e-VH 2014-03 - Water management

Transkript

Kabelková, I.; Metelka, T.; Štastná, G.; Stránský, D.; Krejčí, F.; Hrabák, D.; Suchánek, M. .....................1
Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK)
2. část: Aplikace na pilotním povodí (in Czech)
Information system on combined sewer overflows and their receiving water impacts (ISOK).
Part 2: Application on the pilot catchment
Tlapáková, L.; Žaloudík, J.; Pelíšek, I.; Kulhavý, Z. ..................................................................................8
Identifikace drenážních systémů pomocí dálkového průzkumu Země (úvod do problematiky)
(in Czech)
Identification of drainage systems by means of remote sensing – thematic introduction
Vološ, B.; Macek, L. .................................................................................................................................15
Nejistoty při navrhování systémů nakládání s dešťovými vodami (in Czech)
Uncertainties in the design of rainwater drainage systems
Novotny, V. ...............................................................................................................................................18
Advanced (hyper) eutrophication and harmful algal blooms in impoundments –
a worldwide problem, its causes and consequences (Review)
Specialized scientific and technical journal for projection, implementation and planning in water management and
related environmental fields
Specializovaný vědeckotechnický časopis pro projektování, realizaci a plánování ve vodním hospodářství a souvisejících oborech životního prostředí
Editorial Board: Ing. Vojtěch Bareš, Ph.D.; Ing. Andrea
Benáková, Ph.D.; Mgr. Jan Daňhelka, Ph.D.; Ing. Václav
David, Ph.D.; doc. Ing. Petr Dolejš, CSc.; doc. Dr. Ing. Pavel Fošumpaur; doc. RNDr. Langhammer Jakub, Ph.D.;
Ing. Iveta Růžičková, Ph.D.; Ing. Bc. Martin Srb, Ph.D.;
prof. Ing. Jiří Wanner, DrSc.
Chief Editor: Ing. Václav Stránský
E-mail: [email protected]
GSM: +420 603 431 597
Editor’s office:
Vodní hospodářství, spol. s r. o.
Bohumilice 89
384 81 Čkyně
ISSN 2336-3533
www.watermanagement.cz
© Vodní hospodářství, spol. s r. o.
Informační systém
oddělovacích komor
a jejich vlivů na vodní toky
(ISOK)
2. část: Aplikace na pilotním
povodí
Ivana Kabelková, Tomáš Metelka, Gabriela Štastná,
David Stránský, Filip Krejčí, David Hrabák, Milan Suchánek
Abstrakt
Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní
toky (ISOK) byl vyvíjen a testován na pilotním povodí Příbram.
V příspěvku je představeno komplexní vyhodnocení a jeho vizualizace. Výpočetním posouzením byla identifikována nízká účinnost
odvádění nerozpuštěných látek na biologický stupeň ČOV, hydraulický stres v téměř celém posuzovaném úseku Příbramského potoka,
vlivy nerozpuštěných látek již od prvního dešťového oddělovače
a toxicita amoniaku v dolní části Příbramského potoka. Posouzením
morfologie Příbramského potoka a Litavky byly zjištěny závažné
deficity, které jsou hlavní příčinou toho, že ekologický stav ve všech
sledovaných profilech je v kategorii poškozený a dopady městského
odvodnění na změnu struktury společenstva makrozoobentosu nejsou téměř patrné. Případná opatření tedy musí cílit především na
zlepšení morfologického stavu obou vodních toků.
Klíčová slova
dešťové oddělovače – ekologický stav – emise – imise – vodní toky
Úvod
Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky
(ISOK), který byl představen v 1. části tohoto dvoudílného příspěvku
[8], byl vyvíjen a testován na pilotním povodí Příbram. Podle požadavků pilotního projektu byly upravovány části funkcionality softwaru.
Cílem tohoto příspěvku je jednak ukázat práci se systémem a výsledky posouzení pilotního povodí Příbram a jejich vizualizaci, jednak
diskutovat souvislosti vlivů městského odvodnění za deště a ekologického stavu vodních toků.
Metody
Pilotní povodí Příbram
= 4,4 m3/s v profilu Příbram, Tavírna) i Příbramský potok (Qa = 66
l/s, Q1 = 2,4 m3/s v profilu křížení se silnicí Příbram – Brod) patří
k lososovým vodám. Jakost vody v Příbramském potoce nad Příbramí
(profil Brod) byla v letech 2011–12 pro většinu základních ukazatelů
převážně ve třídě I–II s výjimkou dusičnanů (třída IV). Pod Příbramí
(profil Trhové Dušníky), tj. pod ČOV, jejíž odtok převyšuje po značnou
část roku průtok v Příbramském potoce, došlo ke zhoršení většiny
ukazatelů o 1 třídu (kromě dusičnanů, které se zlepšily na třídu III),
avšak Pcelk pokleslo na třídu V. Jakost vody v Litavce nad Příbramí
(profil Bohumín) byla ve třídě I–II (Povodí Vltavy, a.s.)
Oba toky patří do vodního útvaru „Litavka po soutok s tokem Chumava“, jehož ekologický stav je poškozený a chemický stav nedosahuje
dobrého stavu (těžké kovy) (Plán oblasti povodí Berounky).
Posouzení emisí a imisí
Simulační software a data
Posouzení bylo provedeno metodikou popsanou v 1. části [8]. Jako
podklad sloužil matematický model stokové sítě zpracovaný v rámci
Generelu odvodnění [7].
Pro simulace srážkoodtokových procesů byl použit DHI software
MIKE URBAN. Pro látkové výpočty byl stokový systém z modelu
v Generelu odvodnění schematizován hruběji (z 2507 šachet a 1750
dílčích povodí na 134 šachet a 68 dílčích povodí) a model byl doplněn o oba vodní toky. Doplněný model byl nově zkalibrován pomocí
dat z vlastního monitoringu srážek a hladin v Příbramském potoce.
Hodnoty vstupních dat průtoků Q1 (přirozený jednoletý průtok)
pro hydraulické posouzení a Q347 (347 denní průtok) pro posouzení
toxicity amoniaku v Příbramském potoce a v Litavce byly odvozeny
z průtoků v měrných profilech Tavírna a křížení se silnicí Příbram –
Brod úměrně k ploše povodí (Q347 bylo interpolováno z Q330 a Q355). Ve
sledovaném úseku Příbramského potoka se Q1 pohybuje od 2,830 do
5,321 m3/s a Q347 od 12,1 do 21,2 l/s. Q1 v Litavce v profilu oddělovače
OK2D je 6,213 m3/s a Q347 je 44,9 l/s.
Hodnoty vstupních dat jakosti vody dešťového odtoku odpovídají
mediánovým hodnotám dle [6] a doporučeným hodnotám dle [3].
KNK4,5 a pH vyplývají z měření provedených [4, 5, 11]. Hodnoty jakosti bezdeštného odtoku ve stokové síti pocházejí z měření přítoku
na ČOV provozovatelem a z vlastních měření, hodnoty jakosti vody
ve vodních tocích byly poskytnuty Povodím Vltavy, a.s. (pro N-NH4 se
uvažuje požadovaná koncentrace pro lososové vody dle [9]). Číselné
hodnoty jsou uvedeny v tab. 1.
Vstupní formuláře ISOK
Zadávání systému a terminologie ISOK byly popsány v 1. části [8].
Systém se ukládá do spreadsheetu se 2 listy (Výusti a ČOV), které je
pak nutno naplnit daty z výpočetního posouzení emisí a imisí.
Při posuzování emisí se vyplňují jednak údaje nutné pro posouzení emisních kritérií pro celé urbanizované povodí příslušné k jedné
ČOV (účinností odvádění) v listech ČOV a Výusti, jednak údaje pro
posouzení emisních kritérií platných pro jednotlivé dešťové oddělovače v listu Výusti. Kromě toho se provádí analýza chování celého
systému městského odvodnění, tj. jednotné kanalizace, dešťové kanalizace a ČOV (vstupní údaje se vyplňují v listech ČOV a Výusti). Pro
posuzování imisí slouží jen list Výusti.
V listu Výusti (obr. 1) jsou uvedeny systémové vazby (výusť,
zdroj emisí, ČOV) a lokace výustí a zdrojů emisí v souřadnicích x,y
v WGS 84/Pseudomercator. Identifikačními a doplňkovými údaji
jsou typ zdroje emisí (v Příbrami se vyskytuje dešťová kanalizace,
dešťový oddělovač, vírový separátor i dešťová nádrž) a jejich separační účinnosti nerozpuštěných látek (NL) (u vírového separátoru
1 %, u dešťové nádrže 20 % podle [10]) a dále recipient, do něhož
je výusť zaústěna (jeho identifikátor), a staničení výusti. Uvádí se
rovněž, zda je výusť zaústěna do rybníka či nikoliv, protože imise
se pro stojaté vody nevyhodnocují. V Příbrami je výusť oddělovače
OK2A zaústěna do rybníka Hořejší Obora, ostatní výusti jsou zaústěny do vodních toků.
Systém odvodnění
Pilotním povodím je město Příbram (34 000 obyvatel), odvodňované
převážně jednotnou kanalizací (685 ha, 22 460 obyvatel) s 10 dešťovými oddělovači zaústěnými do Příbramského potoka a 1 oddělovačem
do Litavky. Zbylá část povodí (204 ha, 11 670 obyvatel) je odvodňována oddílnou kanalizací se 3 výustěmi dešťových stok v horní části
Příbramského potoka (mezi rybníky Nový a Fialův).
ČOV Příbram je navržena na čištění odpadních vod od 76 300 EO,
současné zatížení odpovídá 63 300 EO [1] a průměrný denní bezdeštný přítok činí 120 l/s. Nátok na ČOV začíná vírovým separátorem
(V = 21 m3), přes nějž jsou za deště do Příbramského potoka odlehčovány průtoky přesahující kapacitu mechanického předčištění (540 l/s).
Po mechanickém předčištění jsou ještě průtoky převyšující kapacitu
primární sedimentace a biologického stupně (350 l/s) odváděny do
dešťové nádrže (V = 1050 m3), ze které voda
po naplnění přepadá do Příbramského potoka. Tab. 1. Hodnoty vstupních dat jakosti vody
Biologický stupeň zahrnuje odstraňování dusíku a fosforu a dosahuje vysokých účinností
Pro výpočet emisí
čištění (BSK5 98 %, CHSK 94 %, Ncelk 88 %,
Pcelk
BSK5 CHSK Ncelk
Pcelk 90 %). Vyčištěná voda z dosazovacích
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
nádrží je vedena přes terciární mechanický
Dešťový odtok
15
80
3
0.5
stupeň dočištění s mikrosítovými filtry a zaBezdeštný odtok
ústěna do Příbramského potoka na km 0,9.
200
465
46
8,1
v jednotné kanalizaci
Vodní toky
Příbramský potok
Litavka (průměrný dlouhodobý roční
Litavka
průtok Qa = 218 l/s, jednoletý průtok Q1 =
vh 3/2014
Pro výpočet imisí
KNK4,5
pH
mmol/l
0,4
7,4
NL
mg/l
160
N-NH4
mg/l
1
cT
mmol/l
0,43
250
35
4,5
8,3
4,55
0,03
0,03
2,2
1,2
8,3
8,2
2,22
1,22
1
Systémové vazby
Lokace Výusti
Lokace Zdroje emisí
Identifikační a doplňkové údaje
Emise a analýza chování
Hydraulický stres
Výusť
Změna může zp
DK1a2
V_OK1B
Zdroj emisí
Změna může zp
DK1a2
OK1B
DN
ČOV
Změna může zp
Příbram
Příbram
Příbram
X
ve WGS 84 / Ps
1558698.917
1559209.605
1559800.486
Y
ve WGS 84 / Ps
6389841.568
6392219.444
6395354.777
X
ve WGS 84 / Ps
1558698.917
1559363
1559514.364
Y
ve WGS 84 / Ps
6389841.568
6392230.445
6395304.11
Typ zdroje emisí
{Dešťový odděl
Dešťová kanalizace
Dešťový oddělovač
Dešťová nádrž
Separační účinnost NL
%
Recipient
UTOKJ
Staničení
km
Rybník
{ano/ne}
Počet přepadů
Doba trvání přepadů
Objem přepadů. objem odtoku
m3/rok
Q1. přepad
BSK5
0
20
3342 (Příbramský potok)
5.100
3.400
1.000
ne
ne
ne
-/rok
93.0
14.0
h/rok
65.0
20.0
43733
35415
11282
m3/s
1.057
1.516
0.190
kg/rok
656.0
700.7
290.3
CHSK
kg/rok
3498.6
3187.0
812.2
Ncelk
kg/rok
131.2
145.6
84.7
Pcelk
kg/rok
21.9
24.7
14.9
NL
kg/rok
6997.2
5750.0
379.8
Qpokr
m3/s
0.030
Qhmax
m3/s
0.012
Q24
m3/s
0.006
Předepsaný poměr ředění ke Qhmax
4
Předepsaný poměr ředění ke Q24
4
Q1
m3/s
Přípustný násobek překročení Q1
Toxicita amoniaku jako N-NH4
Toxicita amoniaku jako N-NH3
Nerozpuštěné látky
2.830
4.330
1.3
1.2
5.310
1.1
3.887
7.408
10.736
Q1. ovliv (kumulativně)
m3/s
Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (jednotlivě)
-/rok
Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (kumulativně)
-/rok
Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (jednotlivě)
-/rok
14
7
-/rok
0
7
-/rok
0
7
Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně) -/rok
0
17
9
5
Sediment ve stoce
{ano/ne}
Počet EO
Deficit kyslíku
V_DN
Q347
l/s
Výskyt
{ano/ne}
ne
ne
5527
0
17.3
21.2
ne
ne
Obr. 1. List Výusti pro Příbram (ukázka vybraných zdrojů emisí)
V rámci analýzy dlouhodobé funkce systému městského odvodnění
a bilancování znečištění se pro jednotlivé zdroje emisí uvádějí tyto
údaje (průměrné roční): počet přepadů, doba trvání přepadů, objem
přepadů/objem odtoku, jednoletý odlehčený průtok, resp. odtok
z dešťové kanalizace (Q1, přepad), vypouštěné množství látek (BSK5,
CHSK, Ncelk, Pcelk, nerozpuštěné látky). Při výpočtech byla u vírového
separátoru vzhledem k nízké separační účinnosti NL uvažována zanedbatelná účinnost odstraňování ostatních látek, u dešťové nádrže
byly odhadnuty účinnosti odstraňování BSK5 a CHSK na cca 8 %
a Ncelk a Pcelk cca 3 %. Analýzou dlouhodobé funkce byly také identifikovány dešťové oddělovače, které nepřepadají, a pro něž tedy není
nutno provádět další posouzení ani odebírat vzorky makrozoobentosu.
Pro posouzení emisního kritéria poměr ředění se zadávají u jednotlivých dešťových oddělovačů Qpokr, Qhmax, Q24 a předepsané poměry
ředění n ke Qhmax i ke Q24. V Příbrami jsou předepsány poměry ředění
ke Q24, a to 1 : 4 pro všechny dešťové oddělovače.
Pro posouzení hydraulického stresu se pro každou výusť zadávají
hodnoty přirozeného neovlivněného jednoletého průtoku ve vodním
toku Q1 (viz výše) a přípustný násobek překročení Q1. Přípustné násobky byly odvozeny z rekolonizačního potenciálu Příbramského potoka
2
a Litavky pod jednotlivými výusťmi (viz posouzení morfologického
stavu) a kromě DK1a2, OK3A1 a OK2D s hodnotou 1,3 jsou tyto hodnoty nízké v rozmezí 1,1–1,2. Rovněž se uvádějí hodnoty ovlivněného
jednoletého průtoku pod výustěmi ve vodním toku Q1,ovliv (kumulativně) vyhodnocené z výpočtu průtoků ve vodním toku simulačním
modelem pro variantu spolupůsobení objektů postupně po toku.
Údaje pro posouzení akutní toxicity amoniaku se vyplňují jen pro
výusti zdrojů emisí z jednotné kanalizace. V Příbrami bylo provedeno posouzení toxicity amoniaku přímo jako N-NH3. Vyplněny jsou
četnosti událostí, kdy je překročeno imisní kritérium N-NH3 a další
limitní hodnoty pro účely klasifikace míry narušení (četnost N-NH3 >
limit1 N-NH3; četnost N-NH3 > limit2 N-NH3; četnost N-NH3 > limit3
N-NH3), a to jednotlivě i kumulativně.
Informace pro posouzení působení nerozpuštěných látek se
vyplňují jen pro dešťové oddělovače. Uvádí se, zda je přítomen
sediment ve stoce (ano/ne), počet ekvivalentních obyvatel (EO)
v povodí nad posuzovaným dešťovým oddělovačem a Q347 ve
vodním toku. Počty EO byly zjištěny z dat simulačního modelu,
hodnoty Q347 viz výše. Sediment ve stokové síti Příbrami není přítomen ve významné míře.
vh 3/2014
Informace o výskytu deficitu kyslíku (ano/
Systémové vazby
ČOV
Změna může způsobit ne Příbram
ne) byly zjištěny průzkumem vodních toků
Výusť
Změna může způsobit ne Příbram
a měřením rozpuštěného kyslíku v několika
Lokace ČOV
X
ve WGS 84 / Pseudo-Mer
1559466.005
profilech pod výustěmi dešťových oddělovačů.
Y
ve WGS 84 / Pseudo-Mer
6395372.091
V listu ČOV (obr. 2) jsou uvedeny systémové vazby (ČOV a Výusť) a lokace ČOV
Správní orgány
Obec
Příbram 1
v souřadnicích x,y v WGS 84/Pseudomercator.
Vlastník
Město Příbram
Dalšími údaji jsou správní orgány (obec, vlastProvozovatel
1.SčV, a. s.
ník, provozovatel) a uvádějí se i informace
o posouzení (zpracovatel posouzení a rok, ke
Posouzení
Zpracovatel posouzení
ČVUT, DHI
kterému bylo posouzení provedeno).
Posouzení provedeno k roku
2012
Pro posouzení účinnosti odvádění
dešťového odtoku a nerozpuštěných látek na
biologický stupeň ČOV se vyplňují informace
Informace
Navržená velikost ČOV
EO
76300
o navržené velikosti ČOV, o počtech obyvatel
Počet EO oddílná splašková kanalizace
EO
21645
napojených na oddílnou splaškovou kanalizaPočet EO jednotná kanalizace
EO
41655
ci a na jednotnou kanalizaci a roční průměrný
Roční průměrný objem dest. přítoku do JK
m3/rok
523765
objem dešťového přítoku do jednotné kanalizace zjištěný ze simulace. (V listu Výusti je
Objem odtoku
m3/rok
3885003
nutno mít vyplněny roční objemy přepadů
BSK5
kg/rok
22700.0
jednotlivých zdrojů emisí a separační účinCHSK
kg/rok
120400.0
nost NL.)
Ncelk
kg/rok
22000.0
Pro analýzu dlouhodobé funkce systému
Pcelk
kg/rok
3200.0
městského odvodnění a bilancování znečišNL
kg/rok
13500.0
tění se pro ČOV uvádí průměrný roční objem
odtoku a vypouštěné množství látek (BSK5,
Obr. 2. List ČOV pro Příbram
CHSK, Ncelk, Pcelk, nerozpuštěné látky).
Pro výpočty a klasifikaci míry nesplnění
splnění je klasifikována jako střední.
kritérií či narušení recipientů byly použity nástroje ISOK VyhodnoNa 3 oddělovacích komorách (OK1L, OK3A, OK1C) nedochází
cení emisí a imisí a Vyhodnocení účinnosti odvádění.
vůbec k přepadu. Poměry ředění u ostatních komor vyhovují přede-
Ekologické posouzení
Morfologický stav
Pro posouzení morfologického stavu byla použita metodika [2].
Morfologický stav Příbramského potoka a Litavky byl hodnocen na
základě pochůzky proti proudu (23. 5. 2012 a 4. 7. 2012). Příbramský
potok byl posouzen v úseku od ústí do km 5,40, kde potok vstupuje
do urbanizovaného území. Rybníky Dolejší Obora (km 2,80–2,92)
a Hořejší Obora (km 3,10–3,35) byly z morfologického hodnocení
vynechány. Litavka byla posouzena v úseku km 41,25–44,85. Třídy
úseků byly v ISOK nastaveny na mapě vodních toků pomocí nástroje
Průvodce nastavením morfologie.
Biologické posouzení
Biologické posouzení bylo provedeno metodikami uvedenými v 1.
části [2]. Vzorky makrozoobentosu byly odebrány v referenčních
profilech Příbramského potoka a Litavky a dále nad a pod těmi výustěmi ze systému městského odvodnění, u nichž na základě výstupů
z matematických simulací dochází k odtokům či přepadům. Celkem
bylo odebráno 17 vzorků na Příbramském potoce a 5 na Litavce (17.
9. 2012). Data byla uložena do spreadsheetu (obr. 3) s předepsaným
formátem a následně načtena do ISOK pomocí nástroje Průvodce
nastavením biologických profilů.
Výsledky a diskuse
Posouzení emisí a imisí
Výsledky posouzení se ukládají v listech ISOK Vyhodnocení emisí
a imisí (obr. 4) a Vyhodnocení účinnosti odvádění (obr. 5).
Posouzení emisí
ČOV v Příbrami je navržena na 76 300 EO, požadované účinnosti
odvádění jsou tedy 55 % pro dešťový odtok a 70 % pro nerozpuštěné látky. Vzhledem k tomu, že část povodí je odvodněna oddílnou
splaškovou kanalizací (5*EOoddílná/EOjednotná=5*21645/41655=2,6 %),
zvyšují se požadované účinnosti na 57,6, resp. 72,6 %.
Průměrný roční objem dešťového přítoku do jednotné kanalizace
v Příbrami činí 523 765 m3/rok, zatímco roční objem přepadů je 208
585 m3/rok. Účinnost odvádění dešťových vod na ČOV je tedy 60,2 %.
Podstatný objem vody (144 363 m3/rok) je odváděn do Příbramského
potoka přes vírový separátor na ČOV, který má velmi nízkou separační
účinnost nerozpuštěných látek (méně než 1 %). Ačkoliv sedimentační účinnost dešťové nádrže na ČOV je vyšší (20 %), její podíl na
odstraňování nerozpuštěných látek je poměrně nízký, protože z ní do
Příbramského potoka přepadá jen 11 282 m3/rok. Proto je účinnost
odvádění nerozpuštěných látek na ČOV 60,9 % jen nepatrně vyšší
než účinnost odvádění dešťového odtoku. Zatímco účinnost odvádění
dešťového odtoku splňuje požadované kritérium, účinnost odvádění
nerozpuštěných látek činí jen 84 % požadované hodnoty a míra ne-
vh 3/2014
psaným hodnotám.
Analýza chování systému městského odvodnění ukazuje, že nejvýznamnějším zdrojem emisí ze systému městského odvodnění včetně
ČOV v Příbrami je vírový separátor (cca 50–70 % ročního vnosu látek
v závislosti na ukazateli). Dalšími významnými zdroji emisí jsou obě
výusti dešťové kanalizace a dešťový oddělovač OK1B.
Posouzení imisí
Výpočetní posouzení indikuje různou míru hydraulického stresu
v Příbramském potoce, avšak žádný hydraulický stres v Litavce. Při
posouzení jednotlivých výustí působí střední míru stresu odtoky
z výusti dešťové kanalizace DK3 a z vírového separátoru; pro ostatní
výusti je hydraulické narušení žádné nebo nízké. Při posuzování
spolupůsobení objektů postupně po toku se střední stres v horní části
Příbramského potoka propaguje směrem po toku až k rybníku Hořejší
Obora. Rybníky Hořejší a Dolejší Obora jej pak zmírňují, takže stres
pod OK1H a OK1A je klasifikován jako nízký. Pod OK3A1 se stres v důsledku kumulativních vlivů opět zvyšuje na střední. K významnému
zvýšení hydraulického stresu dochází v důsledku odtoků přes vírový
separátor, které pak vedou až k vysokému hydraulickému narušení
v Příbramském potoce pod dešťovou nádrží.
Akutní toxicitu amoniaku lze na základě výpočetního posouzení
vyloučit pro Litavku. Při posuzování vlivů jednotlivých objektů se
v horní části Příbramského potoka vykytuje nízké narušení toxicitou
amoniaku vlivem přepadů z OK1B, které jsou však při posuzování
spolupůsobení objektů ředěny odtoky z výše ležící dešťové kanalizace
a pod OK1B k toxickým účinkům amoniaku nedochází. Pod komorou
OK3A1 dochází sice k překročení limitní koncentrace N-NH4 1,5 mg/l,
avšak po dobu kratší než 1 hod, a imisní kritérium je tudíž dodrženo.
Přepady z vírového separátoru působí vysokou akutní toxicitu amoniaku v Příbramském potoce umocňovanou ještě přepady z dešťové
nádrže, které by však působily vysoké narušení samy o sobě. Tyto vlivy
se pak propagují až k ústí Příbramského potoka. Propagace odtoků
z výše ležících objektů může mít jak pozitivní účinky (OK1B, vírový
separátor), tak negativní účinky (dešťová nádrž).
Při průzkumu a měření v terénu byly zjištěny koncentrace kyslíku
nižší než 5 mg/l jen v úseku Příbramského potoka pod komorami
OK1H a OK1A.
Posouzení kritéria nerozpuštěných látek ukazuje vysokou míru narušení Příbramského potoka již pod první oddělovací komorou OK1B.
Zejména závažná je situace v toku pod OK1H a OK1A (km 2,80). Litavka je nerozpuštěnými látkami z přepadů OK2D narušena jen nízko.
Ekologické posouzení
Morfologický stav
Hlavní deficity morfologického stavu Příbramského potoka (obr. 6a)
představují zpevnění dna v oblasti, kde tok protéká obytnou částí
3
Hodnocení ekologického stavu vodních toků a míry narušení pomocí makrozoobentosu
Identifikační a doplňkové údaje Název lokality (identifikátor)
Recipient
Staničení
Řád toku
Nadmořská výška
Dnový podklad
Proudění
Posouzení
Ekologický stav
Hodnoty metrik
Převod na EQR
Vliv zaústění
Základní charakteristiky
Datum odběru
Saprobní index
Pošvatky abundance
Litál
B index
EPT taxony
Metaritrál
EPT abundance
Jepice abundance
Epiritrál
Spásači
Hyporitrál
km
m n. m.
PB_REF
Příbramský p.
5.300
2
200-500
kameny, hrubý štěrk, štěrk, bahno
4, 3, 1
dd.mm.rrrr
%
%
%
%
%
%
%
%
Saprobní index_EQR
Pošvatky abundance_EQR
Litál_EQR
B index_EQR
EPT_taxony_EQR
Metaritrál_EQR
EPT abundance_EQR
Jepice abundance_EQR
Epiritrál_EQR
Spásači_EQR
Hyporitrál_EQR
Celkové EQR
Klasifikace ekologického stavu
Počet jedinců
Počet taxonů
Počet citlivých taxonů
PB_DK_100
PB_OK1B_nad
PB_OK1B_050
Příbramský p.
Příbramský p.
Příbramský p.
4.600
3.500
3.350
2
2
2
200-500
200-500
200-500
štěrk, bahno, kameny písek, bahno, štěrk, kameny
písek, bahno, štěrk, kameny
3
2, 1
2, 1
G. Šťastná, ČVUT
17.09.2012
17.09.2012
17.09.2012
17.09.2012
2.01
0
21
0.09
2
0
0
6
6
20
0
2.25
0
14
0.06
2
0
0
22
9
23
0
2.15
0
28
0.07
2
0
0
9
6
16
0
2.75
0
15
0.05
2
0
0
24
6
13
0
0.41
0.00
0.37
0.09
0.07
0.28
0.00
0.11
0.00
0.49
0.00
0.21
IV. poškozený
0.50
0.00
0.24
0.06
0.07
0.32
0.00
0.45
0.00
0.54
0.00
0.24
IV. poškozený
0.46
0.00
0.50
0.07
0.07
0.23
0.00
0.18
0.00
0.39
0.00
0.22
IV. poškozený
0.68
0.00
0.28
0.05
0.07
0.20
0.00
0.48
0.00
0.31
0.00
0.23
IV. poškozený
485
21
3
252
13
1
170
15
0
441
10
0
Preference proudění
Limnofilní až reofilní taxony
Reofilní až reobiontní taxony
Indiferentní taxony
%
%
%
37
20
28
20
4
58
2
26
51
3
9
46
Preference mikrohabitatů
Pelál a POM
Litál a akál
Ostatní
%
%
%
22
31
6
38
18
10
33
33
9
41
24
7
Potravní preference
Sběrači a filtrátoři
Drtiči
Seškrabávači
%
%
%
36
10
20
51
0
23
54
1
16
72
0
13
Specifické taxony
Oligochaeta
Chironomidae
Ancylus fluviatilis
Baetis rhodani
Dugesia gonocephala
Elmis sp. Lv
Gammarus sp.
Leuctra sp.
Nemouridae
Rhyacophila fasciata
Rhithrogena semicolorata
Sericostoma personatum
Silo pallipes
Simuliidae
8736
4642
4310
4415
5018
5095
5293
5790
8422
6765
6744
6817
6834
6842
26
132
1
0
0
8
32
0
0
0
0
0
0
42
29
127
0
8
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
29
72
0
2
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
182
153
0
36
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Obr. 3. Ukázka spreadsheetu pro zadání biologických profilů (při hodnocení ekologického stavu se u nerelevantních metrik uvádí nula,
i když ve skutečnosti mohou nabývat určité hodnoty)
Příbrami (km 5,10–3,35 a 0,85–0,50), a nepropustné zpevnění břehů
v rozsahu 30–60 % plochy břehů na km 5,00–4,50, 0–30 % na km
4,50–4,00 a více než 60 % na km 4,00–2,05, v důsledku čehož je morfologický stav až k rybníku Dolní Obora klasifikován jako umělý (třída
IV). Obecným deficitem toku v městské i níže položené zemědělské
oblasti je nedostatečné břehové pásmo, které na mnoha úsecích zcela
chybí. Charakter přítomné břehové vegetace je v převážné míře nepůvodní. Pod rybníkem Dolní Obora se střídá morfologický stav silně
a málo ovlivněný (třídy III a II). Rekolonizační potenciál Příbramského
potoka je nízký (výjimečně střední – pod DK1a2 a OK3A1).
Morfologický stav Litavky v oblasti oddělovače OK2D je řazen převážně do silně ovlivněného stavu až umělého stavu (obr. 6f). Hlavní
4
příčinou degradace morfologie je omezená až žádná variabilita vodní
hladiny a nedostatečné břehové pásmo s nepřirozenou, umělou či chybějící vegetací. Významné je též zpevnění břehů kamenným záhozem
(často více než 30 % plochy břehů). Výše nad OK2D včetně referenčního profilu nad městem (km 44,85–44,80) je stav málo ovlivněný.
Litavka vykazuje střední rekolonizační potenciál.
Biologické posouzení
Vzhledem k výraznému morfologickému narušení Příbramského
potoka již nad městem (na převážné části toku je koryto napřímeno
a zcela chybí břehové pásmo) bylo obtížné nalézt referenční lokalitu.
Zvolený referenční profil leží v morfologicky málo ovlivněném úseku,
avšak pod nádrží, která narušuje podélnou kontinuitu toku. Poměrně
vh 3/2014
Vyhodnocení emisí a imisí v povodí ČOV: Příbram
Výusť
Zdroj emisí
Typ zdroje emisí
Recipient
Staničení
Rybník
Typ vod
Počet přepadů
Objem přepadů, objem odtoku
Q1, přepad
BSK5
CHSK
Ncelk
Pcelk
NL
%
km
-/rok
h/rok
m3/rok
m3/s
kg/rok
kg/rok
kg/rok
kg/rok
kg/rok
DK1a2
DK3
V_OK1L
V_OK3A
V_OK1B
V_OK2A
V_OK1A
V_OK1H
DK1a2
DK3
OK1L
OK3A
OK1B
OK2A
OK1A
OK1H
Dešťová kanalizace Dešťová kanalizace Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač
0
0
0
0
0
0
Příbramský potok
5.100
ne
Lososové vody
Příbramský potok
4.700
ne
Lososové vody
Příbramský potok
4.300
ne
Lososové vody
Příbramský potok
4.300
ne
Lososové vody
Příbramský potok
3.400
ne
Lososové vody
Příbramský potok
3.200
ano
Lososové vody
Příbramský potok
2.800
ne
Lososové vody
Příbramský potok
2.800
ne
Lososové vody
43733
1.057
656.0
3498.6
131.2
21.9
6997.2
54894
1.312
823.4
4391.5
164.7
27.4
8783.0
0.0
0.0
0
0.000
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0
0.000
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
93.0
65.0
35415
1.516
700.7
3187.0
145.6
24.7
5750.0
8.0
4.0
2587
0.767
69.1
270.0
14.8
2.5
429.0
0.5
0.1
15
0.000
72.9
371.0
14.8
2.5
720.0
16.0
6.0
4486
0.894
0.4
1.5
0.1
0.0
2.5
4.0
8.5
splněn
4.0
10.8
splněn
4.0
13.1
splněn
4.0
16.3
splněn
4.0
25.7
splněn
4.0
29.8
splněn
Poměr ředění ke Qhmax
Splnění poměru ředění ke Qhmax
Poměr ředění ke Q24
Splnění poměru ředění ke Q24
Hydraulický stres
Deficit kyslíku
4.0
nepřepadá
4.0
nepřepadá
nepřepadá
4.0
1.5
nesplněn
4.0
4.0
splněn
Q1, přípust
m3/s
3.679
3.344
5.196
5.178
5.178
Q1, ovliv (jednotlivě)
Q1, ovliv / Q1, přípust (jednotlivě)
Narušení hydraulickým stresem (jednotlivě)
m3/s
3.887
1.06
nízké
4.352
1.30
střední
nepřepadá
5.846
1.13
nízké
neposuzuje se
4.707
0.91
žádné
5.601
1.08
nízké
3.887
1.06
nízké
5.414
1.62
střední
nepřepadá
7.408
1.43
střední
neposuzuje se
6.263
1.21
střední
6.263
1.21
střední
0
0
nepřepadá
14
0
0
nízké
žádné
žádné
0
0
Q1, ovliv (kumulativně)
m3/s
Q1, ovliv / Q1, přípust (kumulativně)
Narušení hydraulickým stresem (kumulativně)
Toxicita amoniaku
4.0
nepřepadá
4.0
Narušení toxicitou amoniaku (jednotlivě)
-/rok
-/rok
-/rok
-/rok
Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně)
Narušení toxicitou amoniaku (kumulativně)
-/rok
-/rok
-/rok
-/rok
Počet EO/Q347
Narušení nerozpuštěnými látkami
EO/(l/s)
neposuzuje se
nepřepadá
nepřepadá
neposuzuje se
0
neposuzuje se
Narušení deficitem O2
neposuzuje se
nepřepadá
neposuzuje se
nepřepadá
nepřepadá
žádné
neposuzuje se
žádné
žádné
neposuzuje se
806
vysoké
295
vysoké
neposuzuje se
neposuzuje se
nepřepadá
nepřepadá
319
vysoké
neposuzuje se
neposuzuje se
nepřepadá
nepřepadá
ne
neposuzuje se
ano
ano
V_OK3A1
OK3A1
Dešťový
oddělovač
0
V_OK1C
OK1C
Dešťový
oddělovač
0
V_OK1K1
OK1K1
Dešťový
oddělovač
0
V_OK1A1
OK1A1
Dešťový
oddělovač
0
V_VS
VS
Vírový separátor
V_DN
DN
Dešťová nádrž
Příbram
Příbram
ČOV
1
20
V_OK2D
OK2D
Dešťový
oddělovač
0
Příbramský potok
2.200
ne
Lososové vody
Příbramský potok
2.050
ne
Lososové vody
Příbramský potok
1.850
ne
Lososové vody
Příbramský potok
1.400
ne
Lososové vody
Příbramský potok
1.100
ne
Lososové vody
Příbramský potok
1.000
ne
Lososové vody
Příbramský potok
0.900
Litavka
43.200
ne
Lososové vody
7.0
4.0
3045
0.637
59.3
299.0
15.3
2.6
500.0
0.0
0.0
0
0.000
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
1.0
0.3
153
0.119
2.4
12.4
0.5
0.1
24.0
7.0
3.0
3242
0.888
32.6
315.0
15.9
2.7
530.0
71.0
69.0
144363
2.888
4640.0
18101.0
1166.0
201.7
24356.0
14.0
20.0
11282
0.190
290.3
812.2
84.7
14.9
379.8
4.0
17.7
splněn
4.0
30.2
splněn
4.0
nepřepadá
4.0
4.0
69.0
splněn
4.0
69.0
splněn
4.0
19.0
splněn
4.0
31.1
splněn
4.0
13.1
splněn
4.0
16.3
splněn
5.950
5.559
6.365
5.841
8.077
nepřepadá
5.077
0.85
žádné
5.942
1.07
nízké
8.192
1.29
střední
5.500
0.94
žádné
6.619
0.82
žádné
nepřepadá
7.814
1.31
střední
8.305
1.49
střední
10.359
1.63
střední
10.736
1.84
vysoké
6.828
0.85
žádné
0
0
žádné
7
7
7
vysoké
0
žádné
18
12
7
vysoké
0
0
15
7
3
vysoké
17
9
5
vysoké
žádné
2981
vysoké nutno posoudit po
27
nízké
Vyhodnocení emisí a imisí v povodí ČOV: Příbram
Výusť
Zdroj emisí
Typ zdroje emisí
Recipient
Staničení
Rybník
Typ vod
Počet přepadů
Objem přepadů. objem odtoku
Q1. přepad
BSK5
CHSK
Ncelk
Pcelk
NL
%
km
-/rok
h/rok
m3/rok
m3/s
kg/rok
kg/rok
kg/rok
kg/rok
kg/rok
Poměr ředění ke Qhmax
Splnění poměru ředění ke Qhmax
Poměr ředění ke Q24
Splnění poměru ředění ke Q24
Hydraulický stres
Toxicita amoniaku
Deficit kyslíku
Q1. přípust
m3/s
6.274
Q1. ovliv (jednotlivě)
Q1. ovliv / Q1. přípust (jednotlivě)
Narušení hydraulickým stresem (jednotlivě)
m3/s
5.463
0.87
žádné
Q1. ovliv (kumulativně)
Q1. ovliv / Q1. přípust (kumulativně)
Narušení hydraulickým stresem (kumulativně)
m3/s
Narušení toxicitou amoniaku (jednotlivě)
-/rok
-/rok
-/rok
-/rok
Narušení toxicitou amoniaku (kumulativně)
-/rok
-/rok
-/rok
-/rok
Počet EO/Q347
Narušení nerozpuštěnými látkami
EO/(l/s)
Narušení deficitem O2
7.987
1.27
střední
nepřepadá
0
žádné
nepřepadá
0
žádné
nepřepadá
žádné
žádné
2472
vysoké
nepřepadá
0
žádné
2379
vysoké
ne
nepřepadá
ne
ne
ne
Lososové vody
3885003
22700.0
120400.0
22000.0
3200.0
13500.0
28.0
12.0
3997
0.406
5.9
13.6
1.3
0.2
7.3
4.0
21.5
splněn
4.0
29.0
splněn
ne
žádné
0
ne
Obr. 4. List Vyhodnocení emisí a imisí pro Příbram (pro vizualizaci v článku rozdělen na 2 části)
vh 3/2014
5
vysoké hodnoty saprobního indexu indikují vnos snadno rozložitelných organických látek z nádrže. Samotné společenstvo vykazuje již
na tomto profilu značné deficity.
Hodnoty multimetrického indexu EQR jsou na všech lokalitách
Příbramského potoka (vč. reference) nízké a odpovídají poškozenému
ekologickému stavu (obr. 6b). Na všech lokalitách je vysoký podíl druhů indiferentních vůči proudění (kolem 50 %) (obr. 6c), což vypovídá
o narušené morfologii toku [12], potvrzené morfologickým průzkumem. Rovněž vysoký podíl preference habitatu pelál a POM (20–40 %)
(obr. 6d) a z hlediska preferencí potravy výrazně vyšší podíl sběračů
a filtrátorů oproti pastevcům (a kouskovačům) na všech lokalitách
(obr. 6e) svědčí o narušení lokalit a zvýšené přítomnosti nerozpuštěných látek (na nenarušených lokalitách bývá tento poměr opačný).
Vzhledem k tomu, že zaústění ze systému městského odvodnění
jsou svedena do již značně narušeného společenstva makrozoobentosu, tvořeného převážně tolerantními taxony, nejsou dopady na změnu
struktury společenstva příliš patrné.
Identifikovat lze hydraulický stres vlivem zaústění dešťové kanalizace v horní části sledovaného úseku nad OK1B a dále pak pod
zaústěním OK3A1 (dochází zde ke zvýšení podílu organismů preferujících rychlé proudění (reofilní až reobiontní) a podílu organismů
preferujících hrubozrnné sedimenty (litál a akál), ačkoli podle hodnocení proudění pochůzkou se zde rychlost
proudění snižuje). Ostatní změny průběhu
těchto ukazatelů spíše kopírují změny charakteru proudění v korytě za bezdeštného stavu.
Patrný je vnos organických látek a nerozpuštěných látek pod OK1B charakterizovaný
zvýšením saprobního indexu (z 2,15 na 2,75)
a nárůstem podílu preference habitatu pelál
a POM a podílu sběračů a filtrátorů. Dále po
toku jsou tyto ukazatele stále na vyšší úrovni
než na referenční lokalitě a jejich kolísání
reflektuje lokální snížení rychlostí proudění
a sedimentaci unášeného materiálu.
Ekologický stav Litavky je rovněž významně
ovlivněn jejím morfologický stavem, který
vykazuje známky narušení již nad zaústěním
OK2D. Na celém sledovaném úseku je ekologický stav ve všech profilech hodnocen jako
poškozený (obr. 6g).
Podíly preferencí proudění, habitatů a potravy odrážejí zvýšení rychlosti proudění
v zahloubeném korytě ve vzdálenostech 60
a 200 m pod OK2D a opětovný pokles rychlosti proudění v širším, plochém a mělkém
korytě a návrat ke stejnému charakteru koryta
jako nad OK2D ve vzdálenosti 500 m pod
OK2D (obr. 6h, i, j).
Rozpoznatelný je vnos snadno rozložitelných organických látek přepady z OK2D,
projevující se zvýšením saprobního indexu
z 1,93 na 2,31 bezprostředně pod výustí (ve
vzdálenosti 60 m).
Vyhodnocení účinnosti odvádění v povodí ČOV: Příbram
Správní orgány
Posouzení
Dešťový odtok
Obec
Příbram 1
Vlastník ČOV
Město Příbram
Provozovatel ČOV
1.SčV, a. s.
ČVUT, DHI
Posouzení provedeno k roku
2012
Požadovaná účinnost (DO)
% 57.6
Vypočtená účinnost (DO)
% 60.2
Vypočtená/požadovaná (DO)
1.04
Míra nesplnění (DO)
žádná
Nerozpuštěné látky Požadovaná účinnost (NL)
Vypočtená účinnost (NL)
% 72.6
% 60.9
Vypočtená/požadovaná (NL)
0.84
Míra nesplnění (NL)
střední
Obr. 5. List Vyhodnocení účinnosti odvádění pro Příbram
Komplexní vizualizace vyhodnocení
Komplexní vyhodnocení povodí Příbram
a jeho vizualizace je na obr. 7.
Závěry
V Příbrami byly identifikovány výpočetním
posouzení jako hlavní problémy z hlediska
emisí nízká účinnost odvádění NL na biologický stupeň ČOV a z hlediska imisí hydraulický stres v téměř celém posuzovaném
úseku Příbramského potoka, k němuž výrazně
přispívají odtoky z dešťové kanalizace, dále
vlivy nerozpuštěných látek již od prvního
dešťového oddělovače a toxicita amoniaku
v dolní části Příbramského potoka. Nejkritičtějšími objekty jsou výusti dešťové kanalizace
DK1,2 a DK3, dešťový oddělovač OK1B a vírový separátor.
Posouzením morfologie Příbramského potoka a Litavky byly zjištěny závažné deficity,
které jsou hlavní příčinou toho, že ekologický
stav ve všech sledovaných profilech je v ka-
6
Obr. 6. Průběh morfologického stavu, variability rychlostí, EQR a složení společenstva v Příbramském potoce a v Litavce
vh 3/2014
tegorii poškozený. Toto hodnocení odpovídá
hodnocení vodního útvaru „Litavka po soutok
s tokem Chumava“ dle Plánu oblasti povodí
Berounky.
Vzhledem k tomu, že společenstvo makrozoobentosu je značně narušeno již nad
urbanizovanou oblastí, zaústění ze systému
městského odvodnění nemají téměř žádný
vliv na změnu jeho struktury. Identifikovat
lze hydraulický stres vlivem zaústění dešťové
kanalizace v horní části sledovaného úseku
nad OK1B a dále pak pod zaústěním OK3A1.
Patrný je vnos organických látek a nerozpuštěných látek pod OK1B a vnos organických
látek pod OK2D.
Případná opatření tedy musí cílit především na zlepšení morfologického stavu obou
vodních toků. V systému městského odvodnění by mohlo být zefektivněno využití dešťové
nádrže na ČOV, čímž by se zvýšila účinnost
odvádění NL na biologický stupeň a také
snížil hydraulický stres a toxicita amoniaku
v Příbramském potoce vlivem odtoků z vírového separátoru. Ke snížení hydraulického
stresu by přispělo hospodaření se srážkovými
vodami, především v povodí dešťové kanalizace, ale i v celém urbanizovaném povodí.
Vhodné je opatření koordinovat na základě
opakovaného posuzování emisí a imisí,
protože jak bylo zjištěno, propagace odtoků
z výše ležících objektů může mít jak pozitivní
účinky, tak negativní účinky co se týče míry
narušení vodních toků toxicitou amoniaku.
Vzhledem k tomu, že Příbramský potok patří
mezi lososové vody, bylo by vhodné toxicitu
amoniaku indikovanou posouzením imisí
potvrdit či vyvrátit posouzením společenstva
ryb.
Navržená metodika vyhodnocování a vizualizace pomocí ISOK poskytuje dobrý přehled
o chování systému městského odvodnění
a snadnou a přehlednou identifikaci problémů. Vyhodnocení pilotního povodí dokumentuje nutnost propojení informací z posouzení
emisí a imisí ze systému městského odvodnění za deště a ekologického posouzení vodních
toků pro efektivní návrh opatření.
Literatura/References
Obr. 7. Grafické vyhodnocení povodí Příbram (pro vizualizaci v článku sestaveno z šesti
výřezů obrazovek)
[1] 1. SčV, a.s. (2009). Kanalizační řád stokové sítě
města Příbram. (in Czech). Sewerage Code of the
town of Pribram.
[2] BUWAL (1998). Methoden zur Untersuchung und Beurteilung der Fliessgewässer:
Ökomorphologie Stufe F, Mitteilungen zum Gewässerschutz, 27. Bern. (in German).
Methods for the Investigation and Assessment of Running Waters: Ecomorphology
level F, Mitteilungen zum Gewässerschutz, 27. Bern.
[3] BWK-Merkblatt 3 (2001). Ableitung von immissionsorientierten Anforderungen
an Misch- und Niederschlagswassereinleitungen unter Berücksichtigung örtlicher
Verhältnisse. 2. Auflage. BWK, Pfullingen. (in German). Derivation of immission
oriented requirements for CSOs and stormwater discharged taking into account
local conditions, 2nd edition, BWK, Pfullingen.
[4] EAWAG, Berner Fachhochschule, GSA und BUWAL (2005a). Wasser- und Materialflüsse bei der Entwässerung von Metall-, Ziegel,- Kies und Gründächern.
Schlussbericht des Forchungsprojektes. (in German). Water and material flows
in the drainage of metal, brick, pebbles and green roofs. Final report of a research
project.
[5] EAWAG, Berner Fachhochschule, GSA und BUWAL (2005b). Schadstoffe im
Strassenabwasser einer stark befahrenen Strasse und deren Retention mit neuartigen Filterpaketen aus Geotextil und Adsorbermaterial. Schlussbericht des
Forchungsprojektes. (in German). Pollutants in road runoff from a street with
heavy traffic and their retention with new filter packets of geotextile and adsorption
material. Final report of a research project.
[6] Fuchs, S.; Brombach, H. and Weiss, G. (2004). New database on urban runoff
pollution. In: Proceeding of the 5th International Conference on Sustainable Techniques and Strategies in Urban Water Management NOVATECH 2004 Volume 1
pp. 145-152. Lyon, France.
vh 3/2014
[7] HYDROPROJEKT CZ a.s. (2011). Generel vodohospodářské infrastruktury pro
město Příbram – Generel odvodnění urbanizovaného území. (in Czech). Masterplan of the watermanagement infrastructure of the town of Pribram – Urban
drainage masterplan.
[8] Kabelková, I.; Metelka, T.; Krejčí, F.; Stránský, D.; Štastná, G., (2014). Informační
systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK) - 1. část: Koncepce
a funkcionalita. Vodní hospodářství 2, 6–10. (in Czech). Information system on
combined sewer overflows and their receiving water impacts (ISOK) - Part 1:
Concept and functionality. Vodní hospodářství 2, 6–10.
[9] Nařízení vlády č. 71/2003 Sb. o stanovení povrchových vod vhodných pro život
a reprodukci původních druhů ryb a dalších vodních živočichů a o zjišťování
a hodnocení stavu jakosti těchto vod, v platném znění. (in Czech). Government
Order 71/2003 Coll., establishing surface waters which are suitable for the life
and reproduction of indigenous species of fish and other aquatic fauna and
determining and evaluating the quality of these waters.
[10] ÖWAV-Regelblatt 19 (2007). Richtlinien für die Bemessung von Mischwasserentlastungen, ÖWAV, Wien. (in German). Guidelines for the design of combined
sewer overflows, ÖWAV, Wien.
[11] Rossi, L. (1998). Qualite des eaux de ruisselement urbaines. These No 1789 EPFL
Lausanne. (in French). Quality of urban surface runoff. Thesis No, 1789 EPFL
Lausanne.
[12] Vannote, R. L.; Minshall, G. W.; Cummings, K. W.; Sedell, J. R. and Cushing, C. E.
(1980). The River Continuum Concept. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic
Sciences 37: 130-137.
7
Poděkování: Projekt TA02020238 „Informační systém oddělovacích
komor a jejich vlivů na vodní toky“ (ISOK) byl řešen s finanční
podporou TA ČR. Poděkování patří městu Příbram za poskytnutí dat
z Generelu odvodnění, 1. SčV, a.s. za součinnost při monitoringu
a Povodí Vltavy, s. p., za data o jakosti vody.
Dr. Ing. Ivana Kabelková 1) (autor pro korespondenci)
Mgr. Gabriela Šťastná, Ph.D. 1)
Ing. David Stránský, Ph.D. 1)
Ing. Tomáš Metelka, Ph.D. 2)
Ing. Filip Krejčí 2)
Ing. David Hrabák 2)
Ing. Milan Suchánek 2)
České vysoké učení technické v Praze
Fakulta stavební
Katedra zdravotního a ekologického inženýrství
Thákurova 7, 166 29 Praha 6
tel.: 224 354 605
e-mail: [email protected]
1)
2)
DHI a.s.
Na Vrších 1490/5
100 00 Praha 10
Information system on combined sewer overflows and their
receiving water impacts (ISOK) Part 2: Application on the
Identifikace drenážních
systémů pomocí dálkového
průzkumu Země
(úvod do problematiky)
Lenka Tlapáková, Jiří Žaloudík, Igor Pelíšek,
Zbyněk Kulhavý
Abstrakt
Příspěvek prezentuje základní zjištěné skutečnosti a poznatky
z účelové inventarizace a rešerše dostupných informačních zdrojů o metodách detekce a hodnocení podpovrchových drenážních
systémů prostředky dálkového průzkumu Země (DPZ). Je součástí
úvodní etapy řešení projektu „Využití dálkového průzkumu Země
pro identifikaci a vymezení funkcí drenážních systémů” (NAZV,
MZe ČR, 2012–2016, QJ1220052) a popisuje preferované výzkumně-aplikační metody, založené na technologii DPZ v kombinaci
s multifunkčními nástroji geografických informačních systémů (GIS).
Souhrnný informační přehled je zaměřen na komplexní analýzu
dosud uplatňovaných postupů prostorové lokalizace, klasifikace či
posuzování aktuálního stavu podpovrchových drenáží distančními
průzkumnými metodami (zejména na přiblížení potenciálu, aplikačních zásad a limitů praktického používání různých technologií
a obrazových záznamů DPZ v dané problematice).
Klíčová slova
podpovrchové drenáže – dálkový průzkum Země – informační přehled
1. Smysl a potřeby identifikace podpovrchových
drenáží prostředky DPZ a GIS
Řešení výzkumného projektu reaguje na narůstající potřebu pořizovat spolehlivé územní informace o systémech drenážního odvodnění,
zejména ve vazbě na jejich současný stav, funkčnost a plánovanou
údržbu v rozdílných přírodních a technických podmínkách. Systémy
odvodnění lze řadit mezi důležité faktory ovlivňující jak produkční,
tak mimoprodukční využívání zemědělské půdy. Hlavním smyslem
projektu je proto zpřesnit a doplnit stávající podklady o podpovrchových drenážních systémech (projektovou dokumentaci) a zefektivnit
8
pilot catchment (Kabelková, I.; Metelka, T.; Štastná, G.;
Stránský, D.; Krejčí, F.; Hrabák, D.; Suchánek, M.)
Abstract
“Information system on combined sewer overflows and their
receiving waters impacts” (ISOK) was developed and tested on the
pilot catchment Pribram. In the paper, complex assessment and visualization of results are presented. Numerical assessment identified
low drainage efficiency of suspended solids to the WWTP, hydraulic
stress along nearly the whole assessed reach of the Pribramsky
Creek, suspended solids impacts already below the first CSO and
ammonia toxicity in the downstream part. The assessment of ecomorphology of the Pribramsky Creek and Litavka revealed serious
deficits, which are the main cause of the poor ecological status at all
monitored profiles and of the fact that the wet weather urban drainage impacts lead to nearly no changes of the benthic invertebrate
community structure. Thus, measures should aim first of all at the
improvement of the morphology of both streams.
Key words
combined sewer overflows – ecological status – emissions – environmental quality standards – receiving waters
Tento článek byl recenzován a je otevřen k diskusi do 31. května
2014. Rozsah diskusního příspěvku je omezen na 2 normostrany
A4, a to včetně tabulek a obrázků.
Příspěvky posílejte na e-mail [email protected].
tak činnost zemědělsko-vodohospodářského managementu, působícího v krajině na různých správních úrovních.
Používané průzkumné a interpretační metody DPZ se orientují
především na správnou polohovou a tvarovou identifikaci podpovrchových drenážních systémů, včetně analýzy jejich současného
stavu, resp. prostorových diferencí a vazeb ve srovnání s okolním
prostředím. Na základě detekce typické stromové struktury sběrných
a svodných drénů (jejich polohy, rozchodů a orientace) lze totiž
drenážní systémy na snímcích poměrně dobře plošně identifikovat
a následně je také spolehlivě vytyčit v terénu. Pomocí vhodných prostředků DPZ a GIS je tak možné zjišťovat a komplexněji vyhodnocovat
nejen samotný výskyt, ale po provedení navazujícího pozemního
průzkumu také aktuální funkční stav sledovaných podpovrchových
drenáží. To přispívá k přesnější prostorové lokalizaci drenážních tras
i k potřebnému zhodnocení fukčnosti a závad stávajících odvodňovacích systémů na zemědělských pozemcích [32, 33, 34].
Ve světě a zejména v evropské oblasti existují často obdobné potřeby
a dispozice pro uplatnění DPZ při monitoringu zemědělského půdního
fondu a inventarizacích vybudovaných hydromelioračních systémů.
V obecné rovině se však mohou výchozí podmínky a postupy v České republice a v zahraničí poněkud lišit v typu, stavu a způsobech
provedení stavby drenáží, v dostupnosti a úrovni jejich projektové
dokumentace, v přírodních podmínkách, způsobech hospodaření
na pozemcích nebo v aplikovaných postupech DPZ (přístrojovém
vybavení a metodách, účelu a organizaci snímkování, dostupnosti
dat apod.). Specifikem České republiky je především útlum výstavby
nových drenážních systémů po roce 1990 a převod příslušné části
detailu odvodnění vlastníkovi pozemku (zákonem 92/1991 Sb.). Patrný
je také vliv zanedbání údržby, nevhodný způsob nebo úplná absence
provádění oprav drenáží i nepříznivé změny dokumentačních archivů
(časté dislokace a ztráty zdrojových záznamů).
Popisované vlastní, domácí i odpovídající zahraniční interpretační
postupy DPZ (standardní i nové automatizované technologie) jsou sice
primárně vždy zaměřené na konkrétní zemědělské, půdně-klimatické
oblasti a drenážní systémy, ovšem část posuzovaných metod a zkušeností je do určité míry mezioborově dobře přenositelná.
2. Podstata dálkového průzkumu hydrologických
objektů
a) Spektrální vlastnosti vody a půdy
Podstata dálkového průzkumu hydrologických objektů spočívá
v registraci příslušného odraženého nebo emitovaného záření pomocí
distančních čidel (na film či elektronicky) a v následném vyhodnocení získaného údaje jako ukazatele charakteristického stavu daného
objektu. Odrážecí i vyzařovací schopnosti látek bývají v jednotlivých
vh 3/2014
částech elektromagnetického spektra zpravidla rozdílné. Voda vyniká
výraznou specifikou svých spektrálních vlastností, dosti odlišných od
jiných přirozených či umělých látek, resp. krajinných prvků a složek
(půda a horniny, vegetace, antropogenní objekty – budovy, cesty
aj.). Tohoto faktu se účelně využívá právě při zjišťování kvalitativně
kvantitativních parametrů hydrologických objektů a jevů z aerokosmických snímků.
Obecně klesá celkově nízká odrazivost čisté vody (koeficient spektrálního jasu) s rostoucí vlnovou délkou. Základní průběh spektrální
křivky (s minimem v infračervené oblasti, kdy jsou sluneční paprsky
vodou silně pohlcovány) je však v přírodních podmínkách výrazně
modifikován stavovými vlastnostmi vody a vlivy prostředí. Uplatňuje
se zde řada vnitřních i vnějších faktorů (např. fyzikálně-chemický
stav, charakter prostředí, atmosférické vlivy), ovlivňujících spektrální
vlastnosti a návazně i denzitní, resp. radiometrické charakteristiky
obrazů zájmových vodních objektů na snímcích či digitálních obrazových záznamech [39].
V půdách jako značně heterogenních komplexech se kombinují
spektrální vlastnosti jejich abiotických a biotických součástí. Anorganické látky se vyznačují pozvolným vzestupem odrazivosti se
vzrůstající vlnovou délkou. Odchylky od tohoto obecného schématu
jsou způsobeny chemickým složením, mechanickými vlastnostmi
a drsností povrchu půd. Zatímco obsah organických látek má vliv
na odrazové vlastnosti půd především v kratších vlnových délkách
(do 1,8 μm), drsnost povrchu ovlivňuje spektrální projevy půd především v oblasti mikrovln. Protože se v křivkách odrazivosti jednotlivých minerálů projevují různé absorpční pásy, je výsledná křivka
spektrální odrazivosti půdy primárně formována nejprve superpozicí
křivek těchto minerálů a dále je modifikována různými dynamickými
faktory (především vlhkostí půdy a drsností povrchu). Obecně se celková odrazivost půd zvyšuje s narůstající velikostí půdních částic pro
daný typ půdy. Vyšší vlhkost půdy způsobuje její sníženou odrazivost
s patrnými absorpčními pásy v oblasti blízkého a středního IČ záření
(1,4 a 1,9 μm). Obsah půdní vláhy často silně koreluje s texturou půdy.
Hrubé písčité půdy jsou obvykle dobře drénovány, což má za následek
nízký obsah půdní vláhy a tedy vyšší odrazivost. Špatně odvodňované
půdy s jemnozrnnou strukturou budou mít obecně nižší odrazivost,
jílovité půdy tedy budou zpravidla tmavší než půdy písčité [3]. Typický průběh spektrálních křivek odrazivosti (podle jednotlivých druhů
a vlhkosti půd) dokumentuje graf na obr. 1.
Znalost charakteristických spektrálních vlastností vody, půdy
i různých modifikačních faktorů je základním předpokladem také pro
správnou interpretaci zkoumaných krajinných objektů a jevů z aerokosmických dat (včetně drenáží). Velký význam má zvláště pro výběr
vhodného termínu snímkování, optimálních snímkových materiálů
(druhu dat a spektrálních pásem s nejvyšší výpovědní hodnotou) či
způsobu jejich zpracování a vyhodnocení (kombinace signifikatních
pásem, analýza interpretačních znaků a příčinných vazeb).
b) Vlhkostní poměry půd (povrchové zamokření, vlhkost
a vodní režim)
Formy výskytu vody v pedosféře jsou geneticky, místně, časově i fyziognomicky velmi rozmanité. Přesné stanovení hydropedologických
poměrů území je proto dosti komplikovaná záležitost, neboť se zde
projevuje mnoho řídících faktorů, ovlivňujících charakter bilančních,
transformačních i režimových vlastností vody v půdním prostředí.
Z hlediska dálkového průzkumu vlhkostních poměrů půd je účelné
rozlišovat povrchové zamokření půd (stav přesycení povrchové vrstvy
půdy vodou a s ním související koncentrace volné vody na povrchu
– v určité formě, kvantitě a trvání) a vlhkost a vodní režim půd (tj.
obsah vody v celém půdním profilu a jeho změny). Celkové vlhkostní
poměry půd jsou charakterizovány především množstvím půdní vláhy
(v absolutních či relativních hodnotách), hloubkou hladiny podzemní
vody a vodním režimem půd.
Stanovení intenzity, resp. kvalitativních stupňů povrchového
zamokření půd a jejich prostorové vymezení z běžných materiálů
DPZ bývá většinou spojeno s přímými interpretačními metodami,
vyhodnocujícími signifikantní vlhkostní stavy na nezakrytém povrchu půd. Tyto postupy jsou však použitelné jen za určitých specifických přírodních a technických podmínek. Některé charakteristiky
vlhkostních poměrů půd lze však stanovovat i nepřímo – pomocí
hydroindikačních vazeb reliéfu, půd a vegetace (zpravidla kvalitativně či semikvantitativně). Nepřímá interpretace vychází z možnosti
zjišťovat specifika či změny vlhkosti a vodního režimu půd na základě
odpovídajících geoindikátorů a jejich charakteristických projevů na
interpretovaných snímcích.
vh 3/2014
3. Analýza problému a způsoby identifikace
podpovrchových drenáží prostředky DPZ
Vzhledem k charakteru a umístění sledovaného odvodňovacího objektu pod povrchem země (trubkové drenážní řady jsou podle potřeb
ukládány zpravidla do hloubek 0,6–1,5 m) jsou výchozí podmínky,
dispozice i praktické možnosti pro přímé zobrazení a interpretaci těchto objektů dosti omezené a komplikované. Běžné postupy pasivního
dálkového průzkumu Země, využívající k detekci krajinných objektů
registrovaných záznamů emitovaného či odraženého záření z viditelné
a infračervené oblasti spektra, totiž neumožňují zasahovat pod půdní
a vegetační pokryv a poskytnout tak přímé informace o objektech
z podpovrchové zóny.
Podpovrchové drenáže jsou tedy objektem, který lze pomocí standardních optických metod DPZ zjišťovat a studovat zpravidla pouze
nepřímo, a to s využitím jejich relevantních geoindikátorů – např.
heterogenity půdních vlastností (vlhkosti, teploty, minerálního složení
a pórovitosti, propustnosti pro vodu, obsahu humusu v půdě apod.),
charakteru vegetace (specifických porostních příznaků s ohledem na
změněné stanovištní podmínky), reliéfové predispozice (geomorfologických mikrotvarů) a dalších územních interakcí, jak uvádí např.
[31] s odkazem na [12].
Ani samotná přímá interpretace hlavních indikačních půdních
vlastností (vlhkosti a vodního režimu půd) však nebývá v přírodních
podmínkách bezproblémová. Na spektrální odrazivost sledovaného
půdního komplexu a zaznamenané diference povrchového zamokření
odvodňovaných půd na snímcích mají totiž kromě vlhkosti vliv také
další vlastnosti půd, komplikující exaktní vyhodnocení vlhkostních
poměrů i jejich správnou prostorovou extrapolaci (např. minerální
a chemické složení, obsah humusu a půdních pigmentů, zrnitost,
drsnost povrchu [3, 14, 16, 21, 29]). Získat objektivní informaci
o obsahu vody v půdě je tak postupy přímé interpretace běžných
optických aerokosmických dat poměrně problematické a za určitých
podmínek až nemožné (k dostatečnému upřesnění mnohdy nestačí
ani doplňkové údaje nebo pomocná měření).
Určitou výjimku v tomto směru představuje pouze využití mikrovlnné radiometrie, resp. aktivních radarů, pronikajících vysílaným
měřicím signálem až do mělkých přípovrchových vrstev půdy
(hloubek 5–20 cm či více – podle vlnové délky a formy používaného
dlouhovlnného signálu). Těchto specifických informací z leteckých
radarů se nejčastěji využívá ke kvantifikaci vlhkostních poměrů půd
(při lokálním přímém měření aktuální vlhkosti povrchové půdní
vrstvy) nebo při mapování mělkých zvodní podzemních vod (blíže
[7, 15, 22, 24]).
Avšak ani tato speciální záznamová technologie nedosahuje zpravidla potřebných detekčních hloubek pro přímé zjišťování a spolehlivou
evidenci drenážního zatrubnění (běžného uložení drenážních trub)
či souvisejícího odvodňovacího efektu v celém půdním profilu. Proto
bývá někdy nutné informace zprostředkovatelné metodami DPZ doplnit ještě v daném ohledu účinnějšími geofyzikálními metodami při
lokálním pozemním průzkumu.
a) Nadzemní a pozemní metody identifikace podpovrchových
drenáží
Pro identifikaci a zjišťování aktuálního stavu drenážních systémů
lze lokálně a s různým úspěchem využívat řadu standardních či ex-
Obr. 1. Schematizované spektrální projevy různě vlhké prachovité
půdy (plná čára) a jílu (přerušovaná čára) v části viditelného a blízkého infračerveného elektromagnetického spektra (převzato z [6, 27])
9
perimentálních průzkumných metod, které však mívají často svoje
b) Přímá a nepřímá interpretace drenážních systémů
specifika, výhody a konkrétní praktická omezení. Jedná se především
Systémy podpovrchového odvodnění lze na snímcích DPZ úspěšně
o nadzemní distanční metody (letecké a družicové snímkování,
identifikovat prostřednictvím vizuálního projevu souboru kritérií
radiolokaci a termovizi), které bývají vhodnou alternativou metod
(přímých a nepřímých interpretačních znaků), reflektujících charakpozemních (nedestruktivní a destruktivní vyhledávací metody). Metoteristické vlastnosti daného přírodního prostředí (morfologie terénu,
dy nadzemní obecně umožňují identifikovat celý drenážní systém, tj.
geologické a půdní poměry, hydrologické poměry, vegetační pokryv),
vyhodnocují plošně rozsáhlejší území, na rozdíl od metod pozemních,
agrotechnické způsoby hospodaření a charakter použitého distančníkteré jsou vhodné pro identifikaci jednoho či několika podzemních
ho záznamu (typ snímku, měřítko, termín snímkování).
drénů nebo jen omezeného rozsahu drenážní skupiny [13].
Zachycení a následná identifikace polohy a stavu podpovrchových
Technické možnosti identifikace podpovrchových drenážních sítí
drenáží je možná a účinná zejména pomocí postupů nepřímé interna zemědělských pozemcích analyzovala pro účely jejich rekonstrukcí
pretace (na základě geo- a bioindikací) – tj. zjištění a vyhodnocení tystudie VÚZZP [26]. Tvorbu IS hydromelioračních staveb, tematický
pických projevů těchto odvodňovacích staveb a jejich vlivu na okolní
atlas či efektivní management drenáží (s využitím DPZ, GIS, GPS
prostředí (pomocí souboru specifických interpretačních příznaků na
a inspekční potrubní kamery) pak realizoval kolektiv autorů VÚMOP
povrchu půdy, vegetaci a reliéfu). Přitom bývají posuzovány vybrané
se spoluřešiteli výzkumných projektů NAZV MZe ČR v letech 2001
markantní znaky krajinného povrchu, indikující příčinné souvislosti
až 2006 [11, 13]. Prověřovány přitom byly jak primárně preferované
a územní interakce v dané oblasti. Jedná se o takové lokální příznaky,
nadzemní metody, tak také vybrané specializované pozemní metody.
které v dostatečné míře a zřetelně reflektují změněné poměry půd či
Z dosažených výsledků se ukázala jako velmi perspektivní a vhodná
vegetačního krytu vlivem vybudované drenáže (hlavně změny vodnometoda zejména aplikace dálkového průzkumu Země, a to nejen pro
-vzdušného režimu, vlhkosti a propustnosti půdních vrstev, teploty,
lokalizaci a kontrolu povrchových objektů, ale také pro podpovrchové
obsahu a dostupnosti živin, fyziognomie vegetace, mikroreliéfu apod.).
části systému. Pro vlastní identifikaci sledovaných drenážních systémů
Pro správné vyhodnocení těchto projevů na obrazových záznamech
byly přitom prioritně používány a testovány obrazové záznamy z běžDPZ je rozhodující především znalost základních principů a specifik
ného i účelového leteckého průzkumu krajiny (optických metod DPZ
fungování drenáží v půdním prostředí – tj. poznání hlavních přírod– panchromatických a spektrozonálních snímků), pořízené z různých
ních procesů, ovlivňujících kontrétní stanovištní podmínky v odvodvýšek a kamerových nosičů (letadel, vrtulníků, balonů či stožáru).
ňovaném půdním profilu (nad drény a v jejich okolí). Klíčovou roli má
Ověřovány však byly také další nadzemní distanční metody:
přitom pochopení podstaty sledovaného jevu a správná interpretace
Radiolokační, která je účinnou metodou, vyžaduje však speciální
lokálních vztahů mezi příčinou, působícími faktory a jejich signifivybavení a náročné způsoby zpracování dat. Byly otestovány a dokantními důsledky v daném prostředí (markantními projevy výskytu
poručeny tyto optimální podmínky pro detekci drenáží: pásmo cca
a fungování drenáží, identifikovatelných na leteckých snímcích), a to
80 MHz (aby nebylo vyhledávání ovlivňováno mělkými nehomogeza proměnlivých časových, klimatických a stanovištních podmínek
nitami), termín: promrzlá půda nebo suché léto (při vysoké hladině
monitorovaných zemědělských pozemků.
podzemní vody a za deštivého počasí je identifikace nemožná).
Úspěšná identifikace podpovrchových drenážních systémů pomocí
Termovizní snímkování – podle prvotních zjištění z domácích expegeoindikací proto vyžaduje nejdříve objasnit a klasifikovat závislosti
rimentů z přelomu 20. a 21. století [10, 26] je prověřovaná metoda termezi samotným drénem a souvisejícími hydropedologickými vlastmálního snímkování pro praktické účely identifikace odvodňovacích
nostmi prostředí (viz obr. 2). Teprve poté je možné získané poznatky
systémů jen málo vhodná (přes její nesporný teoretický informační
účelně propojovat s detekčními možnostmi stávajících použitelných
potenciál). Prvním důvodem jsou vysoké nároky na speciální snímací
technologií DPZ a správně je zohlednit při prováděné přímé či nepřítechniku, druhým důvodem malá úspěšnost nepřímé identifikace
mé interpretaci relevantních charakteristik sledovaných drenážních
podpovrchových drénů. Dominantně se totiž na snímcích zobrazují
ploch (na holých nebo vegetací pokrytých půdách).
linie pojezdů zemědělské techniky a místa aplikace hnojiv, méně pak
Na schématech obr. 2 jsou znázorněny různé mechanismy ovlivnění
studované lokální rozdíly vlhkosti, resp. teploty půdy nad drenážní
vodního režimu půdy existencí liniového drenážního prvku. Zemina
rýhou.
v drenážní rýze se od okolního rostlého terénu liší fyzikálními i biocheMetody pozemní vycházejí převážně ze zkušeností, získaných při
mickými vlastnostmi vlivem promísení materiálu v průběhu výstavby
identifikaci kanalizačních sítí či podzemních kabelů a představují
(při bortování drenážek se záměrně zahrnoval drén výkopkem umístějistou lokálně použitelnou alternativu uváděných postupů DPZ.
ným na kraji rýhy – jednalo se o směs ornice a podorničí). To se projeví
Tradiční vyhledávací průzkum zahrnuje zejména terénní rekognoszměnou hydrofyzikálních vlastností (propustností, pórovitostí a objekaci (s identifikací a kontrolou nadzemních částí hydromelioračních
movou hmotností, obsahem organické hmoty, tepelnou vodivostí atd.).
staveb a jejich případným geodetickým zaměřením). Mezi speciální
V prvním případě (a) se při přemokření snižuje obsah vody v půdě
metody pozemního průzkumu patří geofyzikální metody zaměřené na
vlivem vyšší propustnosti drenážní rýhy (uplatňují se preferenční
popis elektrických vlastností (anomálie elektrického pole – odporové
makropóry vzniklé nejprve nakypřením během výstavby, následně
profilování), magnetických vlastností (měření hodnot vektoru geomagudržované zvýšenou aktivitou organismů, související s odlišným
netického pole pomocí protonových magnetometrů), geotermických
vodním i živinným režimem rýhy). Naopak při snížení úrovně hladivlastností (vztah tepelné vodivosti a pórovitosti – měření v sondách),
ny (b) se uplatňuje vyšší retenční schopnost drenážní rýhy (prvotně
měrné hmotnosti (anomálie gravitačního pole – projev drenážní rýhy)
opět vlivem promísení během stavby, kdy se ornice dostává do celého
nebo akustického vlnění (zejména šumu vyvolaného proudící vodou
vertikálního profilu rýhy, následně je vyšší organický podíl s lepší
v drenáži – rezonance v uzavřeném prostoru).
Ke speciálním doporučovaným postupům
lokálního průzkumu náleží také metoda
elektroakustická (s cizím zdrojem signálu,
využívaná pro hledání hlavníků), biolokační
metody (tzv. proutkaření) a další perspektivní
technologie, rozvíjené ve vodárenství a stokování při vyhledávání nekovových potrubí
(např. vysílače elektromagnetického signálu
a inspekční kamery) – blíže [9, 13, 26].
Obecně platí, že pozemní observační postupy poslouží dobře především pro ověření
detailu (např. situování vyústění drenáží,
lokálních poruch) a k případné evaluaci
výsledků z technologií DPZ. Pro rutinní operace pořízení, zpracování a analýzy velkého
množství tematických geodat z rozsáhlých
zemědělských oblastí se však jeví výhodnější
a prakticky nezastupitelné zmiňované nadzemní detekční metody (zejména letecké snímky
Obr. 2. Schéma fungování drenážního systému v různých specifických stavových podmínkách
s vysokým rozlišením pozemního detailu).
10
vh 3/2014
retenční schopností pro vodu udržován aktivitou organismů). V obou
případech se zlepšují vodno-vzdušné podmínky pro růst vegetace,
která je následně nad drenážní rýhou vitálnější.
Na schématu (a) vyjadřují zakreslené hladiny podzemní vody
v časech t0, t1, t2 proces odvodňování půdy postupným zaklesáváním
hladiny podzemní vody. Přitom drenážní rýha odvodňuje rychleji
a vegetace proto kratší dobu trpí přemokřením. Drén v půdě působí
jako hydraulický propad. Schematizovaný profil vlhkosti v čase t2
vyjadřuje řez 1 na obr. 2.
Naopak za období s nedostatkem vody (b) se uplatňují odlišné
efekty: zadržení vody organickou hmotou, promísenou v drenážní
rýze a následná redistribuce do přilehlého půdního profilu. Vláhový
režim může vylepšit samotný odvodňovací prvek přiváděním vody
z vyšších partií drenážního systému. Drén zde působí jako kolektor,
drenážní rýha se pak od okolního rostlého terénu liší vyšší retenční
schopností. Typický profil vlhkosti, situovaný několik centimetrů nad
úroveň uložení drénů, pak znázorňuje řez 2 na obr. 2.
Vlastní tematická interpretace podpovrchových drenážních systémů je u tohoto typu krajinných objektů poměrně komplikovanou záležitostí. Uvedené objekty je totiž možné běžnými optickými metodami
dálkového průzkumu monitorovat, zjišťovat a následně vyhodnocovat
pouze zprostředkovaně s využitím relevantních územních geoindikátorů. Zaznamenané markantní lokální rozdíly vlhkosti půdy (intenzity
a změn povrchového zamokření), vegetačního pokryvu (fyziognomie
a stavu vegetace) nebo morfologie reliéfu (jako odpovídajících indikačních ukazatelů fungujícího drenážního odvodnění zemědělských
ploch) mohou být přitom na pořízených obrazových záznamech DPZ
interpretovány buď přímo, nebo nepřímo (podle jejich charakteru,
resp. pokrytí snímaného půdního povrchu).
Přímá interpretace vlhkostních poměrů půd je založena na vyhodnocení korelace mezi spektrální odrazivostí nezakrytého povrchu
půdy (adekvátní denzitní či radiometrickou hodnotou) a její vlhkostí
(odrazivost obecně klesá s rostoucí vlhkostí). Ze záznamu vlhkostního
stavu bezprostředně na povrchu půdy se pak odvozuje i množství
půdní vody pod povrchem, a to na základě genetické souvislosti stavů
podpovrchových a povrchových půdních horizontů [15].
Uvedená analogie ani obecná korelační závislost spektrálních
a vlhkostních charakteristik půd však nebývají vždy jednoduché
a jednoznačné (zvláště vlivem heterogenity přírodních podmínek),
což může vést i k nesprávným interpretačním výsledkům. Vedle
vlhkosti mají totiž na spektrální odrazivost půdního komplexu vliv
také další vlastnosti půd, které často znesnadňují správné vymezení
a hodnocení sledovaných vlhkostních diferencí půdního povrchu
(např. obsah organických a minerálních látek, textura, drsnost povrchu a další).
Některé důležité charakteristiky hydrologických a živinových
poměrů půd lze však stanovovat a posuzovat i nepřímo – pomocí
územních hydroindikačních vazeb reliéfu, půd a vegetace. Nepřímá interpretační metoda pak spočívá v diagnostice příčin a stavu
zamokření odvodněných pozemků prostřednictvím příslušných
geoindikátorů – tj. ve vyhodnocování jejich relevantních interpretačních znaků a lokalizaci na snímcích. Jako nejvhodnější indikátor
vystupuje u zakrytých půdních povrchů především přirozený vegetační kryt, spolehlivě indikující stupeň zamokření, typickou hloubku hladiny podzemní vody i vodní režim půd. Využito je přitom
zákonitých vazeb vegetace (stavu a druhové skladby) na množství
a kvalitu, fyziologickou dostupnost a změny
vody v půdě [16].
spolehlivé identifikace drenážních systémů z obrazových záznamů
DPZ podle zvoleného interpretačního schématu (na základě pedoa fytoindikací). Při prováděné interpretaci a prostorové analýze podpovrchových drenáží jsou jako klíčové územní souvislosti posuzovány
zejména podmíněnost a variabilita optického projevu půd (odkrytého
půdního povrchu) a vegetace na vyhodnocovaných temporálních
snímcích (spektrální/denzitní, resp. tónové – barevné, jasové a texturální parametry), a to jak rešeršně, tak prakticky (experimentálně
a verifikačně v terénu).
Pro jednotlivé druhy distančních záznamů jsou postupně selektována a prověřována hlavní kritéria a faktory, podmiňující správnou
vizuální identifikaci drenážních systémů na vybraných obrazových
materiálech DPZ. Na základě těchto řešitelských aktivit je zformulován
a dále upřesňován návrh optimálního metodického postupu polohové
identifikace podpovrchových drenáží, včetně kategorizace jednotlivých typů vizuálních projevů drenáží na vybraných standardních
i speciálních leteckých snímcích.
Příklady charakteristických projevů podpovrchových drenážních
systémů na barevných leteckých snímcích dokumentují ukázky na
obr. 3. Základní typové varianty stromovité struktury drenážních
rýh jsou zde zachyceny na podzimním snímku holé orné půdy
(světlé linie rychleji vysychající půdy nad drény po dešti – část a)
a letním snímku zemědělské plochy s vegetací (tmavší linie oproti
okolí – hustší, vyšší a vitálnější porost dozrávajících obilovin nad
drenážní rýhou – část b).
5. Literární rešerše (výběr z relevantních domácích
a zahraničních informačních zdrojů)
a) Dosavadní výzkumy a praktické aplikace metod DPZ na
zemědělských drenážích
Na základě podrobné rešerše dostupné literatury byla provedena
tematická analýza stávajících postupů identifikace podpovrchových
drenážních systémů v různých přírodně-antropogenních podmínkách.
Přehled dosavadních teoretických i aplikačních výzkumů je přitom
cíleně zaměřen především na státy s obdobnými zemědělskými a vodohospodářskými poměry a problémy meliorační praxe jako Česká
republika (např. Německo, Polsko, Rusko, USA a další). Pouze okrajově
byly pro vysvětlení a doplnění potřebných údajů analyzovány také
související výsledky z jiných teritorií či oborů.
Při prohledávání datových zdrojů a rešeršních rozborech byly zjišťovány a posuzovány relevantní informace zejména z těchto tematických
oblastí, odpovídajících účelovému rozdělení řešené problematiky DPZ
do jednotlivých poznatkových úrovní:
• principy fungování a detekce drenáží + adekvátní záznamové technologie DPZ (potenciální distanční metody průzkumu drenážních
objektů);
• konkrétní používané, testované a doporučované prostředky DPZ
pro daný účel (data a metody);
• dosavadní získané tematické poznatky (teoretické závěry a praktická
doporučení).
Vybrané klíčové informační zdroje se vztahem k řešenému tématu
jsou souhrnně uvedeny v tab. 1, která podává účelový popis jednotlivých prací s uvedením jejich zaměření, používaných prostředků
DPZ (metod, dat) i konkrétních poznatků a doporučení pro praktickou
aplikaci DPZ.
4. Preferované detekční
a interpretační metody DPZ
Preferovaná výzkumně-aplikační metoda
představuje optimalizovaný postup řešení,
využívající jako stěžejní technologii dálkový
průzkum Země (DPZ) v kombinaci s multifunkčními nástroji geografických informačních systémů. Zvolenou nedestruktivní
distanční metodou je možné identifikovat
celý drenážní systém a vyhodnotit i plošně
velmi rozsáhlá území s přesností odpovídající
projektové dokumentaci.
Výchozím předpokladem uvedeného postupu je zohlednění všech podmínek a vazeb
v území, dílčích geofaktorů a antropogenních činností, které rozhodujícím způsobem
ovlivňují typický vizuální projev a možnosti
vh 3/2014
Obr. 3. Typické vizuální projevy fungujících drenáží na leteckém snímku (a) holé orné půdy
(světlé linie – podzim), resp. (b) plochy s porostem obilovin (tmavé linie – léto)
11
Tab. 1. Přehled vybraných literárních zdrojů k tématu identifikace podpovrchových drenáží pomocí DPZ
info
rok
zdroj
[8]
1971
[4]
1983
[26]
1990
[28]
1994
[25]
1995
[38]
1995
[37,
20]
1996,
2000
[36,
2]
2002
2004
[11,
32,
33,
35,
34]
2002
2004
2006
2008
2009
[18,
1,
19]
2006
2007
2009
charakteristika
(zaměření, výsledky)
panchro – čb, barevný; CIR;
podrobné porovnání druhu použitých
IR
dat DPZ a termínů vhodných pro letecké
snímkování drenážních ploch
panchro (barevný orto);CIR;
snaha o odhalení nefunkčních drénů,
IR – termo; (z multispektrál.
obsáhlý průzkum zemědělských ploch
skeneru)
s využitím různých dat DPZ, analýza
vlhkostních rozdílů povrchu
optický DPZ + termo (panpraktické experimenty s využitím růzchro, CIR, multi); pozemní
ných distančních metod při identifikaci
metody; různé typy nosičů
DS na zem. plochách (hlavně DPZ,
radiometrie, termovize, geofyzikální
metody, biotronika aj.)
panchro, CIR, (multi); terénní systematický rozbor územních a tech.
měření půd; spektro /denzito- vlivů na detekci DS, měření a analýza
metrie; vizuální interpretace; spektrálních a půdních vlastností, vizutypologická analýza a digitál- ální i dig. interpretace v GIS, metodický
ní zpracování obrazu
postup a praktická doporučení pro
zjišťování DS z DPZ
popis indikačních příznaků DS (včetně
panchro – čb/barevný; CIR;
termo (Daedalus); GIS (Grass); vegetačních), podpůrná měření, porovnání faktorů a dat vhodných pro detekci
propojení dat, delineace; DS
DS
(filtrace)
data a metody
panchro; spektrometrie půd;
terénní měření a rozbory
CIR; GIS (Idrisi) – interpretace
DS a porovnání výstupů
letecký a družicový DPZ; multi / hyperspektr. snímky; GPS;
dokumentace DS; GIS (dig.
analýza, delineace DS)
optický DPZ – panchro čb, barevný; ortofoto; CIR (spektro);
ortofoto; vizuální interpretace; pozemní metody (potrubní
kamera); GPS (terén); GIS
(rektifikace, úpravy)
panchro – čb / barevný; GIS
(ENVI) – automatická klasifikace let. snímků; delineace
DS (dig. filtrace)
poznámka
identifikace DS na orné půdě
s plodinami (35mm foto) +
srovnávací tabulky
rozdíly teplot mezi suchou
a vlhkou půdou až 10 °C
(poledne)
různá úspěšnost detekce DS
(nejlepší DPZ, radiolokace a
biolokace – 50 %), problémy s
organizací náletů (dodržením
termínů)
dobře využitelný informační
zdroj ( + názorné ilustrační
obrázky, schémata a tabulky)
doporučení pro DPZ
(optimální podmínky)
CIR nejlepší (pozdní léto), ale
i panchro snímky pro detekci
drenáží přijatelné
nejvhodnější CIR (i cenově),
max. diference vlhkosti 4 dny
po intenzivním dešti, záplavě
CIR lepší, panchro dobré;
potřeba kolmých snímků optimálně 2–3 dny po dešti; vhodné
a nevhodné plodiny; termo
nevhodné
optimálně – CIR, panchro; markantní DS při diferenci vlhkostí
nad 3 % a 6 % (podle druhu
půd – písčitých, resp. hlinitých)
podrobně rozebírány vazby
hloubky hladiny podzemních
vod na vlhkostní a teplotní
poměry půd či růst rostlin
optimální pro snímkování DS:
jaro, po dešti (holé půdy); termo
– rozdíly teplot až 3 °C (u veg.
nad drény a mimo ně); 1–5 °C
přes den v létě
podrobná analýza vazeb spektrální odra- uváděn vztah vlhkosti povrchu optimální pro DPZ: 10.4.–10.5.;
zivosti a vlastností půd (vlhkost, humus, půd a profilu (vliv na vegetaci) rozdíly vlhkosti nad 11–12 %
železo, disperzita aj.)
a „inverzní“ zobrazení DS
(podzolové půdy) umožňují
detekci drénů (vliv humusu)
hodnocení efektivity DPZ pro mapování výrazná preference CIR pro
optimálně CIR; max. rozdíly
DS, rozbor půdních vlastností a detekce dané inventarizační účely
vlhkosti 2–3 dny po dešti
rozdílů vlhkosti nad drény (převážně
holé půdy), prostorové interpretace v
GIS
vývoj aplikace DPZ pro detekci DS,
vyšší úspěšnost detekcí na
optimální kritéria neuváděna
zaměřený na drenáže (linie) i celé odobdělávané půdě, jinde nižší
(jen výsledky obrazové analýzy
vodňované plochy různé klasifikace dig.
drenážních ploch)
snímků v GIS
snaha o komplexní analýzu příčin,
cílem je praktické uplatnění
výhodou časová řada snímků
příznaků a typických projevů drenáží na metod DPZ v zemědělství
optimálně:
leteckých snímcích odvodněných zem.
a meliorační praxi (detekce sta- – bar. orto, CIR i další
ploch (v různých podmínkách: srážky,
vu a funkcí DS, inventarizace, – jaro, po dešti (holé půdy)
land use, půdy a růst rostlin), preference kontroly a opravy podpovr– vzrůst plodin
optických metod DPZ a nepřímé interchových drenáží), maximální
– zralost (obilí), nárůst po seči
pretace (fytoindikace)
účinnost detekce 75–95 %
(TTP)
– fytoindikace, méně vlhkost
– půdy (středně těžké, těžké)
velkoplošný monitoring a detekce
různé stáří DS; přesnost
vlastní příčiny a projevy DS,
drenážních linií z dig. snímků v GIS
identifikace 59–71 % (podle
ani optimální podmínky pro
(automatická delineace drénů pomocí
použitých vstupních map)
DPZ nejsou komentovány
analýzy, filtrací a podpůrných dat)
(prioritou je postup automat.
delineace)
V tabulce použité zkratky:
IR – infra red
CIR – color infra red
DS – drenážní systém
TTP – trvalý travní porost
ENVI – Environment for Visualising Images
b) Souhrnný řešeršní rozbor – komentář
Důkladný rozbor, popis a prověřování potenciálu i limitů použití
jednotlivých druhů obrazových geodat postupně poukázaly na hlavní,
preferované či nadějné metody DPZ pro řešení daného tématu. Jednalo
se o to, vybrat a ověřit takové vhodné technologie DPZ, které umožňují
v našich podmínkách dostatečně účinně identifikovat přítomnost
a tvary sledovaných hydromelioračních objektů nebo intenzitu souvisejících jevů v prostoru a čase.
Identifikaci drenáží byla v České republice věnována pozornost již
v 80. a 90. letech 20. století, odpovídající tehdejším potřebám i stupni
rozvoje a uplatnění metod DPZ ve výzkumu a zemědělské praxi – viz
studie VÚZZP Praha [26] nebo experimentální průzkumy členů řešitelského týmu „VODA“ v programu MCKP – Interkosmos (AF VŠZ
Praha, VÚRV Bezno, ŠMS Bratislava). Archivní informační zdroje
se tak zpravidla odkazují na dílčí prezentované výsledky výzkumů
několika specializovaných oborových pracovišť, která se v bývalém
Československu danou tématikou tehdy účelově zabývala (např. SMS,
VÚZORT, VŠZ FA, VÚZZP Praha, Agroprojekt, ÚVSH Bezno, ŠMS
12
a SSDPZ VÚGK Bratislava). Na ně pak počátkem 21. století navázaly
intenzivní výzkumně-aplikační aktivity resortních a akademických
pracovišť České republiky (VÚMOP Praha, ZVHS Brno, ÚEK AVČR
České Budějovice aj.), zaměřené na vytvoření informačního systému
hydromelioračních staveb a účelový management drenážních systémů,
včetně použití prostředků DPZ pro detekci a mapování, kontrolu či
údržbu podpovrchových drenáží (projekty NAZV 2001–2006: [11, 13]).
Tematicky jsou jednotlivé hodnocené disponibilní práce o detekcích
drenážních systémů metodami DPZ zaměřeny na následující dílčí
problémové okruhy:
• měření a analýza spektrálních charakteristik půd a rozbor adekvátních projevů změn půdních vlastností (vlhkosti, obsahu humusu,
minerálních látek, disperzity aj.) ve vztahu k identifikovatelnosti
podpovrchových drenáží na leteckých snímcích [28, 38];
• vhodné způsoby distančního monitoringu zemědělských půd
(holých i s plodinami) s využitím optických metod DPZ (zejména
panchromatických a barevných infračervených snímků), popis
indikátorů a stanovení optimálních podmínek pro snímkování,
vh 3/2014
resp. hodnocení drenážních systémů (přírodních, technických
a časových) – např. [8, 17, 20, 25, 28, 37];
• aplikace některých specifických senzorů a obrazových záznamů
DPZ při zjišťování aktuálního stavu odvodňovaných ploch (hyperspektrální snímky, termovize a radary – [2, 4, 36]) nebo podpůrných
pozemních metod prospekce drenážních sítí (geofyzikální, elektroakustické, biolokační a další) – [26, 33];
• účelové technologie postprocessingu získaných obrazových dat
v prostředí GIS (automatizovaná delineace zobrazených drenážních
sítí – digitální analýza obrazu, filtrace) – [1, 18, 19, 25].
Až na výjimky však ve většině prací probíhá popisovaná identifikace drenážních systémů často pouze mechanicky, náhodně nebo jen
s pouhým konstatováním „výskytu“ daného fenoménu na snímcích
– tj. neúplně, bez bližšího vysvětlení, odhalení a systematického zdůvodnění příčin, podstaty a charakteristických projevů jejich zobrazení
na analyzovaných materiálech DPZ. Naopak informačně podnětnou
a perspektivní pro vlastní řešení tématu je v tomto ohledu vazba
na vyhledávací postupy „letecké archeologie“ (metodicky obdobná
tematika nepřímých indikací podpovrchových objektů s využitím
adekvátních porostních, půdních a reliéfových příznaků [5], [23],
paleohydrografii nebo indikační geologické, resp. geobotanické detekční metody [30].
Mezi nejčastěji používané metody a obrazové materiály DPZ, zmiňované jako nejvhodnější pro identifikaci podpovrchových drenáží,
jsou uváděny barevné infračervené snímky (CIR = color IR), resp.
spektrozonální snímky v analogové (dříve) nebo digitální podobě
(nyní). Z podrobných šetření na zemědělských půdách v Ohiu [8]
vyplynulo, že jarní období je optimální částí roku pro pořízení potřebných leteckých fotografií. Z použitých snímkových materiálů dávaly
nejlepší výsledky fotografie CIR, protože tyto materiály mají vyšší
kontrast, se kterým lze drény lépe vymezit. Barevné a ČB panchromatické fotografie však byly pro daný účel taktéž přijatelné. Barevné
infračervené snímky jsou pro detekci stavu a funkce drenáží preferovány rovněž v řadě dalších regionálních průzkumů, zaměřených na
velkoplošný monitoring odvodněných zemědělských ploch (odkrytých
půdních povrchů před nárůstem vegetace) – [4, 20, 25, 37].
Obdobné závěry potvrzují také prováděná šetření a výsledky domácích autorů při studiu drenáží a vlhkostních poměrů půd pomocí
DPZ [26, 15], včetně vlastních praktických poznatků řešitelů projektu
z agroleteckých melioračních průzkumů v letech 2002 až 2006 [11,
13]. Přes nespornou vysokou informativnost spektrozonálních snímků (výrazně citlivých na obsah vody v půdě a chlorofyl v pokryvné
vegetaci) jsou pro potřeby řešení pragmaticky doporučovány spíše
názornější, dostupnější a levnější obrazové materiály z viditelné části
spektra (zejména letecké měřické snímky v přirozených barvách),
které mají pro daný inventarizační a vyhodnocovací výzkumný účel
komplexnější vypovídací schopnost. Navíc jsou tyto snímky fakticky
lépe využitelné i pro běžné používání v zemědělské a meliorační praxi.
Problematika přímé i nepřímé identifikace drenážních systémů
pomocí DPZ není v současnosti dostatečně a v potřebné šíři objasněna a dořešena. Provedeným rešeršním rozborem bylo zjištěno pouze
několik ucelených a dobře použitelných informačních podkladů
– odborných prací, které se dané problematice věnují komplexněji
a podrobněji v souladu s potřebami daného projektu (např. obsáhlejší
zprávy oborových výzkumů, disertační a diplomové práce či některé
specializované publikace – [4, 8, 20, 25, 26, 28, 37]).
Stěžejními informačními zdroji pro řešení dané problematiky jsou
tak především předchozí specializované tematické práce (publikace,
postery a výzkumné zprávy) řešitelského kolektivu z pracovišť VÚMOP Praha, ZVHS Brno, ÚEK AV ČR České Budějovice a dalších,
realizované při tvorbě informačního systému hydromelioračních staveb, sestavení atlasu odvodnění nebo při formulaci potřeb pro účelné
využívání, údržbu a opravy odvodňovacích staveb (viz [9–13, 32–35]).
Z těchto tematických projektových podkladů vycházejí i uváděné
vlastní formulace a dílčí výsledky uskutečňovaného metodického
konceptu, včetně návrhu a ověřování experimentálních postupů
detekce a hodnocení reálného stavu a funkčnosti podpovrchových
drenáží pomocí technologií DPZ a GIS v rámci stávajícího výzkumného projektu NAZV MZe ČR.
Poděkování: Tento příspěvek vznikl za podpory projektu NAZV
QJ1220052 „Využití dálkového průzkumu Země pro identifikaci
a vymezení funkcí drenážních systémů“ jako součást úvodní etapy
řešení projektu.
vh 3/2014
[1] Ale, S.; Bowling, L. C.; Naz, B. (2007): Mapping of Tile Drains in Hoagland Watershed for Simulating the Effects of Drainage Water Management. ASAE Annual
Meeting 072144.
[2] Copenhaver, K. (2004): Practical Applications of Remote Sensing for Production
Agriculture. In: kol. (2004): Illinois Crop Protection Technology Conference –
proceedings, pp. 34–40.
[3] Dobrovolný P. (1998): Dálkový průzkum Země, Digitální zpracování obrazu. Vyd.
Brno: MU Brno, 210 s. (in Czech) Remote Sensing, Digital Image Processing.
[4] Goettelman, R. C.; Grass, L. B.; Millard, J. P.; Nixon, P. R. (1983): Comparison of
multispectral remote-sensing techniques for monitoring subsurface drainage
conditions. NASA Technical Memorandum No. 84317. 16 pp.
[5] Gojda, M. (1997): Letecká archeologie v Čechách. Archeologický ústav AV ČR
Praha, 61 s. (in Czech) Aerial Archaelogy in Bohemia. Archaelogy Institute of
The Academy of Sciences of the Czech Republic Prague.
[6] Kolář, J. (1990): Dálkový průzkum Země. Populární přednášky o fyzice – sv. 35,
Praha, SNTL, 170 s. (in Czech) Remote Sensing. Popular Lectures on Physics.
[7] Krupenio N. N. (1985): Radiolokacionnoje kartirovanije vlažnosti otkrytych počv.
Issledovanije Zemli iz kosmosa, 1985, No. 1, s. 88-93.
[8] Krusinger, A. E. (1971): Location of drainage tile using aerial photography. MS
Thesis, Ohio State University, 143 pp + maps.
[9] Kulhavý, Z.; Čmelík, M. (2004): Identifikace drenážních systémů a vymezení
vazeb na vodní hospodářství krajiny. Příspěvek konference Česká krajina – střecha Evropy. ČSSI–ČSKI, ČKAIT, ZVHS, MŽP ČR, MMR ČR, MZ ČR, Univerzita
Pardubice, 7.–8. 10. 2004, s. 91–98. (in Czech) Drainage systems identification
and definition of their links to the water management of the landscape. SLRA,
The State Land Reclamation Authority.
[10] Kulhavý, Z.; Eichler, J.; Kvítek, T. (2002): Pracovní podklady projektu NAZV
evid.č.QC02-242. Termovizní snímky z lokalit Káraný, Radiměř, Havlíčkův Brod,
Zpracování pro účel identifikací drenáží; VÚMOP Praha. (in Czech) Working
data of the project National Agency for Agricultural Research QC02-242. Thermo
images of the Káraný, Radiměř, Havlíčkův Brod localities. Processing with the
view of drainage identification. RISWC, Research Institute for Soil and Water
Conservation Prague .
[11] Kulhavý, Z.; Hodovský, J.; Žaloudík, J. a kol.(2002): Návrh a využití územního
informačního systému hydromelioračních staveb. Závěrečná zpráva projektu
Návrh a využití územního informačního systému hydromelioračních staveb,
NAZV ev.č.QC1294, VÚMOP Praha, ZVHS, ÚEK AV ČR. (in Czech) System and
utilization of area information system of hydromelioration buildings. National
Agency for Agricultural Research, QC1294 RISWC, Research Institute for Soil
and Water Conservation Prague.
[12] Kulhavý, Z.; Žaloudík, J.; Tlapáková, L.; Burešová, Z.; Eichler, J.; Čmelík, M. (2005):
Identification of Subsurface Drainage Systems by Air Photographs. Proceedings
of ICID 21st European Regional Conference 2005, 15th–19th May 2005, CD-ROM,
Frankfurt (Oder), Slubice as an application project output – National Agency
for Agricultural Research (NAZV in Czech) No.QF3095 “Rationalization of exploitation, maintenance and repairs of drainage systems”, Methodology. RISWC,
Research Institute for Soil and Water Conservation Prague (in Czech: Zemědělské
odvodnění drenáží. Racionalizace využívání, údržby a oprav. Metodika. VÚMOP,
2007, 85 s., ISSN 1211-3972)
[13] Kulhavý, Z. a kol. (2006) : Závěrečná zpráva výzkumného projektu Racionalizace
využívání, údržby a oprav odvodňovacích staveb, NAZV ev. č. QF 3095, VÚMOP
Praha, Pardubice. (in Czech) Final review of research project Rationalization of drainage utilization, servicing and reparation. National Agency for Agricultural Research,
QF 3095, RISWC, Research Institute for Soil and Water Conservation Prague.
[14] Kuráž, V. a kol. (1982): Využití metod DPZ v půdní fyzice. Dílčí závěrečná zpráva (VÚ II-7-2-08/1,2). Praha, FSv ČVUT – kat. hydromeliorací, 42 s. (in Czech)
Application of Remote Sensing Methods in Soil Physics. Part final review (VÚ
II-7-2-08/1,2). Prague, Czech Technical University in Prague – Faculty of Hydromelioration.
[15] Lipský, Z. (1990a): Využití leteckých snímků pro sledování zamokření zemědělských půd. In: Sborník referátů z konference Využití DPZ ve vodním hospodářství.
Praha, DT ČSVTS, s. 81–90. (in Czech) Application of aerial photographs for
monitoring of waterlogged agricultural soils.
[16] Lipský, Z. (1990b): Možnosti využití leteckých snímků při ochraně zemědělského
půdního fondu. Sborník ČSGS, 95 (2): 87–95. (in Czech) Application potential of
aerial images for agricultural land resources protection.
[17] Mejer, N. J., Krivonosov, I. I. (1956): Primenenije aerometodov dlja kartirovanija
zakrytych drenažnych sistěm. Moskva : Nakladatelství AN SSSR. Práce laboratoře
aerometod. s. 83–107.
[18] Naz, B. S. (2006): Hydrologic Impact of Subsurface Drainage of Agricultural Fields.
MS Thesis, Purdue University, West Lafayette, 134 pp. + XV.
[19] Naz, B. S.; Ale, S.; Bowling, L. C. (2009): Detecting subsurface drainage systems
and estimating drain spacing in intensively managed agricultural landscapes.
Agricultural Water Management, 96: 627–637.
13
[20] Northcott, W. J.; Verma, A. K.; Cooke, R. A. (2000): Mapping subsurface drainage
systems using remote sensing and GIS. ASAE Annual International Meeting,
Milwaukee, Wisconsin, USA, 9–12 July 2000, pp 1–10.
[21] Plánka, L. a kol. (1983): Předběžný katalog spektrálních vlastností vybraných
objektů pro interpretaci fotografických materiálů v dálkovém průzkumu Země.
Výzkumná zpráva, GgÚ ČSAV Brno, 135 s. (in Czech) Preliminary catalogue of
spectral characteristics of selected objects for photographic materials’ interpretation in Remote Sensing. Research Review.
[22] Rataj, M. (1993): Teledetekcja mikrofalowa – podstawy i pomiar wilgotności gleb.
Fotointerpretacja w Geografii, Warszawa, Tom 23, s. 93–106. (in Polish) Microwave
remote sensing - background, measurement of soil moisture. Photointerpretation
in Geography.
[23] Smrž, Z.; Brůna, V. (2000): Pohled do minulosti – Role letecké archeologie. GEOinfo, 7 (5): 36–38. (in Czech) Hindsight – The role of Aerial Archaelogy.
[24] Smugge, T. at all (1974): Remote sensing of soil moisture with microwave radiometers. Journal of Geophysical Reasearch, 79 (2): 77–80 .
[25] Spreckels, V. (1995): Erfassung und Auswertung von Dränungen in landwirtschaftlichen Nutzflächen auf der Basis von Fernerkundungsdaten und geographischen
Informationssystemen. Diplomarbeit, Leibnitz Universität Hannover, 120 s.
[26] Svobodová, D. (1990): Podklady a technické řešení drenáže. Výzkumná zpráva
VE04 projektu P 06-329-813-02 Technika, technologie a rekonstrukce odvodnění.
VÚZZP Praha, 54 s. (in Czech) Data and technical solution of drainage. Research
review of the Project P 06-329-813-02 Technics, technology and reconstruction
of drainage.
[27] Swain, P. H.; Davis, S. M. (1978): Remote sensing: The quantitative approach.
New York, McGraw – Hill, 396 pp.
[28] Swiatkiewicz, A. (1994): Zdalne rozpoznawanie rolniczych sieci drenarskich za
pomocą zdjęć lotniczych. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej we Wroclawiu.
Rozprawy, No. 242, Dysertacja, 1994, 112 s. (in Polish) Remote Discrimination
of Agricultural Drainage-Nets using Aerial Photographs.
[29] Šefrna, L. (1986): Využití dálkového průzkumu Země v pedologii. Kandidátská
disertační práce, VÚZZP Praha, 1986. (in Czech) Remote Sensing Application in
Pedology. Dissertation.
[30] Švoma, J.; Včíslová, B. (1990): Použití metod dálkového průzkumu Země při
vyhledávání a ochraně podzemní vody. Geodetický a kartografický obzor, 78 (1):
19–21. (in Czech) Use of the Earth’s Remote Sensing Methods with Searching
and Protecting Underground Water. Geodetic and Cartographic Review.
[31] Tetzlaff, B.; Kuhr, P.; Vereecken, H.; Wendland, F., (2009): Aerial photograph-based delineation of artificially drained areas as a basis for water balance and
phosphorus modelling in large river basins. Physics and Chemistry of the Earth,
Part A/B/C, Volume 34, Issues 8–9, pp. 552-564.
[32] Tlapáková, L.; Burešová, Z.; Čmelík, M.; Eichler, J.; Kulhavý, Z.; Žaloudík, J.
(2004): Využití leteckých snímků při identifikaci drenážních systémů. In: Sborník
konference Posterové dny Bratislava, 25.11.2004, XII. posterový deň s medzinárodnou účasťou – „Transport vody, chemikálií a energie v systéme poda – rastlina
– atmosféra”, Ústav hydrológie a Geofyzikálny ústav SAV, Bratislava, s. 478–483.
(in Czech) Application of Aerial Images for drainage systems identification.
[33] Tlapáková, L.; Kulhavý, Z. (2006): Podpora efektivního managementu drenážních
systémů. In: Meliorace v lesním hospodářství a v krajinném inženýrství, Kostelec
nad Černými lesy, 26.–27. 1. 2006. ČZU, VÚMOP Praha. (in Czech) Support of
the Effective Drainage System Management. In: Amelioration in Forestry and
Landscape Engineering. CAE, RISWC, Research Institute for Soil and Water
Conservation Prague.
[34] Tlapáková, L.; Kulhavý, Z. (2009): Využití materiálů DPZ při sestavení atlasu
drenážního odvodnění. Vodní hospodářství, 59 (6): 229–231. (in Czech) Remote
sensing application for the making of atlas of subsurface drainage. Water Management, 59 (6).
[35] Tlapáková, L.; Kulhavý, Z.; Burešová, Z. (2008): Atlas drenážního odvodnění
v okrese Chrudim s vyznačením ploch identifikovaných prostředky dálkového
průzkumu Země. VÚMOP. (in Czech) Atlas of subsurface drainage in the district
Chrudim area with outlined areas identified by means of remote sensing. RISWC,
Research Institute for Soil and Water Conservation Prague.
[36] Varner, B. L.; Gress, T.; Copenhaver, K.; White, S. (2002): The effectiveness and
economic feasibility of image based agricultural tile maps. Final Report to NASA
ESAD 2002. Champaign, IL.: Institute of Technology IL.
[37] Verma, A. K.; Cooke, R. A.; Wendte, L. (1996): Mapping subsurface drainage
systems with color infrared aerial photographs. AWRA Symposium on GIS and
Water Resources, Ft. Lauderdale, Florida, 22–26 September 1996 .
[38] Vinogradova, N. V. (1995): Razrabotka metodov oceňki sostajania drenažnych
sistěm po aerofotosnimkam s ispoľzovaniem spektraľnych charakteristik počv.
Disertační práce. Ústav hydrotechniky a rekultivace půdy A. N. Kosťakova, Moskva, 1995.
[39] Žaloudík, J. (1994): Využití dálkového průzkumu Země v geoekologickém výzkumu vodní složky krajiny. Kandidátská disertační práce, ÚEK AV ČR, České Budějovice, 137 s. (in Czech) The use of remote sensing in geoecological investigation
of water component of landscape. Dissertation (Candidate of Sciences).
14
RNDr. Lenka Tlapáková, Ph.D.1)
Mgr. Igor Pelíšek, Ph.D.1)
doc. Ing. Zbyněk Kulhavý, CSc. (autor pro korespondenci)1)
RNDr. Jiří Žaloudík, CSc.2)
1)
VÚMOP, v.v.i., oddělení hydrologie a ochrany vod
B. Němcové 231
530 02 Pardubice
tel.: 466 300 041, 466 310 265
2)
Biologické centrum AV ČR, v. v. i.
(Hydrobiologický ústav)
Na Sádkách 7
370 05 České Budějovice
Identification of drainage systems by means of remote sensing – thematic introduction (Tlapáková, L.; Žaloudík, J.;
Pelíšek, I.; Kulhavý, Z.)
Abstract
The paper presents basic facts and knowledge of special survey
and literature retrieval focused on detection and evaluation methods of subsurface drainage systems by means of remote sensing. It
is a part of beginning research stage of the project „Identification
and function determination of the drainage systems by means of
remote sensing data utilization“ and it defines preferred research
– application methods based on the remote sensing technology and
multifunctional tools of geographical information systems (GIS). The
summary is aimed at the complex analysis of applied processes in
spatial localization, classification or assessment of subsurface drainage systems’ actual status by means of distance research methods.
Mainly it means determination of potential, application principles
and limits of practical use of different technologies and image data
obtained by remote sensing in solving questions.
Key words
subsurface drainage – remote sensing – information review
Seminář
Ekologický potenciál rybích obsádek
v našich přehradách a umělých jezerech
proběhne 27. března od 10 hod.
v Aule Biologického centra AV ČR, v. v. i.,
Branišovská 31, České Budějovice
Zazní příspěvky na témata: Současný stav
našich nádrží; Hodnocení rybích společenstev;
Účinnost biomanipulace na našich nádržích; Rybí
společenstva v nádržích
Vltavské kaskády;
Řízená rybí společenstva
umělých jezer; Vzácné
rybí fauny na našem
území.
Případné dotazy
a přihlášky směrujte:
Mgr. K. Soukalová,
[email protected],
tel. 387 775 831
vh 3/2014
Nejistoty při navrhování
systémů nakládání
s dešťovými vodami
Boris Vološ, Lubomír Macek
Abstrakt
V otázkách návrhů systémů pro odvádění dešťových vod mají
projektanti k dispozici tato normová doporučení: TNV 75 9011 Hospodaření se srážkovými vodami, ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení
srážkových vod, ČSN 75 6101 Stokové sítě a kanalizační přípojky,
ČSN EN 75 6110 Odvodňovací systémy vně budov, ČSN 75 6261
Dešťové nádrže a Intensity krátkodobých dešťů v povodích Labe,
Odry a Moravy [6]. Cílem je poukázat na provázanost návrhových
požadavků z jednotlivých norem, ze kterých pak mohou plynout
nejistoty ve funkčnosti navrženého odvodňovacího systému. Zaměřili jsme se jen na nejdůležitější vstupy, jako jsou srážky a odtokové
koeficienty, podle kterých se navrhuje kapacita potrubí, objemy
nádrží a posuzuje funkčnost systému jako celku. V poslední části
příspěvku se dotkneme otázek návrhu, umístění a fungování vsakovacího zařízení.
Klíčová slova
srážka – odtok – akumulace – infiltrace – koeficient odtoku – dešťové
vody – vsakování – periodicita opakování
Srážky
Při dimenzování odvodňovacích systémů vně budov dle ČSN EN
75 6110 jsou doporučené periodicity opakování návrhových dešťů za
předpokladu využití jednoduchých výpočetních metod následující:
– Venkovní území P = 1,0
– Obytná území P = 0,5
– Městská centra a průmyslová území P = 0,2
– Podzemní dopravní zařízení a podjezdy P = 0,1
Délku trvání deště norma nespecifikuje. Vysvětluje jen, že použitá
intenzita závisí na faktorech jako je doba dotoku v povodí a případně
je možné se řídit na základě vyhodnocení místních dešťoměrných
údajů. Uvažují s použitím konstantního deště.
Podle TNV 75 9011 Hospodaření se srážkovými vodami je u návrhu
vsakovacích zařízení uváděná návrhová periodicita srážek 0,2 a 0,1.
Periodicita 0,1 se volí pro případy náročnějších staveb, kde je potřebná
vyšší spolehlivost, jako např. při návrhu odvodnění podzemních dopravních zařízení nebo vstupů do budov nacházejících se pod úrovní
okolního terénu. Jiná periodicita návrhové srážky může být stanovena
v generelu kanalizace. Dále se uvádí, že návrhová periodicita srážek
může být stanovena v souvislosti s požadavky hydraulické spolehlivosti navrhované protipovodňové ochrany objektu. Délka trvání
návrhové srážky pro dimenzování objektů se volí od 5 min do 72
hodin, viz tabulka D. 2 v normě [2]. Jako výsledná se v návrhu uváží
nejnepříznivější varianta.
Podle ČSN 75 6101 „Stokové sítě a kanalizační přípojky“ jsou hodnoty četnosti výpočtových dešťů stanoveny následovně:
– Venkovní území P = 1,0
– Obytná území P = 0,5
– Městská centra, průmyslová
a komerční území
P = 0,5 a P = 0,2
(P = 0,2 se navrhuje v případech, kde v místě nejsou stanoveny
intenzity dešťových srážek pro nucený odtok)
– Podzemní dráhy, podjezdy
P =0,1
Normy ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod, ČSN
75 6101 Stokové sítě a kanalizační přípojky, TNV 75 9011 Hospodaření se srážkovými vodami nepředpisují tvary syntetických
hyetogramů pro případné modelování neustáleného odtoku v čase.
Řešitelé modelových simulací mohou využít zátěžové hyetogramy
podle různých autorů nebo stanovené dle místních podmínek. V případech, kdy nejsou k dispozici věrohodná srážková data z řešené
lokality, autoři projektu nejčastěji sáhnou po aplikaci syntetického
hyetogramu dle Šifaldy [9]. Tvar syntetického zátěžového hyetogramu, který lze použit pro simulaci návrhových parametrů, je
rozhodující ve vztahu ke kulminačnímu průtoku, tudíž pro návrhové
vh 3/2014
charakteristiky pro stanovení kapacity potrubí a bezpečnostních přelivů objektů. Vlivem tvaru syntetického hyetogramu a jeho časového
kroku se v minulosti pro urbanizované povodí zabýval např. Haloun
[7] a pro malé otevřené povodí Vološ [8] a jiní. Při zjednodušených
výpočtových postupech, zejména při aplikaci intenzitních vzorců,
průběh zátěžové srážky do výpočtu nevstupuje a výsledek závisí
na výběru konkrétního intenzitního vzorce od příslušného autora.
V našich podmínkách a při použití jednoduchých výpočtových metod se podle normy ČSN 75 6101 Stokové sítě a kanalizační přípojky
používá racionální metoda, přičemž se vychází z jejího obecného
tvaru. Doporučené návrhové periodicity opakování návrhových
srážek při použití jednoduchých výpočetních metod jsou P (1,0; 0,5;
0,2 a 0,1). Délka trvání deště při použití racionální metody je 15 min,
v případě doby koncentrace přesahující 15 min se delší návrhová
srážka redukuje podle Bartoška.
Z uvedeného plyne nejistota ve využití plné funkčnosti systému
jako celku, kdy přívodní potrubí dešťové vody do objektu pro hospodaření s dešťovými vodami (HDV, decentrální způsob odvodnění) je dle
uvedených návrhových parametrů poddimenzované ve vztahu k návrhové kapacitě objektu HDV. Poddimenzování přívodního potrubí lze
vysvětlit rozdílnými požadavky na návrhové srážky pro dimenzování
vsakovacích zařízení a návrhovými požadavky pro výpočet stokové
sítě a vnitřní kanalizace. Tato kombinace návrhu může nastat například v případě, že systémem HDV bude navrženo odvodnění několika
objektů v rámci jednoho pozemku, které budou svedeny do společné
nádrže. Sjednocení návrhových parametrů chápeme z pohledu návrhové srážky, její periodicity a doby trvání.
Pokud bychom se podívali na normy, doporučené pro návrh odvodňovacích systémů uvnitř budov, ČSN 75 6760 Vnitřní kanalizace
doporučuje pro návrh odvodňovacích systémů uvnitř budov použít
intenzitu 300 l.s-1.ha-1. Tato norma ovšem relativně nově odkazuje na
ČSN EN 1256-3 Vnitřní kanalizace – Gravitační systémy – Část 3: Odvádění dešťových vod ze střech – Navrhování a výpočet. V této normě
v českém znění patrně považují tuto intenzitu za místně používanou
a definují určité stupně bezpečnosti návrhu odvodnění, pokud nejsou
použity skutečné intenzity srážek podle významu budovy. V doporučené návrhové intenzitě není přiřazena periodicita opakování
a doba trvání. Projektant, pokud má sjednotit celý návrh systému na
stejnou periodicitu, potřebuje zvážit další informace o intenzitách dle
jiných autorů a metodou podobnosti přiřadit příslušnou periodicitu.
V případě, že se bude navrhovat odvodnění střech na vyšší stupeň
bezpečnosti, je zapotřebí navrhnout i další prvky odvodnění na stejné
návrhové zatížení tak, aby celý systém dobře fungoval.
Z toho lze doporučit projektantům, aby v návrzích systému odvodnění věnovali dostatečnou pozornost návrhovým parametrům
jednotlivých částí systému odvodnění a návrh systému sjednotili dle
navrhované koncepce. Může nastat situace, kdy objekty HDV budou
napojeny na krátký úsek stávající dešťové kanalizace. V takovém
případě musí projektant posoudit kapacitu stávajícího úseku kanalizace a návrh uzpůsobit místním kapacitním podmínkám, případně
kapacitním podmínkám výhledu při plánované obnově části systému.
Odtokové koeficienty a jejich význam
V této části článku jsme se zaměřili na nejistoty výpočtů objemu
odtoku plynoucí z dimenzování malých jednoduchých systémů HDV,
kde není potřeba využití matematického modelování a splňují podmínky uvedené v TNV 75 9011:
– Objekty HDV nejsou řazeny sériově
– Jedna odvodňovací plocha zaústěná do jednoho vsakovacího nebo
retenčního zařízení nepřekročí 3 ha
– U samostatných retenčních objektů pro odvodňovací systémy s plochou povodí menší než 200 ha a dobou dotoku v povodí a stokové
sítí menší než 15 min
Při dimenzovaní těchto malých objektů normy uvádějí možnosti
použití jednoduchých výpočtových postupů pomocí statistických
a empirických metod.
Dříve než začneme řešit odtokové koeficienty je potřeba uvést, že
odborná literatura, včetně zahraniční, obsahuje spoustu empirických
vzorců pro výpočet QMAX, založených na předpokladech vycházejících
z teoretických schémat. Výběr vzorce je zvažován dle jeho omezujících předpokladů, územní platnosti, klimatické oblasti apod. Tyto
empirické vzorce mají pestrou skladbu z pohledu různých vstupů
a teoretických předpokladů. V principu tyto vzorce v hydrologii
kategorizujeme na tři základní typy. První typ vzorců je regionální.
Regionálním typem vzorců se nebudeme zabývat, protože nejsou
obsaženy ve výše citovaných normách.
15
Druhý typ vzorců je intenzitní. Intenzitní
vzorce vyjadřují vztah mezi maximální intenzitou přívalového deště a maximálním
odtokem qmax = Ψv.i.k,
kde
i je maximální intenzita deště příslušné doby opakování a trvání,
k
rozměrový součinitel,
Ψv náhradní (vrcholový) součinitel
odtoku.
Tabulka 1. Hodnoty objemového koeficientu odtoku dle Lauterburga, např. [10]
Charakter povodí
Horské oblasti:
hustě zalesněné
pole a řídké porosty
pastviny
holé skály
Roviny a pahorkatiny:
souvislé lesy
pole a řídký porosty
louky a pastviny
holá úbočí
nepropustná
a
b
c
0,65
0,75
0,85
0,90
0,55
0,65
0,75
0,80
Půda
středně propustná
a
b
c
0,55
0,65
0,75
0,80
0,45
0,55
0,65
0,70
velmi propustná
a
b
c
0,45
0,55
0,65
0,70
0,35
0,45
0,55
0,60
Intenzitní vzorce se používají pro výpočet
maximálního odtoku z malých povodí. U nás
0,55
0,45
0,45
0,35
0,35
0,25
se také používají pro výpočet návrhového
0,65
0,55
0,55
0,45
0,45
0,35
průtoku při dimenzovaní kanalizace.
0,75
0,65
0,65
0,55
0,55
0,45
Třetí typ tvoří objemové vzorce. Tyto vzorce
0,80
0,70
0,70
0,60
0,60
0,50
byly odvozeny z celkového objemu odtoku,
který vyvolala srážka, a z předpokládaného a = sklon: I > 35 %, b = sklon: I = 11–35 %, c = sklon: I = 3,5–11 %
tvaru hydrogramu přímého odtoku.
Z uvedeného plynou metodologické rozdíly
pro samotnou aplikaci těchto vzorců při pro- Tabulka 2. Součinitele odtoku srážkových vod dle ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových
jektovaní a dimenzovaní jednotlivých částí vod. V normě není uvedeno, jestli se jedná o vrcholový nebo objemový součinitel odtoku.
odvodňovacího systému. Pro aplikaci objemo- Domníváme se, že jde o vrcholový součinitel odtoku pro použití v racionální metodě
vých a intenzitních vzorců byly zavedeny dva
Konfigurace území
typy odtokových koeficientů, a to objemový
(průměrný sklon svahů)
Způsob zastavění a druhy pozemku
a vrcholový koeficient odtoku.
do 1 %
1–5 %
nad 5 %
Objemový koeficient odtoku vyjadřuje poStřechy s propustnou horní vrstvou (vegetační střechy)
0,4 až 0,71) 0,4 až 0,71) 0,4 až 0,71)
díl odtečeného objemu odtoku k objemu srážStřechy s vrstvou kačírku na nepropustné vrstvě
0,7 až 0,91) 0,7 až 0,91) 0,8 až 0,91)
ky. Z uvedeného plyne, že se může pohybovat
Střechy
s nepropustnou
horní
vrstvou
1,0
1,0
1,0
v mezích od 0 do 1,0. Pro určení konkrétního
0,9
0,9
0,9
Střechy s nepropustnou horní vrstvou o ploše větší než 10 000 m2
objemového koeficientu odtoku pro danou obAsfaltové a betonové plochy, dlažby se zálivkou spár
0,7
0,8
0,9
last v ČR literatura odkazuje na mapu izolinií
Dlažby s pískovými spárami
0,5
0,6
0,7
objemového součinitele odtoku pro vzorec dle
Čerkašina, publikovanou např. v [11], nebo ve
Upravené štěrkové plochy
0,3
0,4
0,5
starší hydrologii Dub [12] se odkazuje na taNeupravené a nezastavěné plochy
0,2
0,25
0,3
bulku odtokového součinitele používaného ve
Komunikace ze zatravňovacích nebo vsakovacích tvárnic
0,2
0,3
0,4
vzorcích Lauterburga. Lauterburgovu tabulku
Sady, hřiště
0,10
0,15
0,20
z literatury [12], viz tabulka 1, rozšířenou
Zatravněné plochy
0,05
0,1
0,15
o oblasti horské, roviny a pahorkatiny, použili autoři při zpracovávaní výzkumné úlohy 1) Podle tloušťky propustné horní vrstvy
srážko-odtokových a korytotvorných procesů
na území Čech [10] v roce 2005.
Vrcholový koeficient odtoku je maximální odtokový koeficient,
Z teoretického rozboru problematiky o objemovém a vrcholovém
při kterém se na tvorbě odtoku podílí největší část vypadlé srážky.
koeficientu odtoku lze usuzovat, že úlohy hospodaření s dešťovou
Vrcholový součinitel odtoku se používá při aplikaci intenzitních
vodou by se měly navrhovat jak podle vrcholového, tak podle objetypů vzorců.
mového koeficientu odtoku. Vrcholové koeficienty odtoku lze použít
Tabulkové hodnoty ukazatelů odtokové ztráty uváděné jako součipro intenzitní vzorce, ze kterých stanovíme návrhový maximální
nitele odtoku pro výpočet stokové sítě racionální metodou se vyskyprůtok, a objemové koeficienty odtoku při výpočtu potřebného vsatují také v technických normách pro návrh kanalizace a hospodaření
kovacího nebo retenčního objemu navrhované nádrže. V citovaných
s dešťovou vodou. Tyto koeficienty byly původně určeny pro výpočty
normách zmínka o objemovém součiniteli odtoku chybí. Navíc nornávrhových průtoků při dimenzování kanalizace racionální metodou
ma ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod uvádí tabulku
za předpokladu zatížení srážkou s dobou trvání 15 min nebo redukovrcholových koeficientů odtoků, původně určenou pro dimenzování
vaným deštěm. Dnes se tyto tabulkové hodnoty převzaly a používají
kanalizace při zatížení 15minutovým deštěm, pro zatížení delší než
se i pro řešení objemových úloh, viz ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení
15 min, a to až do zatížení 72 hodin. U výpočtů objemu odtoku pro
srážkových vod.
události trvající řádově hodiny a dny je potřeba zvážit koeficient
Ze vztahu mezi vrcholovým a objemovým koeficientem odtoku plyodtoku pro propustné plochy, zejména pro sady, hřiště a zatravnění,
ne, že vrcholový koeficient odtoku má v sobě zjednodušeně zohledněkterých uváděná hodnota v normových tabulkách se pohybuje kolem
nou i funkci vlastnosti povodí v podobě podílů sestupné a vzestupné
0,1–0,15. Při zatížení srážkou trvající několik hodin a pak několik dní,
větve předpokládaného výsledného odtokového hydrogramu. Zahrbude koeficient odtoku vyšší a může se pohybovat kolem hodnoty
nutá funkce podílů sestupné a vzestupné větve hydrogramu odtoku
0,5, tj. 5násobně vyšší. V těchto případech je lepší použít hodnoty
umožňuje zohlednit velikost vypočteného kulminačního průtoku pro
objemového koeficientu odtoku z tabulky 1.
různé tvary povodí (vějířovitý či pérovitý tvar) při jejich stejné ploše.
Dle tabulek 1 a 2 lze soudit, že v propustném prostředí se navzájem
Vzhledem k zahrnuté dané funkci podílů větví hydrogramu odtoku
koeficienty odtoku významně liší. Např. v tabulce 2 je pro zatravněmůžeme tvrdit, že z metodologického pohledu by se vrcholový koefiné plochy uváděn koeficient odtoku 0,1 a v tabulce 1 je pro louky
cient odtoku neměl používat pro výpočet objemu odtoku ze zelených
a pastviny koeficient odtoku 0,65. Při mylném výběru toho správného
části povodí, kde platí předpoklad, že poměr sestupné a vzestupné
koeficientu odtoku řešitel úlohy zpravidla navrhne jiné geometrické
větve hydrogramu odtoku je větší než 1,0. Výpočet vrcholového souparametry konstrukce. Někteří autoři tabulkových hodnot vrcholočinitele odtoku je dán vztahem:
vého koeficientu odtoku uvádějí různé hodnoty koeficientu odtoku
pro různé doby opakování zátěžové srážky v kombinaci se sklonem
území.
V citovaných normách používaných u nás takovéto tabulky
,
nejsou, ale projektant může uvážit tyto trendy a změny koeficientů
odtoku a aplikovat je na tabulkové hodnoty uvedené v našich platných
kde
Ko je objemový součinitel odtoku [-],
normách. Další možností je použít řešení založené na modelu.
φv vrcholový součinitel odtoku [-],
Umístění a funkčnost vsakovacího objektu
mh součinitel tvaru hydrogramu n = tp/tv [-],
tp doba poklesu hydrogramu [s],
Návrh rozměru vsakovacích nádrží, včetně jejich doby prázd
tv doba vzestupu hydrogramu [s].
nění, popisuje detailně norma Vsakovací zařízení srážkových vod
16
vh 3/2014
ČSN 5 9010. Podle daných postupů lze cel- Tabulka 3. Srovnávací tabulka požadované významnosti návrhových srážek
kem jednoduše navrhnout vsakovací objekt.
Stokové sítě
Odvodňovací systémy
Hospodaření se
V praxi to často tak jednoznačné ohledně
a kanalizační přípojky
vně budov
srážkovými vodami
jeho správné funkce nemusí být, a to zejména
ČSN 75 6101
ČSN EN 75 6110
TNV 75 9011
z těchto důvodů:
Popis
Periodicita opakování
– Nejistoty, které návrh vsakování doprovázeVenkovní
území
1
1
0,1 (0,2)
jí, plynou z geologicky heterogenního podObytná území
0,5
0,5
0,1 (0,2)
zemního prostředí s různým koeficientem
Městská centra
filtrace a výskytem puklin, které umožňují
0,5 (0,2)
0,2
0,1 (0,2)
a průmyslová území
existenci preferenčního proudění. Tomu
Podzemní stavby
0,1
0,1
0,1
by mělo odpovídat provedení a počet
15 min,
vsakovacích zkoušek, také podle velikosti
Délka trvání
případně redukovaný
nespecifikované
5 min až 72 hodin
a významu objektu.
návrhového deště
déšť dle Bartoška
– Nejistota plynoucí z návrhu vsakování na
svažitém území spojená zejména s výskykomplikacím souvisejícím s nedostatečnou funkcí zařízení anebo se
tem preferenčních cest, anebo nepropustných vrstev.
změnou technického řešení, které si může vyžádat změnu koncepce,
– Nejistota při návrhu minimální vzdálenosti umístění vsakovací
případně nároky na další zábor pozemků.
konstrukce od podsklepené části objektu ve svažitém území. Výpočet minimální vzdálenosti je v normě uveden bez ohledu na sklon
Poděkování: Článek vznikl za podpory řešení projektu „Posílení
území.
infiltračních procesů regulací odtoku vod z malých povodí“, evid. č.
V případech, kdy se podmínky pro vsakování blíží limitním (koQJ1220050.
eficient vsaku kv < 10-5 m.s-1), případně že se za provozu prokáže po
letech nefunkčnost vsakovacího zařízení nebo že dojde k ohrožení
sousedních nemovitostí, stability svahu, lze tuto situaci řešit změ[1] Stokové sítě a kanalizační přípojky ČSN 75 6101, říjen 2004, (in Czech). Sewer
nou vsakovacího objektu na akumulační nádrž nebo na retenční
networks and sewage connections, ČSN 75 6101, October 2004.
nádrž s řízeným odtokem. Podmínky pro vsakování se také mohou
[2] Vsakovací zařízení srážkových vod ČSN 75 9010, únor 2012, (in Czech). Infiltraměnit v důsledku nové výstavby v okolí vsakovacích objektů a tím
tion facilities for rainwater, ČSN 75 9010, February 2012.
významně ovlivňovat odtokové poměry. Tyto změny si můžou vyžádat
[3] Dešťové nádrže, ČSN 75 6261, září 2004, (in Czech). Stormwater retention tanks,
i úpravu rozměrů navrženého vsakovacího objektu nebo změnu jeho
ČSN 75 6261, September 2004.
funkce. Proto je vhodné při složitějších geologických a sklonových
[4] Odvodňovací systémy vně budov, ČSN EN 752, 75 6110, říjen 2008, (in Czech).
podmínkách už předem předvídat možnost proveditelnosti přestavby
Drainage systems outside of buildings, EN 752, 6110 75, October 2008.
vsakovacího objektu na objekt retenční nebo akumulační. V případě
[5] Hospodaření se srážkovými vodami, TNV 75 9011, březen 2013, (in Czech).
objektu retenčního je potřeba promyslet, kam bude vypouštěn reguRainwater management, TNV 75 9011, March 2013 (in Czech).
lovaný odtok.
[6] Intensity krátkodobých dešťů v povodích Labe, Odry a Moravy, Josef Trupl, Praha
V praxi se setkáváme i s případy, kdy řešení nakládání s dešťovými
– Podbaba, březen 1958, (in Czech). Trupl, J. (1958), Intensities of short rains in
vodami je navržené a postavené až jako poslední součást stavby, bez
the catchment areas of the Elbe, Oder, and Morava. Praha-Podbaba.
koncepce a průzkumů. Těmto problémům lze jednoduše předejít tak,
[7] Haloun, R. (1993): Modelování odtoku z intravilánu, Vydavatelství ČVUT, Praha,
že stavební úřad bude požadovat předložit koncepci řešení nakládání
leden, (in Czech). Modelling of urban runoff. Publisher ČVUT, Prague (in Czech).
s dešťovými vodami včetně všech potřebných průzkumů – hydroge[8] Vološ, B. (2006): Neistoty pri odvodzovaní extrémných povodňových vĺn, Zborník,
ologického průzkumu, vsakovacích zkoušek a průzkumů způsobu
Extrémní hydrologické jevy v povodích, Praha. (in Slovak). Uncertainties in
zakládání a hydroizolací okolních objektů, které mohou být nově
obtaining the extremes of flood waves. Proceedings, Extreme hydrological phebudovaným objektem dotčeny – pro funkční návrh řešení, a to už
nomena in catchment areas, Prague (in Slovak).
ve fázi projektové dokumentace tak, aby nakládání s dešťovou vodou
[9] Krejčí, V. (2002) Odvodnění urbanizovaných území – koncepční přístup, ISBN:
mohlo být součástí územního rozhodnutí.
80-86020-39-8. (in Czech). Drainage of urban areas - a conceptual approach. ISBN
Závěry
: 80-86020-39-8.
[10] Havlík, A.; Matoušek, V. (2005): Srážko-odtokové a korytotvorné procesy v povodí
Srážky
toků, Výroční zpráva Projekt VaV – SL/1/13/04. (in Czech). Rainfall runoff and
Funkční a ekonomicky efektivní návrh systému nakládání se
riverbed-forming processes in catchment areas of rivers. Annual report of the
srážkovými vodami si vyžaduje sjednocení vstupních dimenzačních
R&D project - SL/1/13/04.
podmínek na stejné návrhové zatížení. V tabulce 3 uvádíme požadav[11] Máca, P.; Pavlásek, J.; Ředinová, J. (2009): Hydrologie, návody ke cvičením, http://
ky na významnost srážky pro navrhování.
fzp.czu.cz , (in Czech). Hydrology, instructions for exercises. http://fzp.czu.cz (in
V normě Vnitřní kanalizace ČSN EN 12056–3 je uvedena návrhová
Czech)
intenzita deště 0,03 l/(s. m2), bez další specifikace jako doby trvání
[12] Dub, O. (1957): Hydrológia, Slovenské vydavateľstvo technickej literatúry,
a příslušné periodicity opakování.
Bratislava, (in Slovak). Hydrology. Slovak publishing house for technical literaOdtokové koeficienty
ture, Bratislava.
Z uvedeného rozboru odtokových koeficientů vyplynulo, že návrh
[13] Vnitřní kanalizace – Gravitační systémy – Část 3, ČSN EN 12056-3, červen 2001,
systému hospodaření s dešťovou vodou by měl být proveden pomocí
(in Czech) Interior sewers - gravity systems - Part 3. ČSN EN 12056-3, June 2001
vrcholových a objemových součinitelů odtoku. V případě složitějších
odtokových situací je vhodné sestavení matematického modelu chování systému za účelem optimalizace návrhu konstrukce odvodnění.
Vrcholové součinitele odtoku použijeme pro aplikaci v intenzitních vzorcích při výpočtech návrhových průtoků používaných pro
dimenzování potrubí, viz tabulku 2. Objemové součinitele odtoku při
stanovení návrhového objemu dešťové, akumulační nebo vsakovací
nádrže viz tabulku 1.
Umístění a funkčnost vsakovacích objektů
V otázkách návrhu vsakování ve složitých geologických poměrech,
kde projektant nemůže předem vyloučit částečnou nefunkčnost
sytému, je vhodné myslet na změnu funkce vsakovacího prvku při
minimálních stavebních nákladech v budoucnosti.
Je otázkou, zda stavební úřady mohou klást vyšší důraz na řešení
otázek nakládání s dešťovými vodami již v přípravné fázi projektů tak,
aby byla jasná koncepce a funkčnost budoucího systému v čase územního rozhodnutí. Zcela zásadní je, aby tyto úřady vždy vyžadovaly
provedení nutných průzkumů a zkoušek. Tím se předejde budoucím
vh 3/2014
Ing. Boris Vološ, Ph.D. (autor pro korespondenci)
Ing. Lubomír Macek, CSc., MBA
Aquion, s.r.o.
Osadní 324/12a
170 00 Praha 7
Uncertainties in the design of rainwater drainage systems
(Vološ, B.; Macek, L.)
Abstract
In regards to the system for draining rainwater, planners have
these recommended norms available: TNV 75 9011 Management
of rainwater, ČSN 75 9010 Infiltration facilities for rainwater, ČSN
75 6101 Sewerage network and sewage connections, ČSN EN 75 6110
Drainage systems outside buildings, and ČSN 75 6261 Rainwater
17
tanks and intensities of short rains in the catchment areas of the
Elbe, Oder, and Morava [6]. The aim is to highlight the interdependence of different norms for design requirements, which can lead to
uncertainties as to the functionality of the proposed drainage system.
In the article, we focus only on the most important inputs, such as
precipitation and runoff coefficients, which determine the proposed
pipeline capacity and the volume of reservoirs, and on the assessment of the performance of the system as a whole. In the last part of
the paper, we touch upon issues of design, location and operation
of the infiltration system.
Advanced (hyper)
eutrophication and
harmful algal blooms
in impoundments –
a worldwide problem, its
causes and consequences
(Review)
Vladimir Novotny
Abstract
As a result of the intensification of agriculture, use of phosphate
detergents and implementing sewerage in growing communities
over the last fifty years, nutrient loads to receiving surface and
groundwater have, in the second half of the last century, dramatically increased throughout the world, creating eutrophic and hypereutrophic water quality in lakes and reservoirs providing water
supply to communities, recreation, fishing and other benefits. The
hypereutrophic status is often exhibited by harmful algal blooms
of cyanobacteria (Cyano–HAB) which are becoming endemic in
Europe, Asia and also in the US. High nitrate loads are one of the
causes of hypereutrophication; however, they also appear to suppress internal phosphate loading from sediments. The processes in
the water/sediment interface are described and a potential effect of
denitrification on carbon sequestering is outlined. The key processes
in many hypereutrophic water bodies occur in sediments which may
contain orders of magnitude larger concentrations of hibernating
cyanobacteria than those in the water column during the bloom.
Also the phosphate content in the sediment of hypereutrophic
impoundments may exceed by orders of magnitude the quantity in
the incoming external annual load. The key processes in sediments
affecting internal loads are denitrification, anaerobic digestion,
reduction of iron and aluminum phosphate compounds and reduction of sulfate to sulfide. New models need to be developed and
the strategy of mitigation practices has to be reevaluated. Possible
strategies are outlined.
Key Words
eutrophication – hypereutrophic conditions – harmful algal blooms
– agriculture effects – nitrogen – nutrient inputs – phosphorus – total
maximum daily load – greenhouse gas emissions – nitrate pollution
control – nitrate layer – boundary layers – wetlands – nitrification –
denitrification – sulfate – reduction processes in sediments
Introduction
In the previous articles the author (Novotny, 2009, 2011) described
the dramatic increase of the infestation of many impoundments
throughout the world by harmful algal blooms caused mainly by
cyanobacteria. Because these blooms are exhibited by very high
densities of microorganisms (more than 104 to 106 cells/mL) the use
of the infected water bodies for various purposes (recreation, water
supply, fishing, even irrigation) has greatly diminished which in the
last ten to fifteen years caused water supply emergencies, fish kills and
swimming bans in Czech Republic and many parts of the world. The
18
Key words
precipitation – runoff – accumulation – runoff coefficient – rainwaters
– infiltration – recurrence pattern
phenomenon of a harmful algal blooms by cyanobacteria is different
from the traditional notion of eutrophication caused by diatoms and
green algae; hence the terms hyper–eutrophication and cyano–harmful
algal bloom (Cyano–HAB) have been introduced (Chorus and Barton,
1999; Vollenweider and Kerekes, 1980; Paerl and Fulton, 2006; Paerl
et al., 2010).
The main causes that led to hypereutrophic status of important
water bodies were (1) intensification and industrialization of agriculture (Green Revolution) relying mostly on industrial fertilizers that
also resulted in high soil erosion from farms, (2) use of phosphate
detergents, (3) wetland drainage for farming and urbanization that
nitrified organic nitrogen and released N and P from oxidized soils,
and (4) implementation of treatment of municipal wastewater that
removed biodegradable organics but left most of the nutrients in the
effluent. As a result, nutrient inputs into receiving water bodies have
been increasing exponentially in the second half of the last century.
The resulting excessive eutrophication of surface waters has become
the most severe problem in many countries, both developed and
developing.
Problems with nutrient enrichment of impoundments
Eutrophication and hypertrophy – worldwide
At the beginning of this century Cyano-HABs were impairing 70 %
of reservoirs and ponds in the Czech Republic (Hejzlar, 2006; Babica
et al., 2006; Bláha and Maršálek, 2003; Znachor et al., 2006). The hypereutrophic status of surface water bodies caused by Cyano-HABs is
also ubiquitous and troublesome in China, Holland, Republic of Korea,
France and many other countries where, in the last three decades, the
water quality of a majority of impoundments deteriorated to the point
where the basic uses of these water bodies for aquatic life, recreation
and water supply are now severely impaired or are threatened in the
near future. Cyano-HABs have been ubiquitous in the St. Johns River,
Lakes Okeechobee, Apopka and hundreds of smaller lakes in Florida,
in the Delaware Reservoir (in 1990s) providing water to New York City,
Onondaga Lake in New York State, in 1980s in Lake Mendota and Lake
Delavan and today Lake Butte des Morts in Wisconsin, and have been
recently found in the Charles River in Boston. In the early 2000s, 16 %
of lakes in Florida were classified as hypereutrophic. The Cyano-HABs
reappeared now also in Lake Erie of the Great Lakes and the number
of cyanobacteria infested water bodies increased during the record
breaking hot weather in south and southwest US in the last few years.
The largest fresh water lake in California, the Clear Lake (a misnomer,
the lake is not clear) was eutrophic at the beginning of this century
with occasional growth of cyanobacteria. The lake provided potable
water to several communities and fishing and swimming benefits to
the users. Because the responsible agencies failed to protect the lake
and the loads of nutrients (the lake has high natural and anthropogenic
phosphate inputs) today the lake is hypertrophic exhibited by massive
Cyano-HABs and uses have diminished.
It has also been suspected for some time that, due to the ongoing
climatic changes, warming of water bodies also decreases the organic
carbon storage in sediments and substrate of wetlands and results
in more rapid conversion of organic carbon to carbon dioxide and
methane. Global warming potential of methane is 25 times greater
than that of CO2.
Water managers have been fighting the HABs for the last forty-fifty
years, beginning with using algaecides (copper sulfate, arsenic) that
caused legacy pollution in sediment of the impacted impoundments;
weed cutting and scum collection that recycled the nutrients in the
algal macrophyte biomass into the sediments; destratification and
aeration of the hypolimnion of the impoundments which sometimes
brought nutrient rich hypolimnetic waters to the surface and triggered
massive algal blooms; using iron and aluminum salts immobilization phosphates and to seal the bottom, thus preventing phosphates
from being released from the sediments into the overlying water; fish
vh 3/2014
Figure 1. Life stages (metamorphosis) of cyanobacteria in water and
sediments
Figure 2. Cyanobacteria Microcystis outbreak and dead fish in Taihu
(Hu means lake in mandarin language) in China. Photo taken by a
student of Wuxi University
management and eradication; to temporarily releasing water from
the impoundments and dredging nutrient rich sediments and/or
exposing exposed sediments to sun after a drawdown (for example,
Hostivař Reservoir in Prague). Many of these efforts did not succeed
in a long run.
ammonium, enabling them to circumvent N-limited conditions.
(Paerl et al., 2001) and increase the nitrogen content of the water
body;
• They can assimilate more phosphorus both in water and sediments
than their cellular growth requirement as a luxury uptake and use
it later (Paerl et al., 2001);
• The most common cyanobacteria species have complex lifecycles
(Figure 1) that include resting stages of spores, cysts or akinetes that
enable them to over-winter in sediments, survive therein several
years long periods of sub-optimal growth conditions (Zapomělová,
2006) and then, when conditions are more favorable, inoculate the
water column in the summer, often as a bloom (Šejnohová and
Maršálek, 2006).
• Although the most visibly obnoxious symptoms of hypertrophic
conditions caused by cyanobacteris are the pea soup and scum of
filaments in the water column (Figure 2), Šejnohová and Maršálek
(2006) found the key processes occur in the sediment. Maršálek
et al. (2012) reported the number of cells of cyanobacteria in the
sediment of the hypereutrophic Brno Reservoir in Czech Republic
being similar to or greater than that in the blooming water column
(~106/mL), respectively.
• In the euphotic zone, light driven photosynthesis is the source
of energy for cyanobacteria growth which produces oxygen than
can oversaturate the top layer while in the dark hypolimnion and
sediment the source of energy is organic matter decomposition
and oxygen is consumed, often to the level of turning these media
anoxic. Hence, cyanobacteria are mixotrophic (Paerl et al., 2001;
Šejnohová and Maršálek, 2006).
• Both toxins and anoxia render the impoundments during Cyano-HABs unsuitable for invertebrate prey (intermediate levels of the
food web) and fish populations (Paerl et al., 2001; Paerl and Fulton,
2006; Bláha and Maršálek, 2009). They are also toxic to fowl (Skočovská et al., 2006), other organisms, and humans (Carmichael,
1992, 1997; Chorus and Barton, 1999; Babica et al., 2006; Bláha
and Maršálek, 2009).
Causes, Characteristics and Idiosyncrasy of Hypereutrophy
The phenomenon of HABs has been known and studied for more
than seventy years (Mortimer, 1941; 1942; Rohlich, 1969; Vollenweider, 1975; Vollenweider and Kerekes, 1980; Paerl and Fulton, 2006;
Paerl et al., 2001; Bláha and Maršálek, 2009). For example, in the
early 1980s Lake Delavan in Wisconsin, suffering from harmful algal
blooms, including cyanobacteria, was restored by a massive overhaul
and clean – up that included control of point and nonpoint sources
of phosphorus from the watershed, change of lake’s hydraulics, creating a headwater wetland, for reducing nutrient loads, massive and
complete eradication of carp and buffalo fish overpopulation and
subsequent restocking with a balanced fish population, phosphorus
precipitation in water and sealing of sediment by application of aluminum sulfate (Wisconsin DNR, 1989). Similar massive remedying
overhauls were recently (2008) conducted in the Brno Reservoir in
Czech Republic (Maršálek et al., 2012) and several lakes in Wisconsin
and Minnesota. However, in the last twenty years has the problem
reached alarming proportions on a large scale. The most common species found in the survey of Czech and Chinese impoundments were
Microcystis aeruginosa (67%) and Anabaena flos-aquae (20%). Cyanobacteria species that can populate Cyano-HAB, generally divided
into those that can fix atmospheric N2 (e.g., Anabaena) and those that
cannot (e.g., Microcystis) (Paerl, 1988; and Paerl et al., 2001).
As a result of a billion years long evolution, cyanobacteria acquired
several important ecological and physiological characteristics distinguishing them from other algal groups and gave them a competitive
advantage in aquatic ecosystems:
• Some cyanobacteria blooms can produce toxins (Carmichael,
1992, 1997; Chorus and Barton; 1999; Bláha et al., 2006; Bláha and
Maršálek, 2009) that are toxic upon ingestion to humans and animals and interfere with the uses of the water body for recreational
(swimming, fishing, boating), drinking water supply, commercial
fishing and aquaculture (Paerl et al., 2001);
• Some species, including the most common Microcystis and
Anabaena, contain in their bodies gas vesicles, enabling them to
migrate between nutrient-rich deeper waters and surface waters
where their blooms can “shade out” non-buoyant taxa (Paerl, 1988;
Paerl et al., 2001; Paerl and Fulton 2006; Bláha and Maršálek, 2009).
The speed of their vertical migration could be very high, 50 to
140 m/day (Paerl, 1988).
• The filamentous and colonial nature of cyanobacteria bloom genera provides an impediment to grazing by zooplankton (Paerl and
Fulton, 2006);
• Some nuisance genera, e.g., Anabaena and Aphanizomenon, are
capable of converting atmospheric N2 into biologically-available
vh 3/2014
Nutrient inputs, limiting nutrient and Total Maximum Daily
Load (TMDL)
For decades, management and controls of eutrophic water bodies
focused on determination of a limiting nutrient and preparing watershed plans to protect or restore and maintain good ecologic status
of the impoundments based on reducing the loads of the limiting
nutrient below the Loading Capacity (LC) for safe assimilation of the
limiting. In the TMDL process, LC is determined by calibrated and
verified water quality mass balance.
The traditional loading capacity models for impoundments are
based on the Vollenweider (1975) completely mixed steady state
phosphorus (nitrogen) mass balance (Havens and Schelske, 2001)
Min + Matm = W = P Qout + P As Knet = P Qout (1+ σy τw)
(1)
where W is total phosphorus loading in g/year, Min is P or N input
19
Table 1. Nitrogen and phosphorus loading parameters for Figure 2
Parameter
Lake/reservoir
surface area, km2
Volume, 106 m3
Average depth, m
Annual flow,
106 m3/year
Overflow rate qs,
m/year
Total nitrogen
load, tons/year
g/m2-year
% NO3- - N
Total P load, tons/
year
g/m2-year
Trophic status
Taihu1
Donghu2,10
Švihov3
Orlik4
Brno5
Lake
Apopka6
Lake
Okeechobee7,10
Lake
Delavan8
Østensjøvannet9
2,338
28
14.3
27.33
2.59
124
1,740
7.23
0.34
4,400
2
62
2.2
267
18.6
722
27
21
8.2
210
1.7
4,730
2.7
55.24
7.62
1.31
3.9
9 667
139.54
225.482
2 602
260.58
76
1244
27.6
6.62
4.13
4.98
15.77
95.2
100.5
0.61
0.71
3.81
19.5
24,160
10.4
<10
53
<10
2,097
146.6
>90
342
2.75
~0
5554
3.2
~50
89.0
12.3
<20
1020
0.43
Hyper
eutrophic
3.4
Hyper
eutrophic
24
1.8
Mesotrophic
to Eutrophic
62.4
0.5
Hyper
eutrophic
500
0.3
4.3
0.59
Hyper
eutrophic
340
12
Hyper
eutrophic
31
12
Hyper
eutrophic
Eutrophic
3.19
9.38
Hyper
eutrophic
Data from Paerl et al (2010); mean loading values for 2001 to 2005 and Qin, Liu, and Havens (2007)
Tang and Xie (2000)
3
Hejzlar et al (2006); mean loading values for 2001 to 2005
4
Hejzlar et al. (2010); Duras (2008), mean loading values for 2001–2004
5
Before restoration Maršálet et al. (2012)
6
Magley (2003)
7
Zhang , J. and B . Sharfstein (2011)
8
Before restoration Field and Duerk, (1988)
9
Grøterud and Haaland, (2007)
10
Havens et al (2001)
1
2
in g/year from the tributaries and other external loads, Matm is atmospheric nutrient input (g/year), As is the impoundment surface area
in m2, Qout is outflow volume from the impoundment in m3/year, P
is the phosphorus (or nitrogen) concentration in the impoundment
in g/m3 (mg/L), and τw = V/Q = is the hydraulic residence time of the
impoundment in years. Knet is the net exchange rate of P to and from
the sediment in m/year. The P retention coefficient (year-1) is
σy = (annual mass of P deposited into sediment)/(mass of P in
the impoundment water column) = P As Knet /P V = Knet/H
(2)
where H is the depth of the impoundment in meters and V = volume
of water in the impoundment. All of the above variables are annual
or seasonal. The original assumption with the introduction of σy or
Knet was that both parameters are constant.
It can also be seen that the model expressed by Equations 1 and
2 becomes
(3)
where qs = Qout/As is the overflow rate (m/year) and L = W/As is the
specific load of P in g/m2-year.
By substituting a nutrient criterion, Ptarget,
for P, LC is estimated. Vollenweider (1975) and
Dillon and Rigler (1974) suggested empirical
relationships for Knet. Chapra (1997) pointed
out that reported values of Knet by different
authors ranged from negative to over 200 m/
year. Reckow (1979) statistically analyzed
data from 47 American lakes with phosphorus
concentrations in the range of 4 to 135 μg/L
which resulted in
Knet = 11.6 +0.2 qs
On Figure 3, the circles show the points plotted for several impoundments ranging from small reservoirs (e.g., Brno) to large Lakes
Okeechobee (Florida) and Taihu (China) suspected to be overloaded
by P. The loading data are included in Table 1. Indeed, a majority of
water bodies having average P concentration 50 μg/L or greater are
hypereutrophic. However, Švihov Reservoir in Czech Republic and,
to some degree, Lake Okeechobee are exceptions. While Okeechobee
is currently a borderline case, the Švihov Reservoir, described in
Novotny (2009, 2011), is an outlier because the reservoir status is (in
2000s) mostly mesotrophic to lower eutrophic in the middle and near
the dam sections, exhibiting only moderate levels of chlorophyll-a
and Secchi disc depths greater than 2 meters (Hejzlar at al., 2006).
The most striking value of Švihov in Table 2 is the very high nitrate
load which, using the old paradigm would represent a devastating
overload, considering the fact the P load is also very high. The average P concentrations in the main tributary in the period 2006–2011
ranged between 70 to 100 μg/L (Liška et al., 2012); hence, all forbays
of the main reservoir were at the beginning of this millennium hypereutrophic. However, several herbicide residues and metabolites
(4)
Following Equations 3 and 4 and substituting old (Sawyer, 1947) but commonly accepted borderline P concentrations for transition
from oligotrophic to mesotrophic water body
status (10 μg P/L) and from mesotrophic to
eutrophic status (20 μg P/L), led to the loading
chart (Figure 3) used by lake managers and
TMDL developers even for hypereutrophic
water bodies.
20
Failure of the Traditional Model – a Puzzle
Figure 3. Vollenweider plot with points denoting
loading and flushing potential of several hypereutrophic or highly vulnerable impoundments
listed in Table 3. The solid line represent Total
P concentrations of 10 and 20 μg/L, and dashed
line represents TP of 50 μg/L computed by
Equations 3 and 4
Figure 4. Net P sedimentation (retention)
coefficient σy calculated from the phosphorus budget for the Lake Okeechobee.
From Zhang and Sharfstein (2011)
vh 3/2014
(alachlor, acetochlor, terbuthylazine) used in agriculture were also
detected in the tributaries in very low concentrations (Liška and Duras, 2011; Liška et al., 2012), which did not prevent hypereutrophic
conditions in forbays.
P concentration in Lake Okeechobee for many years exceeded
100 μg/L but today it is around 50 μg/L. This does not correspond to
the concentration shown on Figure 3 due to smaller σy (Figure 4) than
that calculated by the Vollenweider model with Reckow’s formula.
About one half of the higher N load of the Lake Okeechobee is nitrate.
Cyano-HABs occurred therein in the past but not recently (Zhang and
Sharfstein, 2011).
It is clear the old paradigm need to be scrutinized. The obvious
Achilles heel of using the simple steady state mass balance model
and charts for characterizing and modeling hypereutrophic water
bodies are:
1.The phosphorus settling rate, Knet (σy), represents the net removal
of phosphorus from the water column into the sediment. It cannot
be measured and is generally calculated from the mass balance
model but, as reported in the preceding sections, these values vary
over a wide but, supposedly, positive range and were assumed to be
more-or-less constant. However, in his original paper, Vollenweider
(1975) himself stated (paraphrased) that “our models do not apply
to instances where sediments act as sources such as phosphorus
release from sediments under anaerobic conditions”. Figure 4
shows the plot of σy for Lake Okeechobee in Florida which has an
average depth of 2.7 meters; hence, the apparent P settling rate Knet
decreased over the years from about 7 m/year to a minimum of less
than zero in 2005 which was the year when the lake was hypereutrophic. The water quality situation improved in 2010 (Zhang
and Sharfstein, 2011; Havens et al., 2003). Negative Knet implies the
internal load of P from the sediment is greater than P settling. A
similar transient phenomenon of excessive P release was measured
by Lehman (2011) on the hypereutrophic Ford impoundment in
Michigan. Since P is a conservative substance, Havens and James
(2005) postulated that the reason for decreasing or even negative
Knet is apparent loss of the sediment P retention capacity.
2.In eutrophic and hypereutrophic water bodies the apparent “settling” is net rate of two opposing processes, i.e., phosphorus settling
into and release from the sediments. Hence, according to Chapra
and Canale (1991), Pollmand and James (2011) and others Knet =
vs – vt, where vs = settling velocity of P from water to sediment,
and vt = internal recycle mass transfer of P from sediment to water.
Chapra and Canale and Pollman and James then added a third interstitial transfer coefficient, vb, which accounts for a “permanent”
burial of P in the sediment which may not be permanent. They
related the magnitude of the release to the dissolved oxygen in the
water column (anoxic hypolimnion) which is based on older works
of Einsele (1936) and Mortimer (1941, 1942). Nürnberg (1984, 1994)
noted that lakes with anoxic hypolimnion did not follow the classic
Vollenweider model because of the internal phosphorus load and
related phosphorus release to the fraction of the surface area of
the anoxic sediment. However, Einsele (1936) and thirty five years
later, Caraco et al. (1981) discovered that sulfate was a far more
important variable that had a high correlation to P release from the
sediment both under oxic and anoxic conditions in the sediment.
Recent investigations summarized in Hupper and Lewandowski
(2008) proved that the hypothesis of relating P retention release to
oxygen was simplistic. Golterman (2001) further analyzed Mortimer’s (1941) data and postulated that the data not only indicated
the effect of releasing Fe(III) bound P under the anoxic hypolimnion
conditions but also revealed a possibility that other processes can
take part in the anoxic P release (see also Selig and Schlungbaum,
2003).
3.During blooms in highly eutrophic and hypereutrophic conditions,
most of phosphorus and organic nitrogen in water is associated with
cellular mass either as a component of the organic matter of the cell
or adsorbed on the organic C of the cell. Algal bloom microorganisms such as cyanobacteria may scavenge the dissolved P and store
it in the cells as luxury uptake (Paerl et al., 2001) which results in
very low extracellular dissolved P concentrations during blooms.
For cellular P and N of cyanobacteria “settling” is actually a buoyancy vertical floating, regulated by cells’ gas vesicles, throughout
the impoundment in search for better conditions.
Limiting nutrients: Traditionally, phosphorus has been considered
as the limiting nutrient for controlling eutrophication of inland impoundments and even more so for hypereutrophic water bodies with
vh 3/2014
CyanoHABs because some species; for example, filamentous cyanobacteria Anabaena flos-aquae can fix atmospheric N2 and convert it
into ammonium.
Havens et al. (2003) summarized the literature and views on the
effects of N:P supply ratio. Earlier findings and hypotheses established
that high P concentrations and low N:P supply ratios favored production of cyanobacteria dominated algal bloom (Smith and Bennett,
1999). It was generally assumed that larger N loads favored non-N2
fixing Cyano-HABs, including buoyant Microcystis, while excessive
phosphorus loads would lead to N2 fixing Cyano-HABs. However,
Paerl (1988) pointed out that in stratified systems the mobility and
free migration of cyanobacteria between epilimnion and hypolimnion
enables them to find the zone which would have the most optimal
N:P ratio for their growth. Hypereutrophic systems which exhibit excessive nutrient supplies (in comparison to the growth requirement)
are especially challenging for prediction of Cyano-HABs based on
the N:P ratio. The fact that both N2 fixers (e.g., Anabaena flos-aquae)
and non fixing Microcystis are often present in water and sediments
of hypereutrophic impoundments such as Taihu in China (Paerl et
al., 2010) and the majority of affected Czech reservoirs (Bláha and
Maršálek, 2003, 2009) could have led to a conclusion that control of
N loads was inconsequential and the remediation should mainly focus
on reducing P loads, mostly associated with sediment. Sometimes,
managers set “easy goals” such as achieving “average “ P concentrations of 50–100 μg/L, instead of dramatically curtailing the P loads to
20 μg/L which may be necessary to prevent or eliminate Cyano-HAB.
Once the Cyano-HABs have developed, cyanobacteria may persist in
impoundments during periods with low P concentrations because of
their P luxury uptake capability and can settle into sediments where
they can survive and assimilate nutrients from nutrient rich sediments
for years. Gulati and Van Donk (2002) in The Netherlands found that
cyanobacteria in hypereutrophic water bodies can tolerate a wide
range of P availability.
Internal loads – release of P and N from sediments
The major difference between mesothrophic/lower eutrophic
and hypereutrophic impoundments is the effect of the P content of
sediment. The differences between the water phosphorus content
of highly eutrophic and hypereutrophic impoundments and that of
their sediment may be staggering. For example, the annual input of
P into Lake Okeechobee in Florida was approximately 500 tons of P/
year during the 2007–2011 period. In contrast, the P content in the
upper 10 cm of the muddy lake sediment (44% of the lake area) is
30 000 tons of phosphorus that has accumulated over the last 90 years
(Brezonik and Engstrom, 1988; Zhang and Sharfstein, 2011; Pollman
and James, 2011).
A great portion of phosphorus is in settled live or dead decomposing
algae biomass. This coincides with the observations of Šejnohová and
Maršálek (2006) documenting larger cyanobacteria biomass concentration in the sediment of the Brno Reservoir than that in the blooming
water. Maršálek et al. (2012) also reported very high nutrient content
and concentrations in the sediments of this reservoir which in the
top 20 cm ranged from 4,000 to 6,000 mg/kg dry weight for N and
1,500 to 2,500 mg/kg of P, respectively, coinciding with the previously
mentioned finding in Lake Okeechobee. In addition to P in organic
biomass, mineral phosphate is held in the sediment in Fe(III) and
Al(III) complexes, as a mineral apatite after combining with calcium
and other elements, and by adsorption on clay and organic particulates. If this holding capacity of the sediment is lost by a loss of oxygen
and/or nitrate in the upper layer, or by stirring the sediment (e.g., by
a hurricane in Florida or even by bottom feeding fishes) a flux of P
from the sediment may occur, triggering a Cyano-HAB.
In stratified water bodies with advanced eutrophication/hypertrophy the lower hypolimnion becomes hypoxic or anoxic and, in
extreme cases, anaerobic. The differing redox potential creates layers
in the sediment or wetland substrate as shown on Figure 5. If the
hypolimnion or completely mixed water column above the sediment is oxic, an oxygenated interstitial layer on top of the sediment
can be formed but it is relatively thin, only a few millimeters at best
(Jørgensen and Revsbech, 1985; Søndergaard, Jensen, and Jeppesen,
2003) and does not present an effective barrier to the P release from
the sediment. Hence, Jørgensen and Revsbech postulated that the
redox potential in the sediment may not be proportional to the oxygen
concentration in water. Søndergaard, Jensen, and Jeppesen stated
that the redox dependent release of phosphorus bound to iron and
aluminum along with microbial processes are the two most important
21
mechanisms by which phosphorus can be released from the sediment
into the water column.
P exchange between water and sediment is mainly determined by
the amount and species of phosphorus entering the sediment where
it is partitioned between the mobile (dissolved in pore water) and
immobile fractions in particulate iron and aluminum hydroxides and
organic particulate matter. In eutrophic and hypereutrophic lakes a
great portion of P enters sediment as dead or living (cyanobacteria
cysts or akinetes) algal biomass (Pettersson, 2001; Hupper and Lewandowski, 2005; Šejnohova and Maršálek, 2006). The dead algal
biomass is aerobically or anaerobically decomposed, which releases
phosphate into the pore water of the sediment. This process is controlled by temperature.
Iron and Aluminum Sediment Content Effects
On Figure 5 it can be seen that if the redox potential is greater than
100 mV (oxic and anoxic zone), phosphates are bound in the sediments/soil in iron Fe(III) and/or aluminum (III) phosphate complexes
which are immobile and phosphate concentrations in pore water
are low. Caraco et al. (1991) observed that one half of 28 American
lakes they investigated had very low P release from sediments even
Figure 5. Effect of Redox potential zones in wet soils or sediments
when the hypolimnion was anoxic. The restricted P release was
on microbial oxidation/reduction (based on Reddy et al. (1986))
explained by the resistance of Fe(III) minerals to reduction or by
redox – insensitive phosphorus binding mechanisms (Hupper and
tion sites are rapidly occupied by phosphates which diminish the
Lewandowski (2008). Kopáček et al. (2005) added that low hypolimbuffering of the phosphate flux from the sediments. Consequently,
netic P accumulation in water of 48 Czech reservoirs may be due to
sediment concentrations of DO at the sediment-water interface are
additional redox –insensitive P adsorption capacity by aluminum
less important than other factors or have no effect. This reduces the P
hydroxides in the sediment originated from soils. The ability of
retention coefficient σy shown on Figure 4 as hypothesized by Havens
aluminum to immobilize P increased further when the lakes were
and James (2005). If iron and aluminum salts are added onto the top
acidified by anthropogenic acidity inputs. Lehman (2011) coined a
of sediment, a temporary barrier to phosphate release can be formed.
term “iron trap” to describe trapping of phosphate in sediments by
However, if the oxygen is lost from the top layer the iron or aluminum
oxidized iron which is lost when Fe(III) is reduced anaerobically to
salts will be reduced and dissolved and adsorbed phosphate will be
far more soluble Fe(II) and released with phosphates into pore water
released. A ten yearlong hypolimnetic aeration of Swiss lakes had no
of sediment and then, potentially, into oxygen deprived water. This
effect on increasing P retention by the sediments (Gächter and Wehrli,
iron and aluminum P trapping capability gives credence to eutrophi1998). Hupper and Lewandowski (2008) used data from these and
cation management measures by dosing impoundments with Al(III)
other Swiss lakes and showed there is no difference between the net
or Fe(III) salts because they increase the redox potential and binding
sediment P accumulation, P retention in the sediment and P release
of phosphorus to Fe and Al oxy-hydrates.
between water bodies with oxic and anoxic hypolimnion and P reThe paradigm that the dissolved oxygen in the hypolimnion conlease is proportional to the P input into the sediment. The apparent
trols phosphate release from the sediment had persevered for decades
correlation of P release to DO in the hypolimnion is coincidental bein the last century and became a mantra of water quality control and
cause both are symptoms of eutrophic and hypereutrophic conditions
restoration, which had far-reaching consequences on models and also
(Hupper and Lewandowski, 2008). Simply stated, impoundments with
water quality management of impoundments (Hupper and Lewanhigh P concentration in water have higher P input into sediment and,
dowski, 2008). It led to the development of concepts of hypolimnetic
consequently, higher P release and eutrophic status.
aeration and artificial destratification used as restoration measures for
remedying the adverse conditions of anoxic hypolimnion and also to
Effect of higher nitrate loads
prevent P release from the sediment. This paradigm was included in
Nitrate paradox
many articles and texts, including those by this author (e.g., Krenkel
The form of nitrogen in water and sediment is important and may
and Novotny, 1980) years ago. The former reasoning may be justified
distort the effect of the N:P ratio on eutrophication and even retard
because oxygenated water keeps iron and manganese in oxidized less
the eutrophication process if the N form is nitrate. The nitrate consoluble forms and oxygenated hypolimnion can help fish to survive.
centrations in the waters of the Czech Republic and other countries
But Hupper and Lewandowski (2008) and earlier Caraco et al. (1989,
are very high, reaching and sometimes exceeding the World Health
1991), Gächter and Wehrli (1998) cited numerous papers and/or
Organization potable water safety criterion of 10 mg of NO3--N/L (see
provided compelling evidence that hypolimnetic aeration does not
Table 2). A major part of nitrate loading originates from excessive
have an effect on the rate of P release. It can sometimes trigger Cyanoapplications of industrial fertilizers in agriculture, from converting
HABs and fish kills if aerators are turned on when algal respiration
wetlands to agriculture, and from municipal wastewater treatment
turned the hypolimnion anaerobic and rich in phosphorus (personal
plants nitrifying (and denitrifying) the effluent mandated in some
observation by the author).
countries.. The nitrate loads may be difficult to control because the
Sedimentary P exchange between water and sediment is mainly
soils and groundwater in many agricultural watersheds are today
determined by the amount and species of phosphorus entering the
oversaturated with nitrate-N (Stalnacke et al., 2009). Less nitrates
sediment where it is partitioned between the mobile (dissolved in
can be found in the Chinese or Japanese impoundments because rice
pore water) and immobile fractions in particulate iron and aluminum
hydroxides and organic particulate matter.
The P release back into the water column is
Table 2. Characteristic values of C90%* (C10% for DO) in the monitoring profiles of the direct
controlled by the mobile pool in the sediment
tributaries of the Švihov reservoir. Data from the Vltava Watershed (Povodi) Agency by
related to the diagenetic P transformation in
Hejzlar at al. (2006)
the sediment which is a result of sedimentation fluxes of reactive organic matter and iron
Monitoring Profile
oxihydrates. It is also related to concentraParameter
Želivka
Martinicky p.
Blažejovský p.
Sedlický p.
tions of sulfate and nitrate in the sediment
42000
3000
2100
0500
pore water (Katsev et al., 2006; Caraco et al.
3.7
3.1
5.0
4.0
BOD5, mg/L
1989, 1991).
Chlophyll a, μg/L
26
23
28
38
The oxic sediment layer, by definition, conpH
8.0
7.9
7.9
8.5
tains oxidized Fe(III) and Al(III) compounds
0.37
0.17
0.20
0.44
N-NH4+, mg/L
that can adsorb phosphate. However, as sated
10.3
12.4
9.3
13.8
N-NO3-, mg/L
previously, because the oxic layer (Figure
Total P, μg/L
170
180
180
140
5 and 6) is very thin, the available adsorp-
22
vh 3/2014
fields (essentially artificial wetlands) effectively denitrify and remove
nitrate, and most municipal effluents are not nitrified.
Several authors noticed phosphorus release from the sediments is
suppressed in waters with higher nitrate content and, as a result, the
water body, be it an impoundment or coastal wetland fen, would not
become highly eutrophic or hypereutrophic based on the nutrient
loading (Andersen, 1982; Hemond and Lin, 2010; Lehman, 2011)
as long as the nitrate content in the hypolimnion (or water of completely mixed impoundments) and top sediments is not exhausted.
Also Lehman (2011) documented and concluded that phosphate and
iron are reduced and released only when both oxygen and nitrate are
depleted. In another case study of the nitrate effect on eutrophication
of coastal wetland fens (Lucassen et al., 2004), eutrophication was prevented by high nitrate loads in groundwater. Liška and Duras (2011)
reported the same phenomenon in a small headwater reservoir on the
Želivka River in Czech Republic which is the main tributary of the
Švihov Reservoir providing water for the Prague in the Czech Republic and, similarly, Lehman (2011) on an impoundment in Michigan.
Selig and Schlungaum (2003) observed two dimictic lakes and
found sediments released ammonium and phosphate only when
both oxygen and nitrates were absent. Andersen (1982), in a study of
Danish eutrophic lakes, noticed phosphate release from sediments
occurring if NO3-–N concentrations were less than 0.1 mg/L and no
release into anoxic hypolimnion if NO3-–N was greater than 1 mg/L.
Skovgaard-Jensen and Andersen (1992) statistically analyzed the effect of temperature, nitrate and pH on release of soluble reactive P
(SRP) from the sediment. Of the three variables, water temperature
had the most significant effect on sediment SRP release in all lakes
and explained more than 70% of the seasonal variation in gross internal loading. High NO3- concentrations increased the sorption of
PO43- by the sediments during winter and may have had a significant
impact on annual P retention in the investigated lakes because of the
high flushing rates during winter. Their results could not confirm
Andersen’s (1982) hypothesis of no net release if NO3- concentrations
are above 1 m/L.
Hence, the reason for keeping phosphorus in sediments is the
anoxic nitrate layer along with the higher redox potential in the
hypoxic or anoxic water column which increase iron (III) phosphate
binding near the sediment – water interface and effectively blocks
dissociation of Fe(III)-phosphate complexes which occurs under a
lower redox potential (McAuliffe et al., 1998; Selig and Schlungbaum,
2003). Consequently, the nitrate layer keeps phosphorus in the sediments by increasing the “iron P trapping” capability of the sediments.
Some authors and watershed managers even suggested that reducing
nitrate may be counterproductive in hypereutrophic or vulnerable
impoundments with anaerobic sediments rich in phosphates where
phosphate release from the sediments could trigger eutrophication
or hyper-eutrophication (e.g., Liška and Duras, 2011). Foy (1988)
reported that adding nitrate to sediments in a small dimictic lake
in North Ireland delayed and reduced phosphorus and iron release
from the sediments but had no effect on reducing the release of ammonium, most likely, as stated in the preceding section, because of
the absence of an oxic layer. Mc Auliffe et al. (1998) pointed out that
adding nitrate also keeps more oxygen in the water column because it
decreased sediment oxygen demand and increases the redox-potential
in the sediment-water interface from -200 mV to 200 mV in 25 days
of incubation. They added very high nitrate doses (5–100 mg NO3/L) in their incubation experiments but noticed rather quick nitrate
disappearance by denitrification in organic carbon rich sediments.
In wetlands, rice fields, and eutrophic/hypereutrophic impoundments receiving high nitrate inputs in surface (including irrigation)
and groundwater flows, methanogenesis in the nitrate zone is suppressed by denitrification (Figure 6).
Nitrate from the nitrate zone is converted to nitrous oxide and finally dinitrogen gas by the facultative denitrifying bacteria according
to the sequence below
NO3- → Nitrate NO2- → Nitrite 8 NO3- + 5 CH3 COOH → 4 N2 + 10 CO2 + 6 H2O + 8 OHAutotrophic denitrification occurs (most likely simultaneously) by
a different microorganism group, or
2 NO3- + 5 H2 → N2 + 4 H2O + 2 OHCarbon dioxide combines with the hydroxyl ion to produce alkalinity
CO2 + OH- ↔ HCO3- or after combining the three equations and simplifying
2 NO3- + CH3 COOH + H2(g) → N2(g)+ 2 HCO3- + 2 H2O
The above models describing the simultaneous reactions indicate
denitrification with acetate as an electron donor not only suppresses
equivalent methane formation it also minimizes emissions of nitrous
oxides and carbon dioxide because most of the produced carbon
dioxide is converted to alkalinity and denitrification is completed to
di-nitrogen gas. The conversion of nitrate to dinitrogen gas is complete
if enough acetate is present (Calderer et al., 2010, Oh and Silvester,
1999). Stochiometrically, 3.57 g of alkalinity as CaCO3 is produced
per gram of nitrate nitrogen reduced, or, for each gram of N denitrified, 0.9 grams of C is sequestered into alkalinity. Additional carbon,
N and P are incorporated into biomass and peat formation which
may be controlled by the availability of P. In rice fields, C, P and N
are incorporated into husks and stalks. Wetland and lake sediments
research should be conducted to find out the best conditions for these
processes to occur. It is also important to assure that nitrogen gas is
the final product of the nitrate reduction because nitrous oxide is a
potent GHG and also interferes with the ozone layer.
Are high nitrate loads really beneficial? The above discussion of
the effect of nitrates on the P release suppressing in no way is endorsing the high loads of nitrate into receiving water bodies. The fact that
Cyano-HABs are triggered by high N and P loads in the water column
has not been changed. Nitrate in the water body epilimnion is still a
critical nutrient and its high concentration or addition reduces only
the P input from the sediment but not from external sources and
could shift the Cyano-HABs towards those dominated by Microcystis
along with other cyanobacteria species that do not fix N2. Relatively
rapid denitrification in organic carbon rich sediments decreases the
N/P ratio which also shifts the development of HABs towards cyanobacteria dominated blooms (Lehman, 2011; Havens et al., 2003).
It is true that high nitrate loads may positively impact and reduce
net internal P loads tied in the sediments and substrate of wetlands.
However, as nitrates in the anoxic hypolimnion become depleted, the
release of phosphorus from P rich sediment will occur or significantly
increase. Selig and Schlungbaum (2003) reported that anoxic nitrate
N2O → N2
Nitrous oxide(g) dinitrogen gas
requiring organic matter as electron donor. The “dead end” products of
the anoxic/anaerobic fermentation of organic matter such as acetates
are the sources of the needed electrons. In the denitrification process,
denitrifying bacteria outcompete the methanogens (Claren et al; 2006;
Westerman and Kiǽr-Ahrig, 1987) and suppress methane formation.
Hence, acetogenesis is the source of organic carbon or hydrogen pro-
vh 3/2014
viding electrons for denitrification and only after denitrification is carried to completion and nitrate is exhausted, can methane be formed.
Watanabe, Motoyama, and Kuroda (2001) and Van de Pas-Schoonen et
al. (2005) documented that both acetate and hydrogen gas produced
by acetogenesis are used by two different mixed species groups of
denitrifying microorganisms and the final product of denitrification
is alkalinity (HCO3-) and dinitrogen gas.
Heterotrophic denitrification uses acetates as an electron donor, or
Figure 6. Concept of dissolved/dissociated compounds (nutrients
and oxygen) mass transfer through boundary layers between water
and sediment
23
protection lasted in the observed lakes until July when the hypolimnia
became anaerobic and releases of ammonium and phosphate from the
sediments increased dramatically thereafter. It was already pointed
out in the preceding sections that sediment may contain far more
phosphorus than that in the annual inflow of P from allochthonous
sources and nitrates in the sediment is transient and unreliable. Also
at some point of time if excessive allochthonous P loads from point
and nonpoint source continue, the sediment retention capacity will be
exhausted. Consequently, relying on nitrates to prevent and/or control
hypereutrophic conditions is dealing with a time bomb.
Conclusions
Widely spread harmful algal blooms (Cyano-HABs) and hypereutrophic conditions of impoundments in some countries in the last thirty
to forty years are a result of intensification of agriculture exhibited by
increased use and overuse of industrial fertilizers and tile drainage,
and nutrient discharges from urban point and diffuse sources. Today,
hypereutrophic water bodies on a large scale are endemic in China,
Holland, Korea and the Czech Republic but the danger is spreading
(e.g., Florida, Texas and California in the US, France, Germany).
In hypereutrophic water bodies, important metabolic processes occur in sediments and cyanobacteria in modified form can settle into
the sediments at their convenience where they can survive and receive
nourishment for years and subsequently can reenter the water column
and create algal bloom. Management practices must therefore focus
on both reducing the nutrients in the water column and preventing
cyanobacteria growth and nourishment by nutrients in the sediment.
The mass of nutrients and of hibernating cyanobacteria microorganisms typically exceed those in the water column during a bloom.
In order to prevent the hypereutrophic status, both nutrients must
be controlled but controlling high nitrate loads may be more difficult
because the soil in the watershed may be overloaded by legacy of over
fertilization. China’s fertilizer application rates nationwide are higher
than those in the Czech Republic or the US (Novotny et al., 2010;
Novotny 2011) but in China more nitrate is lost by denitrification
in rice fields. Phosphate detergents manufacturing and distribution
was banned only recently (in 2006) in the Czech Republic and, as of
2013, was still only proposed by the EU community and in China.
Focusing on reducing nitrate (vis a vis the mandate by the EU nitrate
directive) more than phosphorus in water bodies vulnerable to or in
initial stages of hypereutrophy may diminish the anoxic nitrate barrier
in the hypolimnion and sediments, triggering a release of phosphorus
from the sediments. Nitrate can be gradually reduced after phosphate
input is significantly reduced and oxic hypolimnion and the oxic and
nitrate barrier in the sediments are firmly established. Nevertheless,
the “beneficial role” of nitrates is only temporary. Adding nitrates may
have some benefits when the situation is already bad, i.e., the water
body is already eutrophic and vulnerable to becoming hypereutrophic.
However, the nitrate layer alone can only delay the onset of CyanoHABs but the length of the delay is difficult to predict. More research,
better understanding of hypertrophy and Cyano-HABs, development
of better multilayer models are needed to prevent and control this phenomenon which may also be affected by anticipated climatic changes.
The change from mesotrophic/eutrophic status to a hypereutrophic
one with harmful cyanobacteria blooms (Cyano HAB) is non-linear
and when the switch occurs, reversing back to an acceptable status
is difficult and very costly. Some changes may be irreversible (Folke
et al., 2005). The classic Vollenweider’s (1975) model fails when applied to cyanobacteria and hyper-eutrophic conditions (Hellweger et
al., 2008). There is an urgent need to develop new generation models
that would portray accurately the peculiar behavior of cyanobacteria, their mobility to and from the sediments and their behavior and
nourishment that would be coupled to multilayer nutrient models of
the impoundment (see Hellweger et al., 2008).
The standards (criteria-goals) for the total maximum daily load
(TMDL) assessments and planning for vulnerable water bodies must
be stringent with regards to phosphorus loads and with a margin of
safety, respecting the fact that the current models are inadequate to
properly describe the phosphorus (and other chemicals) exchange
between water and sediment. Bringing only the P concentration in the
water column to the values typical for eutrophic impoundments (e.g.,
50 μg/L) will not revert the water body from hypereutrophic status to
a better status. Specifically, for protecting impoundments providing
water supply or recreation, the standard should be less than 50 μg/L
and the goal should be to bring the water body to the mesotrophoic
status (Total P < 25 μg/L). Nitrate is regulated by the World Health
24
Organization worldwide criterion specifying 10 mg/L of nitrate N
as a limit for water supply water bodies. The European Community
nitrate directive restricts nitrate loads in vulnerable watersheds to
protect mainly large marine water bodies, North, Baltic, and Black
Seas, from excessive algal growths (HABs) that are nitrogen limited.
Ammonium (TKN) is controlled in the US by the toxicity criteria issued by the US EPA (2009). TKN is a more dangerous pollutant than
nitrate, based on the “apparent” retarding effect of nitrate in preventing hyper-eutrophication.
The ability of wetlands and sediments to remove nitrates and immobilize phosphates provides an argument for installing or restoring
alluvial wetlands as buffers to high nitrate and phosphate load to
water bodies vulnerable to eutrophication. The additional significant
unexpected benefits of removing nitrates in wetlands are sequestering carbon in a form of alkalinity, reducing methane emissions, and
producing biomass for manufacturing biofuel. Carbon sequestering
is limited in wetlands with low nitrate loads from which methane
and carbon dioxide emissions may be significant Mitsch, and Gosselink, 2007).
Simple remediation measures such as reducing phosphorus only
to borderline concentrations between eutrophic and hypereutrophic
states will not work in the effort to revert already hyper-trophic water
bodies back to mesothrophic or lower hyper-trophic conditions because
the internal loads in such bodies may vastly exceed the allochthonous
loads. The same is true in the opposite direction, i.e., drawing down
the impoundment and excavating sediment without reducing external
inputs is also ineffective. Some simple mitigation measures may be
outright harmful such as destratification by mixing and aeration when
the hypolimnion is already anaerobic. The current mitigation measures
are extensive and multifaceted, including watershed measures, and,
if not done properly and vigorously, may not be successful in a long
term. To restore and/or protect water bodies of a great importance such
as those providing water supply to large municipalities the abatement
is regional, not just focusing on the impacted water body.
References
Andersen, J. M. (1982) Effect of nitrate concentrations in lake water on phosphate
release from the sediment, Water Research 16(7): 1119–1126
Babica, P.; Bláha, L.; Kohoutek, J.; Adamovský, O.; Bláhová, L. and Maršálek, B. (2006)
Microcystiny v pitných vodách ČR (Microcystins in potable waters of Czech
Republic) Conf. Proceedings Cyanobakterie 2006, biologie, toxikologie a management (Cyanobacteria 2006, Biology, Toxicology and Management), Centre for
Cyanobacteria and their Toxins, Masaryk University, Brno, Czech Republic May
24–25, 2006, pp. 54
Beutel, M. W. (2006) Inhibition of ammonia release from anoxic profundal sediments
in lakes using hypolimnetic oxygenation, Ecological Engineering 18: 271–279
Bláha, L.; and Maršálek, B. (2003) Contamination of drinking water in the Czech Republic by microcystins, Archiv für Hydrobiologie, 158:421–429
Bláha, L.; and Maršálek, B. (2009) Toxiny sinic a jejich účinky na vodní ecosystémy
(Toxins of cyano-bacteria and their effects on aquatic ecosystems – in Czech),
Water Management (Vodní hospodářství) 59(2):50–54
Bláha, L.; Babica, P.; Kohoutek, K.; Bláhová, L.; Adamovský, O.; Maršálek, B. et al., (2006)
Koncentrace microcystinů v ČR – Dlouhodobé trendy a sezónní variability (Concentrations of microcystins in Czech Republic – Long term trends and seasonal
variability – in Czech) Conf. Proceedings Cyanobakterie 2006, biologie, toxikologie
a management (Cyanobacteria 2006, Biology, Toxicology and Management), Centre
for cyanobacteria and their toxins, Masaryk University, Brno, Czech Republic
May 24–25, 2006, pp. 37–43
Brezonik, P. L., and Engstrom D. R. (1988) Modern and historic accumulation rates of
phosphorus in Lake Okeechobee, Florida, Journal of Paleolimnology 20:31–46
Calderer, M. et al. (2010) Denitrification in presence of acetate and glucose for bioremediation of nitrate-contaminated groundwater, Environmental Technology
31(7):799–814
Caraco, N. F.; Cole, J. J. and Likens, G. E. (1989) Evidence for sulphate-controlled phosphorus release from sediments of aquatic systems, Nature 341(6240):316–318.
Carlson, R. E. (1977) A trophic state index, Limnology and Oceanography 22:361–369
Carmichael, W. W. (1992) A Status Report on Planktonic Cyanobacteria (Blue-green
algae) and their toxins. 9/600/R-92/079, U.S. Environmental Protection Agency,
Washington, DC, 141 pp
Carmichael, W. W. (1997) The cyanotoxins, Advances in Botanical Research. 27:211–256
Chapra, S. C. (1997) Surface Water Quality Modeling, McGraw-Hill Co., New York
Chapra, S. C., and Canale, P. R. (1991) Long-term phenomenological model of phosphorus and oxygen for stratified lakes. Water Res., 25(6):707–715
Chorus, I. and Barton, J. eds. (1999) Toxic Cyanobacteria in Waters – A Guidance to their
Public Health Consequences, Monitoring, and Management, WHO Publications,
E & FN Spoon Publishers
vh 3/2014
Claren, M., Bernet, N.; Delgenes, J. P.; and Moletta, R. (20, NY06) Effects of nitrogen
oxides and denitrification on acetotrophic methanogenesis by Methanosarcina
mazei, FEMS Microbioology Ecology 25:271–276
Dillon, P. J.; and Rigler, F. H. (1974) A test of a simple nutrient budget model predicting
the phosphorus concentration in lake water, Journal of the Fisheries Research
Board of Canada 31:1771–1778
Di Toro, D. M.; Paquin, P. R.; Subburamu, K. and Gruber D. A. (1990 a) Sediment
Oxygen Demand Model: Methane and Ammonia Oxidation. J. Environ. Engr.
ASCE 116(5):945–986
Duras, J. (2008) Workshop “Revitalization of the Orlik Reservoir” (in Czech), Limnological News, Czech Limnological Society, No. 4, pp. 1–4
Einsele, W. (1936) Über die Bezienhungen des Eisenkreislauf in eutrophen See (Relationships in iron cycling of eutrophic lakes), Arch. Hydrobiol.29:664–686
Field, S. J. and Duerk, M. D. (1988) Hydrology and Water Quality of Delavan Lake in
Southwestern Wisconsin, Water Res. Investigation Rep. 87–4168, US Geological
Survey, Madison, WI
Folke, C., Carpenter, S.; Walker, B.; Scheffer, M.; Elmquist, T.; Gunderson, L. and Holling,
C. S. (2005) Regime shifts, resilience, and biodiversity in ecosystem management,
Ann. Review of Ecology, Evolution and Systematics, 35:557–581
Foy, R. H. (1988) Suppression of phosphorus release from lake sediments by the addition
of nitrate, Wat. Res. 20(11):1345–1351
Gächter, R., and Wehrli, B. (1998) Ten years of artificial mixing and oxygenation: no
effect on the internal phosphorus loading in two eutrophic lakes, Environ. Sci.
Technol. 32:3659–3665
Golterman, H. L. (2001) Phosphate release from anoxic sediments or “What did Mortimer really write?”, Hydrobiologia 450:99–106
Grøterud, O. and Haaland, S. (2007) østensjøvannet – a shallow hypereutrophic lake
in Norway with significant internal phosphorus loading during summer, VATTEN
63:313–320
Gulati, R. D. and van Donk, E. (2002) Lakes in the Netherlands, their origin, eutrophication, and restoration: State of the art, Hydrobiologia 478:73–106
Havens, K. E. and Schelske, C. L. (2001) The importance of considering biological
processes when setting total maximum daily loads (TMDL) for phosphorus in
shallow lakes and reservoirs, Environmental Pollution 113:1–9
Havens, K. E.; James, R. T.; East, T. L. and Smith V. H. (2003) N:P ratios, light limitations,
and cyanobacterial dominance is a subtropical lake impounded by non-point
source nutrient pollution, Environmental Pollution 122:379–390
Havens, K. E.; and James, R. T. (2005) Phosphorus mass balance of Lake Okeechobee,
Florida: Implications for eutrophication management, Lake and Reservoir Management 21(2):139–148
Havens, K. E.; Fukushima, T.; Xie, P.; Iwakuma, P.; James, R. T.; Takamura, N.; Hanazato, T. and Yamamoto T. (2001) Nutrient dynamics and the eutrophication of
shallow lakes, Kasamigaura (Japan), Donghu (PR China) and Okeechobee (USA),
Environmental Pollution 111:263–272
He, Q.; He, Z.; Joyner, D. C.; Joachimiak, M.; Proce, M. N.; Yang Z. K et al. (2010) The
ISME Journal 4:1386–1397, doi:10.1038/ismej.2010.59
Head, R. M.; Jones, R. I.; Bailey-Watts, A. E. (1999). An assessment of the influence of
recruitment from the sediment on the development of planktonic populations of
cyanobacteria in a temperate mesotrophic lake. Freshwater Biology 41: 759–769.
Hejzlar, J. (2006) Management options to control ecological potential of reservoirs, Proc.
The 5th Interntl. Conf. Reservoir Limnology and Water Quality, August 27–31, 2006,
Brno, Czech Republic, Institute of Botany of the Czech Academy of Sciences
Hejzlar, J.; Forejt, K.; Duras, J.; Goldbach, J.; Liška, M.; Maleček, P.; and Ziegler R. (2006)
Vodárenská nádrž Švihov – výsledky monitoringu v období 2001–2005 (Water supply reservoir, Švihov – Monitoring Results from the 2001–2005 Period – in Czech),
Povodí Vltavy (Vltava River Watershed Management Agency), Prague
Hejzlar, J.; Borovec, J.; Mošnerová, P.; Polívka, J.; Turek, J.; Volková, A. and Žaloudík J.;
(2010) A mass balance of nutrient sources in the catchment of Orlik Reservoir:
1. Principles, methods, results (in Czech). In Proceedings Restoration of Orlik
Reservoir, Hydrobiological Institute of Czech Academy of Sciences, České Budějovice, Czech Republic, ISBN 978-80-254-9014-3.
Hellweger, F., Kravchuk, E.; Novotny V. and Gladyshev, M. (2008), Agent-based modeling
of a complex lifecycle of cyanobacterium (Anabaena) in a shallow lake, Limnol.
Ocean. 53(40):1227–1241
Hemond, H. F. and Lin, K. (2010) Nitrate suppresses internal phosphorus loading in an
eutrophic lake, Water Research 44:3645–3650
Herbert, R. A. (1999) Nitrogen cycling in coastal marine ecosystems, FEMS Microbiology
Reviews 23:563–590
Hupper, M., and Lewandowski J. (2005) Retention and early diagenetic transformation of
phosphorus in Lake Arendsee (Germany) – consequences for managing strategies.
Arch. Hydrobiol. 164:143–167
Hupper, M. and Lewandowski J. (2008) Oxygen controls the phosphate release
from sediments – a long-last paradigm in limnology, Internat. Rev. Hydrobiol.
93(4–5):415–432
Jørgensen, B. B., and Revsbech, N. P. (1985) Diffusive boundary layer and the oxygen
uptake of sediments and detritus. Limnol. Oceanogr. 30(1):111–122
vh 3/2014
Katsev, S.; Tsandev, I.; L’Heureux, I. and Rancourt D. G. (2006) Factors controlling
long-term phosphorus efflux from lake sediments: Exploratory reactive-transport
modeling, Chemical Geology 234:127–147
Kopáček, J.; Marešová, M. and Hejzlar, J. (2007) Natural inactivation of phosphorus by
aluminum in preindustrial lake sediments, Limnol. Oceanogr. 53(3):1147–11455
Krenkel, P. and Novotny V. (1980) Water Quality Management, Academic Press, New
York, NY
Lamers, L. P. M.; Tomassen, H. B. and Roelofs J. G. M. (1998) Sulfate-induced eutrophication and phytotoxicity in freshwater wetlands, Environ. Sci. Technol., 32:199–205
Lamers, L. P. M.; Falla, S. J.; Samborska, E. M.; van Dulken, I. A. R.; van Hengstum, G.
and Reelofs, J. G. M. (2002) Factors controlling the extent of eutrophication and
toxicity in sulfate-polluted freshwater wetands, Limnology and Oceanography
47(2):585–593
Lehman, J. T. (2011) Nuisance cyanobacteria in an urbanizing impoundment: interacting internal phosphorus loading, nitrogen metabolism, and polymixis,
Hydrobiologia 661:
Liška, M., and Duras, J. (2011) VN Švihov – monitoring water quality in the catchment
and its results (in Czech with English abstract), Water Management Vodní hospodářství) No 3:93–98
Liška, M.; Krátký, M.; Goldbach, J.; Soukupová, K. and Forejt, K. (2012) The largest
source of potable water in Czech Republic – Water reservoir Švihov on the Želivka
River ( In Czech with English abstract), Water Management Vodní hospodářství)
No. 3, pp.78–82
Lucassen, E. C. H. E. T.; Smolders, A. J. P.; Van der Salm, A. L.; and Roelofs J. G. (2004)
High groundwater nitrate concentrations inhibit eutrophication of sulphate-rich
freshwater wetlands, Biogeochemistry, 67:249–267
Magley, W. (2003) Total Maximum Daily Load for Total Phosphorus for Lake Apopka,
Lake and Orange Counties, Florida, Florida Dept. of Environmental Protection,
Watershed Assessment Section, Tallahassee, FL
Maršálek, B.; Drábková, M. Feldmanová, M.; and Hilscherová K. (2012) Sediments of
Brno reservoir: remove, reuse, or treatment in situ? Power point presentation,
RECETOX, Masaryk University, Brno, accessed March 2012 http://www.recetox.
muni.cz/coe/sources/workshop_3_soil_sed/Marsalek.pdf,
McAuliffe, T. F.; Lukatelich, R. J.; McComb, A. J.; and Qiu S. (1998) Nitrate application
to control phosphorus release from sediments of a shallow eutrophic estuary: an
experimental evaluation, Marine and Freshwater Research 49(6):463–473
Mitsch, W. J. and Gosselink J. (2007) Wetlands (4th ed.), J. Wiley ands Sons, Hoboken, NJ
Mortimer, C. H. (1941, 1942) The exchange of dissolved substances between mud and
water in lakes, J. Ecology 29:280–329, J. Ecology 30:147–201
Morse, J. W., and Luther, G. W. III (1999) Chemical influence on trace metal-sulfide
interactions in anoxic sediments, Geochimica et Cosmochimica 63:3373–3378
Novotny, V. (2009) Cyanobacteria blooms and hypertrophy in reservoirs with a focus on
the Želivka River, Water Management (Vodní hospodářství), Prague 59(5):171–179
Novotny, V. (2011) The Danger of Hypereutrophic Status of Water Supply Impoundments Resulting from Excessive Nutrient Loads from Agricultural and Other
Sources, Journal of Water Sustainability 1(1):1–22
Novotny., V.; Wang, X.; Englande, A. J.; Bedoya, D.; Promakasikorn, L. and Tirado R.
(2010) Comparative assessment of pollution by the use of industrial agricultural
fertilizers in four rapidly developing Asian countries, Environment, Development,
and Sustainability, 12:491–509
Nürnberg, G. K. (1984) The prediction of internal phosphorus load in lakes with anoxic
hypolimnia, Limnol. Oceanogr., 29(1):111–124
Nürnberg, G. K. (1994) Phosphorus release from anoxic sediments: What we know and
how we can deal with it, Limnetica 10(1):1–4
Oh, J.; and Silversten, J. A. (1999( Acetate limitations and nitrite accumulation during
denitrification, J. Envir. Eng.. Div. (ASCE) 125(3):234–242
Paerl, H.W (1988) Nuisance phytoplankton blooms in coastal, estuarine, and inland
waters. Limnol. Oceanogr. 33:823–847
Paerl, H. W.; Fulton, R. S. III; Moisander, P. H. and Dyble J. (2001) Harmful freshwater
algal blooms, with an emphasis on Cyanobacteria, The Scientific World 1:76–113
Paerl, H. W. and Fulton R. S. III (2006) Ecology of harmful cyanobacteria, Chapter 89
in Ecology of Harmful Algae ( E. Grandeli and J. T. Turner, eds) Ecological Studies
Vol. 189, pp. 95–109 , Sopringer – Verlag Berlin Heidelberg
Paerl, H. W.; Xu, H.; McCarthy, M.; Zhu, G.; Qin, B.; Li, Y. and Gardner, W. (2010)
Controlling harmful cyanobacteria blooms in a hyper-eutrophic lake (Lake Taihu,
China): The need for a dual nutrient (N & P) management strategy, Water Research
doi: 101016/j.waters.2010.09.018
Pauer, J. J. and Auer M. T. (2000) Nitrification in the water column and sediments of a
hypereutrophic lake and adjoining river system, Water Research 34(4):1247–1254
Pettersson, K. (2001) Phosphorus characteristics of settling and suspended particles in
Lake Erken, Sci. Total Environ. 266:79–86
Pollman, C. D., and James T. (2011) A simple model of internal loading of phosphorus
in Lake Okeechobee, Lake and Reservoir Management 27:15–27
Reckow, K. (1979) Uncertainty analysis applied to Vollenweider’s phosphorus loading
criterion, Journal WPCF 51(8):2123–2128
Reddy, K. R.; Feije, T. C.; Patrick, W. H. (1986) Effect of soil redox conditions on microbial
25
oxidation of organic matter, in Role of Organic Matter in Modern Agriculture (Y.
Chen and Y. Ennimelech, eds.), Martinus Nijhoff, Dortrecht, The Netherlands
Rohlich, G. A. (1969): Causes, Consequences, Correctives, National Academy of Sciences, Washington, DC, pp. 307
Sawyer, C. N. (1947) Fertilization of lakes by agricultural and urban drainage, Journal
New Engl. Water Works Assoc., 51:109–157
Selig, U. and Schlungbaum, G. (2003) Characterization and quantification of phosphorus release from profundal bottom sediments in two dimictic lakes during summer
stratification, J. Limnol. 62(2):151–162
Skovgaard-Jensen, H. and Andersen, F. Ø. (1992) Importance of temperature, nitrate
and pH for phosphorus release from aerobic sediments of four shallow, eutrophic
lakes, Limnol. Oceanogr., 37(3):377–389
Smith, V. H.; and Bennett, S. J. (1999) Nitrogen: phosphorus supply ratios and phytoplankton community structure in lakes, Archiv für Hydrobiologie 146:37–53
Søndergaard, M.; Jensen, J. P. and Jeppesen, E. (2003) Role of sediment and internal
loading of phosphorus in shallow lakes, Hydrobiologia 506–509: 1350145
Stalnacke, P.; Pengerud, A.; Bechmann, M.; Garnier, J.; Humborg, C. and Novotny, V.
(2009) Nitrogen driving force and pressure relationships at contrasting scales:
implications for catchment management Journal of River Basin Management,
7(3):221–232
Šejnohová, L., and Maršálek, B. (2006 ) MICROCYSTIS – Dominující rod vodních květů: Nové poznatky v autekologii (MICROCYSTIS – A dominant species of algal
blooms: New findings in autecology - in Czech), Conf. Proceedings Cyanobakterie
2006, biologie, toxikologie a management (Cyanobacteria 2006, Biology, Toxicology
and Management), Centre for cyanobacteria and their toxins, Masaryk University
, Brno, Czech Republic May 24-25, 2006, pp. 7–12
Tang, H. and Xie, P. (2000) Budgets and dynamics of nitrogen and phosphorus in a shallow, hypereutrophic lake in China, Journal of Freshwater Ecology 15(4):505–514,
U.S. Environmental Protection Agency (2009)
Van de Pas-Schoonen, K. T.; Schalk-Otte, S.; Haaijer, S.; den Schimdt, H. Op; Strius,
M.; Gijs, J.; Kuene, J. and M. S. Jetten (2005) Complete conversion of nitrate
into dinitrogen gas in co-cultures of denitrifying bacteria, Biochemical Society
Transactions, Vol 33, Part 1, pp. 205–209
Vollenweider, R. A. (1975) Input-output models with special reference to the phosphorus loading concept in limnology, Schweiz. Z. Hydrol. 37:53–83
Vollenweider, R. A. and Kerekes J. J. (1980) Background and summary results of the
OECD cooperative program on eutrophication, in International Symposium on
Inland Waters and Lake Restoration, EPA 440/5-81-010, US Environmental Protection Agency, Washington, DC
Watanabe, T.; Motoyama, H. and Kuroda, M. (2001) Denitrification and neutralization treatment by direct feeding of an acidic wastewater containing copper ion
and high-strength nitrate to a bio-electrochemical reactor process, Water Res.,
35(17)4102–4110
Westerman, P.; and Kiǽr Ahrig, B. (1989) Dynamic of methane production, sulfate
reduction, and denitrification in a permanently waterlogged Alder swamp, Appl.
Environ. Microbiol. 53(10):2554–2559
Wisconsin Department of Natural Resources (1989) Environmental Impact Statement
– Delavan Lake Rehabilitation Project, Madison, WI
Zapomělová, E. (2006) Ekologie planktoních sinic rodu Anabaena – Literární přehled
(Ecology of planktonic cyanobacteria Anabaena – Literature overview – in Czech),
Conf. Proceedings Cyanobakterie 2006, Biologie, Toxikologie and Management,
Centre for cyanobacteria and their toxins, Masaryk University, Brno, Czech
Republic May 24–25, 2006, pp. 13–21
Zhang, J. and Sharfstein, B. (2011) Lake Okeechobee Protection Plan, Chapter 8,
2012 South Florida Environmental Report, SF Water Management District, West
Palm Beach, FL, http://my.sfwmd.gov/portal/page/portal/xweb%20about%20us/
agency%20reports
Znachor, P.; Jurczak, T.; Komarková, J.; Jezbedrova, J.; Mankiewicz, J.; Kaštovská, K.
and Zapomělová, E. (2006) Summer changes in cyanobacteria bloom composition and microcystins concentration in eutrophic Czech Reservoirs Environ.
Toxicol.21:236–243
Vladimir Novotny
Professor Emeritus Marquette University (Milwaukee, WI)
and Northeastern University (Boston, MA);
Visiting Professor VŠCHT Praha;
Managing Partner AquaNova LLC
Newburyport
MA 01950, USA
Postupující (hyper)eutrofizace a škodlivý rozvoj řas ve
vodním prostředí – příčiny, následky a management (Novotny, V.)
26
Abstrakt
Široce rozšířený problém škodlivého vodního květu sinic (Cyano-HABs) a hypereutrofie nádrží v některých zemích v posledních
třiceti až čtyřiceti letech je výsledkem intenzifikace zemědělství,
která je spojována se zvýšenými vklady hnojiv, často až s nadměrným užíváním průmyslových hnojiv a plošným odvodňováním
zemědělských pozemků, které v souhrnu představují dosud nedostatečně kontrolované difuzní zdroje zemědělského znečištění. Na
zátěži vodního prostředí se však podílí i vstupy nutrientů z bodových
zdrojů znečištění, kterými jsou málo účinné čistírny odpadních vod
měst a zejména pak malých obcí bez přijatelného čištění odpadních
vod. Dnes jsou hypereutrofní vodní útvary problémem ve velkém
měřítku v Číně, Holandsku, Koreji i České republice, ale problém
se šíří i jinde (Florida, Texas a Kalifornie v USA, Francie, Německo).
V hypereutrofních vodních útvarech probíhají důležité metabolické procesy v sedimentech a sinice v modifikovaných formách mohou
být součástí sedimentu, kde umějí roky přežívat a přijímat zásobní
živiny a následně, když jsou vhodné podmínky, znovu vstupují do
vodního sloupce a vytvoří vodní květ sinic. Manažerské přístupy se
tedy musí zaměřit na oba uvedené faktory, tj. na redukci nutrientů ve
vodním sloupci i na prevenci růstu a zdroje výživy sinic z nutrientů
v sedimentech. Množství nutrientů a počty hybernovaných sinic
v sedimentech často překračují jejich množství ve vodním sloupci
v době vodního květu.
Cílem prevence hypereutrofního stavu musí být snižování dusíku
a fosforu, což jsou dva hlavní nutrienty. Kontrola vysokých vstupů
nitrátů může být obtížnější, protože zemědělské půdy v povodí
mohou být zatíženy díky nadměrným dávkám dusíku v minulosti.
Dávky v Číně z hnojiv do půdy jsou vyšší než limity v České republice nebo USA (Novotny et al., 2010; Novotny 2011), ale Čína má větší
ztráty dusíku díky procesu denitrifikace na rýžových polích. Výroba
a distribuce detergentů s fosfáty byla ukončena teprve nedávno
(v roce 2006 v ČR) a od roku 2013 byla teprve navržena v rámci
EU a v Číně. Snaha zaměřit se na redukci nitrátů (viz požadavek
nitrátové směrnice EU č. 91/676/EHS) více než na fosfor, může vést
ve vodních nádržích, které jsou zranitelné nebo v počátečním stádiu
hypereutrofie, ke zmenšení anoxické nitrátové bariéry v hypolimniu
a sedimentech a to může spustit uvolňování fosforu ze sedimentů.
Nitráty mohou být sníženy až poté, co jsou významně redukovány
vstupy fosforu a oxické hypolimnium a oxická a nitrátová bariéra
v sedimentu jsou stabilně vytvořeny, to však může být v rozporu
s EU nitrátovou směrnicí. Přesto tato „kladná role“ nitrátů je pouze
dočasná. Přidávání nitrátů může být přínosem, pokud situace je už
špatná, tj. vodní útvar je už vysoce eutrofní a zranitelný, aby se stal
hypereutrofním. Sama nitrátová vrstva může pouze zdržet nástup
škodlivého vodního květu sinic (Cyano-HABs), ale délku tohoto
zdržení je těžké předpovídat. Bude potřeba dalšího výzkumu a lepší
pochopení hypereutrofie a vodního květu sinic a rozvoj lepších vícevrstevných modelů pro lepší kontrolu a prevenci tohoto jevu, který
může být navíc výrazně ovlivněn klimatickými změnami.
Změna z mezotrofního/eutrofního stavu na hypereutrofní s rizikem výskytu vodního květu (Cyano-HAB) není lineární a pokud
ke změně dojde, je velice obtížné a nákladné tento stav zvrátit zpět
k akceptovatelnému stavu. Některé změny mohou být i nevratné
(Folke et al., 2005). Klasický Vollenweiderův model (1975) selhává,
pokud je aplikován na sinice a hypertrofní podmínky (Hellweger
et al., 2008). Je nanejvýš nutné rozvíjet nové generace modelů, které
budou přesněji popisovat specifické chování sinic, jejich mobilitu
do a ze sedimentů. Jejich chování a výživa jsou faktory, které musí
být zahrnuty do mnohovrstevného modelování nutrientů v nádrži
(viz Hellweger et al., 2008).
Standardy (limity a cíle) pro hodnocení a plánování maximálního
denního přísunu živin do zranitelných vodních útvarů tzv. model
TMDL (Total Maximum Daily Load) musí být přísné s ohledem na
přísun fosforu a bezpečnou hraniční koncentraci a musí respektovat
fakt, že běžné modely neumí vhodně a správně popsat výměnu fosforu
(a dalších chemikálií) na rozhraní vody a sedimentu. Pokud vezmeme
v úvahu pouze koncentrace fosforu ve vodním sloupci vůči typickým
hodnotám pro eutrofní nádrže (tj. 50 μg/l), je nepravděpodobné, že
změníme stav útvaru od hypereutrofního k lepšímu stavu. Zvláště,
pokud ochraňujeme nádrže využívané k zásobování pitnou vodou
a k rekreaci, standardy by měly být nižší než 50 μg/l. Cílem by mělo
být změnit stav na mezotrofní stav (celkový fosfor Pc < 25 μg/l), což
se stalo v případě úspěšné prevence a ochrany vodních nádrží pro
město New York. Nitráty jsou regulované světovou zdravotnickou
organizací (WHO) a celosvětově uznávaným standardem je hranice
vh 3/2014
10 mg nitrátů na litr jako limit pro vodárenské zdroje. Nitrátová
směrnice Evropské Unie omezuje přísun dusičnanů ve zranitelných
povodích hlavně proto, aby byly před rozvojem škodlivého vodního
květu (HABs) chráněny rozsáhlé oblasti evropských moří – Severního,
Baltského a Černého moře, protože růst řas je zde limitován množstvím dusíku. Amoniak (TKN) je v USA kontrolován jako kritérium
toxicity vod, vydané organizací US EPA (2013). TKN je považován na
nebezpečnější druh znečištění než nitráty, protože ty mají „zdánlivý”
zpomalovací efekt při prevenci rozvoje hypereutrofizace.
Schopnost mokřadů a sedimentu odstraňovat nitráty a imobilizovat fosfáty je argumentem pro zřizování nebo obnovu mokřadů
v údolních nivách jako záchytné bariéry před vysokými vstupy
fosforu a dusíku do vodních útvarů citlivých na eutrofizaci. Dalšími
významnými a nečekanými benefity odstraňování nitrátů v mokřadech je sekvestrace uhlíku ve formě alkalinity, což redukuje emise
metanu a produkuje biomasu použitelnou jako palivo. Zadržování
(sekvestrace) uhlíku je limitováno v mokřadech s nízkými vstupy
dusíku, ze kterých emise metanu a CO2 mohou být významné (Mitsch, and Gosselink, 2007).
Jednoduchá nápravná opatření, jako je redukce fosforu jen ke
hraniční koncentraci mezi eutrofním a hypereutrofním stavem
nebudou účinné při úsilí změnit hypertrofní stav vodního útvaru
zpět k mezotrofnímu anebo nižšímu hypertrofnímu stavu, protože
interní vstupy živin v těchto nádržích mohou obrovsky překračovat
vnější přísun živin přítokem. To samé platí i v opačném směru, tj.
že samotné vypuštění nádrže a vytěžení sedimentů bez současné redukce externích vstupů je také neúčinné opatření. Některá
vh 3/2014
jednoduchá nápravná opatření mohou být i přímo škodlivá, jako
například destratifikace mícháním a aerace, pokud v hypolimniu
už jsou anaerobní podmínky. Běžná ochranná opatření jsou extenzivní a vícevrstevná a zahrnují opatření pro celé povodí, ale pokud
nejsou dělána správně a energicky, pak nejsou dlouhodobě účinná.
Abychom obnovili a/nebo chránili kvalitu vodních útvarů velkého
významu, jako jsou například vodárenské zdroje pro větší aglomerace měst a obcí, opatření musí být aplikována na regionální úrovni,
nelze se zaměřit jen na vlastní dotčený vodní útvar.
Klíčová slova
eutrofizace – hypereutrofní podmínky – škodlivý rozvoj řas – vliv
zemědělství – dusík – vstupy nutrientů – fosfor – celková maximální
denní zátěž – emise skleníkových plynů – kontrola znečištění dusičnany – dusičnanová vrstva – hraniční vrstvy – mokřady – nitrifikace
– denitrifikace – síran – redukční procesy v sedimentech
Poznámka redakce: Souhrn z odborného článku prof. Vladimíra Novotného zpracovala ing. Markéta Hrnčírová, vedoucí odborné skupiny
pro difuzní znečištění CzWA e-mail: [email protected]
27

e-VH 2014-03 - Water management

Transkript

Podobné dokumenty

Informace o využití účelové podpory na specifický vysokoškolský

Společné kořeny vědy a filosofie - OI-Wiki

FIS-OPA Con_nental CUP 2014--2015 Individual free RESULTLIST

e-VH 2014-04 - Water management

Zde - Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích

Budoucí požadavky na zvládání povodňových rizik a trvale

weber color line

e-VH 2014-09 - Water management

13. Letecké snímkovací systémy

Inovační vouchery Fakulta managementu

Fotografická příloha

4/2011

Telenorkarusell og Klassekamp

Jiří Šafr - Pracoviště historické sociologie FHS UK

Řezací válce a příslušenství ESCO

potvrzení původu

Přehled změn PVPPK