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 sou-visejících 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. Pa-vel 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: stransky@watermanagement.czGSM: +420 603 431 597

Editor’s office: Vodní hospodářství, spol. s r. o.Bohumilice 89384 81 Čkyně

ISSN 2336-3533www.watermanagement.cz

© Vodní hospodářství, spol. s r. o.

vh 3/2014 1

Informační systém oddělovacích komor a jejich vlivů na vodní toky (ISOK)2. část: Aplikace na pilotním povodíIvana Kabelková, Tomáš Metelka, Gabriela Štastná, David Stránský, Filip Krejčí, David Hrabák, Milan Suchánek

AbstraktInformační 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 vizua-lizace. Výpočetním posouzením byla identifikována nízká účinnost odvádění nerozpuštěných látek na biologický stupeň ČOV, hydrau-lický 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 ne-jsou téměř patrné. Případná opatření tedy musí cílit především na zlepšení morfologického stavu obou vodních toků.

Klíčová slovadešťové oddělovače – ekologický stav – emise – imise – vodní toky

ÚvodInformační 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 požadav-ků pilotního projektu byly upravovány části funkcionality softwaru.

Cílem tohoto příspěvku je jednak ukázat práci se systémem a vý-sledky posouzení pilotního povodí Příbram a jejich vizualizaci, jednak diskutovat souvislosti vlivů městského odvodnění za deště a ekolo-gického stavu vodních toků.

Metody

Pilotní povodí PříbramSystém odvodnění

Pilotním povodím je město Příbram (34 000 obyvatel), odvodňované převážně jednotnou kanalizací (685 ha, 22 460 obyvatel) s 10 dešťový-mi oddělovači zaústěnými do Příbramského potoka a 1 oddělovačem do Litavky. Zbylá část povodí (204 ha, 11 670 obyvatel) je odvodňo-vána 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 bez-deštný přítok činí 120 l/s. Nátok na ČOV začíná vírovým separátorem (V = 21 m3), přes nějž jsou za deště do Příbramského potoka odlehčo-vány 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. Biologický stupeň zahrnuje odstraňování du-síku a fosforu a dosahuje vysokých účinností čištění (BSK5 98 %, CHSK 94 %, Ncelk 88 %, Pcelk 90 %). Vyčištěná voda z dosazovacích nádrží je vedena přes terciární mechanický stupeň dočištění s mikrosítovými filtry a za-ústěna do Příbramského potoka na km 0,9.Vodní toky

Litavka (průměrný dlouhodobý roční průtok Qa = 218 l/s, jednoletý průtok Q1 =

= 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 Chu-mava“, jehož ekologický stav je poškozený a chemický stav nedosahuje dobrého stavu (těžké kovy) (Plán oblasti povodí Berounky).

Posouzení emisí a imisíSimulační 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 dopl-něn 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 ja-kosti 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 posouze-ní 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 oddělo-vače v listu Výusti. Kromě toho se provádí analýza chování celého systému městského odvodnění, tj. jednotné kanalizace, dešťové kana-lizace 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 sepa-rační 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 zaús-těny do vodních toků.

Pro výpočet emisí Pro výpočet imisí

BSK5 CHSK Ncelk Pcelk NL N-NH4 KNK4,5 pH cT

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mmol/l mmol/l

Dešťový odtok 15 80 3 0.5 160 1 0,4 7,4 0,43

Bezdeštný odtok v jednotné kanalizaci

200 465 46 8,1 250 35 4,5 8,3 4,55

Příbramský potok 0,03 2,2 8,3 2,22

Litavka 0,03 1,2 8,2 1,22

Tab. 1. Hodnoty vstupních dat jakosti vody

vh 3/20142

Systémové vazby Výusť Změna může zp DK1a2 V_OK1B V_DNZdroj emisí Změna může zp DK1a2 OK1B DNČOV Změna může zp Příbram Příbram Příbram

Lokace Výusti X ve WGS 84 / Ps 1558698.917 1559209.605 1559800.486Y ve WGS 84 / Ps 6389841.568 6392219.444 6395354.777

Lokace Zdroje emisí X ve WGS 84 / Ps 1558698.917 1559363 1559514.364Y ve WGS 84 / Ps 6389841.568 6392230.445 6395304.11

Identifikační a doplňkové údaje Typ zdroje emisí {Dešťový odděl Dešťová kanalizace Dešťový oddělovač Dešťová nádržSeparační účinnost NL % 0 20Recipient UTOKJ 3342 (Příbramský potok) 3342 (Příbramský potok) 3342 (Příbramský potok)Staničení km 5.100 3.400 1.000Rybník {ano/ne} ne ne ne

Emise a analýza chování Počet přepadů -/rok 93.0 14.0Doba trvání přepadů h/rok 65.0 20.0Objem přepadů. objem odtoku m3/rok 43733 35415 11282Q1. přepad m3/s 1.057 1.516 0.190BSK5 kg/rok 656.0 700.7 290.3CHSK kg/rok 3498.6 3187.0 812.2Ncelk kg/rok 131.2 145.6 84.7Pcelk kg/rok 21.9 24.7 14.9NL kg/rok 6997.2 5750.0 379.8

Qpokr m3/s 0.030Qhmax m3/s 0.012Q24 m3/s 0.006Předepsaný poměr ředění ke Qhmax 4Předepsaný poměr ředění ke Q24 4

Hydraulický stres Q1 m3/s 2.830 4.330 5.310Přípustný násobek překročení Q1 1.3 1.2 1.1Q1. ovliv (kumulativně) m3/s 3.887 7.408 10.736

Toxicita amoniaku jako N-NH4 Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (jednotlivě) -/rokČetnost N-NH4 > limit N-NH4 (kumulativně) -/rok

Toxicita amoniaku jako N-NH3 Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 14 7Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 0 7Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 0 7Četnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně) -/rok 0 17Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (kumulativně) -/rok 9Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (kumulativně) -/rok 5

Nerozpuštěné látky Sediment ve stoce {ano/ne} ne nePočet EO 5527 0Q347 l/s 17.3 21.2

Deficit kyslíku Výskyt {ano/ne} ne ne

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 za-nedbatelná 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 identi-fikovány 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 jednot-livých 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 násob-ky byly odvozeny z rekolonizačního potenciálu Příbramského potoka

a Litavky pod jednotlivými výusťmi (viz posouzení morfologického stavu) a kromě DK1a2, OK3A1 a OK2D s hodnotou 1,3 jsou tyto hod-noty nízké v rozmezí 1,1–1,2. Rovněž se uvádějí hodnoty ovlivněného jednoletého průtoku pod výustěmi ve vodním toku Q1,ovliv (kumula-tivně) 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 provede-no 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 pří-tomen ve významné míře.

Obr. 1. List Výusti pro Příbram (ukázka vybraných zdrojů emisí)

vh 3/2014 3

Informace o výskytu deficitu kyslíku (ano/ne) byly zjištěny průzkumem vodních toků a měřením rozpuštěného kyslíku v několika profilech pod výustěmi dešťových oddělovačů.

V listu ČOV (obr. 2) jsou uvedeny systé-mové vazby (ČOV a Výusť) a lokace ČOV v souřadnicích x,y v WGS 84/Pseudomercator. Dalšími údaji jsou správní orgány (obec, vlast-ník, provozovatel) a uvádějí se i informace o posouzení (zpracovatel posouzení a rok, ke kterému bylo posouzení provedeno).

Pro posouzení účinnosti odvádění dešťového odtoku a ne rozpuštěných látek na biologický stupeň ČOV se vyplňují informace o navržené velikosti ČOV, o počtech obyvatel napojených na oddílnou splaškovou kanaliza-ci a na jednotnou kanalizaci a roční průměrný objem dešťového přítoku do jednotné kanali-zace zjištěný ze simulace. (V listu Výusti je nutno mít vyplněny roční objemy přepadů jednotlivých zdrojů emisí a separační účin-nost NL.)

Pro analýzu dlouhodobé funkce systému městského odvodnění a bilancování znečiš-tění se pro ČOV uvádí průměrný roční objem odtoku a vypouštěné množství látek (BSK5, CHSK, Ncelk, Pcelk, nerozpuštěné látky).

Pro výpočty a klasifikaci míry nesplnění kritérií či narušení recipientů byly použity nástroje ISOK Vyhodno-cení emisí a imisí a Vyhodnocení účinnosti odvádění.

Ekologické posouzeníMorfologický 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 výus-těmi 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 imisíVýsledky 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 nerozpuště-né 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 sedimen-tační 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-

splnění je klasifikována jako střední.Na 3 oddělovacích komorách (OK1L, OK3A, OK1C) nedochází

vůbec k přepadu. Poměry ředění u ostatních komor vyhovují přede-psaným hodnotám.

Analýza chování systému městského odvodnění ukazuje, že nejvý-znamnějším 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 dů-sledku 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 amo-niaku 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 na-rušení Příbramského potoka již pod první oddělovací komorou OK1B. Zejména závažná je situace v toku pod OK1H a OK1A (km 2,80). Li-tavka je nerozpuštěnými látkami z přepadů OK2D narušena jen nízko.

Ekologické posouzeníMorfologický stav

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

Systémové vazby ČOV Změna může způsobit ne PříbramVýusť Změna může způsobit ne Příbram

Lokace ČOV X ve WGS 84 / Pseudo-Mer 1559466.005Y ve WGS 84 / Pseudo-Mer 6395372.091

Správní orgány Obec Příbram 1Vlastník Město PříbramProvozovatel 1.SčV, a. s.

Posouzení Zpracovatel posouzení ČVUT, DHIPosouzení provedeno k roku 2012

Informace Navržená velikost ČOV EO 76300Počet EO oddílná splašková kanalizace EO 21645Počet EO jednotná kanalizace EO 41655Roční průměrný objem dest. přítoku do JK m3/rok 523765

Emise a analýza chování Objem odtoku m3/rok 3885003BSK5 kg/rok 22700.0CHSK kg/rok 120400.0Ncelk kg/rok 22000.0Pcelk kg/rok 3200.0NL kg/rok 13500.0

Obr. 2. List ČOV pro Příbram

vh 3/20144

Hodnocení ekologického stavu vodních toků a míry narušení pomocí makrozoobentosuIdentifikační a doplňkové údaje Název lokality (identifikátor) PB_REF PB_DK_100 PB_OK1B_nad PB_OK1B_050

Recipient Příbramský p. Příbramský p. Příbramský p. Příbramský p.Staničení km 5.300 4.600 3.500 3.350Řád toku 2 2 2 2Nadmořská výška m n. m. 200-500 200-500 200-500 200-500Dnový podklad kameny, hrubý štěrk, štěrk, bahno štěrk, bahno, kameny písek, bahno, štěrk, kameny písek, bahno, štěrk, kamenyProudění 4, 3, 1 3 2, 1 2, 1

Posouzení Zpracovatel posouzení G. Šťastná, ČVUT G. Šťastná, ČVUT G. Šťastná, ČVUT G. Šťastná, ČVUTDatum odběru dd.mm.rrrr 17.09.2012 17.09.2012 17.09.2012 17.09.2012

Ekologický stavHodnoty metrik Saprobní index 2.01 2.25 2.15 2.75

Pošvatky abundance % 0 0 0 0Litál % 21 14 28 15B index 0.09 0.06 0.07 0.05EPT taxony 2 2 2 2Metaritrál % 0 0 0 0EPT abundance % 0 0 0 0Jepice abundance % 6 22 9 24Epiritrál % 6 9 6 6Spásači % 20 23 16 13Hyporitrál % 0 0 0 0

Převod na EQR Saprobní index_EQR 0.41 0.50 0.46 0.68Pošvatky abundance_EQR 0.00 0.00 0.00 0.00Litál_EQR 0.37 0.24 0.50 0.28B index_EQR 0.09 0.06 0.07 0.05EPT_taxony_EQR 0.07 0.07 0.07 0.07Metaritrál_EQR 0.28 0.32 0.23 0.20EPT abundance_EQR 0.00 0.00 0.00 0.00Jepice abundance_EQR 0.11 0.45 0.18 0.48Epiritrál_EQR 0.00 0.00 0.00 0.00Spásači_EQR 0.49 0.54 0.39 0.31Hyporitrál_EQR 0.00 0.00 0.00 0.00Celkové EQR 0.21 0.24 0.22 0.23Klasifikace ekologického stavu IV. poškozený IV. poškozený IV. poškozený IV. poškozený

Vliv zaústěníZákladní charakteristiky Počet jedinců 485 252 170 441

Počet taxonů 21 13 15 10Počet citlivých taxonů 3 1 0 0

Preference proudění Limnofilní až reofilní taxony % 37 20 2 3Reofilní až reobiontní taxony % 20 4 26 9Indiferentní taxony % 28 58 51 46

Preference mikrohabitatů Pelál a POM % 22 38 33 41Litál a akál % 31 18 33 24Ostatní % 6 10 9 7

Potravní preference Sběrači a filtrátoři % 36 51 54 72Drtiči % 10 0 1 0Seškrabávači % 20 23 16 13

Specifické taxony Oligochaeta 8736 26 29 29 182Chironomidae 4642 132 127 72 153Ancylus fluviatilis 4310 1 0 0 0Baetis rhodani 4415 0 8 2 36Dugesia gonocephala 5018 0 0 0 0Elmis sp. Lv 5095 8 0 0 0Gammarus sp. 5293 32 0 0 0Leuctra sp. 5790 0 0 0 0Nemouridae 8422 0 0 0 0Rhyacophila fasciata 6765 0 0 0 0Rhithrogena semicolorata 6744 0 0 0 0Sericostoma personatum 6817 0 0 0 0Silo pallipes 6834 0 0 0 0Simuliidae 6842 42 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 mor-fologický 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 ne-původní. 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 pře-vážně do silně ovlivněného stavu až umělého stavu (obr. 6f). Hlavní

příčinou degradace morfologie je omezená až žádná variabilita vodní hladiny a nedostatečné břehové pásmo s nepřirozenou, umělou či chy-bějící vegetací. Významné je též zpevnění břehů kamenným záhozem (často více než 30 % plochy břehů). Výše nad OK2D včetně referenč-ního 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 5

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

Vyhodnocení emisí a imisí v povodí ČOV: Příbram

Identifikační a doplňkové údaje Výusť DK1a2 DK3 V_OK1L V_OK3A V_OK1B V_OK2A V_OK1A V_OK1HZdroj emisí DK1a2 DK3 OK1L OK3A OK1B OK2A OK1A OK1HTyp zdroje emisí Dešťová kanalizace Dešťová kanalizace Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovač Dešťový oddělovačSeparační účinnost NL % 0 0 0 0 0 0

Recipient Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potokStaničení km 5.100 4.700 4.300 4.300 3.400 3.200 2.800 2.800Rybník ne ne ne ne ne ano ne neTyp vod Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody

Emise a analýza chování Počet přepadů -/rok 0.0 0.0 93.0 8.0 0.5 16.0Doba trvání přepadů h/rok 0.0 0.0 65.0 4.0 0.1 6.0Objem přepadů, objem odtoku m3/rok 43733 54894 0 0 35415 2587 15 4486Q1, přepad m3/s 1.057 1.312 0.000 0.000 1.516 0.767 0.000 0.894BSK5 kg/rok 656.0 823.4 0.0 0.0 700.7 69.1 72.9 0.4CHSK kg/rok 3498.6 4391.5 0.0 0.0 3187.0 270.0 371.0 1.5Ncelk kg/rok 131.2 164.7 0.0 0.0 145.6 14.8 14.8 0.1Pcelk kg/rok 21.9 27.4 0.0 0.0 24.7 2.5 2.5 0.0NL kg/rok 6997.2 8783.0 0.0 0.0 5750.0 429.0 720.0 2.5

Předepsaný poměr ředění ke Qhmax 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0Poměr ředění ke Qhmax 1.5 8.5 13.1 25.7Splnění poměru ředění ke Qhmax nepřepadá nepřepadá nesplněn splněn splněn splněnPředepsaný poměr ředění ke Q24 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0Poměr ředění ke Q24 4.0 10.8 16.3 29.8Splnění poměru ředění ke Q24 nepřepadá nepřepadá splněn splněn splněn splněn

Hydraulický stres Q1, přípust m3/s 3.679 3.344 5.196 5.178 5.178

Q1, ovliv (jednotlivě) m3/s 3.887 4.352 5.846 4.707 5.601Q1, ovliv / Q1, přípust (jednotlivě) 1.06 1.30 1.13 0.91 1.08Narušení hydraulickým stresem (jednotlivě) nízké střední nepřepadá nepřepadá nízké neposuzuje se žádné nízké

Q1, ovliv (kumulativně) m3/s 3.887 5.414 7.408 6.263 6.263Q1, ovliv / Q1, přípust (kumulativně) 1.06 1.62 1.43 1.21 1.21Narušení hydraulickým stresem (kumulativně) nízké střední nepřepadá nepřepadá střední neposuzuje se střední střední

Toxicita amoniaku Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (jednotlivě) -/rokČetnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 14 0 0Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 0Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 0Narušení toxicitou amoniaku (jednotlivě) neposuzuje se neposuzuje se nepřepadá nepřepadá nízké neposuzuje se žádné žádné

Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (kumulativně) -/rokČetnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně) -/rok 0 0 0Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (kumulativně) -/rokČetnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (kumulativně) -/rokNarušení toxicitou amoniaku (kumulativně) neposuzuje se neposuzuje se nepřepadá nepřepadá žádné neposuzuje se žádné žádné

Nerozpuštěné látky Počet EO/Q347 EO/(l/s) 319 806 295Narušení nerozpuštěnými látkami neposuzuje se neposuzuje se nepřepadá nepřepadá vysoké neposuzuje se vysoké vysoké

Deficit kyslíku Narušení deficitem O2 neposuzuje se neposuzuje se nepřepadá nepřepadá ne neposuzuje se ano ano

Vyhodnocení emisí a imisí v povodí ČOV: Příbram

Identifikační a doplňkové údaje Výusť V_OK3A1 V_OK1C V_OK1K1 V_OK1A1 V_VS V_DN Příbram V_OK2DZdroj emisí OK3A1 OK1C OK1K1 OK1A1 VS DN Příbram OK2DTyp zdroje emisí Dešťový

oddělovačDešťový

oddělovačDešťový

oddělovačDešťový

oddělovačVírový separátor Dešťová nádrž ČOV Dešťový

oddělovačSeparační účinnost NL % 0 0 0 0 1 20 0

Recipient Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok Příbramský potok LitavkaStaničení km 2.200 2.050 1.850 1.400 1.100 1.000 0.900 43.200Rybník ne ne ne ne ne ne neTyp vod Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody Lososové vody

Emise a analýza chování Počet přepadů -/rok 7.0 0.0 1.0 7.0 71.0 14.0 28.0Doba trvání přepadů h/rok 4.0 0.0 0.3 3.0 69.0 20.0 12.0Objem přepadů. objem odtoku m3/rok 3045 0 153 3242 144363 11282 3885003 3997Q1. přepad m3/s 0.637 0.000 0.119 0.888 2.888 0.190 0.406BSK5 kg/rok 59.3 0.0 2.4 32.6 4640.0 290.3 22700.0 5.9CHSK kg/rok 299.0 0.0 12.4 315.0 18101.0 812.2 120400.0 13.6Ncelk kg/rok 15.3 0.0 0.5 15.9 1166.0 84.7 22000.0 1.3Pcelk kg/rok 2.6 0.0 0.1 2.7 201.7 14.9 3200.0 0.2NL kg/rok 500.0 0.0 24.0 530.0 24356.0 379.8 13500.0 7.3

Předepsaný poměr ředění ke Qhmax 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0Poměr ředění ke Qhmax 17.7 69.0 19.0 13.1 21.5Splnění poměru ředění ke Qhmax splněn nepřepadá splněn splněn splněn splněnPředepsaný poměr ředění ke Q24 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0 4.0Poměr ředění ke Q24 30.2 69.0 31.1 16.3 29.0Splnění poměru ředění ke Q24 splněn nepřepadá splněn splněn splněn splněn

Hydraulický stres Q1. přípust m3/s 6.274 5.950 5.559 6.365 5.841 8.077

Q1. ovliv (jednotlivě) m3/s 5.463 5.077 5.942 8.192 5.500 6.619Q1. ovliv / Q1. přípust (jednotlivě) 0.87 0.85 1.07 1.29 0.94 0.82Narušení hydraulickým stresem (jednotlivě) žádné nepřepadá žádné nízké střední žádné žádné

Q1. ovliv (kumulativně) m3/s 7.987 7.814 8.305 10.359 10.736 6.828Q1. ovliv / Q1. přípust (kumulativně) 1.27 1.31 1.49 1.63 1.84 0.85Narušení hydraulickým stresem (kumulativně) střední nepřepadá střední střední střední vysoké žádné

Toxicita amoniaku Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (jednotlivě) -/rokČetnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 0 0 0 18 7 0Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 12 7Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (jednotlivě) -/rok 7 7Narušení toxicitou amoniaku (jednotlivě) žádné nepřepadá žádné žádné vysoké vysoké žádné

Četnost N-NH4 > limit N-NH4 (kumulativně) -/rokČetnost N-NH3 > limit1 N-NH3 (kumulativně) -/rok 0 0 0 15 17 0Četnost N-NH3 > limit2 N-NH3 (kumulativně) -/rok 7 9Četnost N-NH3 > limit3 N-NH3 (kumulativně) -/rok 3 5Narušení toxicitou amoniaku (kumulativně) žádné nepřepadá žádné žádné vysoké vysoké žádné

Nerozpuštěné látky Počet EO/Q347 EO/(l/s) 2472 0 2379 2981 27Narušení nerozpuštěnými látkami vysoké nepřepadá žádné vysoké vysoké nutno posoudit po nízké

Deficit kyslíku Narušení deficitem O2 ne nepřepadá ne ne ne ne ne

vh 3/20146

Obr. 5. List Vyhodnocení účinnosti odvádění pro Příbram

Vyhodnocení účinnosti odvádění v povodí ČOV: Příbram

Správní orgány Obec Příbram 1Vlastník ČOV Město PříbramProvozovatel ČOV 1.SčV, a. s.

Posouzení Zpracovatel posouzení ČVUT, DHIPosouzení provedeno k roku 2012

Dešťový odtok Požadovaná účinnost (DO) % 57.6Vypočtená účinnost (DO) % 60.2Vypočtená/požadovaná (DO) 1.04Míra nesplnění (DO) žádná

Nerozpuštěné látky Požadovaná účinnost (NL) % 72.6Vypočtená účinnost (NL) % 60.9Vypočtená/požadovaná (NL) 0.84Míra nesplnění (NL) střední

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

vysoké hodnoty saprobního indexu indikují vnos snadno rozložitel-ných 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 dru-hů indiferentních vůči proudění (kolem 50 %) (obr. 6c), což vypovídá o narušené morfologii toku [12], potvrzené morfologickým průzku-mem. 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 nerozpuště-ných látek (na nenarušených lokalitách bývá tento poměr opačný).

Vzhledem k tomu, že zaústění ze systému městského odvodnění jsou svedena do již značně narušeného společenstva makrozoobento-su, tvořeného převážně tolerantními taxony, nejsou dopady na změnu struktury společenstva příliš patrné.

Identifikovat lze hydraulický stres vlivem zaústění dešťové kana-lizace v horní části sledovaného úseku nad OK1B a dále pak pod zaústěním OK3A1 (dochází zde ke zvýšení podílu organismů prefe-rujících rychlé proudění (reofilní až reobiontní) a podílu organismů preferujících hrubozrnné sedimenty (litál a akál), ačkoli podle hod-nocení proudění pochůzkou se zde rychlost proudění snižuje). Ostatní změny průběhu těchto ukazatelů spíše kopírují změny charak-teru proudění v korytě za bezdeštného stavu.

Patrný je vnos organických látek a neroz-puštěných 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 ekolo-gický stav ve všech profilech hodnocen jako poškozený (obr. 6g).

Podíly preferencí proudění, habitatů a po-travy odrážejí zvýšení rychlosti proudění v zahloubeném korytě ve vzdálenostech 60 a 200 m pod OK2D a opětovný pokles rych-losti 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 rozložitel-ných organických látek přepady z OK2D, projevující se zvýšením saprobního indexu z 1,93 na 2,31 bezprostředně pod výustí (ve vzdálenosti 60 m).

Komplexní vizualizace vyhodnoceníKomplexní vyhodnocení povodí Příbram

a jeho vizualizace je na obr. 7.

ZávěryV Příbrami byly identifikovány výpočetním

posouzení jako hlavní problémy z hlediska emisí nízká účinnost odvádění NL na bio-logický stupeň ČOV a z hlediska imisí hyd-raulický 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. Nejkritič-tějšími objekty jsou výusti dešťové kanalizace DK1,2 a DK3, dešťový oddělovač OK1B a ví-rový separátor.

Posouzením morfologie Příbramského po-toka a Litavky byly zjištěny závažné deficity, které jsou hlavní příčinou toho, že ekologický stav ve všech sledovaných profilech je v ka-

vh 3/2014 7

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

tegorii poškozený. Toto hodnocení odpovídá hodnocení vodního útvaru „Litavka po soutok s tokem Chumava“ dle Plánu oblasti povodí Berounky.

Vzhledem k tomu, že společenstvo mak-rozoobentosu 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 nerozpuš-těných látek pod OK1B a vnos organických látek pod OK2D.

Případná opatření tedy musí cílit přede-vším na zlepšení morfologického stavu obou vodních toků. V systému městského odvodně-ní 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 víro-vého separátoru. Ke snížení hydraulického stresu by přispělo hospodaření se srážkovými vodami, především v povodí dešťové kanali-zace, 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 vizu-alizace pomocí ISOK poskytuje dobrý přehled o chování systému městského odvodnění a snadnou a přehlednou identifikaci problé-mů. Vyhodnocení pilotního povodí dokumen-tuje nutnost propojení informací z posouzení emisí a imisí ze systému městského odvodně-ní za deště a ekologického posouzení vodních toků pro efektivní návrh opatření.

Literatura/References[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 Ma-terialflüsse 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 ne-uartigen 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 Tech-niques and Strategies in Urban Water Management NOVATECH 2004 Volume 1 pp. 145-152. Lyon, France.

[7] HYDROPROJEKT CZ a.s. (2011). Generel vodohospodářské infrastruktury pro město Příbram – Generel odvodnění urbanizovaného území. (in Czech). Mas-terplan 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 Mischwasse-rentlastungen, 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.

vh 3/20148

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

AbstraktPříspěvek prezentuje základní zjištěné skutečnosti a poznatky

z účelové inventarizace a rešerše dostupných informačních zdro-jů 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 výzkum-ně-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, apli-kačních zásad a limitů praktického používání různých technologií a obrazových záznamů DPZ v dané problematice).

Klíčová slovapodpovrchové drenáže – dálkový průzkum Země – informační přehled

1. Smysl a potřeby identifikace podpovrchových drenáží prostředky DPZ a GIS

Řešení výzkumného projektu reaguje na narůstající potřebu pořizo-vat 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 podpovrcho-vých drenážních systémech (projektovou dokumentaci) a zefektivnit

tak činnost zemědělsko-vodohospodářského managementu, působí-cího v krajině na různých správních úrovních.

Používané průzkumné a interpretační metody DPZ se orientují především na správnou polohovou a tvarovou identifikaci podpo-vrchových 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 pro-středků 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 odvodňo-vacích 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 Čes-ké 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 zkuše-ností je do určité míry mezioborově dobře přenositelná.

2. Podstata dálkového průzkumu hydrologických objektůa) 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 vyhodno-cení získaného údaje jako ukazatele charakteristického stavu daného objektu. Odrážecí i vyzařovací schopnosti látek bývají v jednotlivých

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)

1) České vysoké učení technické v PrazeFakulta stavební

Katedra zdravotního a ekologického inženýrstvíThákurova 7, 166 29 Praha 6

tel.: 224 354 605e-mail: kabelkova@fsv.cvut.cz

2) DHI a.s.Na Vrších 1490/5100 00 Praha 10

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

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 vi-sualization 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 eco-morphology 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 drai-nage 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 wordscombined sewer overflows – ecological status – emissions – environ-mental 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 stransky@vodnihospodarstvi.cz.

vh 3/2014 9

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

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 aerokos-mických snímků.

Obecně klesá celkově nízká odrazivost čisté vody (koeficient spek-trálního 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 obra-zových záznamech [39].

V půdách jako značně heterogenních komplexech se kombinují spektrální vlastnosti jejich abiotických a biotických součástí. An-organické 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 pře-devším v oblasti mikrovln. Protože se v křivkách odrazivosti jednot-livých 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 cel-ková 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]. Typic-ký 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 aero-kosmických 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 fy-ziognomicky 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 povr-chu půd. Tyto postupy jsou však použitelné jen za určitých specific-kých přírodních a technických podmínek. Některé charakteristiky vlhkostních poměrů půd lze však stanovovat i nepřímo – pomocí hydroindikačních vazeb reliéfu, půd a vegetace (zpravidla kvalitativ-ně 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.

3. Analýza problému a způsoby identifikace podpovrchových drenáží prostředky DPZ

Vzhledem k charakteru a umístění sledovaného odvodňovacího ob-jektu 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 těch-to 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 stan-dardních 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 (geomorfo-logických 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 mikro-vlnné 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 zpravi-dla 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 do-plnit 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-

vh 3/201410

perimentálních průzkumných metod, které však mívají často svoje specifika, výhody a konkrétní praktická omezení. Jedná se především o nadzemní distanční metody (letecké a družicové snímkování, radiolokaci a termovizi), které bývají vhodnou alternativou metod pozemních (nedestruktivní a destruktivní vyhledávací metody). Meto-dy nadzemní obecně umožňují identifikovat celý drenážní systém, tj. vyhodnocují plošně rozsáhlejší území, na rozdíl od metod pozemních, které jsou vhodné pro identifikaci jednoho či několika podzemních drénů nebo jen omezeného rozsahu drenážní skupiny [13].

Technické možnosti identifikace podpovrchových drenážních sítí na zemědělských pozemcích analyzovala pro účely jejich rekonstrukcí studie VÚZZP [26]. Tvorbu IS hydromelioračních staveb, tematický atlas či efektivní management drenáží (s využitím DPZ, GIS, GPS a inspekční potrubní kamery) pak realizoval kolektiv autorů VÚMOP se spoluřešiteli výzkumných projektů NAZV MZe ČR v letech 2001 až 2006 [11, 13]. Prověřovány přitom byly jak primárně preferované nadzemní metody, tak také vybrané specializované pozemní metody.

Z dosažených výsledků se ukázala jako velmi perspektivní a vhodná metoda zejména aplikace dálkového průzkumu Země, a to nejen pro lokalizaci a kontrolu povrchových objektů, ale také pro podpovrchové části systému. Pro vlastní identifikaci sledovaných drenážních systémů byly přitom prioritně používány a testovány obrazové záznamy z běž-ného i účelového leteckého průzkumu krajiny (optických metod DPZ – panchromatických a spektrozonálních snímků), pořízené z různých výšek a kamerových nosičů (letadel, vrtulníků, balonů či stožáru).

Ověřovány však byly také další nadzemní distanční metody:Radiolokační, která je účinnou metodou, vyžaduje však speciální

vybavení a náročné způsoby zpracování dat. Byly otestovány a do-poručeny tyto optimální podmínky pro detekci drenáží: pásmo cca 80 MHz (aby nebylo vyhledávání ovlivňováno mělkými nehomoge-nitami), termín: promrzlá půda nebo suché léto (při vysoké hladině podzemní vody a za deštivého počasí je identifikace nemožná).

Termovizní snímkování – podle prvotních zjištění z domácích expe-rimentů z přelomu 20. a 21. století [10, 26] je prověřovaná metoda ter-málního snímkování pro praktické účely identifikace odvodňovacích systémů jen málo vhodná (přes její nesporný teoretický informační potenciál). Prvním důvodem jsou vysoké nároky na speciální snímací techniku, druhým důvodem malá úspěšnost nepřímé identifikace podpovrchových drénů. Dominantně se totiž na snímcích zobrazují linie pojezdů zemědělské techniky a místa aplikace hnojiv, méně pak studované lokální rozdíly vlhkosti, resp. teploty půdy nad drenážní rýhou.

Metody pozemní vycházejí převážně ze zkušeností, získaných při identifikaci kanalizačních sítí či podzemních kabelů a představují jistou lokálně použitelnou alternativu uváděných postupů DPZ. Tradiční vyhledávací průzkum zahrnuje zejména terénní rekognos-kaci (s identifikací a kontrolou nadzemních částí hydromelioračních staveb a jejich případným geodetickým zaměřením). Mezi speciální metody pozemního průzkumu patří geofyzikální metody zaměřené na popis elektrických vlastností (anomálie elektrického pole – odporové profilování), magnetických vlastností (měření hodnot vektoru geomag-netického pole pomocí protonových magnetometrů), geotermických vlastností (vztah tepelné vodivosti a pórovitosti – měření v sondách), měrné hmotnosti (anomálie gravitačního pole – projev drenážní rýhy) nebo akustického vlnění (zejména šumu vyvolaného proudící vodou 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 sto-kování při vyhledávání nekovových potrubí (např. vysílače elektromagnetického signálu a inspekční kamery) – blíže [9, 13, 26].

Obecně platí, že pozemní observační po-stupy poslouží dobře především pro ověření detailu (např. situování vyústění drenáží, lokálních poruch) a k případné evaluaci výsledků z technologií DPZ. Pro rutinní ope-race pořízení, zpracování a analýzy velkého množství tematických geodat z rozsáhlých zemědělských oblastí se však jeví výhodnější a prakticky nezastupitelné zmiňované nadzem-ní detekční metody (zejména letecké snímky s vysokým rozlišením pozemního detailu).

b) Přímá a nepřímá interpretace drenážních systémůSystémy podpovrchového odvodnění lze na snímcích DPZ úspěšně

identifikovat prostřednictvím vizuálního projevu souboru kritérií (přímých a nepřímých interpretačních znaků), reflektujících charak-teristické vlastnosti daného přírodního prostředí (morfologie terénu, geologické a půdní poměry, hydrologické poměry, vegetační pokryv), agrotechnické způsoby hospodaření a charakter použitého distanční-ho záznamu (typ snímku, měřítko, termín snímkování).

Zachycení a následná identifikace polohy a stavu podpovrchových drenáží je možná a účinná zejména pomocí postupů nepřímé inter-pretace (na základě geo- a bioindikací) – tj. zjištění a vyhodnocení ty-pických projevů těchto odvodňovacích staveb a jejich vlivu na okolní prostředí (pomocí souboru specifických interpretačních příznaků na povrchu půdy, vegetaci a reliéfu). Přitom bývají posuzovány vybrané markantní znaky krajinného povrchu, indikující příčinné souvislosti a územní interakce v dané oblasti. Jedná se o takové lokální příznaky, které v dostatečné míře a zřetelně reflektují změněné poměry půd či vegetačního krytu vlivem vybudované drenáže (hlavně změny vodno--vzdušného režimu, vlhkosti a propustnosti půdních vrstev, teploty, obsahu a dostupnosti živin, fyziognomie vegetace, mikroreliéfu apod.).

Pro správné vyhodnocení těchto projevů na obrazových záznamech DPZ je rozhodující především znalost základních principů a specifik fungování drenáží v půdním prostředí – tj. poznání hlavních přírod-ních procesů, ovlivňujících kontrétní stanovištní podmínky v odvod-ňovaném půdním profilu (nad drény a v jejich okolí). Klíčovou roli má přitom pochopení podstaty sledovaného jevu a správná interpretace lokálních vztahů mezi příčinou, působícími faktory a jejich signifi-kantními důsledky v daném prostředí (markantními projevy výskytu a fungování drenáží, identifikovatelných na leteckých snímcích), a to za proměnlivých časových, klimatických a stanovištních podmínek monitorovaných zemědělských pozemků.

Úspěšná identifikace podpovrchových drenážních systémů pomocí geoindikací proto vyžaduje nejdříve objasnit a klasifikovat závislosti mezi samotným drénem a souvisejícími hydropedologickými vlast-nostmi prostředí (viz obr. 2). Teprve poté je možné získané poznatky účelně propojovat s detekčními možnostmi stávajících použitelných technologií DPZ a správně je zohlednit při prováděné přímé či nepří-mé interpretaci relevantních charakteristik sledovaných drenážních ploch (na holých nebo vegetací pokrytých půdách).

Na schématech obr. 2 jsou znázorněny různé mechanismy ovlivnění vodního režimu půdy existencí liniového drenážního prvku. Zemina v drenážní rýze se od okolního rostlého terénu liší fyzikálními i bioche-mickými vlastnostmi vlivem promísení materiálu v průběhu výstavby (při bortování drenážek se záměrně zahrnoval drén výkopkem umístě-ným na kraji rýhy – jednalo se o směs ornice a podorničí). To se projeví změnou hydrofyzikálních vlastností (propustností, pórovitostí a obje-movou hmotností, obsahem organické hmoty, tepelnou vodivostí atd.).

V prvním případě (a) se při přemokření snižuje obsah vody v půdě vlivem vyšší propustnosti drenážní rýhy (uplatňují se preferenční makropóry vzniklé nejprve nakypřením během výstavby, následně udržované zvýšenou aktivitou organismů, související s odlišným vodním i živinným režimem rýhy). Naopak při snížení úrovně hladi-ny (b) se uplatňuje vyšší retenční schopnost drenážní rýhy (prvotně opět vlivem promísení během stavby, kdy se ornice dostává do celého vertikálního profilu rýhy, následně je vyšší organický podíl s lepší

Obr. 2. Schéma fungování drenážního systému v různých specifických stavových podmínkách

vh 3/2014 11

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)

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 systé-mů je u tohoto typu krajinných objektů poměrně komplikovanou zále-žitostí. Uvedené objekty je totiž možné běžnými optickými metodami dálkového průzkumu monitorovat, zjišťovat a následně vyhodnocovat pouze zprostředkovaně s využitím relevantních územních geoindiká-torů. Zaznamenané markantní lokální rozdíly vlhkosti půdy (intenzity a změn povrchového zamokření), vegetačního pokryvu (fyziognomie a stavu vegetace) nebo morfologie reliéfu (jako odpovídajících indi-kačních 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 vy-hodnocení 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 po-vrchu 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. Nepří-má interpretační metoda pak spočívá v diagnostice příčin a stavu zamokření odvodněných pozemků prostřednictvím příslušných geoindikátorů – tj. ve vyhodnocování jejich relevantních interpre-tačních znaků a lokalizaci na snímcích. Jako nejvhodnější indikátor vystupuje u zakrytých půdních povrchů především přirozený vege-tační kryt, spolehlivě indikující stupeň zamokření, typickou hloub-ku 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].

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 mul-tifunkčními nástroji geografických infor-mačních 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 po-stupu je zohlednění všech podmínek a vazeb v území, dílčích geofaktorů a antropogen-ních činností, které rozhodujícím způsobem ovlivňují typický vizuální projev a možnosti

spolehlivé identifikace drenážních systémů z obrazových záznamů DPZ podle zvoleného interpretačního schématu (na základě pedo- a fytoindikací). Při prováděné interpretaci a prostorové analýze pod-povrchových 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 tex-turální parametry), a to jak rešeršně, tak prakticky (experimentálně a verifikačně v terénu).

Pro jednotlivé druhy distančních záznamů jsou postupně selekto-vána 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 jednotli-vých 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 vo-dohospodářskými 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 zjišťo-vány 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 tech-

nologie 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 jednot-livých prací s uvedením jejich zaměření, používaných prostředků DPZ (metod, dat) i konkrétních poznatků a doporučení pro praktickou aplikaci DPZ.

vh 3/201412

b) Souhrnný řešeršní rozbor – komentářDůkladný 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 sou-visejících 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 ře-šitelského 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

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 adekvát-

ních 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,

info zdroj

rok data a metodycharakteristika(zaměření, výsledky)

poznámkadoporučení pro DPZ(optimální podmínky)

[8] 1971panchro – čb, barevný; CIR; IR

podrobné porovnání druhu použitých dat DPZ a termínů vhodných pro letecké snímkování drenážních ploch

identifikace DS na orné půdě s plodinami (35mm foto) + srovnávací tabulky

CIR nejlepší (pozdní léto), ale i panchro snímky pro detekci drenáží přijatelné

[4] 1983

panchro (barevný orto);CIR; IR – termo; (z multispektrál.skeneru)

snaha o odhalení nefunkčních drénů, obsáhlý průzkum zemědělských ploch s využitím různých dat DPZ, analýza vlhkostních rozdílů povrchu

rozdíly teplot mezi suchou a vlhkou půdou až 10 °C (poledne)

nejvhodnější CIR (i cenově), max. diference vlhkosti 4 dny po intenzivním dešti, záplavě

[26] 1990

optický DPZ + termo (pan-chro, CIR, multi); pozemní metody; různé typy nosičů

praktické experimenty s využitím růz-ných distančních metod při identifikaci DS na zem. plochách (hlavně DPZ, radiometrie, termovize, geofyzikální metody, biotronika aj.)

různá úspěšnost detekce DS (nejlepší DPZ, radiolokace a biolokace – 50 %), problémy s organizací náletů (dodržením termínů)

CIR lepší, panchro dobré; potřeba kolmých snímků opti-málně 2–3 dny po dešti; vhodné a nevhodné plodiny; termo nevhodné

[28] 1994

panchro, CIR, (multi); terénní měření půd; spektro /denzito-metrie; vizuální interpretace; typologická analýza a digitál-ní zpracování obrazu

systematický rozbor územních a tech. vlivů na detekci DS, měření a analýza spektrálních a půdních vlastností, vizu-ální i dig. interpretace v GIS, metodický postup a praktická doporučení pro zjišťování DS z DPZ

dobře využitelný informační zdroj ( + názorné ilustrační obrázky, schémata a tabulky)

optimálně – CIR, panchro; mar-kantní DS při diferenci vlhkostí nad 3 % a 6 % (podle druhu půd – písčitých, resp. hlinitých)

[25] 1995

panchro – čb/barevný; CIR; termo (Daedalus); GIS (Grass); propojení dat, delineace; DS (filtrace)

popis indikačních příznaků DS (včetně vegetačních), podpůrná měření, porov-nání faktorů a dat vhodných pro detekci DS

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

[38] 1995

panchro; spektrometrie půd; terénní měření a rozbory

podrobná analýza vazeb spektrální odra-zivosti a vlastností půd (vlhkost, humus, železo, disperzita aj.)

uváděn vztah vlhkosti povrchu půd a profilu (vliv na vegetaci) a „inverzní“ zobrazení DS

optimální pro DPZ: 10.4.–10.5.; rozdíly vlhkosti nad 11–12 % (podzolové půdy) umožňují detekci drénů (vliv humusu)

[37,20]

1996, 2000

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

hodnocení efektivity DPZ pro mapování DS, rozbor půdních vlastností a detekce rozdílů vlhkosti nad drény (převážně holé půdy), prostorové interpretace v GIS

výrazná preference CIR pro dané inventarizační účely

optimálně CIR; max. rozdíly vlhkosti 2–3 dny po dešti

[36,2]

2002 2004

letecký a družicový DPZ; mul-ti / hyperspektr. snímky; GPS; dokumentace DS; GIS (dig. analýza, delineace DS)

vývoj aplikace DPZ pro detekci DS, zaměřený na drenáže (linie) i celé od-vodňované plochy různé klasifikace dig. snímků v GIS

vyšší úspěšnost detekcí na obdělávané půdě, jinde nižší

optimální kritéria neuváděna (jen výsledky obrazové analýzy drenážních ploch)

[11,32,33,35,34]

20022004200620082009

optický DPZ – panchro čb, ba-revný; ortofoto; CIR (spektro); ortofoto; vizuální interpreta-ce; pozemní metody (potrubní kamera); GPS (terén); GIS (rektifikace, úpravy)

snaha o komplexní analýzu příčin, příznaků a typických projevů drenáží na leteckých snímcích odvodněných zem. ploch (v různých podmínkách: srážky, land use, půdy a růst rostlin), preference optických metod DPZ a nepřímé inter-pretace (fytoindikace)

cílem je praktické uplatnění metod DPZ v zemědělství a meliorační praxi (detekce sta-vu a funkcí DS, inventarizace, kontroly a opravy podpovr-chových drenáží), maximální účinnost detekce 75–95 %

výhodou časová řada snímků optimálně:– bar. orto, CIR i další– jaro, po dešti (holé půdy)– vzrůst plodin– zralost (obilí), nárůst po seči (TTP)– fytoindikace, méně vlhkost– půdy (středně těžké, těžké)

[18,1,19]

200620072009

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

velkoplošný monitoring a detekce drenážních linií z dig. snímků v GIS (automatická delineace drénů pomocí analýzy, filtrací a podpůrných dat)

různé stáří DS; přesnost identifikace 59–71 % (podle použitých vstupních map)

vlastní příčiny a projevy DS, ani optimální podmínky pro DPZ nejsou komentovány (prioritou je postup automat. delineace)

Tab. 1. Přehled vybraných literárních zdrojů k tématu identifikace podpovrchových drenáží pomocí DPZ

V tabulce použité zkratky:IR – infra redCIR – color infra redDS – drenážní systémTTP – trvalý travní porostENVI – Environment for Visualising Images

vh 3/2014 13

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 (hyper-spektrální snímky, termovize a radary – [2, 4, 36]) nebo podpůrných pozemních metod prospekce drenážních sítí (geofyzikální, elektro-akustické, 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 identifi-

kace drenážních systémů často pouze mechanicky, náhodně nebo jen s pouhým konstatováním „výskytu“ daného fenoménu na snímcích – tj. neúplně, bez bližšího vysvětlení, odhalení a systematického zdů-vodnění 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 de-tekční metody [30].

Mezi nejčastěji používané metody a obrazové materiály DPZ, zmi-ňované 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 potřeb-ných 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 panchro-matické fotografie však byly pro daný účel taktéž přijatelné. Barevné infračervené snímky jsou pro detekci stavu a funkce drenáží prefero-vány 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 do-mácích 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 sním-ků (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 objasně-na 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 VÚ-MOP Praha, ZVHS Brno, ÚEK AV ČR České Budějovice a dalších, realizované při tvorbě informačního systému hydromelioračních sta-veb, 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 výzkum-ného 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.

Literatura/References[1] Ale, S.; Bowling, L. C.; Naz, B. (2007): Mapping of Tile Drains in Hoagland Wa-

tershed 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 – stře-cha 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 ex-ploitation, 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 drai-nage 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 zprá-va (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 Hydro-melioration.

[15] Lipský, Z. (1990a): Využití leteckých snímků pro sledování zamokření zeměděl-ských 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.

vh 3/201414

[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’ interpre-tation 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. GEO-info, 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 radio-meters. Journal of Geophysical Reasearch, 79 (2): 77–80 .

[25] Spreckels, V. (1995): Erfassung und Auswertung von Dränungen in landwirtschaft-lichen 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 medziná-rodnou 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 Man-agement, 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, Mos-kva, 1995.

[39] Žaloudík, J. (1994): Využití dálkového průzkumu Země v geoekologickém výzku-mu vodní složky krajiny. Kandidátská disertační práce, ÚEK AV ČR, České Budě-jovice, 137 s. (in Czech) The use of remote sensing in geoecological investigation of water component of landscape. Dissertation (Candidate of Sciences).

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 vodB. Němcové 231

530 02 Pardubicetel.: 466 300 041, 466 310 265

e-mail: kulhavy.zbynek@vumop.cz

2) Biologické centrum AV ČR, v. v. i. (Hydrobiologický ústav)

Na Sádkách 7370 05 České Budějovice

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

AbstractThe paper presents basic facts and knowledge of special survey

and literature retrieval focused on detection and evaluation meth-ods 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 drain-age 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 wordssubsurface drainage – remote sensing – information review

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

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, x.fenix@seznam.cz, tel. 387 775 831

vh 3/2014 15

Nejistoty při navrhování systémů nakládání s dešťovými vodamiBoris Vološ, Lubomír Macek

AbstraktV otázkách návrhů systémů pro odvádění dešťových vod mají

projektanti k dispozici tato normová doporučení: TNV 75 9011 Hos-podaření 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. Zamě-řili 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 vsa-kovacího zařízení.

Klíčová slovasrážka – odtok – akumulace – infiltrace – koeficient odtoku – dešťové vody – vsakování – periodicita opakování

SrážkyPři 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 do-pravních 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 spoleh-livosti 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 hod-noty 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 Hos-podaření 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 pří-padech, kdy nejsou k dispozici věrohodná srážková data z řešené lokality, autoři projektu nejčastěji sáhnou po aplikaci syntetického hyetogramu dle Šifaldy [9]. Tvar syntetického zátěžového hyeto-gramu, který lze použit pro simulaci návrhových parametrů, je rozhodující ve vztahu ke kulminačnímu průtoku, tudíž pro návrhové

charakteristiky pro stanovení kapacity potrubí a bezpečnostních pře-livů 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 me-tod 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 hospoda-ření s dešťovými vodami (HDV, decentrální způsob odvodnění) je dle uvedených návrhových parametrů poddimenzované ve vztahu k ná-vrhové 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 napří-klad 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 návr-hové srážky, její periodicity a doby trvání.

Pokud bychom se podívali na normy, doporučené pro návrh od-vodňovacích 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: Od-vádění 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 do-poručené 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 od-vodnění 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 kanali-zace a návrh uzpůsobit místním kapacitním podmínkám, případně kapacitním podmínkám výhledu při plánované obnově části systému.

Odtokové koeficienty a jejich významV 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 pod-mínky 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 plo-

chou povodí menší než 200 ha a dobou dotoku v povodí a stokové sítí menší než 15 minPři 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 omezují-cích 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.

vh 3/201416

Druhý typ vzorců je intenzitní. Intenzitní vzorce vyjadřují vztah mezi maximální in-tenzitou přívalového deště a maximálním odtokem qmax = Ψv.i.k, kde i je maximální intenzita deště pří-

slušné doby opakování a trvání, k rozměrový součinitel, Ψv náhradní (vrcholový) součinitel

odtoku.

Intenzitní vzorce se používají pro výpočet maximálního odtoku z malých povodí. U nás se také používají pro výpočet návrhového průtoku při dimenzovaní kanalizace.

Třetí typ tvoří objemové vzorce. Tyto vzorce byly odvozeny z celkového objemu odtoku, který vyvolala srážka, a z předpokládaného tvaru hydrogramu přímého odtoku.

Z uvedeného plynou metodologické rozdíly pro samotnou aplikaci těchto vzorců při pro-jektovaní a dimenzovaní jednotlivých částí odvodňovacího systému. Pro aplikaci objemo-vých a intenzitních vzorců byly zavedeny dva typy odtokových koeficientů, a to objemový a vrcholový koeficient odtoku.

Objemový koeficient odtoku vyjadřuje po-díl odtečeného objemu odtoku k objemu sráž-ky. Z uvedeného plyne, že se může pohybovat v mezích od 0 do 1,0. Pro určení konkrétního objemového koeficientu odtoku pro danou ob-last v ČR literatura odkazuje na mapu izolinií objemového součinitele odtoku pro vzorec dle Čerkašina, publikovanou např. v [11], nebo ve starší hydrologii Dub [12] se odkazuje na ta-bulku odtokového součinitele používaného ve vzorcích Lauterburga. Lauterburgovu tabulku z literatury [12], viz tabulka 1, rozšířenou o oblasti horské, roviny a pahorkatiny, pou-žili autoři při zpracovávaní výzkumné úlohy srážko-odtokových a korytotvorných procesů na území Čech [10] v roce 2005.

Vrcholový koeficient odtoku je maximální odtokový koeficient, při kterém se na tvorbě odtoku podílí největší část vypadlé srážky. Vrcholový součinitel odtoku se používá při aplikaci intenzitních typů vzorců.

Tabulkové hodnoty ukazatelů odtokové ztráty uváděné jako souči-nitele odtoku pro výpočet stokové sítě racionální metodou se vysky-tují také v technických normách pro návrh kanalizace a hospodaření s dešťovou vodou. Tyto koeficienty byly původně určeny pro výpočty návrhových průtoků při dimenzování kanalizace racionální metodou za předpokladu zatížení srážkou s dobou trvání 15 min nebo reduko-vaným deštěm. Dnes se tyto tabulkové hodnoty převzaly a používají se i pro řešení objemových úloh, viz ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod.

Ze vztahu mezi vrcholovým a objemovým koeficientem odtoku ply-ne, že vrcholový koeficient odtoku má v sobě zjednodušeně zohledně-nou i funkci vlastnosti povodí v podobě podílů sestupné a vzestupné větve předpokládaného výsledného odtokového hydrogramu. Zahr-nutá funkce podílů sestupné a vzestupné větve hydrogramu odtoku umožňuje zohlednit velikost vypočteného kulminačního průtoku pro různé tvary povodí (vějířovitý či pérovitý tvar) při jejich stejné ploše. Vzhledem k zahrnuté dané funkci podílů větví hydrogramu odtoku můžeme tvrdit, že z metodologického pohledu by se vrcholový koefi-cient odtoku neměl používat pro výpočet objemu odtoku ze zelených části povodí, kde platí předpoklad, že poměr sestupné a vzestupné větve hydrogramu odtoku je větší než 1,0. Výpočet vrcholového sou-činitele odtoku je dán vztahem:

,

kde Ko je objemový součinitel odtoku [-],

φv vrcholový součinitel odtoku [-], mh součinitel tvaru hydrogramu n = tp/tv [-], tp doba poklesu hydrogramu [s], tv doba vzestupu hydrogramu [s].

Z teoretického rozboru problematiky o objemovém a vrcholovém koeficientu odtoku lze usuzovat, že úlohy hospodaření s dešťovou vodou by se měly navrhovat jak podle vrcholového, tak podle obje-mového koeficientu odtoku. Vrcholové koeficienty odtoku lze použít pro intenzitní vzorce, ze kterých stanovíme návrhový maximální průtok, a objemové koeficienty odtoku při výpočtu potřebného vsa-kovacího nebo retenčního objemu navrhované nádrže. V citovaných normách zmínka o objemovém součiniteli odtoku chybí. Navíc nor-ma ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod uvádí tabulku vrcholových koeficientů odtoků, původně určenou pro dimenzování kanalizace při zatížení 15minutovým deštěm, pro zatížení delší než 15 min, a to až do zatížení 72 hodin. U výpočtů objemu odtoku pro události trvající řádově hodiny a dny je potřeba zvážit koeficient odtoku pro propustné plochy, zejména pro sady, hřiště a zatravnění, kterých uváděná hodnota v normových tabulkách se pohybuje kolem 0,1–0,15. Při zatížení srážkou trvající několik hodin a pak několik dní, bude koeficient odtoku vyšší a může se pohybovat kolem hodnoty 0,5, tj. 5násobně vyšší. V těchto případech je lepší použít hodnoty objemového koeficientu odtoku z tabulky 1.

Dle tabulek 1 a 2 lze soudit, že v propustném prostředí se navzájem koeficienty odtoku významně liší. Např. v tabulce 2 je pro zatravně-né plochy uváděn koeficient odtoku 0,1 a v tabulce 1 je pro louky a pastviny koeficient odtoku 0,65. Při mylném výběru toho správného koeficientu odtoku řešitel úlohy zpravidla navrhne jiné geometrické parametry konstrukce. Někteří autoři tabulkových hodnot vrcholo-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 normách. Další možností je použít řešení založené na modelu.

Umístění a funkčnost vsakovacího objektuNávrh rozměru vsakovacích nádrží, včetně jejich doby prázd-

nění, popisuje detailně norma Vsakovací zařízení srážkových vod

Charakter povodíPůda

nepropustná středně propustná velmi propustnáa b c a b c a b c

Horské oblasti:hustě zalesněné 0,65 0,55 0,55 0,45 0,45 0,35

pole a řídké porosty 0,75 0,65 0,65 0,55 0,55 0,45

pastviny 0,85 0,75 0,75 0,65 0,65 0,55

holé skály 0,90 0,80 0,80 0,70 0,70 0,60

Roviny a pahorkatiny:souvislé lesy 0,55 0,45 0,45 0,35 0,35 0,25

pole a řídký porosty 0,65 0,55 0,55 0,45 0,45 0,35

louky a pastviny 0,75 0,65 0,65 0,55 0,55 0,45

holá úbočí 0,80 0,70 0,70 0,60 0,60 0,50

Tabulka 1. Hodnoty objemového koeficientu odtoku dle Lauterburga, např. [10]

a = sklon: I > 35 %, b = sklon: I = 11–35 %, c = sklon: I = 3,5–11 %

Způsob zastavění a druhy pozemkuKonfigurace území

(průměrný sklon svahů)

do 1 % 1–5 % nad 5 %

Střechy s propustnou horní vrstvou (vegetační střechy) 0,4 až 0,71) 0,4 až 0,71) 0,4 až 0,71)

Střechy s vrstvou kačírku na nepropustné vrstvě 0,7 až 0,91) 0,7 až 0,91) 0,8 až 0,91)

Střechy s nepropustnou horní vrstvou 1,0 1,0 1,0

Střechy s nepropustnou horní vrstvou o ploše větší než 10 000 m2 0,9 0,9 0,9

Asfaltové a betonové plochy, dlažby se zálivkou spár 0,7 0,8 0,9

Dlažby s pískovými spárami 0,5 0,6 0,7

Upravené štěrkové plochy 0,3 0,4 0,5

Neupravené a nezastavěné plochy 0,2 0,25 0,3

Komunikace ze zatravňovacích nebo vsakovacích tvárnic 0,2 0,3 0,4

Sady, hřiště 0,10 0,15 0,20

Zatravněné plochy 0,05 0,1 0,15

Tabulka 2. Součinitele odtoku srážkových vod dle ČSN 75 9010 Vsakovací zařízení srážkových vod. V normě není uvedeno, jestli se jedná o vrcholový nebo objemový součinitel odtoku. Domníváme se, že jde o vrcholový součinitel odtoku pro použití v racionální metodě

1) Podle tloušťky propustné horní vrstvy

vh 3/2014 17

ČSN 5 9010. Podle daných postupů lze cel-kem jednoduše navrhnout vsakovací objekt. V praxi to často tak jednoznačné ohledně jeho správné funkce nemusí být, a to zejména z těchto důvodů:– Nejistoty, které návrh vsakování doprováze-

jí, plynou z geologicky heterogenního pod-zemního prostředí s různým koeficientem filtrace a výskytem puklin, které umožňují existenci preferenčního proudění. Tomu by mělo odpovídat provedení a počet vsakovacích zkoušek, také podle velikosti a významu objektu.

– Nejistota plynoucí z návrhu vsakování na svažitém území spojená zejména s výsky-tem preferenčních cest, anebo nepropustných vrstev.

– Nejistota při návrhu minimální vzdálenosti umístění vsakovací konstrukce od podsklepené části objektu ve svažitém území. Výpo-čet minimální vzdálenosti je v normě uveden bez ohledu na sklon území. V případech, kdy se podmínky pro vsakování blíží limitním (ko-

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-nou vsakovacího objektu na akumulační nádrž nebo na retenční nádrž s řízeným odtokem. Podmínky pro vsakování se také mohou měnit v důsledku nové výstavby v okolí vsakovacích objektů a tím významně ovlivňovat odtokové poměry. Tyto změny si můžou vyžádat i úpravu rozměrů navrženého vsakovacího objektu nebo změnu jeho funkce. Proto je vhodné při složitějších geologických a sklonových podmínkách už předem předvídat možnost proveditelnosti přestavby vsakovacího objektu na objekt retenční nebo akumulační. V případě objektu retenčního je potřeba promyslet, kam bude vypouštěn regu-lovaný odtok.

V praxi se setkáváme i s případy, kdy řešení nakládání s dešťovými vodami je navržené a postavené až jako poslední součást stavby, bez koncepce a průzkumů. Těmto problémům lze jednoduše předejít tak, že stavební úřad bude požadovat předložit koncepci řešení nakládání s dešťovými vodami včetně všech potřebných průzkumů – hydroge-ologického průzkumu, vsakovacích zkoušek a průzkumů způsobu zakládání a hydroizolací okolních objektů, které mohou být nově budovaným objektem dotčeny – pro funkční návrh řešení, a to už ve fázi projektové dokumentace tak, aby nakládání s dešťovou vodou mohlo být součástí územního rozhodnutí.

ZávěrySrážky

Funkční a ekonomicky efektivní návrh systému nakládání se srážkovými vodami si vyžaduje sjednocení vstupních dimenzačních podmínek na stejné návrhové zatížení. V tabulce 3 uvádíme požadav-ky na významnost srážky pro navrhování.

V normě Vnitřní kanalizace ČSN EN 12056–3 je uvedena návrhová intenzita deště 0,03 l/(s. m2), bez další specifikace jako doby trvání a příslušné periodicity opakování.

Odtokové koeficienty Z uvedeného rozboru odtokových koeficientů vyplynulo, že návrh

systému hospodaření s dešťovou vodou by měl být proveden pomocí vrcholových a objemových součinitelů odtoku. V případě složitějších odtokových situací je vhodné sestavení matematického modelu cho-vání systému za účelem optimalizace návrhu konstrukce odvodnění.

Vrcholové součinitele odtoku použijeme pro aplikaci v intenzit-ních 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 objektůV 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 územ-ního rozhodnutí. Zcela zásadní je, aby tyto úřady vždy vyžadovaly provedení nutných průzkumů a zkoušek. Tím se předejde budoucím

Stokové sítě a kanalizační přípojky ČSN 75 6101

Odvodňovací systémy vně budovČSN EN 75 6110

Hospodaření se srážkovými vodami TNV 75 9011

Popis Periodicita opakování Periodicita opakování Periodicita opakování

Venkovní území 1 1 0,1 (0,2)

Obytná území 0,5 0,5 0,1 (0,2)

Městská centra a průmyslová území

0,5 (0,2) 0,2 0,1 (0,2)

Podzemní stavby 0,1 0,1 0,1

Délka trvání návrhového deště

15 min, případně redukovaný déšť dle Bartoška

nespecifikované 5 min až 72 hodin

Tabulka 3. Srovnávací tabulka požadované významnosti návrhových srážek

komplikacím souvisejícím s nedostatečnou funkcí zařízení anebo se změnou technického řešení, které si může vyžádat změnu koncepce, případně nároky na další zábor pozemků.

Poděkování: Článek vznikl za podpory řešení projektu „Posílení infiltračních procesů regulací odtoku vod z malých povodí“, evid. č. QJ1220050.

Literatura/References[1] Stokové sítě a kanalizační přípojky ČSN 75 6101, říjen 2004, (in Czech). Sewer

networks and sewage connections, ČSN 75 6101, October 2004.[2] Vsakovací zařízení srážkových vod ČSN 75 9010, únor 2012, (in Czech). Infiltra-

tion facilities for rainwater, ČSN 75 9010, February 2012.[3] Dešťové nádrže, ČSN 75 6261, září 2004, (in Czech). Stormwater retention tanks,

ČSN 75 6261, September 2004.[4] Odvodňovací systémy vně budov, ČSN EN 752, 75 6110, říjen 2008, (in Czech).

Drainage systems outside of buildings, EN 752, 6110 75, October 2008.[5] Hospodaření se srážkovými vodami, TNV 75 9011, březen 2013, (in Czech).

Rainwater management, TNV 75 9011, March 2013 (in Czech).[6] Intensity krátkodobých dešťů v povodích Labe, Odry a Moravy, Josef Trupl, Praha

– Podbaba, březen 1958, (in Czech). Trupl, J. (1958), Intensities of short rains in the catchment areas of the Elbe, Oder, and Morava. Praha-Podbaba.

[7] Haloun, R. (1993): Modelování odtoku z intravilánu, Vydavatelství ČVUT, Praha, leden, (in Czech). Modelling of urban runoff. Publisher ČVUT, Prague (in Czech).

[8] Vološ, B. (2006): Neistoty pri odvodzovaní extrémných povodňových vĺn, Zborník, Extrémní hydrologické jevy v povodích, Praha. (in Slovak). Uncertainties in obtaining the extremes of flood waves. Proceedings, Extreme hydrological phe-nomena in catchment areas, Prague (in Slovak).

[9] Krejčí, V. (2002) Odvodnění urbanizovaných území – koncepční přístup, ISBN: 80-86020-39-8. (in Czech). Drainage of urban areas - a conceptual approach. ISBN : 80-86020-39-8.

[10] Havlík, A.; Matoušek, V. (2005): Srážko-odtokové a korytotvorné procesy v povodí toků, Výroční zpráva Projekt VaV – SL/1/13/04. (in Czech). Rainfall runoff and riverbed-forming processes in catchment areas of rivers. Annual report of the R&D project - SL/1/13/04.

[11] Máca, P.; Pavlásek, J.; Ředinová, J. (2009): Hydrologie, návody ke cvičením, http://fzp.czu.cz , (in Czech). Hydrology, instructions for exercises. http://fzp.czu.cz (in Czech)

[12] Dub, O. (1957): Hydrológia, Slovenské vydavateľstvo technickej literatúry, Bratislava, (in Slovak). Hydrology. Slovak publishing house for technical litera-ture, Bratislava.

[13] Vnitřní kanalizace – Gravitační systémy – Část 3, ČSN EN 12056-3, červen 2001, (in Czech) Interior sewers - gravity systems - Part 3. ČSN EN 12056-3, June 2001

Ing. Boris Vološ, Ph.D. (autor pro korespondenci)Ing. Lubomír Macek, CSc., MBA

Aquion, s.r.o.Osadní 324/12a170 00 Praha 7

e-mail: info@aquion.cz

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

AbstractIn 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

vh 3/201418

tanks and intensities of short rains in the catchment areas of the Elbe, Oder, and Morava [6]. The aim is to highlight the interdepend-ence 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 assess-ment 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.

Key wordsprecipitation – runoff – accumulation – runoff coefficient – rainwaters – infiltration – recurrence pattern

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

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

AbstractAs 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, dramati-cally increased throughout the world, creating eutrophic and hy-pereutrophic 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 sup-press 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 reduc-tion 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 Wordseutrophication – 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

IntroductionIn 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

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 agricul-ture (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 impoundmentsEutrophication 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 hy-pereutrophic 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 immobiliza-tion phosphates and to seal the bottom, thus preventing phosphates from being released from the sediments into the overlying water; fish

vh 3/2014 19

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.

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; Vollenwei-der, 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, cre-ating 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 alu-minum 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 spe-cies found in the survey of Czech and Chinese impoundments were Microcystis aeruginosa (67%) and Anabaena flos-aquae (20%). Cya-nobacteria 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 distin-guishing 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 ani-mals 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 gene-ra 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

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 (Sko-čovská et al., 2006), other organisms, and humans (Carmichael, 1992, 1997; Chorus and Barton, 1999; Babica et al., 2006; Bláha and Maršálek, 2009).

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 wa-tershed 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

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

vh 3/201420

in g/year from the tributaries and other external loads, Matm is atmo-spheric 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 (4)

Following Equations 3 and 4 and substitut-ing old (Sawyer, 1947) but commonly accept-ed 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.

Failure of the Traditional Model – a PuzzleOn Figure 3, the circles show the points plotted for several im-

poundments 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 aver-age 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 hy-pereutrophic. However, several herbicide residues and metabolites

Parameter Taihu1 Donghu2,10 Švihov3 Orlik4 Brno5 Lake Apopka6

LakeOkeechobee7,10

Lake Delavan8

Østen-sjøvannet9

Lake/reservoir surface area, km2 2,338 28 14.3 27.33 2.59 124 1,740 7.23 0.34

Volume, 106 m3 4,400 62 267 722 21 210 4,730 55.24 1.31

Average depth, m 2 2.2 18.6 27 8.2 1.7 2.7 7.62 3.9

Annual flow, 106 m3/year

9 667 139.54 225.482 2 602 260.58 76 1244 27.6 6.62

Overflow rate qs, m/year

4.13 4.98 15.77 95.2 100.5 0.61 0.71 3.81 19.5

Total nitrogen load, tons/year g/m2-year% NO3

- - N

24,16010.4<10

-53

<10

2,097146.6>90

3422.75~0

55543.2

~50

89.012.3<20

Total P load, tons/year g/m2-year

10200.43

-3.4

241.8

34012

3112

62.40.5

5000.3

4.30.59

3.199.38

Trophic statusHyper-

eutrophicHyper-

eutrophicMesotrophic to Eutrophic

Hyper-eutrophic

Hyper-eutrophic

Hyper-eutrophic

EutrophicHyper-

eutrophicHyper-

eutrophic

1 Data from Paerl et al (2010); mean loading values for 2001 to 2005 and Qin, Liu, and Havens (2007) 2 Tang and Xie (2000)3 Hejzlar et al (2006); mean loading values for 2001 to 20054 Hejzlar et al. (2010); Duras (2008), mean loading values for 2001–20045 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)

Table 1. Nitrogen and phosphorus loading parameters for Figure 2

Figure 3. Vollenweider plot with points denoting loading and flushing potential of several hype-reutrophic 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 phos-phorus budget for the Lake Okeechobee. From Zhang and Sharfstein (2011)

vh 3/2014 21

(alachlor, acetochlor, terbuthylazine) used in agriculture were also detected in the tributaries in very low concentrations (Liška and Du-ras, 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 hype-reutrophic. 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 “sett-ling” 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 in-terstitial 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 Morti-mer’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 microorgani-sms 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 buoy-ancy 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 im-poundments and even more so for hypereutrophic water bodies with

CyanoHABs because some species; for example, filamentous cyano-bacteria 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 produc-tion 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 ex-cessive 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 concentra-tions 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 sedimentsThe 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 concentra-tion 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 particu-lates. 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/hyper-trophy 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 sedi-ment 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

vh 3/201422

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 Le-wandowski, 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 con-trolled 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 sedi-ments/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 when the hypolimnion was anoxic. The restricted P release was explained by the resistance of Fe(III) minerals to reduction or by redox – insensitive phosphorus binding mechanisms (Hupper and Lewandowski (2008). Kopáček et al. (2005) added that low hypolim-netic P accumulation in water of 48 Czech reservoirs may be due to additional redox –insensitive P adsorption capacity by aluminum hydroxides in the sediment originated from soils. The ability of aluminum to immobilize P increased further when the lakes were acidified by anthropogenic acidity inputs. Lehman (2011) coined a term “iron trap” to describe trapping of phosphate in sediments by oxidized iron which is lost when Fe(III) is reduced anaerobically to far more soluble Fe(II) and released with phosphates into pore water of sediment and then, potentially, into oxygen deprived water. This iron and aluminum P trapping capability gives credence to eutrophi-cation management measures by dosing impoundments with Al(III) or Fe(III) salts because they increase the redox potential and binding of phosphorus to Fe and Al oxy-hydrates.

The paradigm that the dissolved oxygen in the hypolimnion con-trols phosphate release from the sediment had persevered for decades in the last century and became a mantra of water quality control and restoration, which had far-reaching consequences on models and also water quality management of impoundments (Hupper and Lewan-dowski, 2008). It led to the development of concepts of hypolimnetic aeration and artificial destratification used as restoration measures for remedying the adverse conditions of anoxic hypolimnion and also to prevent P release from the sediment. This paradigm was included in many articles and texts, including those by this author (e.g., Krenkel and Novotny, 1980) years ago. The former reasoning may be justified because oxygenated water keeps iron and manganese in oxidized less soluble forms and oxygenated hypolimnion can help fish to survive. But Hupper and Lewandowski (2008) and earlier Caraco et al. (1989, 1991), Gächter and Wehrli (1998) cited numerous papers and/or provided compelling evidence that hypolimnetic aeration does not have an effect on the rate of P release. It can sometimes trigger Cyano-HABs and fish kills if aerators are turned on when algal respiration turned the hypolimnion anaerobic and rich in phosphorus (personal observation by the author).

Sedimentary 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. The P release back into the water column is controlled by the mobile pool in the sediment related to the diagenetic P transformation in the sediment which is a result of sedimenta-tion fluxes of reactive organic matter and iron oxihydrates. It is also related to concentra-tions of sulfate and nitrate in the sediment pore water (Katsev et al., 2006; Caraco et al. 1989, 1991).

The oxic sediment layer, by definition, con-tains oxidized Fe(III) and Al(III) compounds that can adsorb phosphate. However, as sated previously, because the oxic layer (Figure 5 and 6) is very thin, the available adsorp-

tion sites are rapidly occupied by phosphates which diminish the buffering of the phosphate flux from the sediments. Consequently, sediment concentrations of DO at the sediment-water interface are less important than other factors or have no effect. This reduces the P retention coefficient σy shown on Figure 4 as hypothesized by Havens and James (2005). If iron and aluminum salts are added onto the top of sediment, a temporary barrier to phosphate release can be formed. However, if the oxygen is lost from the top layer the iron or aluminum salts will be reduced and dissolved and adsorbed phosphate will be released. A ten yearlong hypolimnetic aeration of Swiss lakes had no effect on increasing P retention by the sediments (Gächter and Wehrli, 1998). Hupper and Lewandowski (2008) used data from these and other Swiss lakes and showed there is no difference between the net sediment P accumulation, P retention in the sediment and P release between water bodies with oxic and anoxic hypolimnion and P re-lease is proportional to the P input into the sediment. The apparent correlation of P release to DO in the hypolimnion is coincidental be-cause both are symptoms of eutrophic and hypereutrophic conditions (Hupper and Lewandowski, 2008). Simply stated, impoundments with high P concentration in water have higher P input into sediment and, consequently, higher P release and eutrophic status.

Effect of higher nitrate loads Nitrate paradox

The form of nitrogen in water and sediment is important and may distort the effect of the N:P ratio on eutrophication and even retard the eutrophication process if the N form is nitrate. The nitrate con-centrations in the waters of the Czech Republic and other countries are very high, reaching and sometimes exceeding the World Health Organization potable water safety criterion of 10 mg of NO3

--N/L (see Table 2). A major part of nitrate loading originates from excessive applications of industrial fertilizers in agriculture, from converting wetlands to agriculture, and from municipal wastewater treatment plants nitrifying (and denitrifying) the effluent mandated in some countries.. The nitrate loads may be difficult to control because the soils and groundwater in many agricultural watersheds are today oversaturated with nitrate-N (Stalnacke et al., 2009). Less nitrates can be found in the Chinese or Japanese impoundments because rice

Figure 5. Effect of Redox potential zones in wet soils or sediments on microbial oxidation/reduction (based on Reddy et al. (1986))

ParameterMonitoring Profile

Želivka 42000

Martinicky p.3000

Blažejovský p.2100

Sedlický p.0500

BOD5, mg/L 3.7 3.1 5.0 4.0Chlophyll a, μg/L 26 23 28 38pH 8.0 7.9 7.9 8.5N-NH4

+, mg/L 0.37 0.17 0.20 0.44N-NO3

-, mg/L 10.3 12.4 9.3 13.8Total P, μg/L 170 180 180 140

Table 2. Characteristic values of C90%* (C10% for DO) in the monitoring profiles of the direct

tributaries of the Švihov reservoir. Data from the Vltava Watershed (Povodi) Agency by Hejzlar at al. (2006)

vh 3/2014 23

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 com-pletely 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 pre-vented 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 Repub-lic 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 ef-fect 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 in-ternal loading. High NO3

- concentrations increased the sorption of PO4

3- 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 sedi-ments 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 am-monium, 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 impound-ments receiving high nitrate inputs in surface (including irrigation) and groundwater flows, methanogenesis in the nitrate zone is sup-pressed by denitrification (Figure 6).

Nitrate from the nitrate zone is converted to nitrous oxide and fi-nally dinitrogen gas by the facultative denitrifying bacteria according to the sequence below

NO3- → NO2

- → N2O → N2

Nitrate Nitrite 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-

viding electrons for denitrification and only after denitrification is ca-rried 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

8 NO3- + 5 CH3 COOH → 4 N2 + 10 CO2 + 6 H2O + 8 OH-

Autotrophic denitrification occurs (most likely simultaneously) by a different microorganism group, or

2 NO3- + 5 H2 → N2 + 4 H2O + 2 OH-

Carbon dioxide combines with the hydroxyl ion to produce alka-linity

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 denitri-fied, 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 endors-ing 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 cya-nobacteria 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

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

vh 3/201424

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.

ConclusionsWidely spread harmful algal blooms (Cyano-HABs) and hypereutro-

phic 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 oc-cur 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 microorgan-isms 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 Cyano-HABs 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 phe-nomenon 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 ap-plied 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 cyanobacte-ria, 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

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 is-sued by the US EPA (2009). TKN is a more dangerous pollutant than nitrate, based on the “apparent” retarding effect of nitrate in prevent-ing hyper-eutrophication.

The ability of wetlands and sediments to remove nitrates and im-mobilize 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 sequester-ing 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 Gos-selink, 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): 1119–1126Babica, 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 man-agement (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 Re-public 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 (Con-centrations 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 bio-remediation 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 phos-phorus release from sediments of aquatic systems, Nature 341(6240):316–318.

Carlson, R. E. (1977) A trophic state index, Limnology and Oceanography 22:361–369Carmichael, 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. 27:211–256Chapra, S. C. (1997) Surface Water Quality Modeling, McGraw-Hill Co., New YorkChapra, S. C., and Canale, P. R. (1991) Long-term phenomenological model of phospho-

rus 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 25

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 eutrophica-tion 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: in-teracting 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 hos-podářství) 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 30:147–201Morse, 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):171–179Novotny, V. (2011) The Danger of Hypereutrophic Status of Water Supply Impoun-

dments 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

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), Limnolo-gical News, Czech Limnological Society, No. 4, pp. 1–4

Einsele, W. (1936) Über die Bezienhungen des Eisenkreislauf in eutrophen See (Relati-onships 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 Morti-mer 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, eutrophi-cation, 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 Man-agement 21(2):139–148

Havens, K. E.; Fukushima, T.; Xie, P.; Iwakuma, P.; James, R. T.; Takamura, N.; Hana-zato, 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 supp-ly 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 Budě-jovice, 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 3/201426

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 Sci-ences, 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 phospho-rus 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 phy-toplankton 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 kvě-tů: 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 sha-llow, 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 phospho-rus 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 Pro-tection Agency, Washington, DC

Watanabe, T.; Motoyama, H. and Kuroda, M. (2001) Denitrification and neutralizati-on 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 compo-sition and microcystins concentration in eutrophic Czech Reservoirs Environ. Toxicol.21:236–243

Vladimir NovotnyProfessor Emeritus Marquette University (Milwaukee, WI)

and Northeastern University (Boston, MA); Visiting Professor VŠCHT Praha;

Managing Partner AquaNova LLCNewburyport

MA 01950, USAe-mail: v.novotny@comcast.net

Postupující (hyper)eutrofizace a škodlivý rozvoj řas ve vodním prostředí – příčiny, následky a management (No-votny, V.)

AbstraktŠiroce rozšířený problém škodlivého vodního květu sinic (Cya-

no-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 nadměr-ným užíváním průmyslových hnojiv a plošným odvodňováním zemědělských pozemků, které v souhrnu představují dosud nedo-statečně 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 metabolic-ké 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 republi-ce 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 více-vrstevných modelů pro lepší kontrolu a prevenci tohoto jevu, který může být navíc výrazně ovlivněn klimatickými změnami.

Změna z mezotrofního/eutrofního stavu na hypereutrofní s ri-zikem 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 27

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 množ-stvím 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 imobili-zovat 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 mokřa-dech 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 (Mit-sch, 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 součas-né redukce externích vstupů je také neúčinné opatření. Některá

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 stransky@vodnihospodarstvi.cz.

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 exten-zivní 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 aglome-race měst a obcí, opatření musí být aplikována na regionální úrovni, nelze se zaměřit jen na vlastní dotčený vodní útvar.

Klíčová slovaeutrofizace – hypereutrofní podmínky – škodlivý rozvoj řas – vliv zemědělství – dusík – vstupy nutrientů – fosfor – celková maximální denní zátěž – emise skleníkových plynů – kontrola znečištění dusič-nany – dusičnanová vrstva – hraniční vrstvy – mokřady – nitrifikace – denitrifikace – síran – redukční procesy v sedimentech

Poznámka redakce: Souhrn z odborného článku prof. Vladimíra No-votného zpracovala ing. Markéta Hrnčírová, vedoucí odborné skupiny pro difuzní znečištění CzWA e-mail: m.hrncirova@arcnet.cz