Vědecký monitoring k posouzení technických opatření optimalizace

Vědecký monitoring k posouzení technických opatření optimalizace

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