle kterých se navrhuje kapacita potrubí, objemy nádrží a posuzuje funkčnost systému jako celku. V poslední části příspěvku se dotkneme otázek návrhu, umístění a fungování vsakovacího zařízení. Klíčová slova srážka – odtok – akumulace – infiltrace – koeficient odtoku – dešťové vody – vsakování – periodicita opakování

Srážky Při dimenzování odvodňovacích systémů vně budov dle ČSN EN 75 6110 jsou doporučené periodicity opakování návrhových dešťů za předpokladu využití jednoduchých výpočetních metod následující: – Venkovní území P = 1,0 – Obytná území P = 0,5 – Městská centra a průmyslová území P = 0,2 – Podzemní dopravní zařízení a podjezdy P = 0,1 Délku trvání deště norma nespecifikuje. Vysvětluje jen, že použitá intenzita závisí na faktorech jako je doba dotoku v povodí a případně je možné se řídit na základě vyhodnocení místních dešťoměrných údajů. Uvažují s použitím konstantního deště. Podle TNV 75 9011 Hospodaření se srážkovými vodami je u návrhu vsakovacích zařízení uváděná návrhová periodicita srážek 0,2 a 0,1. Periodicita 0,1 se volí pro případy náročnějších staveb, kde je potřebná vyšší spolehlivost, jako např. při návrhu odvodnění podzemních dopravních zařízení nebo vstupů do budov nacházejících se pod úrovní okolního terénu. Jiná periodicita návrhové srážky může být stanovena v generelu kanalizace. Dále se uvádí, že návrhová periodicita srážek může být stanovena v souvislosti s požadavky hydraulické spolehlivosti navrhované protipovodňové ochrany objektu. Délka trvání návrhové srážky pro dimenzování objektů se volí od 5 min do 72 hodin, viz tabulka D. 2 v normě [2]. Jako výsledná se v návrhu uváží nejnepříznivější varianta. Podle ČSN 75 6101 „Stokové sítě a kanalizační přípojky“ jsou hodnoty četnosti výpočtových dešťů stanoveny následovně: – Venkovní území P = 1,0 – Obytná území P = 0,5 – Městská centra, průmyslová a komerční území P = 0,5 a P = 0,2 (P = 0,2 se navrhuje v případech, kde v místě nejsou stanoveny intenzity dešťových srážek pro nucený odtok) – Podzemní dráhy, podjezdy P =0,1 Normy ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod, ČSN 75 6101 Stokové sítě a kanalizační přípojky, TNV 75 9011 Hospodaření se srážkovými vodami nepředpisují tvary syntetických hyetogramů pro případné modelování neustáleného odtoku v čase. Řešitelé modelových simulací mohou využít zátěžové hyetogramy podle různých autorů nebo stanovené dle místních podmínek. V případech, kdy nejsou k dispozici věrohodná srážková data z řešené lokality, autoři projektu nejčastěji sáhnou po aplikaci syntetického hyetogramu dle Šifaldy [9]. Tvar syntetického zátěžového hyetogramu, který lze použit pro simulaci návrhových parametrů, je rozhodující ve vztahu ke kulminačnímu průtoku, tudíž pro návrhové

vh 3/2014

charakteristiky pro stanovení kapacity potrubí a bezpečnostních přelivů objektů. Vlivem tvaru syntetického hyetogramu a jeho časového kroku se v minulosti pro urbanizované povodí zabýval např. Haloun [7] a pro malé otevřené povodí Vološ [8] a jiní. Při zjednodušených výpočtových postupech, zejména při aplikaci intenzitních vzorců, průběh zátěžové srážky do výpočtu nevstupuje a výsledek závisí na výběru konkrétního intenzitního vzorce od příslušného autora. V našich podmínkách a při použití jednoduchých výpočtových metod se podle normy ČSN 75 6101 Stokové sítě a kanalizační přípojky používá racionální metoda, přičemž se vychází z jejího obecného tvaru. Doporučené návrhové periodicity opakování návrhových srážek při použití jednoduchých výpočetních metod jsou P (1,0; 0,5; 0,2 a 0,1). Délka trvání deště při použití racionální metody je 15 min, v případě doby koncentrace přesahující 15 min se delší návrhová srážka redukuje podle Bartoška. Z uvedeného plyne nejistota ve využití plné funkčnosti systému jako celku, kdy přívodní potrubí dešťové vody do objektu pro hospodaření s dešťovými vodami (HDV, decentrální způsob odvodnění) je dle uvedených návrhových parametrů poddimenzované ve vztahu k návrhové kapacitě objektu HDV. Poddimenzování přívodního potrubí lze vysvětlit rozdílnými požadavky na návrhové srážky pro dimenzování vsakovacích zařízení a návrhovými požadavky pro výpočet stokové sítě a vnitřní kanalizace. Tato kombinace návrhu může nastat například v případě, že systémem HDV bude navrženo odvodnění několika objektů v rámci jednoho pozemku, které budou svedeny do společné nádrže. Sjednocení návrhových parametrů chápeme z pohledu návrhové srážky, její periodicity a doby trvání. Pokud bychom se podívali na normy, doporučené pro návrh odvodňovacích systémů uvnitř budov, ČSN 75 6760 Vnitřní kanalizace doporučuje pro návrh odvodňovacích systémů uvnitř budov použít intenzitu 300 l.s-1.ha-1. Tato norma ovšem relativně nově odkazuje na ČSN EN 1256-3 Vnitřní kanalizace – Gravitační systémy – Část 3: Odvádění dešťových vod ze střech – Navrhování a výpočet. V této normě v českém znění patrně považují tuto intenzitu za místně používanou a definují určité stupně bezpečnosti návrhu odvodnění, pokud nejsou použity skutečné intenzity srážek podle významu budovy. V doporučené návrhové intenzitě není přiřazena periodicita opakování a doba trvání. Projektant, pokud má sjednotit celý návrh systému na stejnou periodicitu, potřebuje zvážit další informace o intenzitách dle jiných autorů a metodou podobnosti přiřadit příslušnou periodicitu. V případě, že se bude navrhovat odvodnění střech na vyšší stupeň bezpečnosti, je zapotřebí navrhnout i další prvky odvodnění na stejné návrhové zatížení tak, aby celý systém dobře fungoval. Z toho lze doporučit projektantům, aby v návrzích systému odvodnění věnovali dostatečnou pozornost návrhovým parametrům jednotlivých částí systému odvodnění a návrh systému sjednotili dle navrhované koncepce. Může nastat situace, kdy objekty HDV budou napojeny na krátký úsek stávající dešťové kanalizace. V takovém případě musí projektant posoudit kapacitu stávajícího úseku kanalizace a návrh uzpůsobit místním kapacitním podmínkám, případně kapacitním podmínkám výhledu při plánované obnově části systému.

Odtokové koeficienty a jejich význam V této části článku jsme se zaměřili na nejistoty výpočtů objemu odtoku plynoucí z dimenzování malých jednoduchých systémů HDV, kde není potřeba využití matematického modelování a splňují podmínky uvedené v TNV 75 9011: – Objekty HDV nejsou řazeny sériově – Jedna odvodňovací plocha zaústěná do jednoho vsakovacího nebo retenčního zařízení nepřekročí 3 ha – U samostatných retenčních objektů pro odvodňovací systémy s plochou povodí menší než 200 ha a dobou dotoku v povodí a stokové sítí menší než 15 min Při dimenzovaní těchto malých objektů normy uvádějí možnosti použití jednoduchých výpočtových postupů pomocí statistických a empirických metod. Dříve než začneme řešit odtokové koeficienty je potřeba uvést, že odborná literatura, včetně zahraniční, obsahuje spoustu empirických vzorců pro výpočet QMAX, založených na předpokladech vycházejících z teoretických schémat. Výběr vzorce je zvažován dle jeho omezujících předpokladů, územní platnosti, klimatické oblasti apod. Tyto empirické vzorce mají pestrou skladbu z pohledu různých vstupů a teoretických předpokladů. V principu tyto vzorce v hydrologii kategorizujeme na tři základní typy. První typ vzorců je regionální. Regionálním typem vzorců se nebudeme zabývat, protože nejsou obsaženy ve výše citovaných normách.

15

Druhý typ vzorců je intenzitní. Intenzitní vzorce vyjadřují vztah mezi maximální intenzitou přívalového deště a maximálním odtokem qmax = Ψv.i.k, kde i je maximální intenzita deště příslušné doby opakování a trvání, k rozměrový součinitel, Ψv náhradní (vrcholový) součinitel odtoku.

Tabulka 1. Hodnoty objemového koeficientu odtoku dle Lauterburga, např. [10] Charakter povodí Horské oblasti: hustě zalesněné pole a řídké porosty pastviny holé skály Roviny a pahorkatiny: souvislé lesy pole a řídký porosty louky a pastviny holá úbočí

nepropustná a b c 0,65 0,75 0,85 0,90

0,55 0,65 0,75 0,80

Půda středně propustná a b c 0,55 0,65 0,75 0,80

0,45 0,55 0,65 0,70

velmi propustná a b c 0,45 0,55 0,65 0,70

0,35 0,45 0,55 0,60

Intenzitní vzorce se používají pro výpočet maximálního odtoku z malých povodí. U nás 0,55 0,45 0,45 0,35 0,35 0,25 se také používají pro výpočet návrhového 0,65 0,55 0,55 0,45 0,45 0,35 průtoku při dimenzovaní kanalizace. 0,75 0,65 0,65 0,55 0,55 0,45 Třetí typ tvoří objemové vzorce. Tyto vzorce 0,80 0,70 0,70 0,60 0,60 0,50 byly odvozeny z celkového objemu odtoku, který vyvolala srážka, a z předpokládaného a = sklon: I > 35 %, b = sklon: I = 11–35 %, c = sklon: I = 3,5–11 % tvaru hydrogramu přímého odtoku. Z uvedeného plynou metodologické rozdíly pro samotnou aplikaci těchto vzorců při pro- Tabulka 2. Součinitele odtoku srážkových vod dle ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových jektovaní a dimenzovaní jednotlivých částí vod. V normě není uvedeno, jestli se jedná o vrcholový nebo objemový součinitel odtoku. odvodňovacího systému. Pro aplikaci objemo- Domníváme se, že jde o vrcholový součinitel odtoku pro použití v racionální metodě vých a intenzitních vzorců byly zavedeny dva Konfigurace území typy odtokových koeficientů, a to objemový (průměrný sklon svahů) Způsob zastavění a druhy pozemku a vrcholový koeficient odtoku. do 1 % 1–5 % nad 5 % Objemový koeficient odtoku vyjadřuje poStřechy s propustnou horní vrstvou (vegetační střechy) 0,4 až 0,71) 0,4 až 0,71) 0,4 až 0,71) díl odtečeného objemu odtoku k objemu srážStřechy s vrstvou kačírku na nepropustné vrstvě 0,7 až 0,91) 0,7 až 0,91) 0,8 až 0,91) ky. Z uvedeného plyne, že se může pohybovat Střechy s nepropustnou horní vrstvou 1,0 1,0 1,0 v mezích od 0 do 1,0. Pro určení konkrétního 0,9 0,9 0,9 Střechy s nepropustnou horní vrstvou o ploše větší než 10 000 m2 objemového koeficientu odtoku pro danou obAsfaltové a betonové plochy, dlažby se zálivkou spár 0,7 0,8 0,9 last v ČR literatura odkazuje na mapu izolinií Dlažby s pískovými spárami 0,5 0,6 0,7 objemového součinitele odtoku pro vzorec dle Čerkašina, publikovanou např. v [11], nebo ve Upravené štěrkové plochy 0,3 0,4 0,5 starší hydrologii Dub [12] se odkazuje na taNeupravené a nezastavěné plochy 0,2 0,25 0,3 bulku odtokového součinitele používaného ve Komunikace ze zatravňovacích nebo vsakovacích tvárnic 0,2 0,3 0,4 vzorcích Lauterburga. Lauterburgovu tabulku Sady, hřiště 0,10 0,15 0,20 z literatury [12], viz tabulka 1, rozšířenou Zatravněné plochy 0,05 0,1 0,15 o oblasti horské, roviny a pahorkatiny, použili autoři při zpracovávaní výzkumné úlohy 1) Podle tloušťky propustné horní vrstvy srážko-odtokových a korytotvorných procesů na území Čech [10] v roce 2005. Vrcholový koeficient odtoku je maximální odtokový koeficient, Z teoretického rozboru problematiky o objemovém a vrcholovém při kterém se na tvorbě odtoku podílí největší část vypadlé srážky. koeficientu odtoku lze usuzovat, že úlohy hospodaření s dešťovou Vrcholový součinitel odtoku se používá při aplikaci intenzitních vodou by se měly navrhovat jak podle vrcholového, tak podle objetypů vzorců. mového koeficientu odtoku. Vrcholové koeficienty odtoku lze použít Tabulkové hodnoty ukazatelů odtokové ztráty uváděné jako součipro intenzitní vzorce, ze kterých stanovíme návrhový maximální nitele odtoku pro výpočet stokové sítě racionální metodou se vyskyprůtok, a objemové koeficienty odtoku při výpočtu potřebného vsatují také v technických normách pro návrh kanalizace a hospodaření kovacího nebo retenčního objemu navrhované nádrže. V citovaných s dešťovou vodou. Tyto koeficienty byly původně určeny pro výpočty normách zmínka o objemovém součiniteli odtoku chybí. Navíc nornávrhových průtoků při dimenzování kanalizace racionální metodou ma ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod uvádí tabulku za předpokladu zatížení srážkou s dobou trvání 15 min nebo redukovrcholových koeficientů odtoků, původně určenou pro dimenzování vaným deštěm. Dnes se tyto tabulkové hodnoty převzaly a používají kanalizace při zatížení 15minutovým deštěm, pro zatížení delší než se i pro řešení objemových úloh, viz ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení 15 min, a to až do zatížení 72 hodin. U výpočtů objemu odtoku pro srážkových vod. události trvající řádově hodiny a dny je potřeba zvážit koeficient Ze vztahu mezi vrcholovým a objemovým koeficientem odtoku plyodtoku pro propustné plochy, zejména pro sady, hřiště a zatravnění, ne, že vrcholový koeficient odtoku má v sobě zjednodušeně zohledněkterých uváděná hodnota v normových tabulkách se pohybuje kolem nou i funkci vlastnosti povodí v podobě podílů sestupné a vzestupné 0,1–0,15. Při zatížení srážkou trvající několik hodin a pak několik dní, větve předpokládaného výsledného odtokového hydrogramu. Zahrbude koeficient odtoku vyšší a může se pohybovat kolem hodnoty nutá funkce podílů sestupné a vzestupné větve hydrogramu odtoku 0,5, tj. 5násobně vyšší. V těchto případech je lepší použít hodnoty umožňuje zohlednit velikost vypočteného kulminačního průtoku pro objemového koeficientu odtoku z tabulky 1. různé tvary povodí (vějířovitý či pérovitý tvar) při jejich stejné ploše. Dle tabulek 1 a 2 lze soudit, že v propustném prostředí se navzájem Vzhledem k zahrnuté dané funkci podílů větví hydrogramu odtoku koeficienty odtoku významně liší. Např. v tabulce 2 je pro zatravněmůžeme tvrdit, že z metodologického pohledu by se vrcholový koefiné plochy uváděn koeficient odtoku 0,1 a v tabulce 1 je pro louky cient odtoku neměl používat pro výpočet objemu odtoku ze zelených a pastviny koeficient odtoku 0,65. Při mylném výběru toho správného části povodí, kde platí předpoklad, že poměr sestupné a vzestupné koeficientu odtoku řešitel úlohy zpravidla navrhne jiné geometrické větve hydrogramu odtoku je větší než 1,0. Výpočet vrcholového souparametry konstrukce. Někteří autoři tabulkových hodnot vrcholočinitele odtoku je dán vztahem: vého koeficientu odtoku uvádějí různé hodnoty koeficientu odtoku pro různé doby opakování zátěžové srážky v kombinaci se sklonem území. V citovaných normách používaných u nás takovéto tabulky , nejsou, ale projektant může uvážit tyto trendy a změny koeficientů odtoku a aplikovat je na tabulkové hodnoty uvedené v našich platných kde Ko je objemový součinitel odtoku [-], normách. Další možností je použít řešení založené na modelu. φv vrcholový součinitel odtoku [-], Umístění a funkčnost vsakovacího objektu mh součinitel tvaru hydrogramu n = tp/tv [-], tp doba poklesu hydrogramu [s], Návrh rozměru vsakovacích nádrží, včetně jejich doby prázd tv doba vzestupu hydrogramu [s]. nění, popisuje detailně norma Vsakovací zařízení srážkových vod

16

vh 3/2014

ČSN 5 9010. Podle daných postupů lze cel- Tabulka 3. Srovnávací tabulka požadované významnosti návrhových srážek kem jednoduše navrhnout vsakovací objekt. Stokové sítě Odvodňovací systémy Hospodaření se V praxi to často tak jednoznačné ohledně a kanalizační přípojky vně budov srážkovými vodami jeho správné funkce nemusí být, a to zejména ČSN 75 6101 ČSN EN 75 6110 TNV 75 9011 z těchto důvodů: Popis Periodicita opakování Periodicita opakování Periodicita opakování – Nejistoty, které návrh vsakování doprovázeVenkovní území 1 1 0,1 (0,2) jí, plynou z geologicky heterogenního podObytná území 0,5 0,5 0,1 (0,2) zemního prostředí s různým koeficientem Městská centra filtrace a výskytem puklin, které umožňují 0,5 (0,2) 0,2 0,1 (0,2) a průmyslová území existenci preferenčního proudění. Tomu Podzemní stavby 0,1 0,1 0,1 by mělo odpovídat provedení a počet 15 min, vsakovacích zkoušek, také podle velikosti Délka trvání případně redukovaný nespecifikované 5 min až 72 hodin a významu objektu. návrhového deště déšť dle Bartoška – Nejistota plynoucí z návrhu vsakování na svažitém území spojená zejména s výskykomplikacím souvisejícím s nedostatečnou funkcí zařízení anebo se tem preferenčních cest, anebo nepropustných vrstev. změnou technického řešení, které si může vyžádat změnu koncepce, – Nejistota při návrhu minimální vzdálenosti umístění vsakovací případně nároky na další zábor pozemků. konstrukce od podsklepené části objektu ve svažitém území. Výpočet minimální vzdálenosti je v normě uveden bez ohledu na sklon Poděkování: Článek vznikl za podpory řešení projektu „Posílení území. infiltračních procesů regulací odtoku vod z malých povodí“, evid. č. V případech, kdy se podmínky pro vsakování blíží limitním (koQJ1220050. eficient vsaku kv < 10-5 m.s-1), případně že se za provozu prokáže po letech nefunkčnost vsakovacího zařízení nebo že dojde k ohrožení Literatura/References sousedních nemovitostí, stability svahu, lze tuto situaci řešit změ[1] Stokové sítě a kanalizační přípojky ČSN 75 6101, říjen 2004, (in Czech). Sewer nou vsakovacího objektu na akumulační nádrž nebo na retenční networks and sewage connections, ČSN 75 6101, October 2004. nádrž s řízeným odtokem. Podmínky pro vsakování se také mohou [2] Vsakovací zařízení srážkových vod ČSN 75 9010, únor 2012, (in Czech). Infiltraměnit v důsledku nové výstavby v okolí vsakovacích objektů a tím tion facilities for rainwater, ČSN 75 9010, February 2012. významně ovlivňovat odtokové poměry. Tyto změny si můžou vyžádat [3] Dešťové nádrže, ČSN 75 6261, září 2004, (in Czech). Stormwater retention tanks, i úpravu rozměrů navrženého vsakovacího objektu nebo změnu jeho ČSN 75 6261, September 2004. funkce. Proto je vhodné při složitějších geologických a sklonových [4] Odvodňovací systémy vně budov, ČSN EN 752, 75 6110, říjen 2008, (in Czech). podmínkách už předem předvídat možnost proveditelnosti přestavby Drainage systems outside of buildings, EN 752, 6110 75, October 2008. vsakovacího objektu na objekt retenční nebo akumulační. V případě [5] Hospodaření se srážkovými vodami, TNV 75 9011, březen 2013, (in Czech). objektu retenčního je potřeba promyslet, kam bude vypouštěn reguRainwater management, TNV 75 9011, March 2013 (in Czech). lovaný odtok. [6] Intensity krátkodobých dešťů v povodích Labe, Odry a Moravy, Josef Trupl, Praha V praxi se setkáváme i s případy, kdy řešení nakládání s dešťovými – Podbaba, březen 1958, (in Czech). Trupl, J. (1958), Intensities of short rains in vodami je navržené a postavené až jako poslední součást stavby, bez the catchment areas of the Elbe, Oder, and Morava. Praha-Podbaba. koncepce a průzkumů. Těmto problémům lze jednoduše předejít tak, [7] Haloun, R. (1993): Modelování odtoku z intravilánu, Vydavatelství ČVUT, Praha, že stavební úřad bude požadovat předložit koncepci řešení nakládání leden, (in Czech). Modelling of urban runoff. Publisher ČVUT, Prague (in Czech). s dešťovými vodami včetně všech potřebných průzkumů – hydroge[8] Vološ, B. (2006): Neistoty pri odvodzovaní extrémných povodňových vĺn, Zborník, ologického průzkumu, vsakovacích zkoušek a průzkumů způsobu Extrémní hydrologické jevy v povodích, Praha. (in Slovak). Uncertainties in zakládání a hydroizolací okolních objektů, které mohou být nově obtaining the extremes of flood waves. Proceedings, Extreme hydrological phebudovaným objektem dotčeny – pro funkční návrh řešení, a to už nomena in catchment areas, Prague (in Slovak). ve fázi projektové dokumentace tak, aby nakládání s dešťovou vodou [9] Krejčí, V. (2002) Odvodnění urbanizovaných území – koncepční přístup, ISBN: mohlo být součástí územního rozhodnutí. 80-86020-39-8. (in Czech). Drainage of urban areas - a conceptual approach. ISBN Závěry : 80-86020-39-8. [10] Havlík, A.; Matoušek, V. (2005): Srážko-odtokové a korytotvorné procesy v povodí Srážky toků, Výroční zpráva Projekt VaV – SL/1/13/04. (in Czech). Rainfall runoff and Funkční a ekonomicky efektivní návrh systému nakládání se riverbed-forming processes in catchment areas of rivers. Annual report of the srážkovými vodami si vyžaduje sjednocení vstupních dimenzačních R&D project - SL/1/13/04. podmínek na stejné návrhové zatížení. V tabulce 3 uvádíme požadav[11] Máca, P.; Pavlásek, J.; Ředinová, J. (2009): Hydrologie, návody ke cvičením, http:// ky na významnost srážky pro navrhování. fzp.czu.cz , (in Czech). Hydrology, instructions for exercises. http://fzp.czu.cz (in V normě Vnitřní kanalizace ČSN EN 12056–3 je uvedena návrhová Czech) intenzita deště 0,03 l/(s. m2), bez další specifikace jako doby trvání [12] Dub, O. (1957): Hydrológia, Slovenské vydavateľstvo technickej literatúry, a příslušné periodicity opakování. Bratislava, (in Slovak). Hydrology. Slovak publishing house for technical literaOdtokové koeficienty ture, Bratislava. Z uvedeného rozboru odtokových koeficientů vyplynulo, že návrh [13] Vnitřní kanalizace – Gravitační systémy – Část 3, ČSN EN 12056-3, červen 2001, systému hospodaření s dešťovou vodou by měl být proveden pomocí (in Czech) Interior sewers - gravity systems - Part 3. ČSN EN 12056-3, June 2001 vrcholových a objemových součinitelů odtoku. V případě složitějších odtokových situací je vhodné sestavení matematického modelu chování systému za účelem optimalizace návrhu konstrukce odvodnění. Vrcholové součinitele odtoku použijeme pro aplikaci v intenzitních vzorcích při výpočtech návrhových průtoků používaných pro dimenzování potrubí, viz tabulku 2. Objemové součinitele odtoku při stanovení návrhového objemu dešťové, akumulační nebo vsakovací nádrže viz tabulku 1.

Umístění a funkčnost vsakovacích objektů

V otázkách návrhu vsakování ve složitých geologických poměrech, kde projektant nemůže předem vyloučit částečnou nefunkčnost sytému, je vhodné myslet na změnu funkce vsakovacího prvku při minimálních stavebních nákladech v budoucnosti. Je otázkou, zda stavební úřady mohou klást vyšší důraz na řešení otázek nakládání s dešťovými vodami již v přípravné fázi projektů tak, aby byla jasná koncepce a funkčnost budoucího systému v čase územního rozhodnutí. Zcela zásadní je, aby tyto úřady vždy vyžadovaly provedení nutných průzkumů a zkoušek. Tím se předejde budoucím

vh 3/2014

Ing. Boris Vološ, Ph.D. (autor pro korespondenci) Ing. Lubomír Macek, CSc., MBA Aquion, s.r.o. Osadní 324/12a 170 00 Praha 7 e-mail: [email protected]

Uncertainties in the design of rainwater drainage systems (Vološ, B.; Macek, L.) Abstract

In regards to the system for draining rainwater, planners have these recommended norms available: TNV 75 9011 Management of rainwater, ČSN 75 9010 Infiltration facilities for rainwater, ČSN 75 6101 Sewerage network and sewage connections, ČSN EN 75 6110 Drainage systems outside buildings, and ČSN 75 6261 Rainwater

17

tanks and intensities of short rains in the catchment areas of the Elbe, Oder, and Morava [6]. The aim is to highlight the interdependence of different norms for design requirements, which can lead to uncertainties as to the functionality of the proposed drainage system. In the article, we focus only on the most important inputs, such as precipitation and runoff coefficients, which determine the proposed pipeline capacity and the volume of reservoirs, and on the assessment of the performance of the system as a whole. In the last part of the paper, we touch upon issues of design, location and operation of the infiltration system.

Advanced (hyper) eutrophication and harmful algal blooms in impoundments – a worldwide problem, its causes and consequences (Review) Vladimir Novotny

Abstract

As a result of the intensification of agriculture, use of phosphate detergents and implementing sewerage in growing communities over the last fifty years, nutrient loads to receiving surface and groundwater have, in the second half of the last century, dramatically increased throughout the world, creating eutrophic and hypereutrophic water quality in lakes and reservoirs providing water supply to communities, recreation, fishing and other benefits. The hypereutrophic status is often exhibited by harmful algal blooms of cyanobacteria (Cyano–HAB) which are becoming endemic in Europe, Asia and also in the US. High nitrate loads are one of the causes of hypereutrophication; however, they also appear to suppress internal phosphate loading from sediments. The processes in the water/sediment interface are described and a potential effect of denitrification on carbon sequestering is outlined. The key processes in many hypereutrophic water bodies occur in sediments which may contain orders of magnitude larger concentrations of hibernating cyanobacteria than those in the water column during the bloom. Also the phosphate content in the sediment of hypereutrophic impoundments may exceed by orders of magnitude the quantity in the incoming external annual load. The key processes in sediments affecting internal loads are denitrification, anaerobic digestion, reduction of iron and aluminum phosphate compounds and reduction of sulfate to sulfide. New models need to be developed and the strategy of mitigation practices has to be reevaluated. Possible strategies are outlined. Key Words eutrophication – hypereutrophic conditions – harmful algal blooms – agriculture effects – nitrogen – nutrient inputs – phosphorus – total maximum daily load – greenhouse gas emissions – nitrate pollution control – nitrate layer – boundary layers – wetlands – nitrification – denitrification – sulfate – reduction processes in sediments

Introduction In the previous articles the author (Novotny, 2009, 2011) described the dramatic increase of the infestation of many impoundments throughout the world by harmful algal blooms caused mainly by cyanobacteria. Because these blooms are exhibited by very high densities of microorganisms (more than 104 to 106 cells/mL) the use of the infected water bodies for various purposes (recreation, water supply, fishing, even irrigation) has greatly diminished which in the last ten to fifteen years caused water supply emergencies, fish kills and swimming bans in Czech Republic and many parts of the world. The

18

Key words precipitation – runoff – accumulation – runoff coefficient – rainwaters – infiltration – recurrence pattern Tento článek byl recenzován a je otevřen k diskusi do 31. května 2014. Rozsah diskusního příspěvku je omezen na 2 normostrany A4, a to včetně tabulek a obrázků. Příspěvky posílejte na e-mail [email protected]. phenomenon of a harmful algal blooms by cyanobacteria is different from the traditional notion of eutrophication caused by diatoms and green algae; hence the terms hyper–eutrophication and cyano–harmful algal bloom (Cyano–HAB) have been introduced (Chorus and Barton, 1999; Vollenweider and Kerekes, 1980; Paerl and Fulton, 2006; Paerl et al., 2010). The main causes that led to hypereutrophic status of important water bodies were (1) intensification and industrialization of agriculture (Green Revolution) relying mostly on industrial fertilizers that also resulted in high soil erosion from farms, (2) use of phosphate detergents, (3) wetland drainage for farming and urbanization that nitrified organic nitrogen and released N and P from oxidized soils, and (4) implementation of treatment of municipal wastewater that removed biodegradable organics but left most of the nutrients in the effluent. As a result, nutrient inputs into receiving water bodies have been increasing exponentially in the second half of the last century. The resulting excessive eutrophication of surface waters has become the most severe problem in many countries, both developed and developing.

Problems with nutrient enrichment of impoundments Eutrophication and hypertrophy – worldwide

At the beginning of this century Cyano-HABs were impairing 70 % of reservoirs and ponds in the Czech Republic (Hejzlar, 2006; Babica et al., 2006; Bláha and Maršálek, 2003; Znachor et al., 2006). The hypereutrophic status of surface water bodies caused by Cyano-HABs is also ubiquitous and troublesome in China, Holland, Republic of Korea, France and many other countries where, in the last three decades, the water quality of a majority of impoundments deteriorated to the point where the basic uses of these water bodies for aquatic life, recreation and water supply are now severely impaired or are threatened in the near future. Cyano-HABs have been ubiquitous in the St. Johns River, Lakes Okeechobee, Apopka and hundreds of smaller lakes in Florida, in the Delaware Reservoir (in 1990s) providing water to New York City, Onondaga Lake in New York State, in 1980s in Lake Mendota and Lake Delavan and today Lake Butte des Morts in Wisconsin, and have been recently found in the Charles River in Boston. In the early 2000s, 16 % of lakes in Florida were classified as hypereutrophic. The Cyano-HABs reappeared now also in Lake Erie of the Great Lakes and the number of cyanobacteria infested water bodies increased during the record breaking hot weather in south and southwest US in the last few years. The largest fresh water lake in California, the Clear Lake (a misnomer, the lake is not clear) was eutrophic at the beginning of this century with occasional growth of cyanobacteria. The lake provided potable water to several communities and fishing and swimming benefits to the users. Because the responsible agencies failed to protect the lake and the loads of nutrients (the lake has high natural and anthropogenic phosphate inputs) today the lake is hypertrophic exhibited by massive Cyano-HABs and uses have diminished. It has also been suspected for some time that, due to the ongoing climatic changes, warming of water bodies also decreases the organic carbon storage in sediments and substrate of wetlands and results in more rapid conversion of organic carbon to carbon dioxide and methane. Global warming potential of methane is 25 times greater than that of CO2. Water managers have been fighting the HABs for the last forty-fifty years, beginning with using algaecides (copper sulfate, arsenic) that caused legacy pollution in sediment of the impacted impoundments; weed cutting and scum collection that recycled the nutrients in the algal macrophyte biomass into the sediments; destratification and aeration of the hypolimnion of the impoundments which sometimes brought nutrient rich hypolimnetic waters to the surface and triggered massive algal blooms; using iron and aluminum salts immobilization phosphates and to seal the bottom, thus preventing phosphates from being released from the sediments into the overlying water; fish

vh 3/2014

Figure 1. Life stages (metamorphosis) of cyanobacteria in water and sediments

Figure 2. Cyanobacteria Microcystis outbreak and dead fish in Taihu (Hu means lake in mandarin language) in China. Photo taken by a student of Wuxi University

management and eradication; to temporarily releasing water from the impoundments and dredging nutrient rich sediments and/or exposing exposed sediments to sun after a drawdown (for example, Hostivař Reservoir in Prague). Many of these efforts did not succeed in a long run.

ammonium, enabling them to circumvent N-limited conditions. (Paerl et al., 2001) and increase the nitrogen content of the water body; • They can assimilate more phosphorus both in water and sediments than their cellular growth requirement as a luxury uptake and use it later (Paerl et al., 2001); • The most common cyanobacteria species have complex lifecycles (Figure 1) that include resting stages of spores, cysts or akinetes that enable them to over-winter in sediments, survive therein several years long periods of sub-optimal growth conditions (Zapomělová, 2006) and then, when conditions are more favorable, inoculate the water column in the summer, often as a bloom (Šejnohová and Maršálek, 2006). • Although the most visibly obnoxious symptoms of hypertrophic conditions caused by cyanobacteris are the pea soup and scum of filaments in the water column (Figure 2), Šejnohová and Maršálek (2006) found the key processes occur in the sediment. Maršálek et al. (2012) reported the number of cells of cyanobacteria in the sediment of the hypereutrophic Brno Reservoir in Czech Republic being similar to or greater than that in the blooming water column (~106/mL), respectively. • In the euphotic zone, light driven photosynthesis is the source of energy for cyanobacteria growth which produces oxygen than can oversaturate the top layer while in the dark hypolimnion and sediment the source of energy is organic matter decomposition and oxygen is consumed, often to the level of turning these media anoxic. Hence, cyanobacteria are mixotrophic (Paerl et al., 2001; Šejnohová and Maršálek, 2006). • Both toxins and anoxia render the impoundments during Cyano-HABs unsuitable for invertebrate prey (intermediate levels of the food web) and fish populations (Paerl et al., 2001; Paerl and Fulton, 2006; Bláha and Maršálek, 2009). They are also toxic to fowl (Skočovská et al., 2006), other organisms, and humans (Carmichael, 1992, 1997; Chorus and Barton, 1999; Babica et al., 2006; Bláha and Maršálek, 2009).

Causes, Characteristics and Idiosyncrasy of Hypereutrophy

The phenomenon of HABs has been known and studied for more than seventy years (Mortimer, 1941; 1942; Rohlich, 1969; Vollenweider, 1975; Vollenweider and Kerekes, 1980; Paerl and Fulton, 2006; Paerl et al., 2001; Bláha and Maršálek, 2009). For example, in the early 1980s Lake Delavan in Wisconsin, suffering from harmful algal blooms, including cyanobacteria, was restored by a massive overhaul and clean – up that included control of point and nonpoint sources of phosphorus from the watershed, change of lake’s hydraulics, creating a headwater wetland, for reducing nutrient loads, massive and complete eradication of carp and buffalo fish overpopulation and subsequent restocking with a balanced fish population, phosphorus precipitation in water and sealing of sediment by application of aluminum sulfate (Wisconsin DNR, 1989). Similar massive remedying overhauls were recently (2008) conducted in the Brno Reservoir in Czech Republic (Maršálek et al., 2012) and several lakes in Wisconsin and Minnesota. However, in the last twenty years has the problem reached alarming proportions on a large scale. The most common species found in the survey of Czech and Chinese impoundments were Microcystis aeruginosa (67%) and Anabaena flos-aquae (20%). Cyanobacteria species that can populate Cyano-HAB, generally divided into those that can fix atmospheric N2 (e.g., Anabaena) and those that cannot (e.g., Microcystis) (Paerl, 1988; and Paerl et al., 2001). As a result of a billion years long evolution, cyanobacteria acquired several important ecological and physiological characteristics distinguishing them from other algal groups and gave them a competitive advantage in aquatic ecosystems: • Some cyanobacteria blooms can produce toxins (Carmichael, 1992, 1997; Chorus and Barton; 1999; Bláha et al., 2006; Bláha and Maršálek, 2009) that are toxic upon ingestion to humans and animals and interfere with the uses of the water body for recreational (swimming, fishing, boating), drinking water supply, commercial fishing and aquaculture (Paerl et al., 2001); • Some species, including the most common Microcystis and Anabaena, contain in their bodies gas vesicles, enabling them to migrate between nutrient-rich deeper waters and surface waters where their blooms can “shade out” non-buoyant taxa (Paerl, 1988; Paerl et al., 2001; Paerl and Fulton 2006; Bláha and Maršálek, 2009). The speed of their vertical migration could be very high, 50 to 140 m/day (Paerl, 1988). • The filamentous and colonial nature of cyanobacteria bloom genera provides an impediment to grazing by zooplankton (Paerl and Fulton, 2006); • Some nuisance genera, e.g., Anabaena and Aphanizomenon, are capable of converting atmospheric N2 into biologically-available

vh 3/2014

Nutrient inputs, limiting nutrient and Total Maximum Daily Load (TMDL)

For decades, management and controls of eutrophic water bodies focused on determination of a limiting nutrient and preparing watershed plans to protect or restore and maintain good ecologic status of the impoundments based on reducing the loads of the limiting nutrient below the Loading Capacity (LC) for safe assimilation of the limiting. In the TMDL process, LC is determined by calibrated and verified water quality mass balance. The traditional loading capacity models for impoundments are based on the Vollenweider (1975) completely mixed steady state phosphorus (nitrogen) mass balance (Havens and Schelske, 2001) Min + Matm = W = P Qout + P As Knet = P Qout (1+ σy τw)

(1)

where W is total phosphorus loading in g/year, Min is P or N input

19

Table 1. Nitrogen and phosphorus loading parameters for Figure 2 Parameter Lake/reservoir surface area, km2 Volume, 106 m3 Average depth, m Annual flow, 106 m3/year Overflow rate qs, m/year Total nitrogen load, tons/year g/m2-year % NO3- - N Total P load, tons/ year g/m2-year Trophic status

Taihu1

Donghu2,10

Švihov3

Orlik4

Brno5

Lake Apopka6

Lake Okeechobee7,10

Lake Delavan8

Østensjøvannet9

2,338

28

14.3

27.33

2.59

124

1,740

7.23

0.34

4,400 2

62 2.2

267 18.6

722 27

21 8.2

210 1.7

4,730 2.7

55.24 7.62

1.31 3.9

9 667

139.54

225.482

2 602

260.58

76

1244

27.6

6.62

4.13

4.98

15.77

95.2

100.5

0.61

0.71

3.81

19.5

24,160 10.4 <10

53 <10

2,097 146.6 >90

342 2.75 ~0

5554 3.2 ~50

89.0 12.3 <20

1020 0.43 Hyper eutrophic

3.4 Hyper eutrophic

24 1.8 Mesotrophic to Eutrophic

62.4 0.5 Hyper eutrophic

500 0.3


340 12 Hyper eutrophic

31 12 Hyper eutrophic

Eutrophic


Data from Paerl et al (2010); mean loading values for 2001 to 2005 and Qin, Liu, and Havens (2007) Tang and Xie (2000) 3 Hejzlar et al (2006); mean loading values for 2001 to 2005 4 Hejzlar et al. (2010); Duras (2008), mean loading values for 2001–2004 5 Before restoration Maršálet et al. (2012) 6 Magley (2003) 7 Zhang , J. and B . Sharfstein (2011) 8 Before restoration Field and Duerk, (1988) 9 Grøterud and Haaland, (2007) 10 Havens et al (2001) 1 2

in g/year from the tributaries and other external loads, Matm is atmospheric nutrient input (g/year), As is the impoundment surface area in m2, Qout is outflow volume from the impoundment in m3/year, P is the phosphorus (or nitrogen) concentration in the impoundment in g/m3 (mg/L), and τw = V/Q = is the hydraulic residence time of the impoundment in years. Knet is the net exchange rate of P to and from the sediment in m/year. The P retention coefficient (year-1) is σy = (annual mass of P deposited into sediment)/(mass of P in the impoundment water column) = P As Knet /P V = Knet/H

(2)

where H is the depth of the impoundment in meters and V = volume of water in the impoundment. All of the above variables are annual or seasonal. The original assumption with the introduction of σy or Knet was that both parameters are constant. It can also be seen that the model expressed by Equations 1 and 2 becomes

(3)

where qs = Qout/As is the overflow rate (m/year) and L = W/As is the specific load of P in g/m2-year. By substituting a nutrient criterion, Ptarget, for P, LC is estimated. Vollenweider (1975) and Dillon and Rigler (1974) suggested empirical relationships for Knet. Chapra (1997) pointed out that reported values of Knet by different authors ranged from negative to over 200 m/ year. Reckow (1979) statistically analyzed data from 47 American lakes with phosphorus concentrations in the range of 4 to 135 μg/L which resulted in Knet = 11.6 +0.2 qs

On Figure 3, the circles show the points plotted for several impoundments ranging from small reservoirs (e.g., Brno) to large Lakes Okeechobee (Florida) and Taihu (China) suspected to be overloaded by P. The loading data are included in Table 1. Indeed, a majority of water bodies having average P concentration 50 μg/L or greater are hypereutrophic. However, Švihov Reservoir in Czech Republic and, to some degree, Lake Okeechobee are exceptions. While Okeechobee is currently a borderline case, the Švihov Reservoir, described in Novotny (2009, 2011), is an outlier because the reservoir status is (in 2000s) mostly mesotrophic to lower eutrophic in the middle and near the dam sections, exhibiting only moderate levels of chlorophyll-a and Secchi disc depths greater than 2 meters (Hejzlar at al., 2006). The most striking value of Švihov in Table 2 is the very high nitrate load which, using the old paradigm would represent a devastating overload, considering the fact the P load is also very high. The average P concentrations in the main tributary in the period 2006–2011 ranged between 70 to 100 μg/L (Liška et al., 2012); hence, all forbays of the main reservoir were at the beginning of this millennium hypereutrophic. However, several herbicide residues and metabolites

(4)

Following Equations 3 and 4 and substituting old (Sawyer, 1947) but commonly accepted borderline P concentrations for transition from oligotrophic to mesotrophic water body status (10 μg P/L) and from mesotrophic to eutrophic status (20 μg P/L), led to the loading chart (Figure 3) used by lake managers and TMDL developers even for hypereutrophic water bodies.

20

Failure of the Traditional Model – a Puzzle

Figure 3. Vollenweider plot with points denoting loading and flushing potential of several hypereutrophic or highly vulnerable impoundments listed in Table 3. The solid line represent Total P concentrations of 10 and 20 μg/L, and dashed line represents TP of 50 μg/L computed by Equations 3 and 4

Figure 4. Net P sedimentation (retention) coefficient σy calculated from the phosphorus budget for the Lake Okeechobee. From Zhang and Sharfstein (2011)

vh 3/2014

(alachlor, acetochlor, terbuthylazine) used in agriculture were also detected in the tributaries in very low concentrations (Liška and Duras, 2011; Liška et al., 2012), which did not prevent hypereutrophic conditions in forbays. P concentration in Lake Okeechobee for many years exceeded 100 μg/L but today it is around 50 μg/L. This does not correspond to the concentration shown on Figure 3 due to smaller σy (Figure 4) than that calculated by the Vollenweider model with Reckow’s formula. About one half of the higher N load of the Lake Okeechobee is nitrate. Cyano-HABs occurred therein in the past but not recently (Zhang and Sharfstein, 2011). It is clear the old paradigm need to be scrutinized. The obvious Achilles heel of using the simple steady state mass balance model and charts for characterizing and modeling hypereutrophic water bodies are: 1. The phosphorus settling rate, Knet (σy), represents the net removal of phosphorus from the water column into the sediment. It cannot be measured and is generally calculated from the mass balance model but, as reported in the preceding sections, these values vary over a wide but, supposedly, positive range and were assumed to be more-or-less constant. However, in his original paper, Vollenweider (1975) himself stated (paraphrased) that “our models do not apply to instances where sediments act as sources such as phosphorus release from sediments under anaerobic conditions”. Figure 4 shows the plot of σy for Lake Okeechobee in Florida which has an average depth of 2.7 meters; hence, the apparent P settling rate Knet decreased over the years from about 7 m/year to a minimum of less than zero in 2005 which was the year when the lake was hypereutrophic. The water quality situation improved in 2010 (Zhang and Sharfstein, 2011; Havens et al., 2003). Negative Knet implies the internal load of P from the sediment is greater than P settling. A similar transient phenomenon of excessive P release was measured by Lehman (2011) on the hypereutrophic Ford impoundment in Michigan. Since P is a conservative substance, Havens and James (2005) postulated that the reason for decreasing or even negative Knet is apparent loss of the sediment P retention capacity. 2. In eutrophic and hypereutrophic water bodies the apparent “settling” is net rate of two opposing processes, i.e., phosphorus settling into and release from the sediments. Hence, according to Chapra and Canale (1991), Pollmand and James (2011) and others Knet = vs – vt, where vs = settling velocity of P from water to sediment, and vt = internal recycle mass transfer of P from sediment to water. Chapra and Canale and Pollman and James then added a third interstitial transfer coefficient, vb, which accounts for a “permanent” burial of P in the sediment which may not be permanent. They related the magnitude of the release to the dissolved oxygen in the water column (anoxic hypolimnion) which is based on older works of Einsele (1936) and Mortimer (1941, 1942). Nürnberg (1984, 1994) noted that lakes with anoxic hypolimnion did not follow the classic Vollenweider model because of the internal phosphorus load and related phosphorus release to the fraction of the surface area of the anoxic sediment. However, Einsele (1936) and thirty five years later, Caraco et al. (1981) discovered that sulfate was a far more important variable that had a high correlation to P release from the sediment both under oxic and anoxic conditions in the sediment. Recent investigations summarized in Hupper and Lewandowski (2008) proved that the hypothesis of relating P retention release to oxygen was simplistic. Golterman (2001) further analyzed Mortimer’s (1941) data and postulated that the data not only indicated the effect of releasing Fe(III) bound P under the anoxic hypolimnion conditions but also revealed a possibility that other processes can take part in the anoxic P release (see also Selig and Schlungbaum, 2003). 3. During blooms in highly eutrophic and hypereutrophic conditions, most of phosphorus and organic nitrogen in water is associated with cellular mass either as a component of the organic matter of the cell or adsorbed on the organic C of the cell. Algal bloom microorganisms such as cyanobacteria may scavenge the dissolved P and store it in the cells as luxury uptake (Paerl et al., 2001) which results in very low extracellular dissolved P concentrations during blooms. For cellular P and N of cyanobacteria “settling” is actually a buoyancy vertical floating, regulated by cells’ gas vesicles, throughout the impoundment in search for better conditions. Limiting nutrients: Traditionally, phosphorus has been considered as the limiting nutrient for controlling eutrophication of inland impoundments and even more so for hypereutrophic water bodies with

vh 3/2014

CyanoHABs because some species; for example, filamentous cyanobacteria Anabaena flos-aquae can fix atmospheric N2 and convert it into ammonium. Havens et al. (2003) summarized the literature and views on the effects of N:P supply ratio. Earlier findings and hypotheses established that high P concentrations and low N:P supply ratios favored production of cyanobacteria dominated algal bloom (Smith and Bennett, 1999). It was generally assumed that larger N loads favored non-N2 fixing Cyano-HABs, including buoyant Microcystis, while excessive phosphorus loads would lead to N2 fixing Cyano-HABs. However, Paerl (1988) pointed out that in stratified systems the mobility and free migration of cyanobacteria between epilimnion and hypolimnion enables them to find the zone which would have the most optimal N:P ratio for their growth. Hypereutrophic systems which exhibit excessive nutrient supplies (in comparison to the growth requirement) are especially challenging for prediction of Cyano-HABs based on the N:P ratio. The fact that both N2 fixers (e.g., Anabaena flos-aquae) and non fixing Microcystis are often present in water and sediments of hypereutrophic impoundments such as Taihu in China (Paerl et al., 2010) and the majority of affected Czech reservoirs (Bláha and Maršálek, 2003, 2009) could have led to a conclusion that control of N loads was inconsequential and the remediation should mainly focus on reducing P loads, mostly associated with sediment. Sometimes, managers set “easy goals” such as achieving “average “ P concentrations of 50–100 μg/L, instead of dramatically curtailing the P loads to 20 μg/L which may be necessary to prevent or eliminate Cyano-HAB. Once the Cyano-HABs have developed, cyanobacteria may persist in impoundments during periods with low P concentrations because of their P luxury uptake capability and can settle into sediments where they can survive and assimilate nutrients from nutrient rich sediments for years. Gulati and Van Donk (2002) in The Netherlands found that cyanobacteria in hypereutrophic water bodies can tolerate a wide range of P availability.

Internal loads – release of P and N from sediments The major difference between mesothrophic/lower eutrophic and hypereutrophic impoundments is the effect of the P content of sediment. The differences between the water phosphorus content of highly eutrophic and hypereutrophic impoundments and that of their sediment may be staggering. For example, the annual input of P into Lake Okeechobee in Florida was approximately 500 tons of P/ year during the 2007–2011 period. In contrast, the P content in the upper 10 cm of the muddy lake sediment (44% of the lake area) is 30 000 tons of phosphorus that has accumulated over the last 90 years (Brezonik and Engstrom, 1988; Zhang and Sharfstein, 2011; Pollman and James, 2011). A great portion of phosphorus is in settled live or dead decomposing algae biomass. This coincides with the observations of Šejnohová and Maršálek (2006) documenting larger cyanobacteria biomass concentration in the sediment of the Brno Reservoir than that in the blooming water. Maršálek et al. (2012) also reported very high nutrient content and concentrations in the sediments of this reservoir which in the top 20 cm ranged from 4,000 to 6,000 mg/kg dry weight for N and 1,500 to 2,500 mg/kg of P, respectively, coinciding with the previously mentioned finding in Lake Okeechobee. In addition to P in organic biomass, mineral phosphate is held in the sediment in Fe(III) and Al(III) complexes, as a mineral apatite after combining with calcium and other elements, and by adsorption on clay and organic particulates. If this holding capacity of the sediment is lost by a loss of oxygen and/or nitrate in the upper layer, or by stirring the sediment (e.g., by a hurricane in Florida or even by bottom feeding fishes) a flux of P from the sediment may occur, triggering a Cyano-HAB. In stratified water bodies with advanced eutrophication/hypertrophy the lower hypolimnion becomes hypoxic or anoxic and, in extreme cases, anaerobic. The differing redox potential creates layers in the sediment or wetland substrate as shown on Figure 5. If the hypolimnion or completely mixed water column above the sediment is oxic, an oxygenated interstitial layer on top of the sediment can be formed but it is relatively thin, only a few millimeters at best (Jørgensen and Revsbech, 1985; Søndergaard, Jensen, and Jeppesen, 2003) and does not present an effective barrier to the P release from the sediment. Hence, Jørgensen and Revsbech postulated that the redox potential in the sediment may not be proportional to the oxygen concentration in water. Søndergaard, Jensen, and Jeppesen stated that the redox dependent release of phosphorus bound to iron and aluminum along with microbial processes are the two most important

21

mechanisms by which phosphorus can be released from the sediment into the water column. P exchange between water and sediment is mainly determined by the amount and species of phosphorus entering the sediment where it is partitioned between the mobile (dissolved in pore water) and immobile fractions in particulate iron and aluminum hydroxides and organic particulate matter. In eutrophic and hypereutrophic lakes a great portion of P enters sediment as dead or living (cyanobacteria cysts or akinetes) algal biomass (Pettersson, 2001; Hupper and Lewandowski, 2005; Šejnohova and Maršálek, 2006). The dead algal biomass is aerobically or anaerobically decomposed, which releases phosphate into the pore water of the sediment. This process is controlled by temperature.

Iron and Aluminum Sediment Content Effects

On Figure 5 it can be seen that if the redox potential is greater than 100 mV (oxic and anoxic zone), phosphates are bound in the sediments/soil in iron Fe(III) and/or aluminum (III) phosphate complexes which are immobile and phosphate concentrations in pore water are low. Caraco et al. (1991) observed that one half of 28 American lakes they investigated had very low P release from sediments even Figure 5. Effect of Redox potential zones in wet soils or sediments when the hypolimnion was anoxic. The restricted P release was on microbial oxidation/reduction (based on Reddy et al. (1986)) explained by the resistance of Fe(III) minerals to reduction or by redox – insensitive phosphorus binding mechanisms (Hupper and tion sites are rapidly occupied by phosphates which diminish the Lewandowski (2008). Kopáček et al. (2005) added that low hypolimbuffering of the phosphate flux from the sediments. Consequently, netic P accumulation in water of 48 Czech reservoirs may be due to sediment concentrations of DO at the sediment-water interface are additional redox –insensitive P adsorption capacity by aluminum less important than other factors or have no effect. This reduces the P hydroxides in the sediment originated from soils. The ability of retention coefficient σy shown on Figure 4 as hypothesized by Havens aluminum to immobilize P increased further when the lakes were and James (2005). If iron and aluminum salts are added onto the top acidified by anthropogenic acidity inputs. Lehman (2011) coined a of sediment, a temporary barrier to phosphate release can be formed. term “iron trap” to describe trapping of phosphate in sediments by However, if the oxygen is lost from the top layer the iron or aluminum oxidized iron which is lost when Fe(III) is reduced anaerobically to salts will be reduced and dissolved and adsorbed phosphate will be far more soluble Fe(II) and released with phosphates into pore water released. A ten yearlong hypolimnetic aeration of Swiss lakes had no of sediment and then, potentially, into oxygen deprived water. This effect on increasing P retention by the sediments (Gächter and Wehrli, iron and aluminum P trapping capability gives credence to eutrophi1998). Hupper and Lewandowski (2008) used data from these and cation management measures by dosing impoundments with Al(III) other Swiss lakes and showed there is no difference between the net or Fe(III) salts because they increase the redox potential and binding sediment P accumulation, P retention in the sediment and P release of phosphorus to Fe and Al oxy-hydrates. between water bodies with oxic and anoxic hypolimnion and P reThe paradigm that the dissolved oxygen in the hypolimnion conlease is proportional to the P input into the sediment. The apparent trols phosphate release from the sediment had persevered for decades correlation of P release to DO in the hypolimnion is coincidental bein the last century and became a mantra of water quality control and cause both are symptoms of eutrophic and hypereutrophic conditions restoration, which had far-reaching consequences on models and also (Hupper and Lewandowski, 2008). Simply stated, impoundments with water quality management of impoundments (Hupper and Lewanhigh P concentration in water have higher P input into sediment and, dowski, 2008). It led to the development of concepts of hypolimnetic consequently, higher P release and eutrophic status. aeration and artificial destratification used as restoration measures for remedying the adverse conditions of anoxic hypolimnion and also to Effect of higher nitrate loads prevent P release from the sediment. This paradigm was included in Nitrate paradox many articles and texts, including those by this author (e.g., Krenkel The form of nitrogen in water and sediment is important and may and Novotny, 1980) years ago. The former reasoning may be justified distort the effect of the N:P ratio on eutrophication and even retard because oxygenated water keeps iron and manganese in oxidized less the eutrophication process if the N form is nitrate. The nitrate consoluble forms and oxygenated hypolimnion can help fish to survive. centrations in the waters of the Czech Republic and other countries But Hupper and Lewandowski (2008) and earlier Caraco et al. (1989, are very high, reaching and sometimes exceeding the World Health 1991), Gächter and Wehrli (1998) cited numerous papers and/or Organization potable water safety criterion of 10 mg of NO3--N/L (see provided compelling evidence that hypolimnetic aeration does not Table 2). A major part of nitrate loading originates from excessive have an effect on the rate of P release. It can sometimes trigger Cyanoapplications of industrial fertilizers in agriculture, from converting HABs and fish kills if aerators are turned on when algal respiration wetlands to agriculture, and from municipal wastewater treatment turned the hypolimnion anaerobic and rich in phosphorus (personal plants nitrifying (and denitrifying) the effluent mandated in some observation by the author). countries.. The nitrate loads may be difficult to control because the Sedimentary P exchange between water and sediment is mainly soils and groundwater in many agricultural watersheds are today determined by the amount and species of phosphorus entering the oversaturated with nitrate-N (Stalnacke et al., 2009). Less nitrates sediment where it is partitioned between the mobile (dissolved in can be found in the Chinese or Japanese impoundments because rice pore water) and immobile fractions in particulate iron and aluminum hydroxides and organic particulate matter. The P release back into the water column is Table 2. Characteristic values of C90%* (C10% for DO) in the monitoring profiles of the direct controlled by the mobile pool in the sediment tributaries of the Švihov reservoir. Data from the Vltava Watershed (Povodi) Agency by related to the diagenetic P transformation in Hejzlar at al. (2006) the sediment which is a result of sedimentation fluxes of reactive organic matter and iron Monitoring Profile oxihydrates. It is also related to concentraParameter Želivka Martinicky p. Blažejovský p. Sedlický p. tions of sulfate and nitrate in the sediment 42000 3000 2100 0500 pore water (Katsev et al., 2006; Caraco et al. 3.7 3.1 5.0 4.0 BOD5, mg/L 1989, 1991). Chlophyll a, μg/L 26 23 28 38 The oxic sediment layer, by definition, conpH 8.0 7.9 7.9 8.5 tains oxidized Fe(III) and Al(III) compounds 0.37 0.17 0.20 0.44 N-NH4+, mg/L that can adsorb phosphate. However, as sated 10.3 12.4 9.3 13.8 N-NO3-, mg/L previously, because the oxic layer (Figure Total P, μg/L 170 180 180 140 5 and 6) is very thin, the available adsorp-

22

vh 3/2014

fields (essentially artificial wetlands) effectively denitrify and remove nitrate, and most municipal effluents are not nitrified. Several authors noticed phosphorus release from the sediments is suppressed in waters with higher nitrate content and, as a result, the water body, be it an impoundment or coastal wetland fen, would not become highly eutrophic or hypereutrophic based on the nutrient loading (Andersen, 1982; Hemond and Lin, 2010; Lehman, 2011) as long as the nitrate content in the hypolimnion (or water of completely mixed impoundments) and top sediments is not exhausted. Also Lehman (2011) documented and concluded that phosphate and iron are reduced and released only when both oxygen and nitrate are depleted. In another case study of the nitrate effect on eutrophication of coastal wetland fens (Lucassen et al., 2004), eutrophication was prevented by high nitrate loads in groundwater. Liška and Duras (2011) reported the same phenomenon in a small headwater reservoir on the Želivka River in Czech Republic which is the main tributary of the Švihov Reservoir providing water for the Prague in the Czech Republic and, similarly, Lehman (2011) on an impoundment in Michigan. Selig and Schlungaum (2003) observed two dimictic lakes and found sediments released ammonium and phosphate only when both oxygen and nitrates were absent. Andersen (1982), in a study of Danish eutrophic lakes, noticed phosphate release from sediments occurring if NO3-–N concentrations were less than 0.1 mg/L and no release into anoxic hypolimnion if NO3-–N was greater than 1 mg/L. Skovgaard-Jensen and Andersen (1992) statistically analyzed the effect of temperature, nitrate and pH on release of soluble reactive P (SRP) from the sediment. Of the three variables, water temperature had the most significant effect on sediment SRP release in all lakes and explained more than 70% of the seasonal variation in gross internal loading. High NO3- concentrations increased the sorption of PO43- by the sediments during winter and may have had a significant impact on annual P retention in the investigated lakes because of the high flushing rates during winter. Their results could not confirm Andersen’s (1982) hypothesis of no net release if NO3- concentrations are above 1 m/L. Hence, the reason for keeping phosphorus in sediments is the anoxic nitrate layer along with the higher redox potential in the hypoxic or anoxic water column which increase iron (III) phosphate binding near the sediment – water interface and effectively blocks dissociation of Fe(III)-phosphate complexes which occurs under a lower redox potential (McAuliffe et al., 1998; Selig and Schlungbaum, 2003). Consequently, the nitrate layer keeps phosphorus in the sediments by increasing the “iron P trapping” capability of the sediments. Some authors and watershed managers even suggested that reducing nitrate may be counterproductive in hypereutrophic or vulnerable impoundments with anaerobic sediments rich in phosphates where phosphate release from the sediments could trigger eutrophication or hyper-eutrophication (e.g., Liška and Duras, 2011). Foy (1988) reported that adding nitrate to sediments in a small dimictic lake in North Ireland delayed and reduced phosphorus and iron release from the sediments but had no effect on reducing the release of ammonium, most likely, as stated in the preceding section, because of the absence of an oxic layer. Mc Auliffe et al. (1998) pointed out that adding nitrate also keeps more oxygen in the water column because it decreased sediment oxygen demand and increases the redox-potential in the sediment-water interface from -200 mV to 200 mV in 25 days of incubation. They added very high nitrate doses (5–100 mg NO3/L) in their incubation experiments but noticed rather quick nitrate disappearance by denitrification in organic carbon rich sediments. In wetlands, rice fields, and eutrophic/hypereutrophic impoundments receiving high nitrate inputs in surface (including irrigation) and groundwater flows, methanogenesis in the nitrate zone is suppressed by denitrification (Figure 6). Nitrate from the nitrate zone is converted to nitrous oxide and finally dinitrogen gas by the facultative denitrifying bacteria according to the sequence below NO3- → Nitrate

NO2- → Nitrite

8 NO3- + 5 CH3 COOH → 4 N2 + 10 CO2 + 6 H2O + 8 OHAutotrophic denitrification occurs (most likely simultaneously) by a different microorganism group, or 2 NO3- + 5 H2 → N2 + 4 H2O + 2 OHCarbon dioxide combines with the hydroxyl ion to produce alkalinity CO2 + OH- ↔ HCO3- or after combining the three equations and simplifying 2 NO3- + CH3 COOH + H2(g) → N2(g)+ 2 HCO3- + 2 H2O The above models describing the simultaneous reactions indicate denitrification with acetate as an electron donor not only suppresses equivalent methane formation it also minimizes emissions of nitrous oxides and carbon dioxide because most of the produced carbon dioxide is converted to alkalinity and denitrification is completed to di-nitrogen gas. The conversion of nitrate to dinitrogen gas is complete if enough acetate is present (Calderer et al., 2010, Oh and Silvester, 1999). Stochiometrically, 3.57 g of alkalinity as CaCO3 is produced per gram of nitrate nitrogen reduced, or, for each gram of N denitrified, 0.9 grams of C is sequestered into alkalinity. Additional carbon, N and P are incorporated into biomass and peat formation which may be controlled by the availability of P. In rice fields, C, P and N are incorporated into husks and stalks. Wetland and lake sediments research should be conducted to find out the best conditions for these processes to occur. It is also important to assure that nitrogen gas is the final product of the nitrate reduction because nitrous oxide is a potent GHG and also interferes with the ozone layer. Are high nitrate loads really beneficial? The above discussion of the effect of nitrates on the P release suppressing in no way is endorsing the high loads of nitrate into receiving water bodies. The fact that Cyano-HABs are triggered by high N and P loads in the water column has not been changed. Nitrate in the water body epilimnion is still a critical nutrient and its high concentration or addition reduces only the P input from the sediment but not from external sources and could shift the Cyano-HABs towards those dominated by Microcystis along with other cyanobacteria species that do not fix N2. Relatively rapid denitrification in organic carbon rich sediments decreases the N/P ratio which also shifts the development of HABs towards cyanobacteria dominated blooms (Lehman, 2011; Havens et al., 2003). It is true that high nitrate loads may positively impact and reduce net internal P loads tied in the sediments and substrate of wetlands. However, as nitrates in the anoxic hypolimnion become depleted, the release of phosphorus from P rich sediment will occur or significantly increase. Selig and Schlungbaum (2003) reported that anoxic nitrate

N2O → N2 Nitrous oxide(g) dinitrogen gas

requiring organic matter as electron donor. The “dead end” products of the anoxic/anaerobic fermentation of organic matter such as acetates are the sources of the needed electrons. In the denitrification process, denitrifying bacteria outcompete the methanogens (Claren et al; 2006; Westerman and Kiǽr-Ahrig, 1987) and suppress methane formation. Hence, acetogenesis is the source of organic carbon or hydrogen pro-

vh 3/2014

viding electrons for denitrification and only after denitrification is carried to completion and nitrate is exhausted, can methane be formed. Watanabe, Motoyama, and Kuroda (2001) and Van de Pas-Schoonen et al. (2005) documented that both acetate and hydrogen gas produced by acetogenesis are used by two different mixed species groups of denitrifying microorganisms and the final product of denitrification is alkalinity (HCO3-) and dinitrogen gas. Heterotrophic denitrification uses acetates as an electron donor, or

Figure 6. Concept of dissolved/dissociated compounds (nutrients and oxygen) mass transfer through boundary layers between water and sediment

23

protection lasted in the observed lakes until July when the hypolimnia became anaerobic and releases of ammonium and phosphate from the sediments increased dramatically thereafter. It was already pointed out in the preceding sections that sediment may contain far more phosphorus than that in the annual inflow of P from allochthonous sources and nitrates in the sediment is transient and unreliable. Also at some point of time if excessive allochthonous P loads from point and nonpoint source continue, the sediment retention capacity will be exhausted. Consequently, relying on nitrates to prevent and/or control hypereutrophic conditions is dealing with a time bomb.

Conclusions Widely spread harmful algal blooms (Cyano-HABs) and hypereutrophic conditions of impoundments in some countries in the last thirty to forty years are a result of intensification of agriculture exhibited by increased use and overuse of industrial fertilizers and tile drainage, and nutrient discharges from urban point and diffuse sources. Today, hypereutrophic water bodies on a large scale are endemic in China, Holland, Korea and the Czech Republic but the danger is spreading (e.g., Florida, Texas and California in the US, France, Germany). In hypereutrophic water bodies, important metabolic processes occur in sediments and cyanobacteria in modified form can settle into the sediments at their convenience where they can survive and receive nourishment for years and subsequently can reenter the water column and create algal bloom. Management practices must therefore focus on both reducing the nutrients in the water column and preventing cyanobacteria growth and nourishment by nutrients in the sediment. The mass of nutrients and of hibernating cyanobacteria microorganisms typically exceed those in the water column during a bloom. In order to prevent the hypereutrophic status, both nutrients must be controlled but controlling high nitrate loads may be more difficult because the soil in the watershed may be overloaded by legacy of over fertilization. China’s fertilizer application rates nationwide are higher than those in the Czech Republic or the US (Novotny et al., 2010; Novotny 2011) but in China more nitrate is lost by denitrification in rice fields. Phosphate detergents manufacturing and distribution was banned only recently (in 2006) in the Czech Republic and, as of 2013, was still only proposed by the EU community and in China. Focusing on reducing nitrate (vis a vis the mandate by the EU nitrate directive) more than phosphorus in water bodies vulnerable to or in initial stages of hypereutrophy may diminish the anoxic nitrate barrier in the hypolimnion and sediments, triggering a release of phosphorus from the sediments. Nitrate can be gradually reduced after phosphate input is significantly reduced and oxic hypolimnion and the oxic and nitrate barrier in the sediments are firmly established. Nevertheless, the “beneficial role” of nitrates is only temporary. Adding nitrates may have some benefits when the situation is already bad, i.e., the water body is already eutrophic and vulnerable to becoming hypereutrophic. However, the nitrate layer alone can only delay the onset of CyanoHABs but the length of the delay is difficult to predict. More research, better understanding of hypertrophy and Cyano-HABs, development of better multilayer models are needed to prevent and control this phenomenon which may also be affected by anticipated climatic changes. The change from mesotrophic/eutrophic status to a hypereutrophic one with harmful cyanobacteria blooms (Cyano HAB) is non-linear and when the switch occurs, reversing back to an acceptable status is difficult and very costly. Some changes may be irreversible (Folke et al., 2005). The classic Vollenweider’s (1975) model fails when applied to cyanobacteria and hyper-eutrophic conditions (Hellweger et al., 2008). There is an urgent need to develop new generation models that would portray accurately the peculiar behavior of cyanobacteria, their mobility to and from the sediments and their behavior and nourishment that would be coupled to multilayer nutrient models of the impoundment (see Hellweger et al., 2008). The standards (criteria-goals) for the total maximum daily load (TMDL) assessments and planning for vulnerable water bodies must be stringent with regards to phosphorus loads and with a margin of safety, respecting the fact that the current models are inadequate to properly describe the phosphorus (and other chemicals) exchange between water and sediment. Bringing only the P concentration in the water column to the values typical for eutrophic impoundments (e.g., 50 μg/L) will not revert the water body from hypereutrophic status to a better status. Specifically, for protecting impoundments providing water supply or recreation, the standard should be less than 50 μg/L and the goal should be to bring the water body to the mesotrophoic status (Total P < 25 μg/L). Nitrate is regulated by the World Health

24

Organization worldwide criterion specifying 10 mg/L of nitrate N as a limit for water supply water bodies. The European Community nitrate directive restricts nitrate loads in vulnerable watersheds to protect mainly large marine water bodies, North, Baltic, and Black Seas, from excessive algal growths (HABs) that are nitrogen limited. Ammonium (TKN) is controlled in the US by the toxicity criteria issued by the US EPA (2009). TKN is a more dangerous pollutant than nitrate, based on the “apparent” retarding effect of nitrate in preventing hyper-eutrophication. The ability of wetlands and sediments to remove nitrates and immobilize phosphates provides an argument for installing or restoring alluvial wetlands as buffers to high nitrate and phosphate load to water bodies vulnerable to eutrophication. The additional significant unexpected benefits of removing nitrates in wetlands are sequestering carbon in a form of alkalinity, reducing methane emissions, and producing biomass for manufacturing biofuel. Carbon sequestering is limited in wetlands with low nitrate loads from which methane and carbon dioxide emissions may be significant Mitsch, and Gosselink, 2007). Simple remediation measures such as reducing phosphorus only to borderline concentrations between eutrophic and hypereutrophic states will not work in the effort to revert already hyper-trophic water bodies back to mesothrophic or lower hyper-trophic conditions because the internal loads in such bodies may vastly exceed the allochthonous loads. The same is true in the opposite direction, i.e., drawing down the impoundment and excavating sediment without reducing external inputs is also ineffective. Some simple mitigation measures may be outright harmful such as destratification by mixing and aeration when the hypolimnion is already anaerobic. The current mitigation measures are extensive and multifaceted, including watershed measures, and, if not done properly and vigorously, may not be successful in a long term. To restore and/or protect water bodies of a great importance such as those providing water supply to large municipalities the abatement is regional, not just focusing on the impacted water body.

References

Andersen, J. M. (1982) Effect of nitrate concentrations in lake water on phosphate release from the sediment, Water Research 16(7): 1119–1126 Babica, P.; Bláha, L.; Kohoutek, J.; Adamovský, O.; Bláhová, L. and Maršálek, B. (2006) Microcystiny v pitných vodách ČR (Microcystins in potable waters of Czech Republic) Conf. Proceedings Cyanobakterie 2006, biologie, toxikologie a management (Cyanobacteria 2006, Biology, Toxicology and Management), Centre for Cyanobacteria and their Toxins, Masaryk University, Brno, Czech Republic May 24–25, 2006, pp. 54 Beutel, M. W. (2006) Inhibition of ammonia release from anoxic profundal sediments in lakes using hypolimnetic oxygenation, Ecological Engineering 18: 271–279 Bláha, L.; and Maršálek, B. (2003) Contamination of drinking water in the Czech Republic by microcystins, Archiv für Hydrobiologie, 158:421–429 Bláha, L.; and Maršálek, B. (2009) Toxiny sinic a jejich účinky na vodní ecosystémy (Toxins of cyano-bacteria and their effects on aquatic ecosystems – in Czech), Water Management (Vodní hospodářství) 59(2):50–54 Bláha, L.; Babica, P.; Kohoutek, K.; Bláhová, L.; Adamovský, O.; Maršálek, B. et al., (2006) Koncentrace microcystinů v ČR – Dlouhodobé trendy a sezónní variability (Concentrations of microcystins in Czech Republic – Long term trends and seasonal variability – in Czech) Conf. Proceedings Cyanobakterie 2006, biologie, toxikologie a management (Cyanobacteria 2006, Biology, Toxicology and Management), Centre for cyanobacteria and their toxins, Masaryk University, Brno, Czech Republic May 24–25, 2006, pp. 37–43 Brezonik, P. L., and Engstrom D. R. (1988) Modern and historic accumulation rates of phosphorus in Lake Okeechobee, Florida, Journal of Paleolimnology 20:31–46 Calderer, M. et al. (2010) Denitrification in presence of acetate and glucose for bioremediation of nitrate-contaminated groundwater, Environmental Technology 31(7):799–814 Caraco, N. F.; Cole, J. J. and Likens, G. E. (1989) Evidence for sulphate-controlled phosphorus release from sediments of aquatic systems, Nature 341(6240):316–318. Carlson, R. E. (1977) A trophic state index, Limnology and Oceanography 22:361–369 Carmichael, W. W. (1992) A Status Report on Planktonic Cyanobacteria (Blue-green algae) and their toxins. 9/600/R-92/079, U.S. Environmental Protection Agency, Washington, DC, 141 pp Carmichael, W. W. (1997) The cyanotoxins, Advances in Botanical Research. 27:211–256 Chapra, S. C. (1997) Surface Water Quality Modeling, McGraw-Hill Co., New York Chapra, S. C., and Canale, P. R. (1991) Long-term phenomenological model of phosphorus and oxygen for stratified lakes. Water Res., 25(6):707–715 Chorus, I. and Barton, J. eds. (1999) Toxic Cyanobacteria in Waters – A Guidance to their Public Health Consequences, Monitoring, and Management, WHO Publications, E & FN Spoon Publishers

vh 3/2014

Claren, M., Bernet, N.; Delgenes, J. P.; and Moletta, R. (20, NY06) Effects of nitrogen oxides and denitrification on acetotrophic methanogenesis by Methanosarcina mazei, FEMS Microbioology Ecology 25:271–276 Dillon, P. J.; and Rigler, F. H. (1974) A test of a simple nutrient budget model predicting the phosphorus concentration in lake water, Journal of the Fisheries Research Board of Canada 31:1771–1778 Di Toro, D. M.; Paquin, P. R.; Subburamu, K. and Gruber D. A. (1990 a) Sediment Oxygen Demand Model: Methane and Ammonia Oxidation. J. Environ. Engr. ASCE 116(5):945–986 Duras, J. (2008) Workshop “Revitalization of the Orlik Reservoir” (in Czech), Limnological News, Czech Limnological Society, No. 4, pp. 1–4 Einsele, W. (1936) Über die Bezienhungen des Eisenkreislauf in eutrophen See (Relationships in iron cycling of eutrophic lakes), Arch. Hydrobiol.29:664–686 Field, S. J. and Duerk, M. D. (1988) Hydrology and Water Quality of Delavan Lake in Southwestern Wisconsin, Water Res. Investigation Rep. 87–4168, US Geological Survey, Madison, WI Folke, C., Carpenter, S.; Walker, B.; Scheffer, M.; Elmquist, T.; Gunderson, L. and Holling, C. S. (2005) Regime shifts, resilience, and biodiversity in ecosystem management, Ann. Review of Ecology, Evolution and Systematics, 35:557–581 Foy, R. H. (1988) Suppression of phosphorus release from lake sediments by the addition of nitrate, Wat. Res. 20(11):1345–1351 Gächter, R., and Wehrli, B. (1998) Ten years of artificial mixing and oxygenation: no effect on the internal phosphorus loading in two eutrophic lakes, Environ. Sci. Technol. 32:3659–3665 Golterman, H. L. (2001) Phosphate release from anoxic sediments or “What did Mortimer really write?”, Hydrobiologia 450:99–106 Grøterud, O. and Haaland, S. (2007) østensjøvannet – a shallow hypereutrophic lake in Norway with significant internal phosphorus loading during summer, VATTEN 63:313–320 Gulati, R. D. and van Donk, E. (2002) Lakes in the Netherlands, their origin, eutrophication, and restoration: State of the art, Hydrobiologia 478:73–106 Havens, K. E. and Schelske, C. L. (2001) The importance of considering biological processes when setting total maximum daily loads (TMDL) for phosphorus in shallow lakes and reservoirs, Environmental Pollution 113:1–9 Havens, K. E.; James, R. T.; East, T. L. and Smith V. H. (2003) N:P ratios, light limitations, and cyanobacterial dominance is a subtropical lake impounded by non-point source nutrient pollution, Environmental Pollution 122:379–390 Havens, K. E.; and James, R. T. (2005) Phosphorus mass balance of Lake Okeechobee, Florida: Implications for eutrophication management, Lake and Reservoir Management 21(2):139–148 Havens, K. E.; Fukushima, T.; Xie, P.; Iwakuma, P.; James, R. T.; Takamura, N.; Hanazato, T. and Yamamoto T. (2001) Nutrient dynamics and the eutrophication of shallow lakes, Kasamigaura (Japan), Donghu (PR China) and Okeechobee (USA), Environmental Pollution 111:263–272 He, Q.; He, Z.; Joyner, D. C.; Joachimiak, M.; Proce, M. N.; Yang Z. K et al. (2010) The ISME Journal 4:1386–1397, doi:10.1038/ismej.2010.59 Head, R. M.; Jones, R. I.; Bailey-Watts, A. E. (1999). An assessment of the influence of recruitment from the sediment on the development of planktonic populations of cyanobacteria in a temperate mesotrophic lake. Freshwater Biology 41: 759–769. Hejzlar, J. (2006) Management options to control ecological potential of reservoirs, Proc. The 5th Interntl. Conf. Reservoir Limnology and Water Quality, August 27–31, 2006, Brno, Czech Republic, Institute of Botany of the Czech Academy of Sciences Hejzlar, J.; Forejt, K.; Duras, J.; Goldbach, J.; Liška, M.; Maleček, P.; and Ziegler R. (2006) Vodárenská nádrž Švihov – výsledky monitoringu v období 2001–2005 (Water supply reservoir, Švihov – Monitoring Results from the 2001–2005 Period – in Czech), Povodí Vltavy (Vltava River Watershed Management Agency), Prague Hejzlar, J.; Borovec, J.; Mošnerová, P.; Polívka, J.; Turek, J.; Volková, A. and Žaloudík J.; (2010) A mass balance of nutrient sources in the catchment of Orlik Reservoir: 1. Principles, methods, results (in Czech). In Proceedings Restoration of Orlik Reservoir, Hydrobiological Institute of Czech Academy of Sciences, České Budějovice, Czech Republic, ISBN 978-80-254-9014-3. Hellweger, F., Kravchuk, E.; Novotny V. and Gladyshev, M. (2008), Agent-based modeling of a complex lifecycle of cyanobacterium (Anabaena) in a shallow lake, Limnol. Ocean. 53(40):1227–1241 Hemond, H. F. and Lin, K. (2010) Nitrate suppresses internal phosphorus loading in an eutrophic lake, Water Research 44:3645–3650 Herbert, R. A. (1999) Nitrogen cycling in coastal marine ecosystems, FEMS Microbiology Reviews 23:563–590 Hupper, M., and Lewandowski J. (2005) Retention and early diagenetic transformation of phosphorus in Lake Arendsee (Germany) – consequences for managing strategies. Arch. Hydrobiol. 164:143–167 Hupper, M. and Lewandowski J. (2008) Oxygen controls the phosphate release from sediments – a long-last paradigm in limnology, Internat. Rev. Hydrobiol. 93(4–5):415–432 Jørgensen, B. B., and Revsbech, N. P. (1985) Diffusive boundary layer and the oxygen uptake of sediments and detritus. Limnol. Oceanogr. 30(1):111–122

vh 3/2014

Katsev, S.; Tsandev, I.; L’Heureux, I. and Rancourt D. G. (2006) Factors controlling long-term phosphorus efflux from lake sediments: Exploratory reactive-transport modeling, Chemical Geology 234:127–147 Kopáček, J.; Marešová, M. and Hejzlar, J. (2007) Natural inactivation of phosphorus by aluminum in preindustrial lake sediments, Limnol. Oceanogr. 53(3):1147–11455 Krenkel, P. and Novotny V. (1980) Water Quality Management, Academic Press, New York, NY Lamers, L. P. M.; Tomassen, H. B. and Roelofs J. G. M. (1998) Sulfate-induced eutrophication and phytotoxicity in freshwater wetlands, Environ. Sci. Technol., 32:199–205 Lamers, L. P. M.; Falla, S. J.; Samborska, E. M.; van Dulken, I. A. R.; van Hengstum, G. and Reelofs, J. G. M. (2002) Factors controlling the extent of eutrophication and toxicity in sulfate-polluted freshwater wetands, Limnology and Oceanography 47(2):585–593 Lehman, J. T. (2011) Nuisance cyanobacteria in an urbanizing impoundment: interacting internal phosphorus loading, nitrogen metabolism, and polymixis, Hydrobiologia 661: Liška, M., and Duras, J. (2011) VN Švihov – monitoring water quality in the catchment and its results (in Czech with English abstract), Water Management Vodní hospodářství) No 3:93–98 Liška, M.; Krátký, M.; Goldbach, J.; Soukupová, K. and Forejt, K. (2012) The largest source of potable water in Czech Republic – Water reservoir Švihov on the Želivka River ( In Czech with English abstract), Water Management Vodní hospodářství) No. 3, pp.78–82 Lucassen, E. C. H. E. T.; Smolders, A. J. P.; Van der Salm, A. L.; and Roelofs J. G. (2004) High groundwater nitrate concentrations inhibit eutrophication of sulphate-rich freshwater wetlands, Biogeochemistry, 67:249–267 Magley, W. (2003) Total Maximum Daily Load for Total Phosphorus for Lake Apopka, Lake and Orange Counties, Florida, Florida Dept. of Environmental Protection, Watershed Assessment Section, Tallahassee, FL Maršálek, B.; Drábková, M. Feldmanová, M.; and Hilscherová K. (2012) Sediments of Brno reservoir: remove, reuse, or treatment in situ? Power point presentation, RECETOX, Masaryk University, Brno, accessed March 2012 http://www.recetox. muni.cz/coe/sources/workshop_3_soil_sed/Marsalek.pdf, McAuliffe, T. F.; Lukatelich, R. J.; McComb, A. J.; and Qiu S. (1998) Nitrate application to control phosphorus release from sediments of a shallow eutrophic estuary: an experimental evaluation, Marine and Freshwater Research 49(6):463–473 Mitsch, W. J. and Gosselink J. (2007) Wetlands (4th ed.), J. Wiley ands Sons, Hoboken, NJ Mortimer, C. H. (1941, 1942) The exchange of dissolved substances between mud and water in lakes, J. Ecology 29:280–329, J. Ecology 30:147–201 Morse, J. W., and Luther, G. W. III (1999) Chemical influence on trace metal-sulfide interactions in anoxic sediments, Geochimica et Cosmochimica 63:3373–3378 Novotny, V. (2009) Cyanobacteria blooms and hypertrophy in reservoirs with a focus on the Želivka River, Water Management (Vodní hospodářství), Prague 59(5):171–179 Novotny, V. (2011) The Danger of Hypereutrophic Status of Water Supply Impoundments Resulting from Excessive Nutrient Loads from Agricultural and Other Sources, Journal of Water Sustainability 1(1):1–22 Novotny., V.; Wang, X.; Englande, A. J.; Bedoya, D.; Promakasikorn, L. and Tirado R. (2010) Comparative assessment of pollution by the use of industrial agricultural fertilizers in four rapidly developing Asian countries, Environment, Development, and Sustainability, 12:491–509 Nürnberg, G. K. (1984) The prediction of internal phosphorus load in lakes with anoxic hypolimnia, Limnol. Oceanogr., 29(1):111–124 Nürnberg, G. K. (1994) Phosphorus release from anoxic sediments: What we know and how we can deal with it, Limnetica 10(1):1–4 Oh, J.; and Silversten, J. A. (1999( Acetate limitations and nitrite accumulation during denitrification, J. Envir. Eng.. Div. (ASCE) 125(3):234–242 Paerl, H.W (1988) Nuisance phytoplankton blooms in coastal, estuarine, and inland waters. Limnol. Oceanogr. 33:823–847 Paerl, H. W.; Fulton, R. S. III; Moisander, P. H. and Dyble J. (2001) Harmful freshwater algal blooms, with an emphasis on Cyanobacteria, The Scientific World 1:76–113 Paerl, H. W. and Fulton R. S. III (2006) Ecology of harmful cyanobacteria, Chapter 89 in Ecology of Harmful Algae ( E. Grandeli and J. T. Turner, eds) Ecological Studies Vol. 189, pp. 95–109 , Sopringer – Verlag Berlin Heidelberg Paerl, H. W.; Xu, H.; McCarthy, M.; Zhu, G.; Qin, B.; Li, Y. and Gardner, W. (2010) Controlling harmful cyanobacteria blooms in a hyper-eutrophic lake (Lake Taihu, China): The need for a dual nutrient (N & P) management strategy, Water Research doi: 101016/j.waters.2010.09.018 Pauer, J. J. and Auer M. T. (2000) Nitrification in the water column and sediments of a hypereutrophic lake and adjoining river system, Water Research 34(4):1247–1254 Pettersson, K. (2001) Phosphorus characteristics of settling and suspended particles in Lake Erken, Sci. Total Environ. 266:79–86 Pollman, C. D., and James T. (2011) A simple model of internal loading of phosphorus in Lake Okeechobee, Lake and Reservoir Management 27:15–27 Reckow, K. (1979) Uncertainty analysis applied to Vollenweider’s phosphorus loading criterion, Journal WPCF 51(8):2123–2128 Reddy, K. R.; Feije, T. C.; Patrick, W. H. (1986) Effect of soil redox conditions on microbial

25

oxidation of organic matter, in Role of Organic Matter in Modern Agriculture (Y. Chen and Y. Ennimelech, eds.), Martinus Nijhoff, Dortrecht, The Netherlands Rohlich, G. A. (1969): Causes, Consequences, Correctives, National Academy of Sciences, Washington, DC, pp. 307 Sawyer, C. N. (1947) Fertilization of lakes by agricultural and urban drainage, Journal New Engl. Water Works Assoc., 51:109–157 Selig, U. and Schlungbaum, G. (2003) Characterization and quantification of phosphorus release from profundal bottom sediments in two dimictic lakes during summer stratification, J. Limnol. 62(2):151–162 Skovgaard-Jensen, H. and Andersen, F. Ø. (1992) Importance of temperature, nitrate and pH for phosphorus release from aerobic sediments of four shallow, eutrophic lakes, Limnol. Oceanogr., 37(3):377–389 Smith, V. H.; and Bennett, S. J. (1999) Nitrogen: phosphorus supply ratios and phytoplankton community structure in lakes, Archiv für Hydrobiologie 146:37–53 Søndergaard, M.; Jensen, J. P. and Jeppesen, E. (2003) Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes, Hydrobiologia 506–509: 1350145 Stalnacke, P.; Pengerud, A.; Bechmann, M.; Garnier, J.; Humborg, C. and Novotny, V. (2009) Nitrogen driving force and pressure relationships at contrasting scales: implications for catchment management Journal of River Basin Management, 7(3):221–232 Šejnohová, L., and Maršálek, B. (2006 ) MICROCYSTIS – Dominující rod vodních květů: Nové poznatky v autekologii (MICROCYSTIS – A dominant species of algal blooms: New findings in autecology - in Czech), Conf. Proceedings Cyanobakterie 2006, biologie, toxikologie a management (Cyanobacteria 2006, Biology, Toxicology and Management), Centre for cyanobacteria and their toxins, Masaryk University , Brno, Czech Republic May 24-25, 2006, pp. 7–12 Tang, H. and Xie, P. (2000) Budgets and dynamics of nitrogen and phosphorus in a shallow, hypereutrophic lake in China, Journal of Freshwater Ecology 15(4):505–514, U.S. Environmental Protection Agency (2009) Van de Pas-Schoonen, K. T.; Schalk-Otte, S.; Haaijer, S.; den Schimdt, H. Op; Strius, M.; Gijs, J.; Kuene, J. and M. S. Jetten (2005) Complete conversion of nitrate into dinitrogen gas in co-cultures of denitrifying bacteria, Biochemical Society Transactions, Vol 33, Part 1, pp. 205–209 Vollenweider, R. A. (1975) Input-output models with special reference to the phosphorus loading concept in limnology, Schweiz. Z. Hydrol. 37:53–83 Vollenweider, R. A. and Kerekes J. J. (1980) Background and summary results of the OECD cooperative program on eutrophication, in International Symposium on Inland Waters and Lake Restoration, EPA 440/5-81-010, US Environmental Protection Agency, Washington, DC Watanabe, T.; Motoyama, H. and Kuroda, M. (2001) Denitrification and neutralization treatment by direct feeding of an acidic wastewater containing copper ion and high-strength nitrate to a bio-electrochemical reactor process, Water Res., 35(17)4102–4110 Westerman, P.; and Kiǽr Ahrig, B. (1989) Dynamic of methane production, sulfate reduction, and denitrification in a permanently waterlogged Alder swamp, Appl. Environ. Microbiol. 53(10):2554–2559 Wisconsin Department of Natural Resources (1989) Environmental Impact Statement – Delavan Lake Rehabilitation Project, Madison, WI Zapomělová, E. (2006) Ekologie planktoních sinic rodu Anabaena – Literární přehled (Ecology of planktonic cyanobacteria Anabaena – Literature overview – in Czech), Conf. Proceedings Cyanobakterie 2006, Biologie, Toxikologie and Management, Centre for cyanobacteria and their toxins, Masaryk University, Brno, Czech Republic May 24–25, 2006, pp. 13–21 Zhang, J. and Sharfstein, B. (2011) Lake Okeechobee Protection Plan, Chapter 8, 2012 South Florida Environmental Report, SF Water Management District, West Palm Beach, FL, http://my.sfwmd.gov/portal/page/portal/xweb%20about%20us/ agency%20reports Znachor, P.; Jurczak, T.; Komarková, J.; Jezbedrova, J.; Mankiewicz, J.; Kaštovská, K. and Zapomělová, E. (2006) Summer changes in cyanobacteria bloom composition and microcystins concentration in eutrophic Czech Reservoirs Environ. Toxicol.21:236–243 Vladimir Novotny Professor Emeritus Marquette University (Milwaukee, WI) and Northeastern University (Boston, MA); Visiting Professor VŠCHT Praha; Managing Partner AquaNova LLC Newburyport MA 01950, USA e-mail: [email protected]

Postupující (hyper)eutrofizace a škodlivý rozvoj řas ve vodním prostředí – příčiny, následky a management (Novotny, V.)

26

Abstrakt

Široce rozšířený problém škodlivého vodního květu sinic (Cyano-HABs) a hypereutrofie nádrží v některých zemích v posledních třiceti až čtyřiceti letech je výsledkem intenzifikace zemědělství, která je spojována se zvýšenými vklady hnojiv, často až s nadměrným užíváním průmyslových hnojiv a plošným odvodňováním zemědělských pozemků, které v souhrnu představují dosud nedostatečně kontrolované difuzní zdroje zemědělského znečištění. Na zátěži vodního prostředí se však podílí i vstupy nutrientů z bodových zdrojů znečištění, kterými jsou málo účinné čistírny odpadních vod měst a zejména pak malých obcí bez přijatelného čištění odpadních vod. Dnes jsou hypereutrofní vodní útvary problémem ve velkém měřítku v Číně, Holandsku, Koreji i České republice, ale problém se šíří i jinde (Florida, Texas a Kalifornie v USA, Francie, Německo). V hypereutrofních vodních útvarech probíhají důležité metabolické procesy v sedimentech a sinice v modifikovaných formách mohou být součástí sedimentu, kde umějí roky přežívat a přijímat zásobní živiny a následně, když jsou vhodné podmínky, znovu vstupují do vodního sloupce a vytvoří vodní květ sinic. Manažerské přístupy se tedy musí zaměřit na oba uvedené faktory, tj. na redukci nutrientů ve vodním sloupci i na prevenci růstu a zdroje výživy sinic z nutrientů v sedimentech. Množství nutrientů a počty hybernovaných sinic v sedimentech často překračují jejich množství ve vodním sloupci v době vodního květu. Cílem prevence hypereutrofního stavu musí být snižování dusíku a fosforu, což jsou dva hlavní nutrienty. Kontrola vysokých vstupů nitrátů může být obtížnější, protože zemědělské půdy v povodí mohou být zatíženy díky nadměrným dávkám dusíku v minulosti. Dávky v Číně z hnojiv do půdy jsou vyšší než limity v České republice nebo USA (Novotny et al., 2010; Novotny 2011), ale Čína má větší ztráty dusíku díky procesu denitrifikace na rýžových polích. Výroba a distribuce detergentů s fosfáty byla ukončena teprve nedávno (v roce 2006 v ČR) a od roku 2013 byla teprve navržena v rámci EU a v Číně. Snaha zaměřit se na redukci nitrátů (viz požadavek nitrátové směrnice EU č. 91/676/EHS) více než na fosfor, může vést ve vodních nádržích, které jsou zranitelné nebo v počátečním stádiu hypereutrofie, ke zmenšení anoxické nitrátové bariéry v hypolimniu a sedimentech a to může spustit uvolňování fosforu ze sedimentů. Nitráty mohou být sníženy až poté, co jsou významně redukovány vstupy fosforu a oxické hypolimnium a oxická a nitrátová bariéra v sedimentu jsou stabilně vytvořeny, to však může být v rozporu s EU nitrátovou směrnicí. Přesto tato „kladná role“ nitrátů je pouze dočasná. Přidávání nitrátů může být přínosem, pokud situace je už špatná, tj. vodní útvar je už vysoce eutrofní a zranitelný, aby se stal hypereutrofním. Sama nitrátová vrstva může pouze zdržet nástup škodlivého vodního květu sinic (Cyano-HABs), ale délku tohoto zdržení je těžké předpovídat. Bude potřeba dalšího výzkumu a lepší pochopení hypereutrofie a vodního květu sinic a rozvoj lepších vícevrstevných modelů pro lepší kontrolu a prevenci tohoto jevu, který může být navíc výrazně ovlivněn klimatickými změnami. Změna z mezotrofního/eutrofního stavu na hypereutrofní s rizikem výskytu vodního květu (Cyano-HAB) není lineární a pokud ke změně dojde, je velice obtížné a nákladné tento stav zvrátit zpět k akceptovatelnému stavu. Některé změny mohou být i nevratné (Folke et al., 2005). Klasický Vollenweiderův model (1975) selhává, pokud je aplikován na sinice a hypertrofní podmínky (Hellweger et al., 2008). Je nanejvýš nutné rozvíjet nové generace modelů, které budou přesněji popisovat specifické chování sinic, jejich mobilitu do a ze sedimentů. Jejich chování a výživa jsou faktory, které musí být zahrnuty do mnohovrstevného modelování nutrientů v nádrži (viz Hellweger et al., 2008). Standardy (limity a cíle) pro hodnocení a plánování maximálního denního přísunu živin do zranitelných vodních útvarů tzv. model TMDL (Total Maximum Daily Load) musí být přísné s ohledem na přísun fosforu a bezpečnou hraniční koncentraci a musí respektovat fakt, že běžné modely neumí vhodně a správně popsat výměnu fosforu (a dalších chemikálií) na rozhraní vody a sedimentu. Pokud vezmeme v úvahu pouze koncentrace fosforu ve vodním sloupci vůči typickým hodnotám pro eutrofní nádrže (tj. 50 μg/l), je nepravděpodobné, že změníme stav útvaru od hypereutrofního k lepšímu stavu. Zvláště, pokud ochraňujeme nádrže využívané k zásobování pitnou vodou a k rekreaci, standardy by měly být nižší než 50 μg/l. Cílem by mělo být změnit stav na mezotrofní stav (celkový fosfor Pc < 25 μg/l), což se stalo v případě úspěšné prevence a ochrany vodních nádrží pro město New York. Nitráty jsou regulované světovou zdravotnickou organizací (WHO) a celosvětově uznávaným standardem je hranice

vh 3/2014

10 mg nitrátů na litr jako limit pro vodárenské zdroje. Nitrátová směrnice Evropské Unie omezuje přísun dusičnanů ve zranitelných povodích hlavně proto, aby byly před rozvojem škodlivého vodního květu (HABs) chráněny rozsáhlé oblasti evropských moří – Severního, Baltského a Černého moře, protože růst řas je zde limitován množstvím dusíku. Amoniak (TKN) je v USA kontrolován jako kritérium toxicity vod, vydané organizací US EPA (2013). TKN je považován na nebezpečnější druh znečištění než nitráty, protože ty mají „zdánlivý” zpomalovací efekt při prevenci rozvoje hypereutrofizace. Schopnost mokřadů a sedimentu odstraňovat nitráty a imobilizovat fosfáty je argumentem pro zřizování nebo obnovu mokřadů v údolních nivách jako záchytné bariéry před vysokými vstupy fosforu a dusíku do vodních útvarů citlivých na eutrofizaci. Dalšími významnými a nečekanými benefity odstraňování nitrátů v mokřadech je sekvestrace uhlíku ve formě alkalinity, což redukuje emise metanu a produkuje biomasu použitelnou jako palivo. Zadržování (sekvestrace) uhlíku je limitováno v mokřadech s nízkými vstupy dusíku, ze kterých emise metanu a CO2 mohou být významné (Mitsch, and Gosselink, 2007). Jednoduchá nápravná opatření, jako je redukce fosforu jen ke hraniční koncentraci mezi eutrofním a hypereutrofním stavem nebudou účinné při úsilí změnit hypertrofní stav vodního útvaru zpět k mezotrofnímu anebo nižšímu hypertrofnímu stavu, protože interní vstupy živin v těchto nádržích mohou obrovsky překračovat vnější přísun živin přítokem. To samé platí i v opačném směru, tj. že samotné vypuštění nádrže a vytěžení sedimentů bez současné redukce externích vstupů je také neúčinné opatření. Některá

vh 3/2014

jednoduchá nápravná opatření mohou být i přímo škodlivá, jako například destratifikace mícháním a aerace, pokud v hypolimniu už jsou anaerobní podmínky. Běžná ochranná opatření jsou extenzivní a vícevrstevná a zahrnují opatření pro celé povodí, ale pokud nejsou dělána správně a energicky, pak nejsou dlouhodobě účinná. Abychom obnovili a/nebo chránili kvalitu vodních útvarů velkého významu, jako jsou například vodárenské zdroje pro větší aglomerace měst a obcí, opatření musí být aplikována na regionální úrovni, nelze se zaměřit jen na vlastní dotčený vodní útvar. Klíčová slova eutrofizace – hypereutrofní podmínky – škodlivý rozvoj řas – vliv zemědělství – dusík – vstupy nutrientů – fosfor – celková maximální denní zátěž – emise skleníkových plynů – kontrola znečištění dusičnany – dusičnanová vrstva – hraniční vrstvy – mokřady – nitrifikace – denitrifikace – síran – redukční procesy v sedimentech Poznámka redakce: Souhrn z odborného článku prof. Vladimíra Novotného zpracovala ing. Markéta Hrnčírová, vedoucí odborné skupiny pro difuzní znečištění CzWA e-mail: [email protected]

Tento článek byl recenzován a je otevřen k diskusi do 31. května 2014. Rozsah diskusního příspěvku je omezen na 2 normostrany A4, a to včetně tabulek a obrázků. Příspěvky posílejte na e-mail [email protected].

27

(Novotny, V.)...18 Advanced (hyper) eutrophication and harmful algal blooms in impoundments a worldwide problem, its causes and consequences (Review)

Recommend Documents