Vědecký monitoring k posouzení technických opatření optimalizace řízení kvality vody se zaměřením na huminové látky

Výzkum možností minimalizace obsahů organických škodlivin ve zdrojích pitných vod v Krušných horách

Vědecký monitoring k posouzení technických opatření optimalizace řízení kvality vody se zaměřením na huminové látky v NÁDRŽíCH Rauschenbach a Fláje

Dr. Lothar Paul srpen 2013

Technická univerzita Drážďany, Ekologická stanice Neunzehnhain; e-mail: [email protected]



Autor: Dr. Lothar Paul Technická univerzita Drážďany, Ekologická stanice Neunzehnhain Neunzehnhainer Str. 14, 09514 Lengefeld E-mail: [email protected]

Překlad: I.Dlouhá Korektury: J. Beránek © Foto: letecký snímek - Zemská správa přehrad Sasko

Obsah 1 Úvod 2 Zkoumané území a metody 3 Meteorologie a hydrologie 4 Základní modely sezonního vývoje vlastností vody v nádrži Rauschenbach 4.1 Tepelná struktura a vrstvení přítoků 4.2 Sezonní uspořádání hlavních paramertů kvality vody 5 Kontaminace, distribuce a složení DOC 5.1 Frakcionování DOC 5.2 Absorpce UV jako indikátoe pro koncentraci a skladbu DOC 5.3 Transport DOC přítoky 5.3.1 Porovnání mezi přítoky 5.3.2 Krátkodobá dynamika hodnot SAK na limninigrafu DG1 5.4 Vývoj hodnot SAK v nádrži Rauschenbach 5.4.1 Sezónní vývojové modely 5.4.2 Role fotochemické a mikrobiální degradace DOC 5.5 Dlohodobé trendy 5.6 Závěry z průzkumů kontaminace DOC 6 Opatření k optimalizaci řízení kvality vody 6.1 Preventivní opatření v povodních 6.2 Optimalizace režimu nádrže Fláje a nádrže Rauschenbach Poděkování Seznam použitých zkratek Literatura Příloha

2

3 4 7 8 8 9 11 11 12 14 14 15 17 17 19 23 24 26 26 27 29 30 31 33

Futter & Dillon 2008; Mattsson et al. 2009; Porcal et al. 2009) jakož i hydrogeologické, na topografických vlastnostech povodí závislé podmínky (Hornberger, Bencala & McKnight 1994; Dosskey & Bertsch 1994; Van Verseveld, McDonnell & Lajtha 2009; Deakin et al. 2010; Dalzell et al. 2011; Lutz, Mulholland & Bernhardt 2012; Bernal & Sabater 2012; Dahlke et al. 2012). Ty poslední jsou také příčinou často zaznamenané souvislosti mezi koncentrací DOC v tocích popř. zásobami C v půdě a podílem podmáčených lokalit v povodí (Rasmussen, Godbout & Schallenberg 1989; Kortelainen 1993; Dillon & Molot 1997; Behrendt et al. 1999; Grunewald & Schmidt 2005; Kaiser 2011; Laudon et al. 2011). Podnětem pro tento projekt v rámci programu Cíl 3 byla skutečnost, že stoupající koncentrace DOC v surové vodě nádrží stále více komplikuje a prodražuje úpravu pitné vody (Grunewald & Schmidt 2005; Sudbrack et al. 2005, Nkambule et al. 2011), což vede k potřebě, prozkoumat možnosti ke snížení transportu DOC do nádrží. Cílem průzkumů, na kterých tato zpráva spočívá, bylo, vyvinout taková technická opatření a strategie pro řízení nádrží Rauschenbach a Fláje, které by přispěly k optimalizaci kvality surové vody sloužící k zaopatření pitnou vodou. Podmínkou jsou ale dostatečné, na rozsáhlých průzkumech spočívající znalosti o transportu DOC z povodí. I když hlavní prioritou je snížení obsahu DOC v nádržích, nesmějí se ignorovat ani další parametry vody, potenciálně snižující kvalitu surové vody. Dále zde bylo třeba zohlednit, že obě nádrže musí zajistit ochranu vodstev, která je minimálně ze dvou hledisek v konfliktu se zásobováním pitnou vodou (Sieber 2003). Za prvé mají obě nádrže oproti provoznímu stavu neustále nižší stav, zajišťující zachycení povodňových událostí. To je nepříznivé nejen z hlediska menší zásoby surové vody, ale má to z důvodu vyššího poměru mezi objemem epilimnionu a hypolimnionu obecně negativní dopady na vlastnosti vody. Za druhé se smí provozní stav překročit, tedy

1 Úvod Stejně jako v mnoha světových vodách (Monteith et al. 2007), byly i v nádržích v Krušných horách a jejich přítocích od začátku devadesátých let zaznamenány zvýšené koncen-trace rozpuštěného organického uhlíku (DOC) s vysokým podílem huminových látek (HL) (Oulehle & Hruška 2009; Grunewald et al. 2011). Jako DOC se označuje rozpuštěný organický uhlík, prokázaný filtrací vzorku vody membránovým filtrem o pórovitosti 0,45 µm. DOC vzniká převážně mikrobiální degradací odumřelých rostlinných a živočišných substancí v půdě a je v závislosti na hydrologické situaci a struktuře půdy transportován vodou horizontálním nebo vertikálním směrem (Steinberg 2003) a následně vyplavován do povrchových vod. Vysoký podíl rozpuštěných HL, které se na DOC podílejí zpravidla 50 % až 80 %, lze rozpoznat podle silného hnědavého zbarvení. HL jsou organické substance, skládající se z velkých a těžkých molekul, které jsou obecně považovány za mikrobiálně těžko rozložitelné (refrakterní). Inklinují k tvorbě komplexů s kationy těžkých kovů (v lesnické pedologii se hovoří o chelátech). Vlivem slunečního záření se vysokomolekulární HL rozpadají na nízkomolekulární substance. Tento proces se označuje jako fotodegradace a projevuje se zčiřením/zprůhlednění vody („Bleaching“; Maurice et al. 2002; Gonsior et al. 2009). Bylo zjištěno, že foto-degradace zvyšuje mikrobiální disponibilitu DOC (Judd, Crump & Kling 2007; Zepp et al. 2007; Fasching & Battin 2012). To vše může za ideálních podmínek vést k podivuhodně vysoké fotometrické mineralizaci DOC (Farjalla et al. 2009). Příčiny nárůstu DOC jsou různé a ještě nebyly dostatečně objasněny (Novák 2012). Důležitou roli hraje pravděpodobně silný pokles kyselosti vzduchu (Skjelkvåle, Stoddard & Andersen 2001; Sucker, von Wilpert & Puhlmann 2011). Velký význam mají i změny v obhospodařování půdy, klimatické změny (Harriman et al. 2003; Aherne, 3

povodňová rezerva využít, jen v případě, když objem přitékající vody překročí úhrn vypouštěné surové vody a maximálně přípustného neškodného odpouštění do níže ležícího toku. Jinými slovy, v případě povodní se musí z nádrže vypouštět velké množství vody, aby se co nejdéle zabránilo jejímu přetečení. To je zpravidla možné jen spodními výpustěmi, čímž v létě dochází ke ztrátám kvalitní vody z vyšších hloubek, používané přednostně k zaopatření pitnou vodou. Z toho důvodu vyžaduje provoz víceúčelových nádrží integrální přístup, zohledňující stejnou měrou objem i kvalitu vody (ATT 2009).

Salzflüßchen

D

RWA

Rauschenbach RB RAB

Flöha

TSR

TSR

DG1 WB

Wernsbach

FL

SF

nze tsgre Staa

Fláje

FAB

ČR TSF F4

F3

Rašeliník

Obr. 1.: Schéma míst odběru vzorků s pravidelným vzorkováním (uzavřený okruh) na přítocích (RB – Rauschenbach [Bystrý potok], FL – Flöha [Flájský potok], DG1 – Flájský potok za ústím Rauschenbachu, WB – Wernsbach) a v nádrži Rauschenbach (nádrž Rauschenbach mezi odběrem surové vody a hrází). Dodatečný průzkum, vztahující se k různým událostem, probíhal na výpustích z nádrže (čárkované kolečko) (RAB, FAB), na potoku Salzflüßchen (SF) a na Rašeliníku (F3, F4). V místě modrých kroužků se nacházely limnigrafy, na nádrži Rauschenbach (na výpusti surové vody) a DG1 automatické stanice pro měření vlastností vody.

2 Zkoumané území a metody Hlavním předmětem průzkumu byla nádrž Rauschenbach (souřadnice: 50° 41’ 54” N, 13° 30’ 43” O; viz Tab. 1.) se svými přítoky. Detailní údaje k povodí se nacházejí v Tab. 2. Asi 4 km nad ústím Flájského potoka do nádrže se na českém území nachází vodní dílo Fláje (kóta koruny hráze 737,31 m n. m., ovladatelný prostor 21,6 m3, celková zatopená plocha 153 ha, maximální hloubka cca 45 m, teoretické setrvání cca 0,82 a). Provoz nádrže Fláje tak má podstatný vliv na nádrž Rauschenbach. Odběry vzorků probíhaly na místech znázorněných na Obr. 1 od roku 2010 do června 2013 zpravidla jednou až dvakrát měsíčně (na nádrži Rauschenbach od roku 2013 už jen v období bez ledu. Vzorky se na nádrži Rauschenbach odebíraly z hloubky 1, 5, 10, 15, 20 a 30 m. Řady měření doplnila data, zjištěná zkušebnou Paulsdorf Zemské správy nádrží Sasko [Landestalsperrenverwaltung Sachsen] (LTV) v rámci kontrol kvality.

4

Tab. 1.: Důležitá morfometrická a hydrologická data nádrže Rauschenbach. Parametr

Jednotka

Průměrný roční přítok MQ Prům. teor. setrvání

Plný stav

hm3 a-1

Provozní stav 18,98

roční řada 1931 – 2003 (vč. minimálního odpouštění nádrže Fláje)

a

0,8

0,59

m n.m.

598,25

593,78

Objem

hm3

15,2

11,2

Povrch

ha

98,4

80,1

Max. hloubka

m

37

32

Průměrná hloubka

m

15,4

14

Odběr surové vody

m pod povr.

Hladina vzdutí

Poznámka

4 … 15

→ povodňový retenční prostor 4 hm3

variabilní

Tab. 2.: Dílčí povodí (km2) nádrže Rauschenbach (zdroj: nádrž Rauschenbach - vodohospodářský plán, část A: Regulační provoz správy objemu vody příl. 2: dílčí povodí nádrže Rauschenbach. LTV, červenec 2005). 1

Povodí celk. nádrže Rauschenbach včetně nádrže Fláje :

2

Povodí nádrže Fláje :

42,83

3

Povodí nádrže Rauschenbach bez nádrže Fláje :

27,35

4

Dílčí povodí RB až k limn. Deutsch-Georgenthal 2 (DG2):

9,28

5

Plocha mezi limn. DG2 a DG1:

0,02

6

Plocha pod limn. DG1 až k ústí WB:

1,09

7

Dílčí povodí WB až limn. Neuwernsdorf:

6,95

8

Plocha pod limn. Neuwernsdorf až k ústí WB:

0,14

9

Zbylá povodí včetně povrchu nádrže Rauschenbach :

3,05

10

==> 3 - 4 - 6 - 7 - 8 - 9: Mezipovodí mezi nádrží Fláje a DG1 bez RB:

6,84

matographic“ DOC), odpovídající DOC po odečtení zpravidla minimálních podílů hydrofobního organického uhlíku (HOC). Data získaná z automatických stanic k měření vlastností vody (AMB) na přítoku k limn. DG 1 a na odběru surové vody, které díky vynikající údržbě personálu nádrže Rauschenbach fungovaly maximálně bez poruch, umožňovala průzkum krátkodobé variability souvislostí mezi průtokem a vlastnostmi vody. Denní provozní údaje nádrže a meteorologických parametrů poskytla rovněž LTV.

Pravidelně měřené parametry kvality vody jsou uvedeny v Tab. 3. Samostatné průzkumy z hlediska látkového složení DOC pomocí chromatografie LC-OCD byly zadány laboratoři DOC Dr. Huber (Karlsruhe). Metoda frakcionace1 poskytuje koncentrace vysokomolekulárních huminových látek (HUM), středněmolekulárních building blocks (BB), vysokomolekulárních biopolymerů (BIO-P; jsou biologického původu), nízkomolekulárních organických kyselin (ACIDS) a nízkomolekulárních neutrálních látek (NEUTR). Suma všech součástí dává CDOC („chro-

1

70,18

Detaily k metodě jsou uvedeny na webových stránkách laboratoře DOC (www.doc-labor.de).

5

Tab. 3.: Přehled pravidelně měřených parametrů vlastností vody. Parametr

Jednotka

Metoda popř. měřicí přístroj

Teplota vody

°C

WTW ProfiLine pH 197i

pH

-

WTW ProfiLine pH 197i

Vodivost (25°C)

µS/cm

WTW ProfiLine Cond 197i

Koncentrace O2*

mg/l

WTW ProfiLine Oxi 197i

Saturace O2*

%

WTW ProfiLine Oxi 197i nebo výpočet

Zakalení*

BEF

MS 200/H (SET & HYBRID GmbH, Weißig)

Chlorofyl-a*

µg/l

in-situ fluorescence chlorofylu, sonda Backscat, Dr. Haardt, Kiel

Průhlednost*

m

Secchiho deska

Ortofosfosfát

µg/l PO4-P

DIN 38405-D11-1/4

Rozpuštěný fosfor

µg/l PO4-P

DIN 38405-D11-1/4

Fosfor celkem

µg/l PO4-P

DIN 38405-D11-1/4

Partikulární P

µg/l PO4-P

výpočet: PP = TP - DP

Dusičnan

mg/l NO3

absorpce UV, Application GA No. 1, Dr. Bruno Lange GmbH, Berlin

Rozpuštěný silikát

mg/l Si

DIN 38405-D21

Alkalita

mmol/l

titrace 0,01 M HCl, směsný indikátor

Absorpce UV 254nm

1/m

DIN 38404-3 (40 ml filtr.)

Zbarvení 436nm

1/m

DIN 38404-C1 (40 ml filtr.)

Koncentrace (rozpuš./celk.) vybraných kovů

µg/l

mikrovlnná analýza, ICP-OES

*ne v přítocích

6

3 Meteorologie a hydrologie Denně naměřená teplota vzduchu na nádrži Rauschenbach v období 2010 až 2013 (do června) byla obzvláště od dubna do srpna většinou vyšší, než průměr v letech 1967 až 1990 (Obr. 2). To souhlasí s pozorováním

30

Ice (cm)

Snow depth (mm), Precipitation (mm)

1200

25

1000

20

800

15

600

10

400

5

200

0 01.01.10

01.01.11

01.01.12

31.12.12

ED PE DOC NS NS 67-90 SH

0 31.12.13

Air temperature (°C)

25 20 15 10 5

TA

0

TAmean

Obr. 3.: Tloušťka ledu ED (cm) (levá pořadnicová osa) jakož i síla sněhové vrstvy SH (mm) a kumulativní roční srážkové úhrny NS (mm) v období 2010 do července 2013 v porovnání s průměrným vývojem srážek v letech 1967 až 1990 (NS 67-90) (pravá pořadnicová osa). PE označuje termíny odběru vzorků, DOC termíny, kdy se odebíraly vzorky pro frakcionaci DOC.

-5 -10 -15 -20 01.01.10

01.01.11

01.01.12

31.12.12

31.12.13

Obr. 2.: Denní průměrná teplota (TA; °C) v nádrži Rauschenbach ve sledovaném období v porovnání s harmonickou aproximací ročního průběhu průměrné teploty (TAmean) za období 1967 až 1990.

se ukázalo, že QFAB obzvláště při nízkých průtocích na limninigrafu DG1 často výrazně překračuje QDG1. Bylo třeba najít možnost k výpočtu hodnoty QFAB. Plošný odtok v mezipovodí mezi nádrží Fláje a DG1 se podobá více hodnotám povodí Rauschenbachu (RB-EZG) a méně hodnotám povodí Wernsbachu (WB-EZG). Za předpokladu, že se odtoky chovají úměrně k poměru ploch povodí, pak by musel průtok QFL na limnigrafu Fláje být nižší o faktor cca 0,74, než průtok na Rauschenbachu (QRB), jestliže je QFAB = 0. K poslednímu případu nikdy nedochází a nejen při vysokých odtocích, nýbrž i v obdobích sucha – charakterizovaných nízkými průtoky Rauschenbachu (QRB) – může být QFAB podstatně vyšší, než přirozený odtok QFLZ z mezipovodí (viz Obr. 5). Vybereme-li události, při kterých mělo vypouštění nádrže Fláje (QFAB) srovnatelně menší vliv na průtok Flájského potoka (QFL) (tzn. když QRB/QDG1 > 0,45), pak vyplývá lineární souvislost, znázorněná na Obr. 5 (vlevo). Nárůst regresních přímek z 1 je vyšší než 0,74, což je věrohodné. Jestliže pro stejné události korelujeme průtok Flájského potoka (QFL) s odtokem Wernsbachu (QWB ), pak vyplyne nárůst regresních přímek o 0,83 (Obr. 5 vpravo). Tato hodnota je menší, než poměr ploch mezipovodí a

na jiných nádržích a může to být interpretováno jako znak klimatických změn (Jäschke et al. 2013; Horn et al. 2013). Zimy ve sledovaném období nebyly oproti obvyklému dlouhodobému trendu teplejší než dříve. Byly zaznamenány dílem velmi silné sněhové pokrývky, jakož i od prosince do března popř. do dubna přetrvávající silná ledová vrstva (Obr. 3). Z porovnání vývoje srážek v letech 2010 až 2013 s průměrným vývojem v období 1967 až 1990 lze rozpoznat extrémně suché periody (např. červen a říjen 2010, říjen a listopad 2011) nebo i fáze s nadprůměrně vysokými srážkami (např. červenec až září 2010, květen až červenec 2011, leden jakož i červen a červenec 2012 a leden / únor 2013, obzvláště od poloviny května do konce června 2013) (Obr. 3). Stabilita srážek se na přítoku do nádrže Rauschenbach (QZU) odráží jen podmíněně (Obr. 4). Ten velkou měrou ovlivňuje jen odpouštění nádrže Fláje (QFAB) do Flájského potoka, obzvláště ve fázích tání sněhu a při povodních (Obr. 6). Hodinové hodnoty QFAB jsou zveřejňovány na portálu Povodí Ohře2. Poté, co bilanční výpočty prokázaly, že průtoky evidované na limnigrafu v RB, WB a na DG1 odpovídají realitě, 2

http://www.poh.cz/portal/nadrze/cz/index.htm

7

QDG1 - QRB = QFL (m³/s)

povodí potoku Wernsbach (WB-EZG) (0,98). Z toho je patrné, že plošný odtok z povodí Wernsbachu je podstatně vyšší, než z povodí Rauschenbachu (RB-EZG) popř. z mezipovodí. To dále podporuje předpoklad, že pro přirozený odtok platí přibližně QFLZ = 0,74.QBR a QFAB může být na základě QRB odhadnut následovně:

01.01.11

01.01.12

31.12.12

2

3

QRB (m³/s)

4

QDG1*-QRB

2

y = 1,007x + 0,0332 R2 = 0,9344 1

QDG1-QRB

y = 0,8278x + 0,1066 R2 = 0,8855

0 0

5

1

2

3

4

QWB (m³/s)

5

Q-Ratio

A-Ratio

DOC

PE 8

3

6

2

4

1

2

01.01.11

01.01.12

31.12.12

Ratio

Q (m³/s)

QFAB

4

0 31.12.13

Obr. 6.: Průtok Rauschenbachu (QRB) jako indikátor přirozených odtokových poměrů a odtoků z nádrže Fláje (QFAB) do dolního toku. Jelikož je QDG1 k dispozici teprve do poloviny roku 2011, byl zde vypočten QFAB z celkového přítoku QZU, QRB a QWB za zohlednění plošných poměrů (A-Ratio = 1,69) mezi celkovou plochou povodí nádrže Rauschenbach a součtem dílčích povodí Rauschenbachu a Wernsbachu. Čím větší je rozdíl mezi odtokovým poměrem (Q-Ratio = QZU/(QRB+QWB)) a A-Ratio, o to větší je vliv QFAB na QZU. PE označuje termíny odběru vzorků, DOC termíny, kdy se odebíraly vzorky pro frakcionaci DOC. Obdélník označuje období, hodnocené v kapitole 5.4.2.

2 0 01.01.10

2

0 01.01.10

Vol QZU QRAB QRWA DOC PE

4

4

QRB

Volume (hm³), Discharge (m³/s)

6

6

4

Obr. 5.: Odtok QFL = QDG1 – QRB versus QRB (vlevo) a QWB (vpravo) za období od května 2011 do června 2013. Regresní přímky se vztahují k událostem QDG1* se srovnatelně nízkým vlivem QFAB

12

8

8

6

0

Mimořádné a extrémní byly poměry od dubna do začátku července 2013. Silné srážky a z toho důvodu potřebné vyšší odpouštění nádrže Fláje na začátku června 2013 během několika hodin téměř úplně zaplnily retenční povodňový prostor nádrže Rauschenbach. Z důvodu paralelního odpouštění během povodní a následně potřebného rychlého vypouštění retenčního povodňového prostoru nádrže Rauschenbach se muselo spodními výpustěmi vypouštět velké množství hypolimnické vody (Obr. 4).

10

10

8

0

QFAB = QDG1 – QRB – QFLZ = QDG1 – 1,74·QRB·(1)

14

10

31.12.13

Obr. 4.: Vývoj zásobního prostoru na nádrži Rauschenbach (Vol = objem v 106 m3), přítok (QZU), odtok do dolního toku (QRAB) a odtok surové vody (QRWA, vše v m3.s-1) od roku 2010 do června 2013. PE označuje termíny odběru vzorků, DOC termíny, kdy se odebíraly vzorky pro frakcionaci DOC.

4 Základní modely sezónního vývoje vlastností vody v nádrži Rauschenbach 4.1 Teplotní struktura a vrstvení přítoků I když se v Evropě od konce osmdesátých let vyskytují tendenčně teplejší zimy a kratší dobu přetrvávající nebo se nevyskytující ledová vrstva, bývá nádrž Rauschenbach z důvodu své výškové polohy pokrytá ledem pořád stejně. Přítoky se v tomto období vrství převážně přímo pod ledovým příkrovem. 8

tékající voda s teplotami nad 10°C se vrství metalimnicky nebo epilimnicky (Obr. 8). V mokrých letních obdobích, kdy se kvůli zamezení vzdutí hladiny přes provozní úroveň musí spodními výpustěmi vypouštět hodně vody, objem hypolimnionu rychle klesá. To vede zpravidla k tomu, že se surová voda musí již brzy (za určitých okolností již od srpna) odebírat z metalimnionu nebo epilimnionu, protože maximální odběrová hloubka v nádrži Rauschenbach je 15 m pod povrchem. Navíc v takovém případě dojde při vyšších teplotách vody i k dřívějšímu zahájení podzimní cirkulace. Taková situace nastala v důsledku silných srážek v srpnu a září roku 2010 (Obr. 3, Obr. 4, obr. A1).

Okamžik tání ledu na jaře ovlivňuje zahájení jarní cirkulace. Na tání ledu ale dost závisí i délka jarní cirkulace, protože začátek letní stratifikace leží ve srovnatelně úzkém časovém okně mezi koncem dubna a začátkem května. V letech 2010 až 2012 uplynul od tání ledu do vzniku stabilního tepelného vrstvení (povrchová teplota překročí 10°C) téměř měsíc (porovnání Obr. 3 s obr. A13). V takových případech existuje vysoká pravděpodobnost, že se vodní těleso kompletně promíchá. V roce 2013 však byl mezi táním ledu a začátkem letní stratifikace odstup jen několika dní, protože od poloviny dubna do konce dubna 2013 následovaly po předchozím studeném počasí velmi teplé dny (Obr. 2), což vedlo k velmi rychlému nárůstu povrchové teploty (Obr. 7).

25

Temperature (°C)

20

25 20

T0

RB FL

5

0 01.01.10 01.01.11

01.01.12

31.12.12

DG1 WB

5

T0mean

10

01.01.11

01.01.12

01.01.13

31.12.13

Obr. 8.: Teploty přítoků (RB, FL, DG1, WB) v porovnání s teplotami na nádrži Rauschenbach na povrchu (1m) a v hloubce 15 m - období 2010 až červenec 2013.

Obr. 7.: Povrchová teplota (T0 v °C, měřeno cca 7 hodin) na nádrži Rauschenbach ve sledovaném období v porovnání s harmonickou aproximací ročního chodu průměrných teplot (T0mean) za období 1967 až 1990.

4.2 Sezónní uspořádání hlavních parametrů kvality vody

Teplotu a tepelnou strukturu v epilimnionu (tzn. výskyt teplotní gradientů a intenzitu turbulencí) ovlivňují během letní stratifikace nejvíce meteorologické podmínky, především teplota vzduchu a působení větru. Teplotní poměry v hypolimnionu a obzvláště poloze a velikosti skočné vrstvy, jejíž spodní ohraničení je velmi dobře charakterizováno hloubkou z10 10°C-izotermy, závisí během letní stratifikace téměř výlučně na vypouštění hypolimnické vody (odpouštění do dolního toku a vypouštění surové vody, pokud odběr probíhá z vrstev pod hranicí z10), protože při3

15m

10

15

0 01.01.10

1m

15

Surface temperature (°C)

Hlavní pozornost projektu byla zaměřena na průzkum DOC v přítocích a v nádrži Rauschenbach. Tomu se detailně věnuje kapitola 5 této zprávy. Ale protože manipulace na nádrži nemohou spočívat pouze na DOC bez zohlednění jiných kritérií kvality, je zde třeba představit i základní sezónní vývojové tendence ostatních důležitých parametrů vody. Zatížení nádrže Rauschenbach fosforem je z důvodu převážně zalesněného povodí nízké. Nejvyšší koncentrace ortofosfátu (SRP) kolem 8 – 10 µg/l vykazoval Rauschenbach, nejnižší mezi 1 a 4 µg/l Wernsbach. Ve Fláj-

Obrázky s označením „A“ před číslem se nacházejí v příloze.

9

hem letní stratifikace v epilimnionu ke zvýšené koncentraci chlorofylu a s tím souvisejícímu zakalení. Dominující maxima zakalení ze suspendovaných minerálních částic v důsledku silných srážek jsou krátkého trvání, protože se částice zpravidla během několika dní usadí (viz Obr. 24, rychlý pokles zakalení po 05.06.2013). Zakalení způsobené planktonem však vydrží delší dobu a takovéto horizonty se směrem dolů přesouvají pomaleji (viz událost v červnu 2011, obr. A4). Sezónní vývoj koncentrace a saturace kyslíku (obr. A2) nádrže Rauschenbach odpovídá oligotrofním vodám. V důsledku jarní cirkulace dosahuje saturace kyslíku v celém vodním sloupci 100 % a v souvislosti s jarním nárůstem fytoplanktonu ještě roste. Slabé přesycení přetrvává po začátku letní stratifikace v epilimnionu už jen proto, že teplota v horní vrstvě vody rychle stoupá a z toho důvodu saturace O2 klesá. K nasycení kyslíkem > 120% dochází v souvislosti s vývojem fytoplanktonu. Po zahájení tepelného vrstvení začne v hypolimnionu odbourávání kyslíku, což až do konce letní stratifikace – obzvláště v suchých letních mě-sících s malým odpouštěním spodními výpustními otvory – vede k poklesu obsahu kyslíku až na 4 mg/l. To je v hlubinné vodě spojeno s lehce stoupajícími koncentracemi rozpuštěného manganu (až cca 0,3 mg/l) a železa (až cca 0,2 mg/l). Zbarvení (spektrální absorpce při 436 nm, obr. A7) vykazuje velice podobné sezónní znaky jako spektrální absorpce při 254 nm (obr. A6). Této problematice se podrobně věnuje následující kapitola. Oba parametry silně korelují (Obr. 9).

ském potoce kolísal v závislosti na podílu vody vypouštěné z nádrže Fláje. Při vysokém vypouštění nádrže Fláje (QFAB) klesal SRP až na cca 2 µg/l, jinak může stoupnout až na cca 8 µg/l. Během jarního tání koncentrace SRP v potocích klesaly. V souvislosti s vysokými srážkami nebyly v přítocích zaznamenány žádné signifikantní nárůsty. V nádrži Rauschenbach byl SRP většinou pod 3 µg/l (obr. A9). Celkový fosfor (TP) kolísal ve Wernsbachu obvykle mezi 5 a 10 µg/l, v Rauschenbachu mezi 15 a 25 µg/l. Vyšší hodnoty byly naměřeny ve vlhčích letech 2010 a 2011. Flájský potok se pohyboval mezi hodnotami WB a RB, přičemž i zde je podstatná hodnota QFAB. Oproti SRP však TP při vysokých odtocích podstatně narůstal, nejsilněji ve Flájském potoce (špičkové hodnoty se blížily až 200 µg/l), nejnižší hodnoty byly zaznamenány ve Wernsbachu. Důležitou roli zde očividně hraje eroze koryt v potocích všeobecně, při velmi intenzivním odpouštěním Flájské vodní nádrže pak obzvláště ve Flájském potoce. Koncentrace dusičnanů v přítocích kolísala kolem hodnoty, charakteristické pro zalesněná povodí, kolem 5 mg/l. Potoky vykazovaly výrazné sezónní odlišnosti s vyššími hodnotami v zimním pololetí a nižšími koncentracemi v létě. To se týká obzvláště WB, který během jarního tání dosahoval maximálních hodnot až k 10 mg/l NO3 a v létě většinou pod 3 mg/l. Tato výrazná sezónnost by mohla spočívat v tom, že v povodí Wernsbachu převažují listnaté lesy, zatímco v povodí Rauschenbachu a Flájského potoka zase lesy jehličnaté. Koncentrace dusičnanů v nádrži Rauschenbach (obr. A10) odpovídají koncentracím jejích přítoků. Pokles dusičnanů v epilimnionu během letní stratifikace nemůže být vysvětlen jen zředěním vodou z přítoků, očividně zde určitou roli hraje i spotřeba fytoplanktonem. Pro posouzení kvality surové vody je důležitá i koncentrace fytoplanktonu a zakalení. Jak je vidět na obrázcích A4 a A5, dochází během jarní cirkulace v celém vodním sloupci a bě10

500

40

y = 13,869x + 1,7453 R2 = 0,9692

450

SF

400 All TSR

20

RB WB FL

10

SAK254 (1/m)

30

SAK254 (1/m)

na 0,4 m3/s ve špičce po půlnoci, došlo v Rauschenbachu od 18. 09.večer do 19. 09. ráno k očividnému nárůstu koncentrace DOC a podílu HUM, přičemž bylo maximálních hodnot dosaženo v brzkých ranních hodinách. 20.09. ráno už převládaly podobné průtokové poměry, jako před událostí (charakterizované sledováním dne 07. 09.11), DOC byl ale z důvodu efektu hystereze pořád ještě zvýšený. Ve Flájském potoce došlo oproti tomu jen k minimálním změnám, protože tady podíl QFAB podstatně převažoval nad QFL.

350 300 250

All

200

Others

150

NG

100

P6

50 0 0

0,5

1

1,5

2

2,5

SAK436 (1/m)

F3, F4, TSF

0 0

10

20

30

40

SAK436 (1/m)

Obr. 9.: Korelace mezi SAK a zbarvením (SAK436) pro všechny vzorky (All; n = 83) z nádrže Rauschenbach a jejích přítoků (vlevo; odběrová místa kromě DG1 barevně rozlišená) v porovnání s daty zjištěnými v jiných vodách (vpravo).

5 Kontaminace, distribuce a složení DOC

5

5

4 NEUTR ACIDS

2

BIO-P

1

BB

100%

TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

NEUTR ACIDS

2

BIO-P

1

HUM

0

Složení DOC se obzvláště v závislosti na hydrologické situaci během roku mění. HUM a BB (dohromady označovány jako huminové látky HL), které jsou považovány za dalekosáhle refrakterní, tvořily s 80 % v přítocích a v nádrži Rauschenbach hlavní podíl DOC. I když byl počet provedených analýz příliš nízký na to, aby se z nich mohly odvodit statisticky fundované závěry, vypadají tyto malé sezónní změny látkového složení DOC symptomaticky. Při nízkých odtocích byly v Rauschenbachu a Wernsbachu nejen nízké koncentrace DOC, ale i podíly HUM silně absorbující světlo, které v těchto případech činily 60 % a někdy i méně (Obr. 10 vpravo, Obr. 12). Jakmile průtoky třeba i jen mírně stouply, byly v Rauschenbachu a Wernsbachu zaznamenány nejen rychlé nárůsty koncentrací DOC, ale i podílu HL (především HUM) (Obr. 10 vlevo, Obr. 11). To bylo patrné obzvláště z výsledků průzkumu srážkové události v září 2011 (Obr. 13). Na 18. 09. 2011 se předpovídaly zčásti vydatné srážky a půda byla po předchozích vytrvalých slabých deštích ještě dost nasycená. K silnějším srážkám dopoledne opravdu došlo, během odpoledne však zase ustaly (celkem spadlo jen 26 mm). I přes jen nízký nárůst průtoku na DG1 z cca 0,2 m3/s

3

DOC (mg/L)

DOC (mg/L)

5.1 Frakcionování DOC

4

3

BB HUM

0

WB

100%

TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

WB

80%

80% 60%

60%

24.02.10

40%

40%

20%

20%

02.03.11

0%

0% TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

TSR 1 TSR 15 TSR 30

WB

RB

FL

DG1

WB

Obr. 10.: Charakteristické složení DOC v zimě (vlevo 24. 02. 2010 po několika dnech relativně mírného počasí, vpravo 02. 03. 2011 během období chladna; nahoře absolutní koncentrace, dole relativní podíly; nádrž Rauschenbach (TSR) - číslo odpovídá hloubce odběru vzorku).

5

5 4

3

NEUTR ACIDS

2

BIO-P

1

BB HUM

0 100%

TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

WB

DOC (mg/L)

DOC (mg/L)

4

3

NEUTR

2

ACIDS BIO-P

1

BB HUM

0 100%

TSR 1

TSR 15 TSR 30

RB

FL

WB

80%

80% 60%

13.04.10

60%

40%

40%

20%

20%

25.04.12

0%

0% TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

WB

TSR 1

TSR 15 TSR 30

RB

FL

WB

Obr. 11.: Výsledky frakcionování DOC ze vzorku odebraného během jarního tání popř. po něm (vlevo 13. 04. 2010, vpravo 25. 04. 2012; nahoře absolutní koncentrace, dole relativní podíly; nádrž Rauschenbach (TSR) - číslo odpovídá hloubce odběru vzorku).

11

Vliv vypouštěné vody z vodního díla Fláje na Flájský potok se v porovnání s RB a WB projevuje obecně nižšími výkyvy koncentrace DOC při víceméně konstantním podílu HUM cca 70 %. 26. dubna 2011 po předchozím intenzivním tání sněhu byly v rámci společného měření s českým projektovým partnerem v hluboké vodě již zčásti zvrstevnatělé Flájské nádrže zjištěny koncentrace DOC 4,83 mg/l (SAK = 25,5/m) s podílem HL 88 % a podílem HUM cca 75 %. Ve vzorku, odebraném o chvíli později z Flájského potoka, se nacházelo 4 mg/l DOC (SAK = 20/m) s o něco nižšími podíly HL a HUM než u vzorku z nádrže Fláje. V tuto dobu byl QFL 0,46 m3/s, z čehož polovina připa-dala na QFAB. Hodnoty v RB, v jehož povodí tání sněhu již spíše odeznělo, byly v tuto dobu podstatně nižší: QRB = 0,16 m3/s, DOC = 1,9 mg/l, HUM = 65%, HL = 79%, SAK = 8/m.

4

3

NEUTR ACIDS

2

BIO-P

1

BB

DOC (mg/L)

4

DOC (mg/L)

Složení DOC v nádrži Rauschenbach kolísalo ve sledovaném období obdobně málo. Podíl HL zpravidla slabě překračoval 80 %, podíl HUM byl asi cca 70 %. Pouze v epilimnionu vykazují HUM během léta slabý pokles, BB oproti tomu zhruba stejný nárůst. HL tedy téměř nepoklesly (viz Obr. 10, Obr. 11 a Obr. 12 vždy vlevo popř. Obr. 10 a Obr. 12 vpravo). Nejvyšší koncentrace DOC a podíly HL nad 90 % byly nalezeny ve vzorcích, odebraných z tůní a malých drobných vodních toků na mokrých lokalitách Salzflüsschen (SF), Rašeliníku (stanoviště F3 a P6) a na příkopu Neugraben (odtok vrchoviště Georgenfelder Hochmoor u Cínovce). Podíl HUM tu byl zpravidla kolem 80 %. Podle informací Dr. Hubera (Karlsruhe) se zde jedná o téměř čisté roztoky kyseliny huminové pedogenního původu, chudé na živiny (velice nízké podíly BIO-P a téměř neprokazatelný dusičnan), s extrémně vysokou molekularitou a absorpcí světla popř. aromatickým charakterem. Jsou většinou nestabilní a přidáním kationů nebo i zvýšením pH a zakalením (např. přidáním jemně disperzního vápna) se dají snadno vysrážet (Huber & Abert, osobní sdělení). V různých případech byla zjištěna převýšená absorpce UV, která neodpovídala příslušné molekularitě a byla vyvolaná pravděpodobně komplexním železem.

5

5

HUM

0 100%

bezprostředně nad jejich soutokem (číselné údaje v rubrikách znamenají seshora dolů den v září – hodinu odběru vzorku – průtok v m3/s). Stavy před srážkami jsou zhruba charakterizovány výsledky zjištěnými 07. 09. 11.

TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

3

NEUTR ACIDS

2

BIO-P

1

BB HUM

0

WB

100%

80%

TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

WB

80%

60%

60%

20.07.10

40%

40%

20%

20%

0%

07.09.11

0% TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

WB

TSR 1 TSR 15 TSR 30

RB

FL

DG1

WB

Obr. 12.: Charakteristické složení DOC v létě při relativně nízkých odtocích (vlevo 20. 07. 2010, vpravo 07. 09. 2011; nahoře absolutní koncentrace, dole relativní podíly; nádrž Rauschenbach (TSR) - číslo odpovídá hloubce odběru vzorku).

100%

7 6

DOC (mg/L)

5.2 Absorpce UV jako indikátor pro koncentraci a skladbu DOC NEUTR

80%

5 4

60%

3

40%

2

ACIDS BIO-P

0

Huminové látky se vyznačují vysokou absorpcí světla v rozsahu UV. Jak bylo v literatuře již mnohokrát popsáno, dochází mezi absorbancí při 254 nm (SAK) a koncentrací DOC i v nádrži Rauschenbach a jejích přítocích bez ohledu na různá místa odběru, hloubku vod a roční období k významné korelaci (Obr. 14).

BB HUM

20%

1

0% 07100,09

18180,14

19100,12

20100,10

07100,11

18180,18

19100,16

20100,12

07100,09

18180,14

19100,12

20100,10

07100,11

18180,18

19100,16

20100,12

RB

RB

RB

RB

FL

FL

FL

FL

RB

RB

RB

RB

FL

FL

FL

FL

Obr. 13.: Vývoj koncentrace DOC (vlevo) a složení (vpravo) během srážkové události od 18. do 20. září 2011 v Rauschenbachu (RB) a Flájském potoce (FL)

12

Lineární korelace mezi SAK a CDOC je ještě určitější. Zdá se, že souvislost zjištěná v nádrži Rauschenbach připustí dostatečně přesný odhad i pro další vody v regionu. Větší měrou se odchyluje pouze extrémně zbarvený vzorek z rašelinné tůně u potoka Salzflüßchen (SF) (Obr. 14 vpravo). K potvrzení souvislosti by však byly potřebné ještě další průzkumy.

znamenat pokles SAK až o 25 %, aniž by se hodnota DOC nějak znatelně snížila (Obr. 15). Rovnice 2 tedy pro DOC umožňuje jen přibližný odhad. Kromě toho se z poklesu SAK v důsledku klesající molekularity a aromatického charakteru (popsáno specifickou absorpcí UV SUVA = SAK/DOC) DOC nesmí hned nutně odvozovat zlepšení kvality surové vody. Odstranění DOC nižšího aromatického charakteru úpravou pitné vody souvisí často s vyššími náklady (Shen & Chaung 1998; Weishaar et al. 2003; Korth et al. 2004). Voda je sice světlejší, ale z hlediska výroby pitné vody není lepší.

40

All TSR

20

RB WB FL

10

SAK254 (1/m)

SAK254 (1/m)

SF

400

y = 4,7622x - 2,3688 R2 = 0,9438

30

300

All

200 P6

100

T (°C), SAK (1/m), DOC (mg/L)

Others

NG

0

0

5

10

15

20

0

F3, F4, TSF 0

0

2

4

DOC (mg/L)

6

8

0

20

40

60

80

5

DOC (mg/L)

T-04

10

DOC-04

Depth (m)

Obr. 14.: Korelace mezi SAK a koncentrací DOC pro všechny vzorky (All; n = 83) z nádrže Rauschenbach a jejích přítoků (vlevo; místa odběru vzorků jsou kromě DG1 barevně rozlišena) v porovnání s daty zjištěnými v jiných vodách (vpravo; SF – Salzflüßchen, NG – Neugraben, P6, F3, F4 – Rašeliník, nádrž Fláje – různé hloubky).

SAK-04

15

T-10 SAK-10 DOC-10

20

25 30

Obr. 15.: Porovnání hodnot ze dne 25. 04. 2012 (Index 04) a 02. 10. 2012 (Index 10) v nádrži Rauschenbach z hlediska vertikálního rozdělení teplot (T), SAK a koncentrace DOC.

Praktický význam má inverzní korelace, umožňující odhad koncentrace DOC na základě relativně jednoduše stanovitelné hodnoty SAK:

40

DOC = 0,2.SAK + 0,66, n = 83, r² = 0,9438. (2)

450 SF

400

y = 6,1897x - 0,2403 2 R = 0,969

Absorpci UV v první řadě ovlivňuje podíl vysokomolekulárních huminových látek v DOC. To se projevuje také ještě vyšším významem korelace mezi SAK a HUM (Obr. 16). Jelikož se podíl HUM na DOC ve vodstvu obměňuje podle ročního období a v závislosti na hydrologické situaci (viz kap. 5.1) a hodnotu SAK kromě toho ovlivňují jiné rozpuštěné látky (např. železo) (Weishaar et al. 2003; Steinberg & Krüger 2011), může SAK při stejném DOC kolísat. To se pravidelně projevuje u nádrže Rauschenbach. V létě lze v epilimnionu zpravidla za-

350

All TSR

20

RB WB FL

10

SAK254 (1/m)

SAK254 (1/m)

30

300 250 All

200 150

Others

NG P6

100 50

F3, F4, TSF

0

0 0

1

2

3

HUM (mg/L)

4

5

6

0

20

40

60

80

HUM (mg/L)

Obr. 16.: Korelace mezi SAK a koncentrací HUM pro všechny vzorky (All; n = 83) z nádrže Rauschenbach jejích přítoků (vlevo; místa odběru vzorků jsou kromě DG1 barevně rozlišena) v porovnání s daty zjištěnými v jiných vodách (vpravo).

Pro úplnost je třeba upozornit na to, že i mezi SAK a BB popř. NEUTR existují korelace, 13

jejichž míra přesnosti je ale podstatně nižší (Obr. 17). Přenos těchto souvislostí na jiná vodstva však není možný.

40

40

y = 40,092x - 4,6247 R2 = 0,7985

y = 44,907x - 5,2529 2 R = 0,716

30

All TSR

20

RB WB FL

10

SAK254 (1/m)

30

SAK254 (1/m)

stoupne SAK jen z poloviny tolik, nežli v RB. Příčinu je třeba hledat v odlišných topografických a tedy i hydrogeologických podmínkách povodí (příkřejší svahy a tak i potenciálně méně zamokřená stanoviště v povodí WB).

All TSR

20

RB

50

WB

SAK254 (1/m)

FL

10

40 0

1m

0

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

0

0,2

BB (mg/L)

0,4

0,6

0,8

30m

30

NEUTR (mg/L)

RB FL

20

DG1 WB

10 0 01.01.10

Obr. 17.: Korelace mezi SAK a BB- (vlevo) popř. koncentrace NEUTR (vpravo) pro všechny vzorky (All; n = 83) z nádrže Rauschenbach a jejích přítoků (místa odběru vzorků jsou až na DG1 barevně rozlišena).

01.01.11

01.01.12

01.01.13

Obr. 18.: Hodnoty SAK přítoků (RB, FL, DG1, WB) v porovnání s hodnotami SAK na povrchu (1m) a v 30m hloubce nádrže Rauschenbach v období od roku 2010 až července 2013.

5.3 Transport DOC přítoky 5.3.1 Porovnání mezi přítoky

Z hodnoty SAK ve FL lze na základě jednoduchého odhadu smíchání stanovit SAK vody vytékající s mezipovodí (SAKFLZ). Vypočteme-li odtok z nádrže Rauschenbach (QFAB) na základě hypotézy, že plošný odtok z mezipovodí je zhruba identický s plošným odtokem z povodí RB (viz kap. 3) a budeme-li pro hodnotu SAK vody z nádrže Fláje předpokládat SAKFAB = 25,5/m (taková hodnota byla zjištěna v dubnu 2011), pak výpočtem:

Vývoj hodnot SAK v přítocích (obr. 18), které jsou považovány za zástupné hodnoty pro koncentraci DOC, spočívá na laboratorně analyzovaných vzorcích, odebíraných ve zpravidla dvoutýdenních až třítýdenních odstupech na RB, WB, FL a DG1. Obvykle je hodnota SAKFL nejvyšší a SAKWB nejnižší. Pouze ojediněle byly podchyceny události se silným průtokem, které ovlivnily transport látek a které se projevily výrazným nárůstem hodnot SAK obzvláště v RB a WB. Reakce SAKFL na výkyvy průtoku jsou menší, což je důsledek kompenzačně působících odtoků z vodního díla Fláje. To je také důvodem pro to, že SAKFL nekorelují s hodnotami SAK z RB a WB. Pro SAK v RB a WB byly zjištěny následující souvislosti:

SAKFLZ = 0,36·SAKRB + 7,9, n = 40, r² = 0,72 (4)

vyplyne souvislost, kterou si lze pro povodí s širokými údolími, charakterizovanými organickými a zamokřenými půdami a přilehlými příkře spadajícími svahy představit. V takovém případě vykazuje již základní odtok vysoké koncentrace DOC. V případě srážek se do vodních toků nejprve vytlačí spodní voda z údolních niv. Podpovrchový odtok ze svahů má menší vliv a projeví se až při déletrvajícím dešti. Ukázalo se, že hodnoty SAK, zjištěné automatickou měřící jednotkou (AMB) na lim-

SAKWB = 0,45·SAKRB + 2,1, n = 60, r² = 0,88 (3)

Minimální hodnoty SAK, zjištěné při nízkých průtocích v RB (cca 4,5/m) a WB (cca 3,5/ m) se odlišují jen málo. Zdají se být pro příslušný základní odtok charakteristické. Rovnice 3 uvádí, že při změnách průtoku v WB 14

ninigrafu DG1, jsou pro smíšené vody ve FL a RB reprezentativní jen při velmi silných průtocích. Sací hrdlo AMB na DG1 se nachází jen několik metrů pod ústím RB do Flájského potoka. Při nízkých a středních odtocích a nízkém odpouštění nádrže Fláje měří AMB tedy spíše kvalitu vody RB. To se projevuje v tom, že hodnoty SAK zjištěné v laboratoři u vzorků odebraných u limninigrafu DG1 korelují špatně s hodnotami SAK stanovenými AMB na DG1. Oproti tomu se projevuje výrazná korelace mezi SAK DG1 registrovanými v okamžiku odběru vzorku (10 hodin) (k dispozici od května 2011) a SAK pro Rauschenbach (SAKRB) zjištěnými v laboratoři, když se pominou průtoky při vysokém odpouštění vodního díla Fláje:

drologických událostech zcela rozdílné změny hodnot SAK. Stejně tak se musí zohlednit takzvaný efekt hystereze, který se projeví rozdílnými koncentracemi v úsecích se stoupajícími nebo klesajícími průtoky. Proto není obecně možné, nalézt jednoduché souvislosti mezi kritérii kvality vody a průtokem. V konkrétním případě to je ještě ztíženo tím, že přirozené odtoky jsou zkreslovány nekonstantními odtoky z nádrže Fláje. Hodnota SAK z DG1, která je reprezentativní pro Rauschenbach, stoupá silně již při malých nárůstech průtoku obzvláště v létě, především pak, když předcházelo delší období sucha. Při velkých nárůstech průtoku v zimě a během jarního tání jsou maxima SAK podstatně nižší. K tomu poslednímu dochází obzvláště pak, kdy je současně velký odtok z vodního díla Fláje – v tomto případě působí nádrž Fláje na vysoké SAK ředivě. Po delších obdobích s nízkým průtokem klesá hodnota SAK v DG1 na nebo pod hodnotu SAK DG1 = 3/m, která je pro základní odtok povodí RB pravděpodobně charakteristická (opraveno podle rovnice 5~4,6/m) (např. červen 2011, červen a srpen 2012; viz Obr. 19). To platí i pro zimu, především při přetrvávajících mrazech (únor a březen 2013). Rozhodující pro vlastnosti vody v nádrži Rauschenbach jsou ale události s vyššími průtoky s hodnotou SAKDG1 mezi 10/m až 20/m (to odpovídá laboratorně stanoveným hodnotám SAK 15/m až 30/m).

Závěrem lze konstatovat, že nejvyšší koncentrace odtékají z povodí RB při vysokých průtocích. Protože se v takových situacích (jarní tání, silné srážky) ale také zvyšuje odpouštění nádrže Fláje (viz Obr. 6), jsou pro vývoj koncentrací v nádrži Fláje určující transporty DOC Flájským potokem. To se projevuje tím, že hodnota SAK v nádrži Rauschenbach v hloubce 1 m a 30 m na začátku letní stratifikace popř. v hloubce 1 m během letní stratifikace sleduje vyhlazenou křivku hodnot naměřených na DG1 (Obr. 18). 5.3.2. Krátkodobá dynamika hodnot SAK na limninigrafu DG1 Data o kvalitě přítoků, zjišťovaná v pravidelných časových odstupech, odrážejí v ojedinělých případech reálnou variabilitu transportu látek z povodí. Kvalita vody přítoků podléhá v důsledku variabilních odtokových poměrů silným krátkodobým výkyvům, jak je to představeno na Obr. 19 na příkladu hodnoty SAK na limninigrafu DG1 ve Flájském potoce pod jeho soutokem s Rauschenbachem. Přitom se ukazuje, že srovnatelné změny průtoku vyvolávají v závislosti na ročním období a předchozích hy-

SAK254

SAK254 (1/m)

30

QDG1

10

24

8

18

6

12

4

6

2

0 01.04.11

QDG1 (m³/s)

SAKRB = 1,54·SAKDG1, n = 35, r2 = 0,81· (5)

0 01.07.11

01.10.11

31.12.11

01.04.12

01.07.12

01.10.12

31.12.12

02.04.13

02.07.13

Obr. 19.: Variabilita denních průměrů (vypočtená z hodnot, měřených po 15 minutách na automatické stanici měření kvality vody na limn. DG1) SAKDG1 a průtok (QDG1). Šipka označuje událost, popsanou v kapitole 5.1, obdélník označuje období hodnocené v kapitole 5.4.2.

15

Protože ke strmým změnám dochází ve velice krátkých časových úsecích, jsou denní průměry málo vhodné ke znázornění skutečné dynamiky základních procesů. Ukazuje se, že na limninigrafu DG1 má každý nárůst průtoku bezprostředně za následek rozdílné zvýšení SAK a zakalení jakož i pokles vodivosti (viz jako příklad Obr. 20). Zatímco zakalení zpravidla během několika hodin a rychleji než průtok klesne zase na úroveň zhruba před zvýšením průtoku, trvá to u SAKDG1 podstatně déle. Nejvyšších hodnot dosáhne SAK asi čtyři až šest hodin po maximálním průtoku. Zhruba zrcadlově k SAK se chová vodivost.

Rauschenbach už v podstatě skončilo. V lesích horního povodí ale ležely místy ještě velké zbytky sněhu. V představeném období se nevyskytly žádné srážky, s výjimkou noci z 18. na 19. 03. s pouhými 3 mm deště. Přes den bylo nezvykle teplo s denními maximy teploty vzduchu kolem 15°C, místy až 20°C. V noci ale teploty ještě klesaly pod bod mrazu. V důsledku toho bylo možné pozorovat výrazné denní periodické výkyvy teploty vody s rychlým ohřevem zhruba od poledne až do pozdního odpoledne. V okamžiku maximálních teplot klesly hodnoty SAK na minimum a krátce poté došlo k lehkým maximálním průtokům. S určitou časovou prodlevou byl až do večerních a časných nočních hodin pozorovatelný mírný nárůst průtoku, pokles vodivosti, nárůst hodnoty SAK a zakalení. Ještě před půlnocí pak následoval pokles průtoku, SAK a zakalení jakož i nárůst vodivosti, což přetrvalo až do poledne následujícího dne. Tyto fluktuace se dají odvodit od periodického střídání tání a mrazu. Tání sněhu zvyšovalo průtok a snižovalo vodivost. Nárůst hodnot SAK popř. DOC je patrně důsledkem zvýšeného podpovrchového odtoku z vyšších půdních vrstev až do půlnoci.

3,0

Q (m³/s)

2,5 2,0

QDG1 QRB

1,5

QFAB

1,0 0,5 0,0

Cond (µS/cm), Turb (FAU), SAK (1/m), Temp (°C)

50 40 Cond

30

Turb SAK

20

Temp

10 0 30.06.

01.07.

02.07.

03.07.

04.07.

05.07.

06.07.

07.07.

08.07.

09.07.

10.07.

Obr. 20.: Krátkodobá variabilita průtoku a kvality vody na limninigrafu DG1, spočívající na měřeních po 15 minutách v období 30. 06. 2012 0:00 hodin až 10. 07. 2012 0:00 hodin. Nahoře: QDG1 jakož i QRB a z toho vypočtený výstup z nádrže Fláje za předpokladu stejných plošných odtoků v mezipovodí FL jakož i RB. Dole: vývoj vodivosti (Cond – 50), zakalení (Turb; maxima dosahují až k limitu rozsahu měření měřicího přístroje při 100 FAU), hodnota SAK a teplota vody (Temp).

5,0

Q (m³/s)

4,0 3,0

QDG1 QRB QFAB

2,0 1,0 0,0

Cond (µS/cm), Turb (FAU), SAK (1/m), Temp (°C)

50

Je zajímavé, že se vyskytují dokonce minimální denní periodické změny průtoku a kvality vody, související s teplotou vzduchu nebo vody. Z hlediska kvality vody nádrže Rauschenbach nejsou podstatné, ale se zřetelem na pochopení procesů jsou velice zajímavé. V příkladu znázorněném na Obr. 21 jsou souvislosti zdánlivě jasné. V týdnu před sledovaným obdobím jarní tání u nádrže

40 Cond

30

Turb SAK

20

Temp

10 0 15.03.

16.03.

17.03.

18.03.

19.03.

20.03.

21.03.

22.03.

23.03.

24.03.

25.03.

Obr. 21.: Jako Obr. 20, avšak pro období 15. 03. 2012 0:00 hodin až 25. 03. 2012 0:00 hodin. Hodinové změny QDG1 lze odvodit od změn QFAB (nahoře). Viz transformace dole, použité pro lepší srovnatelnost: Cond – 50, 5·Turb, 3·SAK, 4·Temp. Čárkované vertikální linie označují okamžiky maximálních teplotních hodnot.

16

K podobným, v detailu však odlišným pozorováním došlo opakovaně v průběhu roku v obdobích s relativně nízkými průtoky. V těchto případech jsou příčiny změn ale spíše nejasné, jak by to měl znázornit příklad na Obr. 22. Od poloviny března se nevyskytly téměř žádné srážky. Teplota vzduchu v prvních dvou dubnových dekádách odpovídala ročnímu období. V noci se pří-ležitostně vyskytly ještě lehké mrazy. Ve sledovaném období bylo od 26. 04. mimo-řádně teplo s denními maximálními teplo-tami vzduchu více než 20°C, místy více než 25°C. Noci zůstaly bez mrazů a teploty klesly na méně než 10°C. V noci z 24. na 25.04. se vyskytly asi 15mm srážky. Pak zůstalo sucho. I zde jsou nápadné v následujících dnech pozorované charakteristické denní periodické výkyvy. Oproti předtím nastíněnému příkladu však průtok a vodivost při stoupajících teplotách spíše klesají. To se zpočátku týkalo i k hodnot SAK. Krátce před dosažením teplotního maxima ve fázi klesajících průtoků se náhle vyskytla zčásti výrazná zakalení a k okamžiku teplotního maxima lze zaznamenat i výrazná maxima hodnot SAK. Změny průtoku jsou tak minimální, že nemohou být považovány za příčinu špiček zakalení. Rovněž nevysvětlitelné jsou špičky hodnot SAK. Možná za těchto podmínek dochází v tekoucích vodách v důsledku biogenně způsobeného nárůstu pH ke srážecím procesům s tvorbou amorfních komplexů (s železem a/nebo hliníkem?), vedoucích k nárůstu zakalení. Nárůst hodnot SAK je pravděpodobně artefaktem a mohl by být rovněž důsledkem nejmenších částeček, procházejících filtrovací jednotkou měřicího přístroje SAK. K objasnění tohoto fenoménu budou potřebné další detailní průzkumy.

0,4

Q (m³/s)

0,3 QDG1 QRB

0,2

QFAB 0,1

0,0

Cond (µS/cm), Turb (FAU), SAK (1/m), Temp (°C)

50 40 Cond

30

Turb SAK

20

Temp

10 0 24.04.

25.04.

26.04.

27.04.

28.04.

29.04.

30.04.

01.05.

02.05.

03.05.

04.05.

Obr. 22.: Jako na Obr. 20, avšak pro období 24. 04. 2012 0:00 hod. až 04. 05. 2012 0:00 hod. Viz transformace dole, použité pro lepší srovnatelnost: Cond – 50, 10·SAK, 2·Temp. Čárkované vertikální linie označují okamžiky maximálních teplotních hodnot.

5.4 Vývoj hodnot SAK v nádrži Rauschenbach 5.4.1 Sezónní vývojové modely Obecný sezónní vývoj hodnot hodnoty SAK v nádrži Rauschenbach lze obzvláště dobře představit sledováním v období 2010 a 2011 (viz obr. A6). Výšku hodnoty SAK ve vodním sloupci na začátku letní stratifikace ovlivnily odtokové poměry předchozího podzimu a zimy. Silné srážky na podzim roku 2010 a v následující zimě (Obr. 6), jakož i intenzivní a přetrvávající tání sněhu koncem března a začátkem dubna 2011 vedly k výraznému nárůstu hodnot SAK v celém vodním sloupci nádrže Fláje. Rozhodující roli pro trvale vysokou hodnotu SAK hrál objem vypouštěné vody z nádrže Fláje. Během letní stratifikace hodnota SAK v epilimnionu výrazně stoupla, zatímco v hypolimnionu mírně klesla. Průběh počasí po tání ledu a z toho vyplývající tvorba vrstev a promíchání mají pro vrstvení přítoků a distribuci látek přiváděných do nádrže Rauschenbach velký význam. Začne-li obleva a v důsledku toho silnější přítok vody z nádrže Fláje již před táním ledu a proběhne-li to vše velkou měrou již před začátkem letní stratifikace, pak se při17

vedená voda během jarní cirkulace rozptýlí po celém vodním sloupci. Dojde-li ale k intenzivním přítokům po krátké nebo nekonající se jarní cirkulaci při již etablovaném navrstvení, pak se velká část přitékající vody, která bude v případě vysokého odpouštění spodní výpustí z Flájské nádrže studená, rozvrství hypolimnicky a ovlivní charakter epilimnionu v nádrži Rauschenbach menší měrou. To bylo možné pozorovat v dubnu/ květnu roku 2013. Po přetrvávajících zčásti mírných mrazech až do začátku dubna 2013 vedlo návazné velmi teplé počasí do 18. 04. k rychlému tání ledové vrstvy a pak k lehkému tepelnému vrstvení s povrchovými teplotami nad 5°C (Obr. 24). 08. 05. byla teplota při již stabilizovaném zvrstvení už jen 4,3 °C, což je znamením pro velice krátkou ne-li úplně vynechanou cirkulaci. Z důvodu přetrvávajícího tání sněhu v povodí nádrže Fláje a občasných srážek se z ní v dubnu a květnu odpouštělo neustále relativně dost vody (Obr. 6) se zvýšenými hodnotami SAK (Obr. 18). To až do 22. 05. vedlo ke zřetelnému nárůstu hodnot SAK v horním hypolimnionu (Obr. 24), tzn. ve vrstvách, které se během letní stratifikace přednostně používají pro vypouštění surové vody. Další sled událostí představuje extrémní situaci. Povodně, způsobené mimořádně silnými a trvalými srážkami koncem května/ začátkem června, si vynutily kontrolované, ale přeci jen vysoké odpouštění spodními výpustěmi a to jak na nádrži Fláje, tak i na nádrži Rauschenbach (Obr. 23). V období od 28. 05. do 13. 06. 2013 se z nádrže Rauschenbach vypustilo celkem téměř 12 mil. m³ vody, tedy více než její celý provozní zásobní prostor. Z tohoto důvodu se již 05. 06. tepelné vrstvení téměř zcela přerušilo a v celém vodním sloupci byly zaznamenány hodnoty SAK kolem 20/m a vysoké zakalení (Obr. 24). Přetrvávající vysoké přítoky s již podstatně nižší hodnotou SAK vedly v nádrži Rauschenbach až do 19. 06. k poklesu hodnot SAK. Navíc se znovu vytvořily stabilní vrstvy. Další vydatné srážky koncem června/začátkem července s opětovným odpouš-

25

100

20

80

15

60

10

40

5

20

0 24.04.2013

Precipitation (mm/d)

Q (m³/s)

těním hloubkové vody z nádrží Fláje a Rauschenbach vedly k opětovnému nárůstu hodnoty SAK v nádrži Rauschenbach, obzvláště v horním hypolimnionu, s odpovídajícími negativními dopady na zásobování surovou vodou během letní stratifikace.

QZU QRAB PREC

0 08.05.2013

22.05.2013

05.06.2013

19.06.2013

03.07.2013

Obr. 23.: Přítok do nádrže Rauschenbach (QZU) a vypouštění z nádrže Rauschenbach (QRAB) do dolního toku jakož i srážky (PREC) v období 24. 04. až 10. 07. 2013.

0

5

Temperature (°C) 10

15

20

25

13

15

SAK254 (1/m) 17

19

21

0

0

5

5

10

10

15

Depth (m)

5

15

1

2

Turbidity (FAU) 3

4

5

6

7

0

10

Depth (m)

Depth (m)

0

24.04.13 08.05.13

15

22.05.13 05.06.13 19.06.13

20

20

20

25

25

25

30

30

30

10.07.13

Obr. 24.: Vertikální profily teplot, hodnota SAK a zakalení - nádrž Rauschenbach v období od 24.04. do 10.07.2013.

Pokles hodnot SAK v epilimnionu, zaznamenaný v posledních letech během letní stratifikace, souvisel velkou měrou s vývojem srážek. V suchém létě roku 2012 byly hodnoty mimořádně vysoké, v roce 2010 z důvodu častých a dílem i intenzivních srážek proměnlivě nízké (viz obr. A6). V mokrých létech a obzvláště při vyšším vypouštění studené vody z nádrže Fláje se především Flájský potok vrství s vysokými hodnotami SAK převážně metalimnicky a brání většímu poklesu SAK. Na začátku podzimní cirkulace se pak mohou vyskytovat dokonce vyšší hodnoty SAK, než na začátku letní stratifikace (např. 2010). V případě sucha během letní stratifikace lze pozorovat převážně epilimnické vrstvení přitékající vody s nízký18

v povrchové vrstvě nádrže Rauschenbach s charakteristickými koncentracemi DOC mezi 3 a 5 mg/l (Obr. 26) očekávat fotomineralizace řádově 0,1 až 0,14 mg L-1 d-1 C. Již velice jednoduché vyhodnocení příkladu z léta roku 2012 ukazuje, že v hypolimnionu k žádné významné degradaci DOC nedošlo. Hypolimnická vrstva, která se na začátku letní stratifikace dne 10. 05. 12 (den 131) nacházela v hloubce 15 m, poklesla z důvodu odpouštění nádrže Rauschenbach do začátku října do hloubky více než 21 m. Hodnota SAK v této vrstvě při tom ale nepoklesla (Obr. 27). Ovlivňování přitékající vodou lze vyloučit, protože ta se v tuto dobu od května do začátku září s určitostí vrstvila nahoře. Teprve až od poloviny října, když hloubka termické skokové vrstvy rychle narostla, můžeme v této vrstvě zaznamenat postupné snižování hodnoty SAK hlavně v důsledku přimíchávání epilimnické vody.

mi hodnotami SAK a v důsledku toho kontinuální pokles hodnot SAK z důvodu zředění. Jelikož se i během suchých letních období odpouští celý hypolimnion nádrže Rauschenbach zpravidla přes spodní výpusti, vede to v důsledku k tomu, že se v celém vodním sloupci vyskytují na začátku podzimní cirkulace nižší hodnoty SAK, než na začátku letní stratifikace (např. 2012). Souvislosti mezi průtokem a SAK v nádrži Rauschenbach se odrážejí i na vývoji kvality vypouštěné surové vody (Obr. 25). Jasně lze pozorovat nárůst SAK obzvláště v důsledku silného odpouštění nádrže Fláje po srážkách a během tání sněhu v zimě a na jaře. To jde ruku v ruce s markantním poklesem vodivosti. Jakmile teplota surové vody překročí v pozdním létě 10°C, dojde k odpouštění metalimnických nebo epilimnických vrstev, což je zpravidla spojeno s poklesem SAK a nárůstem zakalení. 30

Laborexperimente!

25 10 x QRWA (m³/s)

20

Cond - 70 (µS/cm) SAKRWA (1/m)

15

5 x Turb (FAU) Temp (°C)

10

RWA-Intake (m)

5 0 01.01.2010

01.01.2011

01.01.2012

0,14 mg L-1 d-1

01.01.2013

0,10 mg L-1 d-1

Obr. 25.: Denní průměry dat kvality surové vody (Cond – vodivost, SAKRWA – SAK, Turb – zakalení, Temp – teplota) surové vody, odtoku surové vody QRWA a hloubky odběru surové vody RWA-Intake, spočívající na hodnotách, naměřených po 15 minutách automatickou měřicí stanicí (viz faktory transformace v legendě).

-

TSR: 3 - 5 mg L 1

Obr. 26.: Fotomineralizace (PM) v závislosti na koncentraci DOC podle shrnutí literaturních zjištění (Farjalla et al. 2009), která se však téměř výlučně vztahují k laboratorním experimentům za ideálních podmínek.

5.4.2 Role fotochemické a mikrobiální degradace DOC Neustále se diskutuje o otázce, do jaké míry lze výrazný pokles hodnoty SAK v epilimnionu a při nejmenším patrný pokles v hypolimnionu během letní stratifikace (obr. A6) alespoň částečně odvodit od rozkladu DOC způsobeného fotodegradací a mikrobiální konverzí. Podle údajů Farjalla et al. (2009) by se za den s plným osluněním dala

25

3,5

20

2,8

15

2,1

10

1,4

5

0,7

0 130

19

Volume (hm³)

SAK254 (1/m), Depth (m)

0 150

170

190

210 230 250 Day of the year

270

290

310

SAK254 Depth Volume

pohlíží jako na zástupnou hodnotu pro DOC. Zjištění vypouštěného množství z nádrže Fláje (QFAB), jakož i odtoku z mezipovodí nádrže Fláje (QFLZ) proběhlo na základě Výše uvedené pozorování je možné jen pro souvislostí představených v kapitole 3. Odhypolimnion stabilně zvrstvené, silně pro- tok ze zbytkového povodí nádrží (QRG) se tékající nádrže (teoretická doba zdržení vo- vypočte s přítokové bilance (QRG = QZU – dy <1 rok), protože zde je turbulentní výmě- QWB – QDG1). Odvození denní denních hodna mezi vrstvami v porovnání s průtokovými not SAK všech vodních toků vychází z koefekty zanedbatelná. Degradace DOC v mě- relací uvedených v kapitole 5.3.1. Opírá se řítku ekosystému se dá obecně a obzvláště v důsledku výhradně o SAKDG1, naměřené v epilimnionu za terénních podmínek na na limninigrafu DG1 a přizpůsobené laborazákladě mnoha se komplexně překrývajících torně stanoveným hodnotám SAK vynámechanizmů a procesů experimentálně sobením faktorem 1,54 (rovnice 5). Tento prokázat jen velmi těžko. Databáze získaná postup je opodstatněný jen pro období s v rámci tohoto záměru a především dis- relativně nízkým odpouštěním nádrže Fláje, ponibilita spolehlivých online-dat, dostateč- kdy se dá relativně jistě předpokládat, že ně popisujících dynamiku transportu DOC, SAKDG1 je reprezentativní pro SAKRB. umožňuje prověření, zda je degradace DOC Proto byly výpočty omezeny na období od v měřítku ekosystémů nějak důležitá. Má-li května do konce října 2012 (viz Obr. 6). odtok ze zbytkového povodí se použila mít degradace DOC nějaký podstatný výz- z Pro −1 z 1 hodnota Wernsbachu (SAKWB). Denní M (Vz − Vz +1 )(SAK = ∫ AzSAK SAK z ,t + SAK z +1,t ) ∑ nam, pak by „obsah“ SAK ISAK ,t (m³/m) nádrže z ,t dz ≈ 0 2 zprůměry =0 pro vypouštění surové vody z nádrRauschenbach, vypočtený za zohlednění že Rauschenbach (QRWA) a SAK Rauschenpánevní morfometrie (plochy Az (m²) popř. bach (SAKRWA) se stanovily z hodnot regobjemu Vz (m³) z hodnot SAKz,t naměřených istrovaných po 15 minutách na automatické v hloubkách z k okamžiku t, měřicí stanici a přizpůsobily analytickým z −1 údajům SAKRWA(Lab) pomocí následující z 1 M ISAK AzSAK z ,t dz ≈ ∑ (Vz − Vz +1 )(SAK z ,t + SAK z +1,t ) (6) ,t = ∫ 0 2 z =0 korelačního poměru:

Obr. 27.: Vývoj SAK ve vrstvě, která se dne 10.05.12 nacházela v hloubce 15 m (Depth/hloubka: přibližná hloubka vrstvy, Volume/objem: klesající objem pod vrstvou v důsledku přítoků z přirozených koryt).

max

max

max

max

musel být v průběhu léta postupně stále SAKRWA(Lab) = 1,08·SAKRWA – 0,56 , n = 44, r² = 0,89 (8) + ∑ (QZU SAKZU − QRWA SAKRWA − QRAB SAKRAB) nižší než I ,= I vypočtený pouze z bilance přítoku a odtoku pomocí Vypouštění nádrže Rauschenbach do dolního toku (QRAB) je dáno denními hodnotaI =I + ∑ (QZU SAKZU − QRWA SAKRWA − QRAB SAKRAB) (7) mi Zemské správy nádrží (LTV). Příslušné denní hodnoty SAK (SAKRAB) byly stanopřičemž je QZU (m³/d) celkový odtok, QRWA veny z hodnoty SAK z nádrže Rauschenbach (m³/d) vypouštění surové vody a QRAB v 30m hloubce pomocí lineární interpolace (m³/d) odpouštění nádrže Rauschenbach do mezi termíny odběru vzorků. spodního toku s příslušnými hodnotami SAKn Z porovnání vypočteného denního vývoje (1/m). hodnoty SAK v roce 2012 s hodnotami zjištěnými v době odběru vzorků (Obr. 28, Obr. 29 Tato otázka se hodnotila na základě dat k oba Obr. 30) je patrné: jemu a vlastnostem vody, zjištěných v ob• Existuje dostatečný soulad mezi vypočdobí od května do října 2012 automatickou tenými a naměřenými hodnotami, čímž měřicí stanicí na limninigrafu DG1 a na místě jsou splněny předpoklady pro bilanční odběru surové vody nádrže Rauschenbach výpočet. Při tom je třeba zohlednit, že (viz Obr. 19), přičemž se na hodnotu SAK hodnoty z laboratorních analýz jsou terC SAK , t

C SAK , t

M

SAK , t0

t

t

M

SAK , t0

t

t

t

t

t

t

t

t

t

t

20

mínové hodnoty a vypočtené hodnoty jsou ale denní průměry. Tzn. např., že jestliže vzorkování proběhlo náhodou v okamžik odtokové špičky, je naměřená hodnota vyšší, než vypočtený denní průměr. Jestliže se vzorkování oproti tomu uskutečnilo bezprostředně před nějakou srážkou, je naměřená hodnota SAK podstatně nižší, než vypočtená.

daty zjištěnými na limninigrafu DG1 (šedé úseky: výpadek měřicí stanice; čárkovaný obdélník: časové období bilančních výpočtů hodnoty SAK). 40 35 30

SAK254 (1/m)



RWA

25

RWAm

20

ZUm

15

DG1m

10 5 0 0

40 35

SAK254 (1/m)

30

RBm

20

WB

15

WBm DG1

10 5 0 0

30

60

90

120

150

180 Tag

210

240

270

300

330

360

Obr. 28.: Vypočtený denní průměr hodnoty SAK Rauschenbachu a Wernsbachu (RBm, WBm) v porovnání s naměřenými a na limninigrafu DG1 registrovanými daty (šedé úseky: výpadek měřicí stanice; čárkovaný obdélník: časové období bilančních výpočtů hodnoty SAK).

• 40 35

SAK254 (1/m)

FL

25

FLm

20

DG1L

15

DG1m DG1

10 5 0 0

30

60

90

120

150

180 Tag

210

240

270

300

330

90

120

150

180 Tag

210

240

270

300

330

360

Výpočet obsahu SAK podle rovnic 6 a 7 proběhl vždy pro horní 15m vrstvu, 20m vrstvu jakož i celý vodní sloupec nádrže Rauschenbach. Za zohlednění vývoje teplot přítoků (Obr. 8) se předpokládalo, že se přítoky do začátku září zasouvaly nad 15 m a od 10. 09. 12 i pod touto úrovní. Na základě laboratorně stanovených hodnotách SAK vzorků vody, odebraných v hloubkách 1, 5, 10, 15, 20 a 30 m byly výpočtem podle rovnice 6 stanoveny hodnoty SAK v nádrži Rauschenbach. Mezi hloubkami se lineárně interpoluje. Tím se vertikální uspořádání SAK během letní stratifikace považuje za dostatečně podchycené. I když by se mezi 20 m a 30 m mohly v reálném rámci vyskytnout odchylky od lineární interpolace, měly by jen minimální dopad M na výpočet ISAK , t , jelikož je prostor nádrže pod 20 m velice malý. Jako startovací hodM nota ISAK , t0 pro výpočty pomocí rovnice 7 byl použit obsah SAK, stanovený podle rovnice 6 ze 131 dne odběru vzorků (10. 05. 12). C Vývoj ISAK ,t se do poloviny listopadu 2012 počítal už jen z bilance přítoku-odtoku. Podivuhodně malé rozdíly mezi vývojem hodM noty ISAK ,t , spočívající na měřeních, a obC sahem SAK ISAK , t , zjištěným během letní stratifikace (Obr. 31) z bilance přítoku a odtoku nádrže Rauschenbach, jsou indicií pro

Vzorky odebrané u limninigrafu DG1 z prostředku proudu jsou převážně identické se vzorky odebranými u limnigrafu Flájského potoka (Obr. 29). Pouze ojediněle jsou reprezentativní pro smíšenou vodu z obou dílčích proudů. To ukazuje, že dílčí proudy z Flájského potoka a Rauschenbachu na limninigrafu DG1 asi 50 m pod jejich soutokem a cca 40 m po proudu sacího hrdla automatické měřicí stanice většinou ještě nebyly dostatečně promíchané.

30

60

Obr. 30.: Vypočtený denní průměr hodnot SAK vypouštěné surové vody (RWAm) v porovnání s naměřenými daty (RWA), s vypočteným na průtoku spočívajícím průměrem hypotetického celkového přítoku (ZUm) a daty registrovanými na limninigrafu DG1 (šedé úseky: výpadek měřicí stanice; čárkovaný obdélník: období bilančního výpočtu hodnoty SAK).

RB

25

30

360

Obr. 29.: Vypočtený denní průměr hodnoty SAK na Flájském potoce a na limninigrafu DG1 (FLm, DG1m) v porovnání s naměřenými hodnotami (FL, DG1L) a

21

bilance přítoku a odtoku spočívá pouze v tom, že od poloviny září narostlo hypolimnické vrstvení přítoků, transport SAK do horní 15m vrstvy však podle toho již nebyl posuzován. Jediné věrohodné vysvětlení musí být, že k odběrovému místu v hypolimnionu bezprostředně před hrází nepřichází voda se stejnou kvalitou, se kterou do nádrže vtéká. Přítoky vykazují neustále ph mezi 7 a 7,5, zatímco pH v hypolimnionu stratifikované nádrže leží v tomto období pod 6,4 (viz obr. A3). Kromě toho od poloviny července klesá u dna koncentrace kyslíku (viz obr. A2). Možná za těchto podmínek dochází k procesům (tvorba komplexů s rozpuštěným železem a srážení?), které hodnotu SAK přitékající vody na dlouhé trase od nátoku do nádrže až ke hrázi výrazně snižují. Početně přibližného souladu mezi C M ISAK v 20m vrstvě lze dosáhnout , t a ISAK , t i od poloviny září, když od tohoto okamžiku budeme předpokládat SAK přítoků SAKZU = 0 (žádná depozice SAK). Za tohoto předpokladu se rovněž podstatně zmenší diference mezi výsledky obou výpočtů pro 30m vrstvu. Zůstává ale řádově stejná, jak se nastavila od poloviny srpna (viz Obr. 31). Je možné, že ve spodních vrstvách nádrže proběhly zhruba od poloviny srpna procesy, které určitý pokles hodnoty SAK zapříčinily. V každém případě se doporučuje, provést z hlediska hodnoty SAK další průzkum k vlivu změn redoxového potenciálu a hodnoty pH na hranici mezi sedimentem a vodou. Výrazný pokles DOC v nádrži Rauschenbach ale v létě 2012 pozorován nebyl (viz Obr. 15). Podíl HOC na DOC dne 02. 10. 12 byl ale markantně vyšší, než v dubnu roku 2012. Fotodegradace nebo mikrobiální degradace hrají v nádrži Rauschenbach spíše podřadnou roli.

to, že rozklad DOC na základě fotodegradace a/nebo mikrobiálních procesů je v měřítku ekosystémů nádrže Rauschenbach s vysokou pravděpodobností nevýznamný. Možná námitka, že snížení hodnoty SAK v důsledku degradace DOC bylo během letní stratifikace kompenzováno nárůstem koncentrace rozpuštěného železa, může být vyvrácena, protože mezi rozpuštěným železem a SAK nádrži Rauschenbach neexistuje žádná korelace. Oproti přítokům není nárůst koncentrace rozpuštěného železa v nádrži Rauschenbach spojen s nárůstem hodnoty SAK. Kromě toho se rozpuštěné železo hromadí na konci letní stratifikace jen ve spodním hypolimnionu. Kdyby byla degradace DOC v nádrži Rauschenbach během letní stratifikace v roce 2012 významná, musel by naměřený obsah SAK na konci léta především v horní teplé a minimálně částečně osvětlené 15m vrstvě být podstatně nižší, než hodnota vypočtená z bilance přítoku a odtoku.

SAK-Content (10 6 m³/m)

200 180 IM-15

160

IC-15 IM-20

140

IC-20 IM-30

120

IC-30

100 80 130

150

170

190

210 230 250 Day of the year

270

290

310

Obr. 31.: Vývoj obsahu SAK nádrže Rauschenbach (IM - vypočtený podle rovnice 6, IC - vypočtený podle rovnice 7; 15, 20 – horní vrstva až do hloubky 15 m popř. 20 m, 30 – celý vodní sloupec) v období květen až polovina listopadu 2012.

Nápadné je, že oba výpočty pro horní 15m vrstvu poskytly do konce října přibližně shodné výsledky. Pro 20m vrstvu a celé vodC M ní těleso rozdíly mezi ISAK ,t a ISAK ,t od poloviny září naproti tomu výrazně narůstají. Byly prověřeny všechny v úvahu připadající příčiny pro tyto odchylky, ale nepodařilo se zjistit ani očividné chyby měření ani chyby při výpočtu obsahu SAK. Rozdíl při výpočtu 22

5.5 Dlouhodobé trendy 20

Laboratoř LTV Paulsdorf vzorkuje přítoky RB, FL a WB jakož i nádrž Rauschenbach ve čtyřech až šesti hloubkách zpravidla v měsíčních odstupech. Zaneseme-li roční mediány DOC, SAK a zbarvení, vypočtené z měření v každém roce od roku 1995 do 2011 (pro nádrž Rauschenbach za zohlednění všech hodnot zjištěných v různých hloubkách) proti času, pak se projeví stoupající trendy (obr. 32, Obr. 33 a Obr. 34 vlevo). K vzájemnému porovnání trendů vodních toků a nádrže byly roční mediány standardně normalizovány4 a rovněž znázorněny v závislosti na čase (obr. 32, Obr. 33 a Obr. 34 vpravo). Je patrné, že se trendy i přes dost rozdílné koncentrace na různých místech měření téměř shodují. Zda je odchylka trendů DOV na WB věcně opodstatněná nebo zda k ní došlo náhodou v důsledku nedostatečné jen několikaleté databáze (nedostatek naměřených hodnot), nelze s jistotou říci. Rozpuštěné železo nemůže být příčinou, protože i zde se trendové chování WB shoduje s ostatními odběrovými místy (Obr. 35). Tento stav se v rámci záměru nepodařilo vysvětlit.

5

DOC (mg/L) norm

DOC (mg/L)

2 1 0 1994

1998

2000

2002 2004

2006

2008

2010

2012

SAK254 (1/m) norm

SAK254 (1/m)

WB FL

-1

TSR

-2 -3 1994

2004 2006 2008 2010 2012

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

3

1,2

2

1,0 0,8 0,6 0,4

SAK436 (1/m) norm

SAK436 (1/m)

1,4

1

RB WB

0

FL TSR

0,2

-2

0,0 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012

-3 1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

Obr. 34.: Analogicky jako na obr. 32 pro zbarvení (SAK436).

3

0,12

2

Fe (mg/L)

0,08 0,06 0,04

Fe (mg/L) norm

0,14

0,10

RB

1

RB WB

0

FL -1

0,02

-2

0,00 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012

-3 1994

TSR

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

Z velké shody trendů v přítocích i přes rozdílnou strukturu, topografii a vegetaci povodí lze odvodit, že tyto změny musejí být způsobeny „globálními“ vlivy. Dalo by se možná i přepokládat, že souvisejí s klimatickými změnami. Stoupající trendy v nádrži Rauschenbach jsou důsledkem změn v přítocích. Zde má Flájský potok (FL) pravděpodobně nejvyšší vliv, jak ukazují mnohé závislosti ročních mediánů nádrže Rauschenbach na jejích přítocích (Obr. 36, Obr. 37, Obr. 38).

WB

0

FL

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

obr. 32.: Trendy ročních mediánů koncentrace DOC v přítocích RB, WB a FL jakož i v nádrži Rauschenbach (vlevo) popř. odpovídající standardně normované hodnoty (vpravo). Pro nádrž Rauschenbach chybí roky 2002 a 2003, protože byla z důvodu rekonstrukce vypuštěná. Barvy trendových linií odpovídají symbolům.

4

RB

0

Obr. 35.: Analogicky jako na obr. 32 pro koncentraci rozpuštěného železa

1

-3 1994

8

1

Obr. 33.: Analogicky jako na obr. 32 pro hodnoty SAK.

-2

1996

12

0 1994 1996 1998 2000 2002

2

3

2

4

3

4

3

16

xinorm  xi - x  xSD , přičemž x� je průměr a xSD je standardní od-

chylka jednotlivých hodnot xi

23

TSR = 0,966FL +0,005RB -0,124WB -0,014

transport látek do nádrže Rauschenbach spíše omezuje. Kdyby nádrž Rauschenbach nebyla nádrží Fláje odpojena od přirozeného povodí Flájského potoka, muselo by se u ní při vysokých průtocích počítat s intenzivnějším zatížením DOC. Nádrž Fláje kontaminační špičky dokonce zachycuje. Ale na druhou stranu také zabraňuje rychlejšímu poklesu organického zatížení nádrže Rauschenbach v suchých letech.

r² = 0,842

5

DOC (mg/L)

4 3

TSR TSRc

2 1

y = 0,0565x - 109,68 R2 = 0,4852

0 1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

Obr. 36.: Trend ročních mediánů DOC nádrže Rauschenbach (TSR) (včetně trendové linie a příslušné rovnice). TSRc jsou hodnoty, vypočtené na základě nad obrázkem uvedené, několikanásobné regresní rovnice v závislosti na ročních mediánech přítoků.

TSR = 1,058FL -0,126RB -0,158WB -1,785

5.6 Závěry z průzkumů kontaminace DOC Příklady silné zrychlené variability hodnot SAK v přítocích, pojednávané v kapitole 5.3.2, představují, že i pomocí náročného technického měření v tekoucích vodách, odvodňujících větší heterogenní povodí, lze mechanizmy tvorby DOC a transportu DOC v půdě jakož i transportu DOC do povrchových vod jen těžko pochopit (McGlynn & McDonnell 2003). V charakteristických lokalitách příslušného povodí by byl více potřebný průzkum hydrogeologických a geochemických procesů, transportních mechanizmů a hydraulické provázanosti mezi územími vzniku DOC a tekoucí vodou (Laudon et al. 2011). Jedině tak se dají odhalit příčiny rozdílného chování kontaminace DOC v sousedících povodích jako jsou RB, WB a FL. Různorodost krajiny se významně podílí na změně C v půdě (Riveros-Iregui et al. 2012). Většího významu dosahují topografie a geologie povodí, které v důsledku určují vodní režim půdy. D'Arcy & Carignan (1997, citováno ve Steinberg 2003) konstatovali, že koncentrace DOC v tekoucích vodách negativně koreluje se spádem povodí. Rozdílná je rovněž hloubka hladiny spodních vod v plochých a svažitých úsecích. Tomu odpovídají rozdílné odtokové podmínky v půdě za určitých odtokových situací, tzn. příslušné podíly základního odtoku, podpovrchového odtoku a povrchového odtoku (Hornberger, Bencala & McKnight 1994; Dahlke et al. 2012). Ty se zase dost výrazně odlišují nejen ve svých charakteristických koncentracích DOC, nýbrž i ve složení DOC, tedy ve svých

r² = 0,895

20

SAK254 (1/m)

16 12

TSR TSRc

8 4 0 1994

y = 0,413x - 816,22 R2 = 0,6521 1996

1998

2000

2002 2004

2006

2008

2010

2012

Obr. 37.: Analogicky jako na Obr. 36 pro SAK.

TSR = 0,938FL +0,004RB -0,205WB -0,15

r² = 0,932

1

SAK436 (1/m)

0,8 0,6

TSR TSRc

0,4 0,2 0 1994 1996

y = 0,0315x - 62,538 R2 = 0,6718 1998 2000

2002 2004

2006 2008

2010 2012

Obr. 38.: Analogicky jako na Obr. 36 pro zbarvení (SAK436).

Vlastnosti FL jsou velkou měrou ovlivněny odpouštěnou vodou z nádrže Fláje. To má za následek, že v mokrých letech, ve kterých se především v RB vyskytují velmi vysoké hodnoty DOC a SAK, silný přítok z nádrže Fláje 24

dosažené dostatečné vlhkosti v organických svrchních vrstvách pak tvorba DOC pokračuje. Vznikají komplexy (cheláty), k transportu ale ještě nedochází. Srážky spadlé na zem jsou v mineralizovaných lokalitách nejprve rozsáhle infiltrovány, DOC se vertikálně transportuje (perkolace), na minerálních površích adsorbuje a částečně se přetváří (rozpad vysokomolekulárních a nízkomolekulárních frakcí). Jestliže srážky přetrvávají, pak se z údolní nivy vytlačí do tekoucích vod nejprve spodní voda - pokud existuje - se „starým“ DOC. Teprve, když půda dosáhne vyššího nasycení, stoupne na základě vymývání vysokomolekulárních “mladších” DOC díky podpovrchovému odtoku hodnota SAK. Při déletrvajících silných srážkách začne mobilní zásoba DOC v horních vrstvách půdy postupně klesat a konečně může, obzvláště při zahájení povrchového odtoku, dojít ke zředění a tím poklesu hodnoty SAK v odtoku. Na trvale zamokřených půdách (vysoká hladina spodních vod na nepropustných půdách) oproti tomu i v období sucha převažuje podpovrchový odtok s konstantně vysokými koncentracemi a již jen mírné srážky vedou brzy k “přelití”. Přetrvávající srážky zředí odtok z rašelinišť, protože „doplňování“ DOC z rašeliniště probíhá pomalu (Laudon et al. 2011). Přesto jsou koncentrace DOC vysoké a proto pro kontaminaci rozhodující. Takové poměry jsou na silně svažitém terénu (např. povodí WB) netypické. V povodí RB a v mezipovodí FL pod vodním dílem Fláje se oba krajinné typy nacházejí v různém zastoupení. Z toho důvodu vznikají sezónně a v závislosti na trvání a intenzitě srážek velice komplexní odtokové poměry. Rozpoznání souvislostí mezi srážkou, odtokem a charakterem vody v automatické měřicí stanici na limninigrafu DG1 navíc ztěžují variabilní odtoky z přírodních koryt z nádrže Fláje. Jestliže hydrogeologie hraje tak významnou, rozhodující roli, je třeba vycházet z toho, že na vývoj transportu DOC musejí mít vliv klimatické změny. Existuje-li jako v Krušných horách trend k narůstajícím srážkám a stá-

relativních podílech vysokomolekulárních huminových látek, silně absorbujících UV a refrakterních a nízkomolekulárních, spíše biologicky dostupných huminových látek (Maurice et al. 2002; Hood, Gooseff & Johnson 2006; White et al. 2008; Deakin et al. 2010; Laudon et al. 2011). Souvislost mezi vlhkostí a respirací půdy je v interakci s topografickými strukturami (Riveros-Iregui et al. 2012). Ploché terény inklinují podstatně méně k vyschnutí, než terény svažité, a trvale zamokřené lokality jsou ve strmých úsecích povodí méně pravděpodobné. Vlhkost půdy má rozhodující vliv na mikrobiální degradaci C. Za sucha je respirace půdy podstatně nižší (Garten Jr., Classen & Norby 2009; Selstedt et al. 2012; Suseela et al. 2012). Extrémní sucho může u půdy vyvolat voduodpuzující vlastnosti, které opětovné zamokření ztěžují (Goebel et al. 2011). Vývoj koncentrace DOC při nárůstu průtoku v tekoucích vodách závisí nejen na podílu mokrých lokalit v povodí, nýbrž i na jejich vzdálenosti od místa měření. Relativně malé vlhké říční nivy mohou mít výrazný vliv na bilanci DOC tekoucích vod (Dosskey & Bertsch 1994). Jestliže podél vodního toku existuje výrazná údolní niva s organicky bohatými půdami (oproti aluviálním půdám), vykazuje vysoké koncentrace DOC i základní odtok. V takových případech zaznamenáme při stoupajících průtocích vody vyšší koncentrace DOC, při klesajících průtocích nižší koncentrace (McGlynn & McDonnell 2003). Maximum DOC lze zaznamenat většinou před maximem průtoku. To by mohlo být výstižné i pro mezipovodí Flájského potoka. Je-li údolní niva jen málo výrazná nebo chybí úplně a nalézají-li se v prameništi potoka na náhorních planinách mokřady, lze většinou pozorovat opačný vývoj. To se odráží například v odtokových poměrech RB. V dlouhých obdobích sucha je odtok ovlivňován převážně základním odtokem z ploch, které nejsou trvale zamokřené (Dahlke et al. 2012). Navíc ještě klesá bakteriální rozklad humusu a tím i tvorba DOC v horních vrstvách půdy. Při přetrvávající nebo znovu 25

le častějším intenzivním dešťům v letním období, je třeba se obávat dalšího nárůstu koncentrace DOC v potocích a nádržích. Vliv na tyto procesy mají i stoupající teploty, a to ze dvou hledisek. Za prvé závisí intenzita respirace půdy způsobené především mikroorganizmy, bezprostředně a přímo na teplotě. Za druhé ovlivňuje teplota vodní režim půdy. Na podmáčených lokalitách mohou tedy stoupající teploty urychlit transformaci C (Wearing 2008). Na minerálních lokalitách svažitých terénů se oba efekty mohou z důvodu rychlejšího vysychání při vysokých teplotách za určitých okolností pozastavit nebo může export DOC dokonce poklesnout. Je třeba také vycházet z teplotních efektů specifických pro povodí v závislosti na převládajících odtokových horizontech z půdy. Sezónní změny teplot mají význam u vrstev blízkých povrchu, s narůstající hloubkou jsou ale stále marginálnější. To obdobně platí i z hlediska dopadu klesající vzdušné kyselosti jakož i ochranného vápnění půdy v lesích. Ty se v hlubších půdních horizontech začnou oproti podpovrchovým vrstvám projevovat teprve se značným časovým zpožděním. Již tak enormní komplexnost celé problematiky zvyšuje ještě rozdílné zalesnění tohoto území. Otevřená prostranství, jehličnaté a listnaté lesy vykazují zcela odlišné sezónní poměry odtoků srážek a teplotních amplitud. Fotodegradace a mikrobiální rozklad mohou mít z hlediska ekosystémů určitý význam v jezerech s nízkými průtoky a v pomalu v otevřené krajině tekoucích řekách. Pro malé vodoteče s krátkou, někdy i jen několikahodinovou dobou toku od pramene do ústí většinou stinnými údolími a pro nádrže s velkou obměnou vody, silně ovlivněnou bilancí přítoku a odtoku, nebude toto nejspíše tak významné. Dostatečně objasněné ale ještě není, jak se změny pH a redox-potenciálu a možná z toho indukované přírodní srážecí mechanizmy odrazí na bilanci DOC u tekoucích a stojatých vod. Průzkumy jasně ukázaly, že bilance DOC

nádrže Rauschenbach a stojaté vody obecně může být dostatečně přesně prověřena jen intenzivním průzkumem silných srážkových událostí. To zpravidla předpokládá dobře udržovanou online-zapojenou měřicí techniku. Časově diskrétní jednotlivá měření k cíli příliš nevedou. 6 Opatření k optimalizaci řízení kvality vody 6.1 Preventivní opatření v povodích Vysoké organické zatížení vodoteče souvisí v první řadě s topografií, místními geologickými podmínkami, využíváním povodí a lokálními klimatickými poměry. Opravdu řídit se zde dá pouze využívání, které pak má dopady na nabídku a kvalitu substrátu, intenzitu transformace C a transport vodou v půdě a do vody tekoucích. Nejintenzivnější formou je - s výjimkou osídlení - zemědělství. To však v povodí nádrží sledovaného regionu jakož i v povodí nádrže Rauschenbach hraje spíše zanedbatelnou roli a proto by nemělo být hodnoceno. Převládají zde jehličnaté lesy, jejichž stabilita je ohrožena silnými větry a škůdci. Byly také silně postiženy kyselou atmosférou, která však koncem devadesátých let v podstatě dozněla. V současnosti se správy lesů snaží o transformaci lesa a ustupují od dominantních jehličnatých porostů spíše směrem ke smíšeným lesům, které jsou podstatně stabilnější. To by z hlediska transportu DOC z lesnatých povodí mělo být jistě hodnoceno pozitivně, protože po rozsáhlých větrných polomech byly zaznamenány alespoň krátkodobé nárůsty DOC. Na druhé straně je skutečností, že listnaté lesy infiltrují na základě sezónních výkyvů mezi olistěním a bezlistím o hodně více vody, vykazují tedy vyšší míru nové tvorby spodních vod, než lesy jehličnaté. Dále bylo zjištěno, že transport DOC z listnatých lesů je v porovnání s lesy jehličnatými vyšší (Amiotte-Suchet et al. 2007). Oproti tomu konstatoval Borken et al. (2011) na základě rozdílného srážkového režimu vyšší rozředění DOC z jehličnatých 26

dusík byl zjištěn jen minimální nárůst zatížení DOC. Nedotčená ombrotrofní rašeliniště (srážkami zásobená rašeliniště, vrchoviště) jsou bezesporu vynikajícími zásobníky vody a odbourávají z vody látky. Na druhou stranu je prokázáno, že z podmáčených lokalit odcházejí nejvyšší koncentrace DOC. Z toho důvodu by se v územích chráněných vod mělo od opětovného zamokřování degradovaných rašelinišť a mokřad upustit do té doby, dokud jejich ekologická prospěšnost a obzvláště nezávadnost z hlediska kvality vody nebude dostatečně prokázána. Existují nálezy, že se opětovným zamokřením narušených rašelinišť podstatně zvýšilo vyplavování látek (Zak et al. 2005; Meissner et al. 2008). Je jasné, že k revitalizaci ekologické funkce rašeliniště nedojde v krátkém časovém horizontu. Obzvláště sporným opatřením se zdá být technická zástavba odvodňovacích kanálů, která často vede k tomu, že vznikají malé zdrže, stále zaplněné téměř černou vodou, které již při malých srážkách přetékají a neplní prakticky žádnou signifikantní retenční funkci. Jako více smysluplné se ukazuje řešení, ponechat tyto systémy samy sobě a tak umožnit postupný přirozený ozdravný proces.

lesů. Silveira, Reddy & Comerford (2011) nalezli ve smíšeném lese oproti čistě jehličnatému nebo listnatému lesu dokonce nejvyšší kontaminace DOC. Při shazování listí se uvolňuje podstatně více DOC, než při opadávání jehličí (Grunewald & Schmidt 2005), přičemž tento DOC obsahuje méně vysokomolekulárních součástí a zdá se být proto vyšší měrou biologicky dostupný. Výzkumy českých vědců prokázaly, že různé druhy listnatých stromů jsou schopné, odebírat DOC z půdy. Otázka, zda je čistá bilance nakonec pozitivní, vyžaduje další zkoumání, protože spadaným listím se uhlík m. j. přivádí zase zpět do půdy. Z dnešního pohledu však ještě není jednoznačně jasné, jaká forma lesa by se z hlediska exportu C z půdy do povrchových vod měla upřednostnit. Nehledě na to je tato otázka pro vyšší horské oblasti spíše jen hypotetická, protože zdejší klimatické podmínky velkoplošnou výsadbu listnatých stromů neumožňují. V každém případě je třeba usilovat o porosty s přirozenou věkovou strukturou a odpovídající dané lokalitě. Jeden závěr ale platí s určitostí a neomezeně: Všechna lesní opatření sloužící ke zvýšení stability a zdraví porostu stromů v lese je třeba hodnotit jako pozitivní a z toho důvodu také podpořit. Les má v porovnání s otevřenou krajinou podstatně vyšší schopnost evapotranspirace, snižuje zahřívání půdy a svým kořenovým systémem podporuje vertikální transport vody v půdě. V této souvislosti je zajímavé vápnění lesa. Jak Kalbitz et al. (2000) tak i Formánek & Vranová (2002) nalezli celou řadu prací, informujících o nárůstu transportu DOC z lesních půd po ochranném vápnění. Vysvětlením může být stimulace mikrobiální transformace C a/nebo zvýšení rozpustnosti organického materiálu v důsledku zvýšení pH způsobeného vápněním. Existují ale i nálezy, které mezi exportem DOC z vápněných a nevápněných lesních půd nezjistily žádný rozdíl. Jako nejdůležitější efekt vápnění na bilanci C se ukazuje přívod živin (obzvláště N) do půd. V půdách chudých na

6.2 Optimalizace režimu nádrže Fláje a nádrže Rauschenbach Opatření na podporu fotochemické degradace DOC v nádržích nevypadají příliš slibně a jsou z hlediska úpravy vody kromě toho kontraproduktivní. Jestliže fotomineralizace povede pouze ke zmenšení molekulární struktury a ne ke skutečnému snížení koncentrací DOC, tak to úpravu vody spíš ztíží. Import DOC do nádrží příliš nesnížily ani velké předhrázky, protože DOC se chová dost konzervativně, tedy nesedimentuje (jako kaly) a ani se biologicky příliš nezhodnocuje (jako ortofosfát) nebo chemicky netransformuje. Transport DOC se dá snížit jen, když zátěžové špičky budou alespoň částečně vedeny potrubím nebo kanály kolem nádrže 27

popř. skrz ní. Jelikož by špičkové průtoky s vysokou zátěží vyžadovaly velice rozměrná potrubní vedení, není poměr nákladů a užitku obhajitelný. Dostatečných efektů se přitom dá dosáhnout jen tehdy, když by se jako v případě nádrže Carlsfeld a Klingenberg daly průtokové špičky s velmi špatnou kvalitou vody předběžně zadržet dostatečně velkými předhrázkami a potom postupně vysrážet. Příklad povodní na začátku června 2013 znovu ukázal, jak nepříznivě na kvalitu vody působí, když protipovodňová funkce nádrž během letní stratifikace nutí k vypouštění velkých objemů vody spodními výpustěmi. Tím zpravidla přichází o cennou a velmi kvalitní hypolimnickou vodu a nahrazuje ji silně kontaminovanou, většinou metalimnicky nebo dokonce epilimnicky se usazující vodou (viz kapitola 5.4.1). Aby se tomu zabránilo, muselo by se postavit kapacitně vyhovující vypouštěcí zařízení zaměřené na cíl zásobního prostoru, umožňující kontrolované vypouštění epilimnické vody až do výše neškodného vypouštění spodní vody, aniž by se tím omezila protipovodňová ochranná funkce nádrže. Podobná zařízení se již postavila a osvědčila na nádržích Saidenbach a Klingenberg v Sasku a na nádrži Aabach v Severním Porýní-Vestfálsku. Protože se v nádrži Rauschenbach silné průtoky v létě z důvodu souvisejícího intenzivního odpouštění studené hypolimnické vody z nádrže Fláje vrství většinou metalimnicky, tak by odpouštění zaměřené na cíl zásobního prostoru sice zamezilo přesun kontaminovaného horizontu do hlubších vrstev hypolimnionu, ale ne nárůst obsahu DOC v nádrži Rauschenbach. Aby se tomu zabránilo, bylo by potřebné hloubkově variabilní vypouštěcí zařízení, díky kterému by se z nádrže mohly cíleně vypouštět obzvláště kontaminované horizonty. Za prověření stojí, jestli by ekonomicky přijatelným řešením nebyl například svislý kolektor s uzavíratelnými vstupními otvory v různých výškách a napojený na spodní výpustné zařízení. V rámci diskutovaných opatření je třeba vzít

v potaz, že takto se problém kvality vo-dy pouze přesune na dolní tok, kde bude event. nepříznivě působit na níže položené nádrže a jezera. To by se týkalo i nádrže Rauschenbach, kdyby se takového řešení chopila například nádrž Fláje. Jak je výše uvedeno, vrství se kontaminované přítoky v nádrži Rauschenbach za určitých podmínek metalimnicky (viz Obr. 24). To často přesně odpovídá dosahu odběru surové vody. Posunutí vypouštění surové vody na vyšší horizonty by nebylo žádným řešením (kalení, fytoplankton). Obzvláště za takové situace by bylo výhodné, kdyby se surová voda mohla odebírat i z hloubek pod 15 m. To by ani za normálních podmínek nebylo nepříznivé, protože se ukázalo, že se koncentrace DOC během letní stratifikace často vertikálně neodlišuje (i když SAK v epilimnionu během letní stratifikace klesá; viz Obr. 15). Modifikace zařízení na odběr surové vody by kromě toho měla výhodu, že by se až do pozdního podzimu – až do okamžiku základního vrstvení přítoků - mohla odebírat hypolimnická surová voda. Průzkumy poskytly záchytné body k předpokladům, že v přítocích popř. v nádrži Rauschenbach může za určitých podmínek docházet k přirozeným procesům srážení. Proto by bylo nutně potřebné, provést na rozhraní sedimentu a vody další průzkumy k vlivu změn pH jakož i redoxového prostředí na koncentrace DOC. Konkrétně se jedná o otázku, zda přidávání vápna nebo jiné pufrující substance do vody může za zohlednění ekonomických aspektů vyvolat srážení DOC (a dalších látek) bez škodlivých ekologických nebo jiných vedlejších dopadů.

28

Poděkování Zemské správě nádrží Sasko (Landestalsperrenverwaltung Sachsen) přísluší dík za financování záměru, zajištění důležitých technických podmínek a poskytnutí mnoha dat. K úspěšné realizaci výzkumného úkolu a k získání poznatků přispěla i těsná spolupráce a podpora pracovníků LTV – obzvláště pánů Claus-Petra Reichelta, Dr. Tilo Hegewalda, Ingo Wernera, Ralfa Sudbracka a Claus-Dietra Winklera. Zvláštní dík přísluší pracovníkům správy nádrže Rauschenbach, především pánům Aehneltovi a Morgensternovi, za vynikající údržbu automatické stanice na měření parametrů vody a limninigrafu, které byly důležitým předpokladem pro přesné a plynulé stanovení dat. Na základě dobré koordinace panem Miroslavem Krtičkou si ocenění zaslouží i nekomplikovaná, odborně kvalifikovaná a osobně velice příjemná spolupráce s českými projektovými partnery. Kromě toho by realizace záměru nebyla možná především bez zapojení pracovníků Ekologické stanice Neunzehnhain, především paní Rii Weber, pánů Rolfa Medlera a Andrease Schwalbeho. Všem srdečný dík.

29

Seznam použitých zkratek Symbol

měrná jednotka

ACIDS mg/l AMB - BB mg/l BIO-P mg/l CDOC mg/l DG1 - DOC mg/l EZG - F3, F4, P6 - FAB - FL - FVZ - HOC mg/l HL mg/l HUM mg/l LTV - NEUTR mg/l NG - O2 mg/l QDG1 m³/s QFAB m³/s QFL m³/s QFLZ m³/s QRAB m³/s QRB m³/s QRG m³/s QRWA m³/s QWB m³/s QZU m³/s RAB - RB - RWA - SAK m-1 SAKxxx m-1 SF - SRP µg/l SST - TP µg/l TS - TSF - TSR - WB - z10 m

význam nízkomolekulární organické kyseliny, frakce DOC automatická stanice na měření parametrů vody building blocks, fragmenty DOC biopolymery, fragmenty DOC chromatografický DOC limninigraf Deutsch-Georgenthal 1 rozpuštěný organický uhlík povodí měřicí místa na Rašeliníku měřicí místo na výpusti nádrže Fláje (měřicí místo na) Flájském potoce jarní cirkulace hydrofobní organický uhlík huminové látky, úhrn HUM a BB frakce huminových látek DOC Landestalsperrenverwaltung des Freistaates Sachsen nízkomolekulární neutrální látky, frakce DOC Neugraben, odtok rašeliniště Georgenfelder Hochmoor kyslík průtok na limninigrafu Deutsch-Georgenthal 1 odpouštění z nádrže Fláje do níže položeného toku průtok Flájského potoka na limninigrafu odtok z mezipovodí Flájského potoka odpouštění z nádrže Rauschenbach do níže položeného toku průtok Rauschenbachu na limninigrafu odtok ze zbytkového území nádrže Rauschenbach objem odváděné surové vody z nádrže Rauschenbach průtok Wernsbachu na limninigrafu celkový přítok do nádrže Rauschenbach měřicí místo na výpusti nádrže Rauschenbach (měřicí místo) Rauschenbach vypouštění surové vody z nádrže Rauschenbach spektrální absorpční koeficient při 254 nm hodnota SAK pro různá měřicí místa a dílčí toky (kódování xxx jako u průtoků Qxxx) potok Salzflüßchen rozpuštěný reaktivní fosfát, ortofosfát letní stratifikace celkový fosfor nádrž pitné vody nádrž Fláje nádrž Rauschenbach (měřící místo) Wernsbach hloubka 10°C-izotermy

30

Literatura

dissolved organic matter identified by ultrahigh resolution Fourier transform ion cyclotron resonance mass spectrometry. Environ Sci Technol 43, 698–703. Grunewald K & Schmidt W (Hrsg.) (2005). Bilaterální průzkumy a modelové prognózy kontaminace povrchových látek humi novými látkami na základě změněných ekosystémů a jejich relevance pro výrobu pitné vody. TZW Karlsruhe/Drážďany a TU Drážďany, Institut geografie. Společná závěrečná zpráva záměru Spolkového ministerstva vzdělávání a výzkumu 02W T0171 a 02WT0172 (http://www.dvgw.de/fileadmin/dvgw/wasser/ressourcen/ huminstoff.pdf). Grunewald K, Scheithauer J, Sudbrack R, Heiser A, Freier K & Andreae H (2011). Průzkumy vodní a látkové bilance v povo dích s degradovanými vrchovišti v horním Krušnohoří, nádrž Carlsfeld. TELMA - časopis Německé společnosti nauky a mokřadech a rašeliništích 41, 171-190. Harriman R, Watt AW, Christie AEG, Moore DW, McCartney AG & Taylor EM (2003). Quantifying the effects of forestry practices on the recovery of upland streams and lochs from acidification. The Science of the Total Environment 310, 101–111. Hood E, Gooseff MN & Johnson SL (2006). Changes v the character of stream water dissolved organic carbon during flushing in three small watersheds, Oregon. J Geophys Res 111, G01007, doi:10.1029/2005JG000082. Horn H, Paul L, Horn W, Uhlmann D & Röske I (2013). Stoupají cí koncentrace fytoplanktonu po snížení obsahu fosforu – pa radox? Výsledky k vlivu změn živin a klimatu ze 4 desetiletí vý zkumu na nádrži Saidenbach. Pojednání Saské akademie věd Lipsko, matematicko-přírodovědná třída (v tisku). Hornberger GM, Bencala KE & McKnight DM (1994). Hydrological controls on dissolved organic carbon during snowmelt v the Snake River near Montezuma, Colorado. Biogeochemistry 25: 147-165. Jäschke K, Sachse R, Petzoldt T, Wagner A, Hegewald T, Beren donk TU & Paul L (2013). Jak se projevují klimatické změ ny v německých nádržích? Odborný časopis WasserWirtschaft 103(5), 32-35. Judd KE, Crump BC & Kling GW (2007). Bacterial responses v activity and community composition to photo-oxidation of dis solved organic matter from soil and surface waterviz Aquat Sci 69, 96–107. Kalbitz K, Solinger S, Park J-H, Michalzik B & Matzner E (2000). Controls on the dynamics of dissolved organic matter v soils: a review. Soil science 165(4), 277-304. Kaiser J (2011). Transport přírodního organického materiálu (NOM) ve vybraných nádržích Krušných hor, bakalářská prá ce, TU Drážďany, fakulta lesnických, geologických a hydro logických věd, str. 44. Kortelainen P (1993). Content of total organic carbon v Finnish lakes and its relationship to catchment characteristicviz Can J Fish Aquat Sci 50, 1477-1483. Korth A, Fiebiger C, Bornmann K & Schmidt W (2004). NOM increase v drinking water reservoirs – relevance for drinking water production. Water Science and Technology: Water Supply 4(4), 55–60. Laudon H, Berggren M, Ågren A, Buffam I, Bishop K, Grabs T, Jansson M & Köhler S (2011). Patterns and dynamics of dis solved organic carbon (DOC) v boreal streams: The role of processes, connectivity, and scaling. Ecosystems 14, 880–893. Lutz BD, Mulholland PJ & Bernhardt ES (2012). Long-term data reveal patterns and controls on stream water chemistry v a forested stream: Walker Branch, Tennessee. Ecological Monographs 82, 367–387. Mattsson T, Kortelainen P, Laubel A, Evans D, Pujo-Pay M, Räike A & Conan P (2009). Export of dissolved organic matter v rela tion to land use along a European climatic gradient. Science of the Total Environment 407, 1967-1976. Maurice PA, Cabaniss SE, Drummond J & Ito E (2002). Hydrogeo chemical controls on the variations v chemical characteristics of natural organic matter at a small freshwater wetland. Che mical Geology 187, 59–77.

Aherne J, Futter MN & Dillon PJ (2008). The impacts of future climate change and sulphur emission reductions on acidifi cation recovery at Plastic Lake, Ontario. Hydrol Earth Syst Sci 12, 383–392. Amiotte-Suchet P, Linglois N, Leveque J & Andreux F (2007). 13 C composition of dissolved organic carbon v upland forested catchments of the Morvan Mountains (France): Influence of coniferous and deciduous vegetation. Journal of Hydrology 335, 354– 363. ATT (2009). Integrální obhospodařování nádrží pitné vody podle normy DIN 19700. řada ATT, svazek 7, Oldenbourg Industrie verlag München, ISBN 978-3-8356-3188-5. Behrendt H, Gelbrecht J, Huber P, Ley M, Uebe R & Fait M (1999). Geogénně podmíněné obsahy látek v tekoucích vodách Spré vy/Spree a Černého Halštrova/ Schwarze Elster a jejich povo dí. Zemský úřad životního prostředí Braniborsko (Vydav.), Studie a zprávy z konferencí 23, 1–32, ISSN 0948-0838. Bernal S & Sabater F (2012). Changes v discharge and solute dynamics between hillslope and valley-bottom intermittent streamviz Hydrol Earth Syst Sci 16, 1595-1605, doi:10.5194/ hess-16-1595-2012. Borken W, Ahrens B, Schulz C & Zimmermann L (2008). Site to-site variability and temporal trends of DOC concentrations and fluxes v temperate forest soilviz Global Change Biology 17, 2428–2443. D’Arcy P & Carignan R (1997). Influence of catchment topography on water chemistry v Southeastern Québec Shield lakeviz Can J Fish Aquat Sci 54, 2215–2227. Dahlke HE, Easton ZM, Lyon SW, Walter MT, Destouni G & Steen huis TS (2012). Dissecting the variable source area concept – Subsurface flow pathways and water mixing processes v a hillslope. Journal of Hydrology 420–421, 125-141. Dalzell BJ, King JY, Mulla DJ, Finlay JC & Sands GR (2011). Influence of subsurface drainage on quantity and quality of dissolved organic matter export from agricultural landscapeviz Journal of Geophysical Research G: Biogeosciences, 116 (2). DOI: 10.1029/2010JG001540. Deakin J, Misstear B, Murphy A, Dowling M & Flynn R (2010). Investigating water flow and contaminant pathways to rivers using chemical hydrograph separation. Irish National Hydro logy Conference 2010, Tuesday, 16th listopad, 2010, Radisson Blu Hotel, Athlone, Co. Westmeath (http://www.opw.ie/hydrology/data/speeches/05%20-%20 Deakin.pdf). Dillon PJ & Molot LA (1997). Effect of landscape form on export of dissolved organic carbon, iron, and phosphorus from fores ted stream catchmentviz Water Resour Res 33, 2591-2600. Dosskey MG & Bertsch PM (1994). Forest sources and pathways of organic matter transport to a blackwater stream: a hydrologic approach. Biogeochemistry 24, 1-19. Farjalla VF, Amado AM, Suhett AL & Meirelles-Pereira F (2009). DOC removal paradigms v highly humic aquatic ecosystemviz Environ Sci Pollut Res 16, 531–538. Fasching C & Battin TJ (2012). Exposure of dissolved organic matter to UV-radiation increases bacterial growth efficiency v a clear-water Alpine stream and its adjacent groundwater. Aquat Sci 74,143–153. Formánek P & Vranová V (2002). A contribution to the effect of liming on forest soils: review of literature. Journal of Forest Science 48(4), 182–190. Garten Jr. CT, Classen AT & Norby RJ (2009). Soil moisture surpasses elevated CO2 and temperature as a control on soil carbon dynamics v a multi-factor climate change experiment. Plant Soil 319, 85–94. Goebel M-O, Bachmann J, Reichstein M, Janssens IA & Guggen berger G (2011). Soil water repellency and its implications for organic matter decomposition - is there a link to extreme climatic events? Global Change Biology 17, 2640-2656. Gonsior M, Peake BM, Cooper WT, Podgorski D, D’Andrilli J & Cooper WJ (2009). Photochemically induced changes v

31

Van Verseveld WJ, McDonnell JJ & Lajtha K (2009). The role of hillslope hydrology v controlling nutrient losviz Journal of Hydrology 367, 177–187. Wearing CL (2008). Changes v fluxes of dissolved organic carbon (DOC) from small catchments v central Scotland. Doctoral Thesis, School of Biological and En-vironmental Sciences, University of Stirling, Stirling, UK, pp. 228. Weishaar JL, Aiken GR, Bergmaschi BA, Fram MS, Fujii R & Mopper K (2003). Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon. Environ Sci Technol 37, 4702-4708. White D, Autier V, Yoshikawa K, Jones J & Seelen S (2008). Using DOC to better understand local hydrology in a subarctic water shed. Cold Regions Science and Technology 51, 68–75. Zak D, Gelbrecht J, Augustin J & Steinberg CEW (2005). Mobiliza tion of phosphorus, dissolved organic carbon and release of green house gases v an early stage of rewetted fens as a function of the degree of peat decomposition. Conference for Wetlands: monitoring, Modelling and Management, 22-25 září 2005, Wierzba, Poland. Zepp RG, Erickson III DJ, Paul ND & Sulzberger B (2007). Inter active effects of solar UV radiation and climate change on biogeochemical cycling. Photochem Photobiol Sci 2007(6), 286–300.

McGlynn BL & McDonnell JJ (2003). Role of discrete landscape units v controlling catchment dissolved organic carbon dyna micviz Water Resour Res 39(4), 1090, doi:10.1029/2002WR 001525. Meissner R, Leinweber P, Rupp H, Shenker M, Litaor MI, Robin son S, Schlichting A & Koehn J (2008). Mitigation of diffuse phosphorus pollution during rewetting of fen peat soils: A trans-European case study. Water Air Soil Pollut 188, 111–126 Monteith DT, Stoddard JL, Evans CD, de Wit HA, Forsius M, Høgåsen T, Wilander A, Skjelkvåle BL, Jeffries DS, Vuorenmaa J, Keller B, Kopácek J & Vesely J (2007). Dissolved organic carbon trends resulting from changes v atmospheric deposition chemistry. Nature 450, 537-541, DOI:10.1038/nature06316. Nkambule T, Krause RWM, Mamba BB & Haarhoff J (2011). Na tural organic matter (NOM) v South African waters: Characte rization and method development for effective removal. 2011 IWA Specialty Conference on Natural Organic Mat ter, Costa Mesa, CA, USA, July 27-29, 2011 (www.nwri-usa.org\nom2011.htm). Novák F (2012). Export DOC z rašelinišť. Literaturní rešerše. Bio logické centrum Akademie věd České republiky, v.v.i., České Budějovice, str. 21. Oulehle F & Hruška J (2009). Rising trends of dissolved organic matter v drinking-water reservoirs as a result of recovery from acidification v the Ore Mtviz, Czech Republic. Environ mental Pollution 157, 3433-3439. Porcal P, Koprivnjak JF, Molot LA & Dillon PJ (2009). Humic sub stances—part 7: the biogeochemistry of dissolved organic carbon and its interactions with climate change. Environ Sci Pollut Res 16, 714–726. Rasmussen JB, Godbout L & Schallenberg M (1989). The humic content of lake water and its relationship to watershed and lake morphometry. Limnology and Oceanography 34, 1336 1343. Riveros-Iregui DA, McGlynn BL, Emanuel RE & Epstein HE (2012). Complex terrain leads to bidirectional responses of soil res piration to inter-annual water availability. Global Change Bio logy 18, 749-756. Selsted MB, Linden L, Ibrom A, Michelsen A, Larsen KS, Pedersen JK, Mikkelsen TN, Pilegaard K, Beier C & Ambus P (2012). Soil respiration is stimulated by elevated CO2 and reduced by summer drought: three years of measurements v a multifactor ecosystem manipulation experiment v a temperate heathland (CLIMAITE). Global Change Biology 18, 1216-1230. Shen YH & Chaung TH (1998). Removal of dissolved organic carbon by coagulation and adsorption from polluted source water in Southern Taiwan. Environment International 24, 497-503. Sieber HU (2003). Nádrže jako multifunkční systémy. wwt 12/ 2003, 17-21. Silveira ML, Reddy KR & Comerford NB (2011). Litter decomposition and soluble carbon, nitrogen, and phosphorus release in a forest ecosystem. Skjelkvåle BL, Stoddard JL & Andersen T (2001). Trends v surface water acidification v Europe and North America (1989-1998). Water, Air, and Soil Pollution 130, 787–792. Steinberg CEW & Krüger A (2011). Hochmoore im Erzgebirge: Spočívá problém opravdu v rašeliništích? Voda a odpad 5/2011, 41-45. Steinberg CEW (2003). Ecology of Humic Substances v Freshwaters - From Whole-Lake Geochemistry to Ecological Niche Deter mination. Springer 2003, ISBN 3–540–43922-6. Sucker C, von Wilpert K & Puhlmann H (2011). Acidification rever sal v low mountain range streams of Germany. Environ Monit Assess 174, 65–89. Sudbrack R, Freier K, Grunewald K, Scheithauer J, Schmidt W & Wolf C (2005). Intenzivnější uvolňování huminových látek do nádrží s pitnou vodou v Krušných horách (Svobodný stát Sas ko). GWF Wasser Abwasser 146, 847-851. Suseela V, Conant RT, Wallenstein MD & Dukes JS (2012). Effects of soil moisture on the temperature sensitivity of heterotro phic respiration vary seasonally v an old-field climate change experiment. Global Change Biology 18, 336-348.

32

Příloha Grafická dokumentace k vývoji parametrů vody v nádrži Rauschenbach v letech 2010 až 2012 (časová osa: juliánský den) Temperature (°C) 2010 0

30

60

Temperature (°C) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

Temperature (°C) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

10 15 20 25 30

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

5

5

Depth (m) below 595 m a.s.l

5

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

10 15 20 25

<2 2-4

10

4-7

15

7 - 10

20

13 - 16

10 - 13 16 - 19

25

30

> 19

30

Obr. A1.: teplota vody

Oxygen (mg/L) 2010 0

30

60

Oxygen (mg/L) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

0

15 20 25

5 10 15 20 25 30

30

60

60

5

<2 2-4

10

4-6

15

6-8

20

10 - 12

8 - 10 12 - 14

25

> 14

Oxygen saturation (% ) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

30

60

Oxygen saturation (% ) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

15 20 25 30

0

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

5

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

5 10

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

30

Oxygen saturation (% ) 2010 0

30

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

5 10

30

Depth (m) below 595 m a.s.l

Oxygen (mg/L) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

10 15 20 25 30

5

< 20 20 - 40

10

40 - 60

15

60 - 80

20

100 - 120

80 - 100 120 - 140

25

> 140

30

Obr. A2.: koncentrace kyslíku (nahoře) a saturace (dole)

60

pH 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

30

30

60

pH 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

pH 2010 0

10 15 20 25 30

5 10

33

6,4 - 6,7 6,7 - 7

15

7 - 7,3

20

7,6 - 7,9

25 30

Obr. A3: pH

< 6,4

7,3 - 7,6 7,9 - 8,2 > 8,2

Turbidity (FAU) 2010 30

60

Turbidity (FAU) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

Turbidity (FAU) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

10 15 20 25 30

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

<1 1 - 1,5

10

1,5 - 2

15

2 - 2,5

20

3 - 3,5

2,5 - 3 3,5 - 4

25

>4

30

Obr. A4.: zakalení

Chlorophyll (µg/L) 2010 30

60

Chlorophyll (µg/L) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

Chlorophyll (µg/L) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0 0

5

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0 0

10 15 20 25 30

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

< 0,6 0,6 - 1

10

1 - 1,5

15

1,5 - 2

20

2,5 - 3

2 - 2,5 3-4

25

>4

30

Obr. A5.: chlorofyl-a

SAK254 (1/m) 2010 30

60

SAK254 (1/m) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

SAK254 (1/m) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

10 15 20 25 30

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

< 11 11 - 12

10

12 - 13

15

13 - 14

20

15 - 16

14 - 15 16 - 17

25

> 17

30

Obr. A6.: spektrální absorpční koeficient při 254 nm

60

SAK436 (1/m) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

30

30

60

SAK436 (1/m) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

SAK436 (1/m) 2010 0

10 15 20 25 30

5 10

34

0,4 - 0,5 0,5 - 0,6

15

0,6 - 0,7

20

0,8 - 0,9

25 30

Obr. A7.: zbarvení (spektrální absorpční koeficient při 436 nm)

< 0,4

0,7 - 0,8 0,9 - 1 >1

TP (µg/L) 2010 30

60

TP (µg/L) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

TP (µg/L) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

10 15 20 25

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

<4 4-6

10

6-8

15

8 - 10

20

12 - 14

10 - 12 14 - 16

25

30

> 16

30

Obr. A8.: koncentrace celkového fosforu

SRP (µg/L) 2010 0

30

60

SRP (µg/L) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

SRP (µg/L) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

10 15 20 25 30

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

5

Depth (m) below 595 m a.s.l

5

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

10 15 20 25 30

5

<1 1-2

10

2-3

15

3-4

20

5-6

4-5 6-7

25

>7

30

Obr. A9.: koncentrace ortofosfátu

NO3 (mg/L) 2010 60

NO3 (mg/L) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

10 15 20 25 30

30

60

NO3 (mg/L) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

30

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

0

10 15 20 25 30

5

<3 3 - 3,5

10

3,5 - 4

15

4 - 4,5

20

5 - 5,5

4,5 - 5 5,5 - 6

25

>6

30

Obr. A10.: koncentrace dusičnanů

60

Si (mg/L) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

30

30

60

Si (mg/L) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

Si (mg/L) 2010 0

10 15 20 25 30

5 10

35

4 - 4,2 4,2 - 4,4

15

4,4 - 4,6

20

4,8 - 5

25 30

Obr. A11.: rozpuštěný křemík

<4

4,6 - 4,8 5 - 5,2 > 5,2

60

Alkalinity (mval) 2011

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

0

0

5

5

10 15 20 25 30

Depth (m) below 595 m a.s.l

Depth (m) below 595 m a.s.l

30

30

60

Alkalinity (mval) 2012

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

30

60

90 120 150 180 210 240 270 300 330 360

0

Depth (m) below 595 m a.s.l

Alkalinity (mval) 2010 0

10 15 20 25 30

5 10

36

0,1 - 0,12 0,12 - 0,14

15

0,14 - 0,16

20

0,18 - 0,2

25 30

Obr. A12.: alkalita

< 0,1

0,16 - 0,18 0,2 - 0,22 > 0,22

POZNÁMKY

37

Toto dílo vzniklo v rámci Programu na podporu přeshraniční spolupráce mezi Českou republikou a Svobodným státem Sasko