SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ

SLOVENSKÁ VODOHOSPODÁRSKA SPOLOČNOSŤ, ČLEN ZSVTS SLOVENSKÁ VODOHOSPODÁRSKA SPOLOČNOSŤ PRI VÚVH BRATISLAVA, ČLEN ZSVTS VÝSKUMNÝ ÚSTAV VODNÉHO HOSPODÁRSTVA BRATISLAVA MINISTERSTVO ŽIVOTNÉHO PROSTREDIA SR ZDRUŽENIE ZAMESTNÁVATEĽOV VO VODNOM HOSPODÁRSTVE NA SLOVENSKU SLOVENSKÁ ASOCIÁCIA VODÁRENSKÝCH EXPERTOV ZVÄZ SLOVENSKÝCH VEDECKOTECHNICKÝCH SPOLOČNOSTÍ SLOVENSKÝ NÁRODNÝ KOMITÉT IWA ČESKÁ VĚDECKOTECHNICKÁ VODOHOSPODÁŘSKÁ SPOLEČNOST, Z.S. ZBORNÍK PREDNÁŠOK Z VIII. KONFERENCIE S MEDZINÁRODNOU ÚČASŤOU SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ MEDIÁLNI PARTNERI KONFERENCIE Bratislava, 17. 18. mája 2017

SLOVENSKÁ VODOHOSPODÁRSKA SPOLOČNOSŤ, ČLEN ZSVTS SLOVENSKÁ VODOHOSPODÁRSKA SPOLOČNOSŤ PRI VÚVH BRATISLAVA, ČLEN ZSVTS VÝSKUMNÝ ÚSTAV VODNÉHO HOSPODÁRSTVA BRATISLAVA MINISTERSTVO ŽIVOTNÉHO PROSTREDIA SR ZDRUŽENIE ZAMESTNÁVATEĽOV VO VODNOM HOSPODÁRSTVE NA SLOVENSKU SLOVENSKÁ ASOCIÁCIA VODÁRENSKÝCH EXPERTOV ZVÄZ SLOVENSKÝCH VEDECKOTECHNICKÝCH SPOLOČNOSTÍ SLOVENSKÝ NÁRODNÝ KOMITÉT IWA ČESKÁ VĚDECKOTECHNICKÁ VODOHOSPODÁŘSKÁ SPOLEČNOST, Z.S. ZBORNÍK PREDNÁŠOK Z VIII. KONFERENCIE S MEDZINÁRODNOU ÚČASŤOU SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ MEDIÁLNI PARTNERI KONFERENCIE Bratislava, 17. 18. mája 2017

Z B O R N Í K prednášok z VIII. konferencie s medzinárodnou účasťou SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ Vydáva Slovenská vodohospodárska spoločnosť pri Výskumnom ústave vodného hospodárstva v Bratislave, člen ZSVTS v spolupráci s: Slovenskou vodohospodárskou spoločnosťou, členom ZSVTS Výskumným ústavom vodného hospodárstva v Bratislave Ministerstvom životného prostredia SR Združením zamestnávateľov vo vodnom hospodárstve na Slovensku Slovenskou asociáciou vodárenských expertov Zväzom slovenských vedeckotechnických spoločností Slovenským národným komitétom IWA Českou vědeckotechnickou vodohospodářskskou společností, z.s. Vydanie sa uskutočnilo za priamej podpory Zväzu slovenských vedeckotechnických spoločností. ODBORNÍ GARANTI: Ing. Pavel Hucko, CSc. RNDr. Jarmila Makovinská, CSc. Ing. Dušan Abaffy, PhD. EDITORI ZBORNÍKA: Ing. Pavel Hucko, CSc., Ing. Peter Tölgyessy, CSc. RECENZENTI: Ing. Peter Tölgyessy, CSc., Ing. Pavel Hucko, CSc. Príspevky boli recenzované a redakčne upravené. Vytlačil: DALI-BB, s.r.o., Jilemnického 7, 974 04 Banská Bystrica ISBN 978-80-89740-13-0 2

KONCEPCE MEZINÁRODNÍ KOMISE PRO OCHRANU LABE PRO NAKLÁDÁNÍ SE SEDIMENTY J. Medek 1. ÚVOD Sedimenty plní základní funkce při utváření koryt vodních toků, jako vodní stanoviště a v koloběhu látek vodních toků. Svým množstvím a svou jakostí hrají klíčovou roli pro nepostradatelné funkce ekosystémů včetně významných způsobů užívání vod. Nakládání se sedimenty se přímo nebo nepřímo dotýká požadavků ochrany vod, vodního hospodářství, dopravy, energetiky, zemědělství, rybářství a rekreace. Mezinárodní komise pro ochranu Labe (MKOL) prohlásila již ve svém Prvním akčním programu (MKOL, 1991) za jeden z hlavních cílů své činnosti dobrou jakost sedimentů. Během vypracování prvního mezinárodního plánu povodí podle evropské Rámcové směrnice o vodách a probíhající implementace Rámcové směrnice o strategii pro mořské prostředí se ukázalo, že nedostatky v režimu sedimentů, v hydromorfologii i v jakosti sedimentů jsou podstatnou překážkou pro dosažení dobrého stavu vod. Vypracováním Koncepce MKOL pro nakládání se sedimenty byl splněn jeden z cílů prvního Mezinárodního plánu oblasti povodí Labe (MKOL, 2009) a vytvořen předpoklad k tomu, aby se téma sedimentů vzhledem ke svému významu stalo nedílnou součástí plánování a praxe v oblasti vod v povodí Labe. Analýzy a závěry koncepce jsou důležité zejména pro zlepšení struktury vod a při snižování významného látkového znečištění až do oblasti moří. Přístup mezinárodního povodí řeky Labe může být příkladem a inspirací pro další evropské řeky. 2. METODIKA 2.1. Volba oblastí na Labi, referenčních profilů a relevantních přítoků V rámci Koncepce pro nakládání se sedimenty byly zohledněny relevantní nadregionální aspekty kvality sedimentů, režimu sedimentů a využívání vod na příkladu plavby, hydromorfologie a managementu sedimentů, naproti tomu však nebyly zahrnuty aspekty lokálního nebo regionálně omezeného charakteru. V rámci tvorby Koncepce byly definovány následující oblasti, u kterých byly definovány referenční profily: - regulovaný vnitrozemský úsek Labe od Němčic po Ústí nad Labem, - volně tekoucí vnitrozemský úsek Labe od Ústí nad Labem po jez Geesthacht, - slapový úsek Labe od jezu Geesthacht po ústí do Severního moře, - relevantní přítoky. 3

Obrázek 1 Přehled referenčních profilů managementu sedimentů v povodí Labe Referenční profily slouží k charakterizaci dílčího povodí, které je relevantní pro nadregionální management sedimentů z kvalitativního nebo kvantitativního hlediska. Pro tyto profily jsou zpravidla k dispozici dlouhé řady pozorování kvalitativně zabezpečených monitorovacích programů. Při výběru relevantních přítoků byly přítoky rozděleny do dvou kategorií. Přítoky kategorie 1 mají na základě svých významných podílů na povodí, průtoku a odnosu sedimentů významný vliv na situaci v hlavním toku (důležité kritérium významnosti: minimálně 10% podíl na průměrném odnosu plavenin (2003 2008) v daném referenčním profilu pod zaústěním do Labe). K nim 4

patří Orlice, Jizera, Vltava, Ohře, Černý Halštrov (Schwarze Elster), Mulde, Sála (Saale) a Havola (Havel). Přítoky kategorie 2 jsou posuzovány výlučně z hlediska kvality. Na režim vody a pevných látek v Labi nemají sice významný vliv, ovšem vzhledem k jejich znečištění minimálně jednou relevantní znečišťující látkou přispívají značnou měrou k nadregionální bilanci znečišťujících látek. Podle polohy vůči hlavnímu toku se jedná buďto o přímé přítoky Labe (Bílina, Triebisch), nebo o přítoky hlavních přítoků kategorie 1 (Sázava, Berounka, zdrojnice řeky Mulde, tj. Zwickauer a Freiberger Mulde / Moldavský potok, Spittelwasser, Bílý Halštrov / Weiße Elster, Schlenze, Bode a Spréva / Spree). 2.2. Odvození doporučených postupů a stanovení jejich priorit Koncepce pro nakládání se sedimenty slouží obecným operativním cílům v oblasti povodí Labe podle Rámcové směrnice o vodách a Rámcové směrnice o strategii pro mořské prostředí. V souhrnu lze říci, že hlavní náplní těchto směrnic je dosažení a zachování dobrého ekologického a chemického stavu a zabezpečení nezbytných funkcí a výkonů ekosystému tak, aby bylo trvale zajištěno požadované využívání vod. Toto využívání zahrnuje zejména splnění všech kritérií na ochranu lidského zdraví, jako je bezpečná konzumace ryb nebo využívání údolních niv pro zemědělské účely bez omezení. Na tomto základě a při zohlednění deficitního režimu sedimentů byly vybrány indikátory, které jsou nezbytné pro popis stavu sedimentů z hlediska kvantity, hydromorfologie a kvality. Byl navržen postup založený na trojici pilířů: - aspekt kvality vybráno 29 znečišťujících látek/látkových skupin včetně určení prahových hodnot ke klasifikaci jakosti sedimentů, - aspekt kvantity s dopady na rizika pro plavbu odnos plavenin ve vazbě na průtok, odnos dnových splavenin, - aspekt hydromorfologie ovlivnění hydrologického režimu, průchodnost pro sedimenty, variabilita šířky a hloubky, zrnitostní složení dnového substrátu, stabilita břehu a břehová struktura, poměr recentní a morfologické nivy. Na základě těchto indikátorů byla analyzována rizika, vycházející z nevyhovujícího stavu sedimentů pro stanovené operativní cíle. Po posouzení závažnosti rizik byly odvozeny doporučené postupy ke zlepšení nevyhovujícího stavu sedimentů z hlediska kvantity, hydromorfologie, kvality a plavby. Plavba představuje způsob využívání vod, který režim sedimentů neustále ovlivňuje, a to pasivně prostřednictvím regulačních systémů, nebo aktivně formou přemísťování, přidávání a odtěžování sedimentů. Plavba byla proto do koncepce začleněna již od samého počátku a může sloužit také jako model pro obsáhlé zohlednění jiných forem využívání vod. Koncepce splňuje jako celek níže uvedené charakteristiky: - Je ucelená, tj. kombinuje různé aspekty sedimentů do jedné sjednocené koncepce, a to z hlediska prostorového, funkčního (kvantita, hydromorfologie, kvalita) i z hlediska životního prostředí a využívání vod. - Týká se celého povodí, tj. zohledňuje souvislosti příčin a následků v celé oblasti povodí Labe. 5

- Je založena na rizikovosti, tj. opírá své závěry ve vztahu k režimu sedimentů, ekologickým funkcím, funkčnosti ekosystému a k využívání vod závislému na sedimentech o analýzu rizik, vyplývajících z nevyhovujícího stavu sedimentů. - Je zaměřena na realizaci, tj. byla zpracována na podporu implementace Rámcové směrnice o vodách a Rámcové směrnice o strategii pro mořské prostředí, uvádí doporučené postupy ke zlepšení stavu / dosažení cílů a dokládá jejich proveditelnost prostřednictvím souhrnu ověřených řešení při nakládání se sedimenty. 3. VÝSLEDKY Jedním z výsledků analýzy rizik je vývoj průměrných ročních odnosů plavenin v Labi. Největší odnosy ze všech přítoků jsou patrné u Vltavy a Sály. Úbytek ročního množství transportovaného materiálu je na českém úseku Labe v letech 2003 2008 pozorován nejčastěji na regulovaném středním Labi mezi profily Němčice a Valy a v průtokově podprůměrných letech také mezi profily Lysá nad Labem a Obříství. Řádově jde o jednotky až desítky tisíc tun. Záporná diference v odnosech byla zaznamenána rovněž v úseku Labe mezi zaústěním Vltavy a Děčínem. Například v období od března do května 2006 zde sedimentovalo odhadem 150 000 t suspendovaných látek. Na základě výsledků měření v profilu Pirna se na německé straně pohybují vnosy do německého úseku Labe v průměru kolem 250 000 t/rok. V dalším průběhu toku se odnosy plavenin zvyšují v průměru téměř o 400 000 t/rok, takže se dá počítat s tím, že vnosy plavenin z vnitrozemského do slapového úseku Labe činí kolem 650 000 t/rok. Na volně tekoucím úseku se vyvíjejí odnosy plavenin v podélném profilu téměř úměrně k průtoku. Volně tekoucí vnitrozemský úsek Labe mezi Ústím nad Labem, státní hranicí ČR s Německem a dále až cca do říčního km 75 na německé straně má stabilní dno, v minulém století nebylo zaznamenáno žádné významné zahlubování dna. Průzkumy vývoje dna na následujícím volně tekoucím úseku Labe ukazují, že se během analyzovaného období 1898 2004 průměrná nadmořská výška dna v regionálně rozdílné míře zahloubila až o 2 m (u Torgau, ř. km 155). Průměrná míra erozních procesů kolem 1,0 až 1,25 cm/rok, která byla pro toto období odvozena pro německý úsek Labe mezi ř. km 75 a 370, je potvrzena zaměřováním dna koryta a měřením transportu splavenin během posledních dvou desetiletí. Tendence zahlubování přetrvává z velkoplošného i dlouhodobého hlediska. Stěžejní oblast eroze se v uplynulých desetiletích posunula do úseku pod soutokem s Černým Halštrovem (Schwarze Elster). Deficit sedimentů dosahuje na celém německém vnitrozemském úseku Labe řádově 0,45 mil. t/rok. Stav sedimentů ve slapovém úseku Labe je výsledkem vnosů pevných látek nejen z výše položených úseků toku přes jez Geesthacht, ale i vnosů přinášených spolu s přílivem ze Severního moře. V důsledku slapových vlivů dochází periodicky ke změně směru proudění a směšování mořských splavenin unášených proti splaveninám 6

z vnitrozemského úseku Labe. Transport mořských jemných sedimentů směrem proti proudu se v minulosti výrazně zvýšil. Ve vzniklé zákalové zóně v úseku říčního km 650 až 700 představuje množství plavenin v oblasti zákalového maxima cca 80 000 100 000 t, což odpovídá přibližně 15 % ročního vnosu plavenin z povodí. Vnosy z moře se dosud nepodařilo kvantifikovat. Určitým indikátorem je však množství odtěžovaných nánosů. Jako hrubá orientační hodnota může platit, že pod Hamburkem představuje podíl mořských plavenin, pocházejících z Německého zálivu, v závislosti na množství vody z horních částí povodí 50 % až 80 %. Komplexní kvantitativní poměry slapového úseku Labe se projevují velkým a kolísajícím množstvím odtěžovaných nánosů. V posledních letech se v oblasti Hamburku těží ve vztahu k jemným sedimentům přibližně 2,5-násobek průměrného ročního množství vnosů plavenin, přinášených z vnitrozemského do slapového úseku Labe, které činí cca 650 000 tun (sušiny). Režim sedimentů a hydromorfologie vodního toku spolu úzce souvisejí. Méně výrazné hydromorfologické charakteristiky fungují jako indikátor narušeného režimu sedimentů. Hydromorfologické charakteristiky toku mají naopak vliv na formování převládajícího režimu sedimentů. Ve výsledku analýzy rizik z hlediska hydromorfologie je dosaženo propojení mezi zdokumentováním a hodnocením režimu sedimentů jako součásti hydromorfologického stavu a odvozením doporučených postupů ke zlepšení hydromorfologického stavu. Zvláštní význam v kontextu managementu sedimentů pro odvození doporučených postupů mají indikátory průchodnost pro sedimenty a průměrná změna nadmořské výšky dna bilance sedimentů (na německé straně) a ovlivnění hydrologického režimu (na české straně). Tyto ukazatele mají pro režim sedimentů klíčovou funkci. Analýza ukázala, že chybějící průchodnost pro sedimenty a nedostatek sedimentů se negativně projevují i u dalších hydromorfologických indikátorů. Oba tyto hlavní indikátory se promítají v prvním kroku do odvození doporučených postupů. Ve druhém kroku se pro další hydromorfologické indikátory prověřuje, jaké synergie vzniknou při kombinaci s krokem 1 a zda je nutné vyslovit specifická doporučení (od třídy 3 střední ). Ve třetím kroku se dává přednost doporučeným postupům, které obsahují koncepce a vzájemné účinky přesahující rámec daného úseku (nadregionální význam, hledisko uceleného povodí) a které jsou zaměřeny na oba charakteristické mechanismy účinků, resp. na příčiny narušeného režimu sedimentů. Navíc je třeba zaměřit účinky doporučených postupů na deficitní oblasti. Ve slapovém úseku Labe, kde podle Rámcové směrnice o vodách jsou vodní útvary povrchových vod silně ovlivněné, se podle definice třída 1 ( velmi dobrý ) nevyskytuje. Analýza rizik z hlediska kvality byla provedena pro všech 29 relevantních znečišťujících látek ve vazbě na identifikované operativní cíle. Proběhla ve dvou stupních: 1. Hodnocení na úrovni povodí za účelem identifikace hlavních oblastí původu partikulárně vázaných znečišťujících látek. Hodnocení se provádělo na referenčních profilech jak podle kvality pomocí klasifikace plavenin na základě koncentrací znečišťujících látek, tak i podle kvantity na základě látkových odnosů. Výsledkem 7

je plošně rozsáhlý přehled pro každou znečišťující látku, který umožňuje také zpětné závěry na časový vývoj v letech 2003 až 2011. 2. Analýza ve vazbě na zdroje znečištění v hlavních oblastech původu identifikovaných v rámci stupně 1. Posuzovány byly tyto typy zdrojů znečištění: - bodové zdroje odpadní vody a bodové vnosy z ukončené těžební činnosti, - sedimenty / staré sedimenty, - staré ekologické zátěže a lokality s podezřením na staré ekologické zátěže v záplavových oblastech vodních toků, z nichž se uvolňují vnosy znečišťujících látek relevantních pro sedimenty permanentně nebo v epizodách, např. při povodních, - jiné zdroje, jako např. urbánní systémy. Jako výsledek stupně 2 bylo naformulováno celkem 38 doporučení ve vazbě na zdroje. Sedimenty mohou být v závislosti na hydraulických podmínkách a gradientech látek zdrojem i místem ukládání znečišťujících látek. Pro ucelenou koncepci pro nakládání se sedimenty v povodí je důležitá především jejich zdrojová funkce vyvolaná povodněmi. Do posuzování systému však byla zahrnuta také významná místa ukládání sedimentů nadregionálního významu, zejména recentní údolní nivy a další místa, kde se ukládají sedimenty, jako např. říční jezera, údolní nádrže (např. Muldestausee) nebo velké přístavy. Doporučené postupy v koncepci se logicky vztahují také na funkce těchto míst. 4. ZÁVĚRY Závěrečným krokem koncepce pro nakládání se sedimenty jsou doporučené postupy z perspektivy hydromorfologie, kvality a plavby. Pro posouzení závažnosti a stanovení priorit těchto doporučení bylo třeba určit příslušná kritéria. První skupinu tvoří kritéria podle specifiky jednotlivých tří aspektů: Kvalita: 1) Kvantitativní význam určitého typu zdroje znečištění (látkový odnos, resp. potenciální odnos). 2) Počet relevantních znečišťujících látek na jeden zdroj znečištění, přičemž jsou vytvořeny dvě skupiny; první skupina obsahuje prioritní nebezpečné látky (podle Rámcové směrnice o vodách) a látky, pro které bylo na ochranu lidského zdraví stanoveno maximální zbytkové množství, druhá skupina relevantní látky, které tyto charakteristiky nesplňují. Hydromorfologie: 1) Pozitivní vliv na jeden nebo oba klíčové indikátory (průchodnost pro sedimenty, resp. bilance sedimentů). 2) Pozitivní vliv na další indikátory. 3) Délka potenciálně pozitivně ovlivněných úseků toku. 4) Zaměření na oblasti, které byly zařazeny do tříd 3, 4 a 5. Plavba vnitrozemský úsek Labe: 1) Zachování, optimalizace a modifikace regulačního systému (volně tekoucí úseky), resp. stabilizace dna toku v podélném profilu a vodních děl (regulované úseky). 2) Přemísťování nebo přidávání sedimentů. 3) Prohrábky. Plavba slapový úsek Labe: 1) Snížení vnosů znečišťujících látek z výše položených úseků toku. 2) Zavést nakládání se sedimenty závislé na průtocích. 8

Druhou skupinu tvoří obecná kritéria: 1) Řešení problému u zdroje, resp. odstranění příčiny. 2) Pokud příčinný zdroj již neexistuje, mělo by řešení následovat pokud možno co nejblíže ke zdroji ( zametat schody odshora dolů ). 3) Doporučení se projevuje pozitivně na jeden nebo oba další aspekty. 4) Jednorázová investice způsobí trvale nižší následné náklady. 5) Stupeň obtížnosti / náročnost realizace. 6) Jistota / nejistota možnosti odhadu předpokládané úspěšnosti, např. v důsledku variability systému. 7) Vylučovací kritérium chybějí úměrné možnosti řešení se použije jen ve výjimečném případě a pouze při dobře zabezpečeném / odůvodněném stavu vědomostí. Charakteristickým rysem uceleného přístupu v této koncepci je, že posuzování příslušných doporučených postupů z určitého aspektu se provádí vždy s ohledem na jejich účinek u obou dalších aspektů. Toto vzájemné zvažování potenciálních synergických účinků nebo konfliktů je obsahem jednoho z obecných kritérií, zda se doporučení pozitivně projevuje i na jeden či oba další aspekty. V koncepci je tímto způsobem hodnoceno celkem 22 typů opatření ze všech tří posuzovaných oblastí. Jako výsledek analýzy rizik z kvalitativního hlediska byly naformulovány doporučené postupy v oblastech: - snížení / sanace bodových zdrojů, - snížení / sanace starých ekologických zátěží, - odstranění mobilizovatelných úložišť starých sedimentů, - nakládání s jemnými sedimenty v toku ve spojitosti s optimalizací strategií údržby pro různé účely využívání vod, - snížení vnosů kontaminovaných jemných sedimentů z dalších zdrojů a - využívání a management míst, kde se ukládají látky. Doporučené postupy z hlediska hydromorfologie se v prvé řadě zaměřují na charakteristické příčiny neuspokojivé situace, a tudíž i na klíčové faktory průchodnost pro sedimenty a průměrná změna nadmořské výšky dna bilance sedimentů (na německé straně), resp. ovlivnění hydrologického režimu (na české straně). Trendy sníženého přísunu sedimentů, které jsou výsledkem retence sedimentů v celém povodí v údolních nádržích a ve zdymadlech, následkem příčných překážek, opevnění břehů v rámci úprav toků a zpevňování ploch, ale i zvýšené unášecí schopnosti řeky Labe jako důsledku vlivů stavebních úprav toku (regulační koncepce, zkracování toku) a výstavby protipovodňových hrází, je nutno zastavit a zvrátit. Ve slapovém úseku Labe by měla hydromorfologicky účinná hydrotechnická opatření mít primárně vliv na charakteristiku přílivu a odlivu s cílem snížit vliv přílivového proudění ( tidal pumping ), a tím i transport jemných sedimentů proti proudu v úseku estuáru. Z hlediska plavby mají na regulovaném vnitrozemském úseku prioritu doporučené postupy zaměřené na dlouhodobé sledování a stabilizaci podélného profilu dna. Na volně tekoucích úsecích je pro opětné zabezpečení řádného transportu sedimentů hlavní pozornost zaměřena na adaptaci, údržbu a obnovu regulačního systému. Aktivní nakládání se sedimenty a splaveninami je nezbytné tam, kde dochází k usazování nánosů v definovaném rozsahu plavební dráhy, které překážejí plavbě, např. po 9

povodních nebo v důsledku omezení funkčnosti regulačního systému. S ohledem na nakládání se sedimenty ve slapovém úseku Labe za účelem údržby vodních cest je třeba zajistit adaptační režim k nakládání se sedimenty v závislosti na odtoku vody z horní části povodí, provádět opatření ke snížení kontaminace sedimentů znečišťujícími látkami a stavební úpravy toku (HPA a WSV 2008). Příspěvek je výstupem práce ad hoc skupiny expertů Management sedimentů MKOL vedené panem dr. Heiningerem (Bundesanstalt für Gewässerkunde). Podrobnosti ke Koncepci MKOL pro nakládání se sedimenty lze získat na adrese: Mezinárodní komise pro ochranu Labe/Internationale Kommission zum Schutz der Elbe, PF 1647/1648, 39006 Magdeburg (www.ikse-mkol.org). 5. LITERATÚRA [1] Strombau- und Sedimentmanagementkonzept für die Tideelbe (Koncepce pro úpravu toku a nakládání se sedimenty ve slapovém úseku Labe). Hamburg Port Authority und Wasser- und Schifffahrtsverwaltung des Bundes (vyd.). HPA a WSV: 39 s., Hamburk, 2008. HPA a WSV (2008). [2] První akční program (Naléhavý program) ke snížení odtoku škodlivých látek v Labi a jeho povodí, MKOL, Magdeburk, 1991. [3] Mezinárodní plán oblasti povodí Labe podle článku 13 směrnice 2000/60/ES, MKOL, Magdeburk, 2009. [4] Labe je opět živoucí řekou. Závěrečná zpráva k Akčnímu programu Labe 1996 2010, MKOL, Magdeburg, 2010. [5] Koncepce MKOL pro nakládání se sedimenty. Návrhy správné praxe pro management sedimentů v povodí Labe pro dosažení nadregionálních operativních cílů, MKOL, Magdeburg, 2014. SUMMARY This contribution introduces the Sediment Management Concept and Good Practice Designs for Sediment Management in the Elbe River Basin to attainment transregional operational objectives approved by the International Commission for the Protection of the Elbe in 2014. Ing. Jiří Medek tel.: +420 495 088 740, e-mail: medek@pla.cz Povodí Labe, státní podnik Víta Nejedlého 951, 500 03 Hradec Králové, Česká republika 10

SYSTÉM ŘÍZENÍ MONITORINGU A ÚDRŽBY VH INFRASTRUKTURY P. Štěpánková, M. Caletka, R. Knap, A. Dráb 1. ÚVOD Problematika sedimentů představuje jedno z klíčových témat pro správce vodních děl. Vodní díla byla vybudována s určitými návrhovými parametry a měla by zajišťovat plnění příslušných funkcí. V průběhu desítek let jejich existence však dochází k morfologickým změnám dna. V exponovaných částech může docházet k vymílání a prohlubování, v oblastech s menší dynamikou proudění jsou naopak deponovány unášené plaveniny. V důsledku těchto změn se kromě jiného snižuje průtočná kapacita a vodní dílo přestává plnit funkce, pro které bylo vybudováno. Cílem představovaného projektu Systém řízení monitoringu a údržby VH infrastruktury je vytvoření a zavedení informačního systému, pomocí něhož budou moci jednotliví správci vyhodnocovat změny morfologie dna vodních děl, stanovit vhodné metody údržby pro zachování návrhových parametrů díla a získávat podklady pro odhad nákladů údržby. Navrhované postupy budou testovány a verifikovány na šesti pilotních lokalitách v povodí Moravy. Příspěvek popisuje předpokládaný postup řešení a jeho první výstupy. 2. METODIKA Informační systém řízení monitoringu a údržby VH infrastruktury bude založen na centrální evidenci jednotlivých prvků hlavního investičního majetku (HIM) vodních nádrží a úprav vodních toků, kterou vedou jednotliví správci povodí. Struktura datového modelu bude navazovat na modely současných systémů ISyPo Informační Systém Povodí (majetková evidence a pasport) a CEVT (Centrální evidence vodních toků). Tento model bude rozšířen o nové atributy a datové sady podrobně charakterizující návrhový a současný stav jednotlivých prvků vodohospodářské (VH) infrastruktury. Ke stanovení referenčního stavu vodního díla budou sloužit dostupné podklady v podobě situací, podélných a příčných profilů a další výkresové, resp. technické dokumentace vodního díla. Aktuální stav vodního díla bude zjišťován pomocí sonarových prostředků s využitím vícepaprskového sonaru pro spojité měření dna, dále subbottom profileru pro měření mocnosti a stratifikace sedimentů a sidescanu (snímkování povrchu) jako další informace o stavu dna. 11

K objektivnímu vyhodnocení stavu vodního díla bude do systému implementován proces pro import aktuálního digitálního modelu terénu a vrstev sedimentů, měřený moderními technologiemi a kombinovanými postupy. Pro import bude možné použít diskrétní i spojité digitální modely terénu, stratifikace a složení sedimentů a klasifikace povrchu dna. Jednotlivé datové sady, příp. výsledky jejich analýz, budou ukládány do modulu monitoringu informačního Systému pro řízení monitoringu a údržby. Pilotní lokality pro řešení projektu byly vybrány ve spolupráci se zástupci Povodí Moravy, s.p. Jedná se o tři vodní nádrže (VN Brno, VN Letovice, VN Nové Mlýny), dva úseky vodního toku se vzdutím (Svratka v Brně-Komíně, Morava v Kroměříži) a Baťův kanál. Kritérii při výběru pilotních lokalit byla existence dokumentací popisujících jejich návrhový stav, dostupnost pro měřící techniku (dostatečná hloubka, možnost spuštění měřícího člunu na vodu apod.), priorita ze strany správce povodí atd. 2.1. Zjištění návrhového stavu vodního díla Referenční stav vodního díla je určován z historických technických (projektových) dokumentací pořízených pro provedení stavby tohoto díla (výstavba vodní nádrže, úpravy toku apod.). Dokumentace obsahují situační plány a zejména technické výkresy podélných a příčných profilů, a dalších podrobně popsaných technických prvků vodního díla. Tyto údaje budou vhodně zvolenými metodami převedeny na digitální model terénu. Ten se stane referenčním modelem vodního díla, což bude souhrn údajů charakterizujících návrhové (projektované) parametry. Všechny projektové dokumentace vodních děl jsou k dispozici pouze v tištěné formě. V průběhu roku 2016 proto proběhla jejich digitalizace, včetně vektorizace os toků, příčných a podélných profilů a jejich lomových bodů. V průběhu zpracovávání získaných podkladů se ukázalo, že výsledná realizace vodního díla nemusí být zcela v souladu s projektovaným návrhem a bude nezbytné provádět úpravy dat. 2.2. Technické zajištění monitoringu VH infrastruktury Zjištění současného stavu dna vodních děl je prováděno firmou VARS BRNO a.s. pomocí plavidla, které vychází se sériově vyráběného typu Sunchser 7518 (obrázek 1). Plavidlo (s označením CAPEREA ) je osazeno dvojicí spřažených elektromotorů Torqeedo Cruise 4,0RL. Soustava je poháněna elektrickou energií ze čtyř lithiových akumulátorů Torqeedo Power 26-104. Benzínová elektrocentrála Honda EU 20i (případně dvě) napájí měřicí a výpočetní zařízení (sonary, GPS, notebooky, monitor), dobíjí baterie (efektivně pouze při odběru do cca 350 W). Tento typ plavidla byl vybrán vzhledem k jeho dobré stabilitě a manévrovatelnosti, dostatečnému výkonu ve stojatých vodách a také ekologickému provozu. Určitou 12

nevýhodou, především za nepříznivého počasí, je nedostatečná ochrana zařízení a elektroinstalace proti vlivům povětrnostních podmínek. Obrázek 1 Multifunkční plavidlo CAPEREA Plavidlo CAPEREA je vybaveno zařízením pro určování absolutní pozice plavidla GNSS přijímač s anténou a RTK GSM modemem. Na plavidle je také umístěna sonarová jednotka pro sběr batymetrických dat v mělkých vodách se širokým záběrem navržená pro tvorbu přesného digitálního modelu terénu (DTM) v hloubkách do 50 metrů. Správné určení polohy každého bodu ve všech třech rovinách je zajištěno náklonovým senzorem MRU. Ten umožňuje měření pohybu lodi a náklony lodi horizontálně a vertikálně na vysokém stupni dynamické přesnosti. V neposlední řadě je plavidlo vybaveno zařízením pro měření rychlosti zvuku a sonarem pro měření skladby a mocnosti sedimentů. Všechny přístroje jsou obsluhovány prostřednictvím řídícího PC se softwarem GS+, který zajišťuje komplexní pořizování a zpracování naměřených dat. Špatný přístup k pilotnímu úseku Svratky pro měřicí plavidlo CAPEREA a přítomnosti vodních rostlin na konci vzdutí horní nádrže Nových Mlýnů vedly k zahájení vývoje menšího a lehčího plavidla, které by bylo schopno měřit potřebné parametry ve stejném rozsahu jako plavidla CAPEREA. Základem bude nafukovací člun s konstrukcí, která bude schopna nést veškerou měřicí techniku (obrázek 2). Kromě nižší hmotnosti, která umožní spuštění plavidla na vodu v hůře dostupných místech, je velkou očekávanou výhodou i měření v lokalitách s nízkým stavem vody, kam se nedostane velké plavidlo s větším ponorem. Také bude umožněno měření blíže břehu nebo měřeným objektům, jako jsou mostní piloty a pilíře. Současně bude možné projíždět pod mosty s nízkou světlou výškou mostovky. 13

Obrázek 2 Model menšího měřicího plavidla Menší měřící plavidlo by mělo být k dispozici v březnu 2017 tak, aby bylo možné dokončit měření pilotních lokalit. 3. VÝSLEDKY A PŘEDPOKLÁDANÉ VÝSTUPY 3.1. Pilotní lokalita vodní nádrž Letovice Zaměření vodní nádrže Letovice předcházelo skenování a georeferencování situačního výkresu a digitalizace vrstevnic. Tímto a následnou interpolací byl vytvořen digitální model terénu návrhového stavu dna vodní nádrže, s nímž jsou srovnávány výsledky měření. K monitoringu vodní nádrže bylo využito plavidlo CAPEREA (kap. 2.2), jehož zařízení umožňují vytvořit digitální model terénu s vysokou přesností 1,5 mm. Nadmořské výšky dna VN Letovice se pohybují v rozsahu od 335,000 m n. m. při vtokovém objektu spodní výpusti nádrže po 360,367 m n. m. v horní části vzdutí (obrázek 3). Kombinací digitálního modelu terénu dna nádrže s absolutní pozicí plavidla na hladině byly stanoveny hloubky v nádrži. Celková zaměřená plocha vodní nádrže činí 984 608 m 2 s aktuálním objemem vody v nádrži cca 9,94 mil. m 3. Hypsometrická křivka současných objemů a ploch bude v následném kroku porovnána s návrhovým (projektovaným) stavem vodního díla. Díky tomu bude možné detailně kvantifikovat mocnost sedimentů v jednotlivých částech vodní nádrže a stanovit míru ovlivnění funkcí nádrže. Díky měření 14

batygrafie, které provedlo Povodí Moravy, s. p. v minulých letech, bude možné posoudit rovněž časový průběh zanášení vodní nádrže sedimenty. Podle předpokladu měření ukazují, že k nejvýraznější sedimentaci dochází při ústí toku Křetínky do vzdutí nádrže a také při ústí pravostranného přítoku (Bohuňovka) do nádrže. Obrázek 3 Rozložení hloubek ve vodní nádrže Letovice 3.2. Vizualizace výsledků monitoringu vodních děl Jedním z výstupů projektu bude i specializovaná mapa (obrázek 4), ve které budou integrovány informace o zjištěných změnách morfologie vodního dna a mocnosti a stratigrafii sedimentů v kartografickém zobrazení. Vyjadřovací prostředky umožní využití mapy co největšímu okruhu uživatelů. Nad topografickým podkladem bude možné vizualizovat vrstvy tematického obsahu, spojeného buď s referenčním (návrhovým) stavem vodního díla (či úseku toku), nebo s aktuálním stavem (zaměřeným lodí). Bude se jednat o vrstvu digitálního modelu dna vizualizovaného formou gradientu (s rostoucí intenzitou barvy v místech s rostoucí hloubkou). Dále vrstvy hloubnic (izobát izolinií spojujících místa se stejnou hodnotou hloubky obrázek 5), vrstvy dna vizualizovaného formou barevné batymetrie (izopletickou vrstvu barevně znázorňující plochy mezi dvěma izobátami, vyplněné stejným barevným odstínem) a liniové vrstvy příčných profilů. 15

Mapa umožní uživateli analyzovat současný stav vodního díla oproti referenčnímu a definovat místa vhodná k provedení údržby. Uvedené výstupy budou dostupné na veřejném mapovém portálu. Obrázek 4 Návrh okna aplikace specializované mapy Obrázek 5 Návrh vizualizace tvaru a hloubky vodního dna pomocí hloubnic (izobát) 16

Specializovaná mapa představuje materiál vědecko-výzkumného charakteru, který nabízí rozsáhlé možnosti využití, ať již pro odborníky, tak i pro veřejnost. Největším přínosem mapy je možnost zjistit současné charakteristiky vodního díla či vodního toku a případné změny oproti referenčnímu stavu, a to bez radikálních zásahů do činnosti či provozu dotyčného vodního útvaru během sběru dat. Uživatel má díky tomu v podstatě k dispozici přesný model dna nasnímaného území, a model dna při původním (referenčním) stavu. Primárně však bude sloužit správcům vodních děl / vodních cest či například odkalovacích nádrží pro zjištění změn v morfologii dna, v rozsahu, mocnosti a složení sedimentů, dále pro zjištění hloubkových charakteristik, pro vizuální porovnání původního stavu vodních děl a vodních cest se stavem nově zjištěným a předpovídat budoucí vývoj. Správcům vodních cest může též posloužit pro detekci překážek a případnou úpravu rozměrů současné vodní cesty (zúžení X rozšíření) podle nově zjištěných hloubkových charakteristik a aktuálního vodního stavu. Dále může tato specializovaná mapa sloužit k odhadům kapacity vodního díla / koryta vodního toku, a může tak pomoci při rozhodovacích procesech jak z hlediska včasného varování před povodněmi (díky lepšímu povědomí o zásobních kapacitách v případě hrozící povodňové vlny), tak z hlediska případného definitivního rozhodnutí o provedení údržby, včetně případného vyčíslení nákladů na odstranění sedimentů a obnovení původní zásobní kapacity nádrže či úseku vodního toku. Mapa však najde uplatnění i v projekčních a stavebních firmách a na odborných pracovištích pro možnost pozorovat změny ve tvaru dna na existujících vodních dílech a tocích, pro možnost detekovat místa s největší akumulací sedimentů, a na základě toho porozumět procesům a činitelům sedimentace v praxi. 3.3. Metodika komparace diskrétních a spojitých metod měření digitálního modelu terénu Metodika bude popisovat způsoby porovnání současných a inovativních metod měření digitálních modelů dna vodních toků a nádrží. Představuje důležitý podklad k porovnávání heterogenních podkladů a vyhodnocování jejich změn. K tomuto bude navrženo hodnocení, které bude zohledňovat i čas a hydrologické podmínky uplynulého časového období. Metodika bude sloužit správcům vodních děl, projekčním a stavebním firmám. 3.4. Metodika řízení monitoringu a údržby VH infrastruktury Metodika bude definovat postupy srovnávací analýzy projektovaného a současného stavu vodního díla včetně posouzení mocnosti sedimentů a jejich prostorové lokalizace. Na základě výsledků analýz pak bude navržen postup dalšího monitoringu vodního díla. Současně budou navrhovány postupy údržby a to tak, aby byly minimalizovány náklady na tyto činnosti a zajištěna funkce uvedeného díla. Uživateli metodiky by měly být správci vodních děl a vodních toků. 17

3.5. Systém řízení monitoringu a údržby vodohospodářské infrastruktury Výše uvedené výstupy budou zakomponovány do informačního systému, pomocí něhož budou moci jednotliví správci vyhodnocovat změny morfologie dna vodních děl, stanovit vhodné metody údržby pro zachování návrhových parametrů díla a získat podklady pro odhad nákladů údržby. V současné době je vytvořena webová mapová aplikace, která umožňuje vizualizovat data digitálního modelu terénu a dalších vektorových a rastrových vrstev nad podkladovými mapami. Tato aplikace je rozšiřitelná prostřednictvím zásuvných modulů, které mohou být vyvíjeny samostatně a přinášet do mapového prostředí další funkcionalitu. Dále byl také vyvinut prototyp internetového portálu, který bude sloužit jako rozcestník k jednotlivým aplikacím a mapovým kompozicím (obrázek 6). Obrázek 6 Rozcestník k jednotlivým aplikacím a mapovým kompozicím 4. ZÁVĚR Do března 2017 bylo na třech pilotních lokalitách (VN Letovice, úsek Moravy od jezu v Kroměříži po Bezměrov, Baťův plavební kanál úsek Staré město Spytihněv) provedeno morfologické měření diagnostickým plavidlem. Získaná data 18

byla zpracována do podoby spojitých modelů, příčných i podélných profilů a hypsometrických křivek. Zbývající dvě pilotní lokality (úsek Dyje v úrovni vzdutí horní nádrže Nové Mlýny u Drnholce, úsek Svratky mezi Kamenomlýnským jezem a jezem v Komíně) se z důvodu nedostupnosti a enormního výskytu vodních rostlin nepodařilo změřit a budou doměřeny na jaře 2017 po dokončení nosné konstrukce měřicí techniky pro menší měřicí plavidlo. Paralelně byly pro pilotní lokality shromážděny a zdigitalizovány dostupné podklady a projektové dokumentace, které budou uloženy ve Skladu projektové dokumentace. Je popsán postup převádění dokumentací do elektronické podoby pro další zpracování. Pro pilotní lokality úseků vodních toků, tj. Dyje a Moravy, byly sestaveny hydrodynamické modely. Pro Systém řízení monitoringu a údržby VH infrastruktury, v němž budou ukládána data z monitoringu měření a bude mít podobu mapové aplikace, je detailně zdokumentovaná navrhovaná funkcionalita a ovládací prvky. Vývoj aplikace nadále pokračuje. Obsah, funkcionalita i ovládací prvky jsou navrženy pro specializovanou mapu. Jsou definovány vrstvy topografického podkladu i tematického obsahu v podobě vektorových i rastrových vrstev. PODĚKOVÁNÍ Tento příspěvek vznikl za podpory projektu Systém řízení monitoringu a údržby VH infrastruktury (QJ1520267) financovaného z programu Komplexní udržitelné systémy v zemědělství 2012-2018 KUS Ministerstva zemědělství ČR. SUMMARY The project System of Water Management Infrastructure Monitoring and Maintenance concerns with verifying tools and methodologies for efficient maintenance and operation of water management infrastructure water reservoirs and river regulations. Based on the analyses results, differential comparisons of various stages (designed, historical and current) were carried out and the bottom changes were estimated (i.e., zones of erosion and accumulation were localized). The morphological changes were assessed in relation to mathematical modelling. The dynamics of the erosional and accumulation processes was taken into consideration when assessing the capacity of reservoirs, channels and flood control measures, as well as the functions and purposes, for which the water management infrastructures had been constructed. On the basis of the gathered findings, the efficiency of the maintenance intervention and methods of possible solutions will be recommended. In other words, the system will allow the estimating the costs required to put the water management 19

infrastructure into the state in which it will be able to fulfil the design functions and purposes. The system itself will be endowed with web interface so that it will be accessible to the data acquirer, infrastructures managers, as well as other authorised users. The methodologies in this project will be developed and verified using the data acquired in three river reaches with different regulations and flow characteristics, and three water reservoirs with various purposes. Mgr. Pavla Štěpánková, Ph.D. tel.: +420 541 126 312, e-mail: pavla.stepankova@vuv.cz Mgr. Martin Caletka tel.: +420 541 126 317, e-mail: martin.caletka@vuv.cz Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i., pobočka Brno Mojmírovo nám. 16, 612 00 Brno, Česká republika Ing. Robert Knap tel.: +420 731 405 494, e-mail: Robert.Knap@vars.cz VARS BRNO a.s. Kroftova 80c, 616 00 Brno, Česká republika Doc. Ing. Aleš Dráb, Ph.D. tel.: +420 541 147 750, e-mail: drab.a@fce.vutbr.cz Vysoké učení technické v Brně, Fakulta stavební Veveří 331/95, 602 00 Brno, Česká republika 20

SEDIMENTY, JEJICH MONITORING V KOMPETENCI ÚKZÚZ A VYUŽITÍ NA ZEMĚDĚLSKÉ PŮDĚ V ČR L. Kubík, P. Němec 1. ÚVOD Sedimenty ve vodních tocích či vodních nádržích (rybníků) vznikají sedimentací (usazováním) erodovaných pevných částic, které jsou přirozeně unášeny vodou. Při poklesu rychlosti proudění (rozšířením profilu, poklesem spádu toku nebo zvětšením hloubky vodoteče), dochází k přirozené sedimentaci unášených částic. Vzniklý materiál může mít povahu od štěrkopísků a písků sedimentovaných v proudných úsecích toků, až po jílovitohlinitý až jílovitý substrát v rybnících. Jde o přirozený děj, který je urychlován antropogenními zásahy do krajiny. Důvodem kumulace sedimentů a zanášení dna jsou stále přetrvávající splachy zemědělské půdy z okolí rybníků, vodních děl a toků. Často nevhodné hospodaření v povodí způsobuje nadměrnou erozi, pronikání a usazování rizikových prvků a látek v rybnících a tocích. V České republice vykazuje třetina rybníků nadměrné zatížení sedimenty (ČERMÁK et al., 2007 [1]). Sedimenty jsou ve velkých objemech do rybníků transportovány podle charakteru a stavu říční sítě a hospodářské činnosti v povodí a způsobují velmi rychlé zanášení méně proudných úseků povrchových vod. Důsledkem ukládání sedimentů je postupné omezování až znemožňování vodohospodářských, biologických a ekologických funkcí vodních nádrží a toků. Celkové množství sedimentů je ve vodních nádržích ČR odhadováno na 197 mil. m 3, v drobných vodních tocích a závlahových kanálech na 5 mil. m 3 a v odvodňovacích kanálech 0,8 mil. m 3 (ČERMÁK et al., 2007 [1]). Tato množství značně zmenšují prostor pro akumulaci vody a snižují i míru ochrany krajiny proti povodním. Z výše zmíněného vyvstává nerudovská otázka Kam s ním? Jednou z možností je jeho vrácení na místo původu tj. jeho přímé použití na zemědělskou půdu. Tuto možnost využití vytěženého sedimentu v České republice poskytuje vlastníkům sedimentů splnění kritérií uvedených ve vyhlášce č. 257/2009 Sb. o používání sedimentů na zemědělské půdě [2]. Na sedimenty je dobré nahlížet jako na materiál s vysokým obsahem organické hmoty a zároveň i velkou hnojivou hodnotou. Pokud vyhoví všem podmínkám na obsahy rizikových prvků a látek, pak se jedná o ideální zúrodňovací materiál pro orné půdy. Vždyť i naši předkové považovali bahno z rybníka za kvalitní hnojivo s vysokým obsahem živin, které dokonce bylo částí deputátů pracovníků v rybnikářství. Sedimenty ve většině případů nepředstavují závažné riziko a jejich zapravením do půdy se v podstatě jen uzavře jeden přírodní cyklus. 21

Surový sediment vykazuje značný podíl zvodnění až do 80 %, může obsahovat látky různého složení i cizorodé předměty v závislosti na struktuře zemědělské a průmyslové výroby v povodí. Na vytěžené sedimenty lze nahlížet ze dvou úhlů pohledu jednak je můžeme využívat k mnoha prospěšným účelům vycházejících z hnojivé hodnoty sedimentů, a to např.: k zúrodňování zemědělské půdy (KUKLÍK, 2000 [3]), k rekultivaci starých povrchových dolů či zavážení podzemních prostor. Sedimenty je však třeba hodnotit i z pohledu druhého, kdy jde nejen o materiál se žádoucími vlastnostmi, ale často také o materiál s neznámými vlastnostmi, které mohou být naopak nežádoucí až nebezpečné. Sedimenty na sebe sorbují široké spektrum látek včetně těžkých kovů či perzistentních látek (HILSCHEROVÁ et al., 2007 [4]; HOLOUBEK et al., 1998 [5]), které znesnadňují použití sedimentů ve výše uvedených případech. Sedimenty je třeba chápat i jako rezervoár potenciálně nebezpečných látek. Tyto látky se mohou posléze uvolnit a následně negativně ovlivnit lokalitu, na kterou byl sediment aplikován. Z tohoto důvodu je dobré sedimenty hodnotit z obou úhlů pohledu a brát v potaz veškeré známé informace, aby bylo možné riziko vyplývající z vlastností sedimentů minimalizováno. Tento příspěvek předkládá vybrané výsledky z monitoringu rizikových prvků a látek v sedimentech prováděného v období 2006 až 2016 Ústředním kontrolním a zkušebním ústavem zemědělským (ÚKZÚZ). 2. METODIKA Regionální pracovníci ze sedmi územních pracovišť ÚKZÚZ odebírají každoročně od roku 1995 po celé České republice vzorky sedimentů z vodních ploch. Ročně se odebere kolem 20 vzorků sedimentů. Tyto odběry se provádí podle Metodického pokynu č. 7/SZV Sledování rybničních a říčních sedimentů. Ve všech každoročně odebíraných vzorcích se sleduje jak hnojivá hodnota sedimentů, tzn. zrnitostní složení, procento spalitelných látek (LOI), ph a obsah živin (P, K, Ca a Mg) v extraktu podle Mehlicha III, tak i nežádoucí vlastnosti jako jsou obsahy rizikových prvků (As, Be, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, V, Zn stanovené extrakcí lučavkou královskou a Hg stanovená jako celkový obsah) a obsahy rizikových látek, které se sledují pouze u pěti vybraných vzorků z dvaceti každoročně odebíraných. Prováděné rozbory jsou průběžně doplňovány o nové látky. AOX jsou sledovány od roku 1998, PCB od roku 2002, DDT včetně metabolitů + HCH + HCB od roku 2007, 16 jednotlivých PAU od roku 2009, PBDE od roku 2011 a uhlovodíky C10-C40 od roku 2016. Analýzy sledovaných parametrů provádí Národní referenční laboratoř ÚKZÚZ podle jednotných pracovních postupů (ZBÍRAL et al., 2011 [6]). Pro potřebu hodnocení byly vodní plochy rozčleněny do kategorií a to na: vodní toky, vodní nádrže a rybníky polní, návesní a lesní. V rámci ÚKZÚZ je vedena databáze sedimentů, ve které jsou údaje již od roku 1995, a to údaje k celkem 515 vzorkům. Teprve od roku 2006 s nástupem využívání systému LPIS (Land Parcel Identification System) a jeho modulu Registr sedimentů jsou 22

spravovaná data o počtu celkem 281 vzorků v celistvé formě. U dat z předchozích let schází některé specifikace týkající se většinou přesné lokalizace odběru sedimentu, proto jsou v tomto příspěvku použity pouze data od roku 2006. Vybrané sledované parametry se týkají kontaminace sedimentů. 3. VÝSLEDKY Dlouhodobé sledování sedimentů z vodních ploch ukazuje, že ze sledovaných rizikových prvků tři z nich, a to kadmium (Cd), arsen (As) a zinek (Zn), nejčastěji překračují limitní hodnoty uvedené ve vyhlášce č. 257/2009 Sb. a to ve více než v 5 % případů. Z rizikových látek nejčastěji překračuje limitní hodnoty suma 12 polycyklických aromatických uhlovodíků (PAU) (POLÁKOVÁ et al., 2017 [7], KUBÍK, 2009 [8]). Při hodnocení obsahů rizikových prvků a látek je třeba vzít v úvahu nestejné počty vzorků u sledovaných parametrů v jednotlivých námi definovaných kategoriích vodních ploch, zejména na nižší počty vzorků v kategoriích vodní toky a vodní nádrže. Kadmium a zinek jsou řazeny mezi rizikové prvky ovlivněné antropogenními aktivitami, zatímco As mezi prvky s geogenním původem (BEDNÁŘOVÁ et al., 2015 [9]). 3.1. Vybrané rizikové prvky a látky základní statistika a zhodnocení Ze sledování vyplývá, že obsahy Cd se pohybují v rozmezí hodnot 0,08 až 4,99 mg/kg, průměrný obsah je 0,59 mg/kg. Základní přehled o obsazích a limitní hodnotě pro Cd celkem i v jednotlivých kategoriích je zobrazen na obrázku 1. Tabulka 1 Základní statistika a počty překročení limitní hodnoty pro kadmium Prvek Cd (mg/kg) Sedimenty Vodní Polní Návesní Lesní Vodní Celkem vodních ploch toky rybníky rybníky rybníky nádrže Počet vzorků 250 18 137 57 31 7 Průměr 0,59 1,04 0,57 0,60 0,50 0,32 Min 0,08 0,18 0,08 0,08 0,10 0,18 Max 4,99 4,22 4,99 2,01 1,46 0,86 Medián 0,48 0,90 0,45 0,53 0,38 0,18 Počet překročení limitní hodnoty 41 8 19 10 4 0 Při hodnocení průměrných obsahů Cd u rybníků se vyšší obsahy nacházejí v rybnících návesních, následují rybníky polní a lesní, nejnižší průměrné obsahy mají vodní nádrže. Avšak nejvyšší průměrné obsahy jsou zjištěny pro vodní toky. Z kategorie rybníků mají největší podíl nadlimitních vzorků návesní rybníky, následují kategorie polní a lesní rybníky. Vodní toky však vedou i v podílu nadlimitních vzorků a naopak vodní nádrže jsou zatím bez nadlimitního nálezu (tabulka 1). 23

Obrázek 1 Grafické znázornění statistických parametrů, obsahů a limitní hodnoty pro Cd celkem i pro jednotlivé kategorie (2006 2016) Obsahy As se pohybují v rozmezí hodnot 0,75 až 274 mg/kg, průměrný obsah je 13,16 mg/kg. Základní přehled o obsazích a limitní hodnotě pro As celkem i v jednotlivých kategoriích je zobrazen na obrázku 2. Při hodnocení průměrných obsahů As se nám ukazuje stejná posloupnost kategorií jako u Cd. Návesní a polní rybníky mají shodný počet vzorků překračujících limitní hodnotu, ale větší podíl nadlimitních vzorků mají návesní rybníky, které tak můžeme považovat za rizikovější z hlediska možného překročení limitní hodnoty pro As. V počtu překročení limitních hodnot následují vodní toky. U lesních rybníků a vodních nádrží zatím nebyl nalezen vzorek překračující limitní hodnotu (tabulka 2). 24

Tabulka 2 Základní statistika a počty překročení limitní hodnoty pro arsen Prvek As (mg/kg) Sedimenty Vodní Polní Návesní Lesní Vodní Celkem vodních ploch toky rybníky rybníky rybníky nádrže Počet vzorků 250 18 137 57 31 7 Průměr 13,16 16,82 13,31 15,13 8,12 7,15 Min 0,75 2,83 0,75 1,05 1,95 5,08 Max 274,00 69,10 274,00 141,00 23,40 13,30 Medián 8,22 9,78 7,86 8,95 7,60 5,70 Počet překročení limitní hodnoty 15 3 6 6 0 0 Obrázek 2 Grafické znázornění statistických parametrů, obsahů a limitní hodnoty pro As celkem i za jednotlivé kategorie (2006 2016) Obsahy Zn se pohybují v rozmezí hodnot 8,15 až 1 570 mg/kg, průměrný obsah je 136,19 mg/kg. Základní přehled o obsazích a limitní hodnotě pro Zn celkem i v jednotlivých kategoriích je zobrazen na obrázku 3. I zde při hodnocení průměrných obsahů vychází skoro stejná posloupnost kategorií vodních ploch jako u Cd a As. Nejvyšší průměrné obsahy jsou u vodních toků, následují rybníky návesní, polní, vodní nádrže a nejnižší průměrné obsahy mají 25

rybníky lesní. V počtu vzorků překračujících limitní hodnotu vychází kategorie vodní toky, polní rybníky a návesní rybníky nastejno (tabulka 3). Větší podíl nadlimitních vzorků u rybníků je v kategorii návesních než polních, nejvyšší podíl nadlimitních vzorků však mají vodní toky. Tabulka 3 Základní statistika a počty překročení limitní hodnoty pro zinek Prvek Zn (mg/kg) Sedimenty Vodní Polní Návesní Lesní Vodní Celkem vodních ploch toky rybníky rybníky rybníky nádrže Počet vzorků 250 18 137 57 31 7 Průměr 136,19 258,33 113,42 185,64 82,43 103,13 Min 8,15 40,70 8,15 36,60 28,80 59,50 Max 1 570,00 673,00 508,00 1 570,00 174,00 201,00 Medián 109,00 214,50 101,00 145,00 87,30 84,40 Počet překročení limitní hodnoty 15 5 5 5 0 0 Obrázek 3 Grafické znázornění statistických parametrů, obsahů a limitní hodnoty pro Zn celkem i za jednotlivé kategorie (2006 2016) Obsahy sumy 12 PAU se pohybují v rozmezí hodnot 0,15 až 50,26 mg/kg, průměrný obsah je 5,79 mg/kg. Základní přehled o obsazích a limitní hodnotě pro sumu 12 PAU celkem i v jednotlivých kategoriích je zobrazen na obrázku 4. 26

Tabulka 4 Základní statistika a počty překročení limitní hodnoty pro sumu 12 PAU Látka Suma 12 PAU (mg/kg) Sedimenty Vodní Polní Návesní Lesní Vodní Celkem vodních ploch toky rybníky rybníky rybníky nádrže Počet vzorků 47 3 20 19 4 1 Průměr 5,79 26,50 1,74 7,87 1,57 2,21 Min 0,15 2,33 0,15 0,29 0,76 2,21 Max 50,26 50,26 10,83 31,38 3,20 2,21 Medián 1,92 26,90 0,80 4,55 1,16 2,21 Počet překročení limitní hodnoty 12 2 2 8 0 0 Nejvyšší průměrné obsahy jsou u vodních toků, následují návesní a polní rybníky, vodní nádrže a nejnižší průměrné obsahy mají lesní rybníky. V počtu vzorků překračujících limitní hodnotu vedou návesní rybníky, za nimi v odstupu následují rybníky polní a vodní toky (tabulka 4). Největší podíl nadlimitních vzorků však mají vodní toky následované návesními rybníky a nejmenší podíl mají polní rybníky. Obrázek 4 Grafické znázornění statistických parametrů, obsahů a limitní hodnoty pro sumu 12 PAU celkem i za kategorie (2006 2016) 27

3.2. Rozdíly mezi kategoriemi vodních ploch u vybraných rizikových prvků a látek Obsahy vybraných prvků a látek v sedimentech vodních ploch byly podrobeny statistické analýze, s cílem zjistit, zda existují rozdíly mezi jednotlivými kategoriemi vodních ploch. Byly zjištěny statisticky velmi významné rozdíly mezi testovanými skupinami vodních ploch pro Cd, Zn, a PAU a statisticky významné pro As (tabulka 5). Předpokládaný rozdíl mezi vodními toky (tekoucími vodami) a rybníky (stojatými vodami) se plně potvrdil u Cd. U As jsou průkazné rozdíly mezi vodními toky a skupinou tvořenou lesními rybníky a vodními nádržemi. Našly se také rozdíly v kategoriích rybníků a to mezi polními a návesními, a návesními a lesními. Také u Zn se objevily mimo jiné průkazné rozdíly mezi vodními toky a rybníky polními, lesními společně s vodními nádržemi. Další průkazné rozdíly u Zn jsou zjištěny mezi rybníky polními na jedné straně a rybníky návesními dohromady s lesními na straně druhé. Našly se i rozdíly pro návesní rybníky vůči lesním rybníkům a vodním nádržím. U sumy 12 PAU jsou průkazné rozdíly jen mezi kategoriemi vodní toky proti polním rybníkům a polní rybníky v porovnání s návesními rybníky. Tabulka 5 Kruskal Wallisova Anova a neparametrické následné testovaní průkaznosti rozdílů mezi skupinami Parametr Cd As Zn Suma 12 PAU Závěr testu Mezi SVP je statisticky velmi významný rozdíl Mezi SVP je statisticky významný rozdíl Mezi SVP je statisticky velmi významný rozdíl Mezi SVP je statisticky velmi významný rozdíl Statistická významnost Průkazný rozdíl mezi vodními plochami ++ 1-2,3,4,5; + 1-4,5; 2-3; 3-4; ++ 1-2,4,5; 2-3,4; 3-4,5; ++ 1-2; 2-3 Testované skupiny: mezi sedimenty vodních ploch (SVP); kódy vodních ploch: 1 vodní toky, 2 polní rybníky, 3 návesní rybníky, 4 lesní rybníky, 5 vodní nádrže. 3.3. Mapové výstupy u vybraných rizikových prvků a látek Pro Cd, As, Zn a sumu 12 PAU a pro jednotlivé kategorie vodních ploch byly vytvořeny mapky s lokalizací odběrových míst sedimentů a s obsahy vybraných parametrů vyjádřených jako procenta limitních hodnot pro dané parametry (obrázky 5, 6, 7 a 8). Lokalizace některých odběrových míst je v mapkách lehce posunuta z důvodu lepší přehlednosti. Z mapek vyplývá, že obsahy vybraných rizikových prvků v sedimentech zhruba odpovídají zjištěným obsahům těchto prvků v půdách ČR, jak nám je ukazují 28

kartogramy obsahů vybraných rizikových prvků vytvořené v ÚKZÚZ (POLÁKOVÁ et al., 2011 [10]). Obrázek 5 Lokalizace odběrových míst pro Cd s obsahy vyjádřenými jako procenta z limitní hodnoty (1 mg/kg) pro Cd Obrázek 6 Lokalizace odběrových míst pro As s obsahy vyjádřenými jako procenta z limitní hodnoty (30 mg/kg) pro As 29

Obrázek 7 Lokalizace odběrových míst pro Zn s obsahy vyjádřenými jako procenta z limitní hodnoty (300 mg/kg) pro Zn Obrázek 8 Lokalizace odběrových míst pro sumu 12 PAU s obsahy vyjádřenými jako procenta z limitní hodnoty (6 mg/kg) pro sumu 12 PAU 30

4. ZÁVĚRY Cílem příspěvku bylo shrnout výsledky screeningu sedimentů vodních ploch na území České republiky v letech 2006 až 2016. Ve sledování bude ÚKZÚZ pokračovat i nadále. Toto dlouholeté sledování sedimentů poskytuje podklady pro státní správu při vytváření legislativních opatření týkajících se sedimentů vodních ploch. Dlouhodobé sledování sedimentů nás upozorňuje na vyšší pravděpodobnosti překročení limitních hodnot pro určité rizikové prvky (Cd, As, Zn) a jednu rizikovou látku a to sumu 12 polycyklických aromatických uhlovodíků, která je nejčastěji překračována u návesních rybníků. Vyšší obsahy těchto tří prvků v sedimentech se shodují s obsahy zjištěnými v půdě. Je nutné si také uvědomit, že v průběhu odvodňování a skladování sedimentu na deponii dochází k poklesu ph. S poklesem hodnot ph se rizikové prvky stávají mobilnější a jsou snadněji uvolňovány do okolního prostředí. 5. LITERATURA [1] ČERMÁK, P. POLÁKOVÁ, Š. KUBÍK, L.: Výsledky monitoringu sedimentů na zemědělské půdě (do r. 2009). Sborník semináře Ochrana životního prostředí v souvislosti se zemědělským hospodařením, 29. 9. 2011. Znojmo, Vodní zdroje Ekomonitor spol. s. r. o.: 7-12, 2011. [2] VYHLÁŠKA č. 257/2009 Sb. o používání sedimentů na zemědělské půdě. [3] KUKLÍK, M.: Rekultivace půd z pohledu připravované legislativy ochrany půdy využití kalů z ČOV a využití rybničních a říčních sedimentů. Sborník semináře Rekultivační materiály, 18. 19. 9. 2000. Modřice, Vodní zdroje Ekomonitor spol. s. r. o.: 38-42, 2000. [4] HILSCHEROVÁ, K. DUŠEK, L. KUBÍK, V. KLÁNOVÁ, J. HOLOUBEK, I.: Distribution of organic pollutants in sediments and alluvial soils after major floods. Journal of Soils and Sediments 7 (3): 167-177, 2007. [5] HOLOUBEK, I. a kol.: Identifikace rizik pro životní prostředí. Projekt IDRIS. TOCOEN REPORT No. 136, Brno, 1998. [6] ZBÍRAL, J. a kolektiv autorů: Analýza půd II, Jednotné pracovní postupy. Ústřední a kontrolní a zkušební ústav zemědělský Brno, 2011. [7] POLÁKOVÁ, Š. KUBÍK, L. PRÁŠKOVÁ, L. HOUČEK, J. MALÝ, S. FIALA, J. KLAŠKOVÁ, L.: Kontrola a monitoring cizorodých látek v potravních řetězcích. Zpráva za rok 2016, Brno, ÚKZÚZ, 56-63, 2017. [8] KUBÍK L.: Monitoring rybničních a říčních sedimentů. Průběžná zpráva 1995 2008, Brno, ÚKZÚZ, 2009. [9] BEDNÁŘOVÁ, Z. KOMPRDOVÁ, K. KALÁBOVÁ, T. SÁŇKA, M.: Impact of floods and their frequency on content and distribution of risk elements in alluvial soils. Water, Air and Soil Pollutoin 226 (2): 15, 2015. [10] POLÁKOVÁ, Š. HUTAŘOVÁ, K. NĚMEC, P. REINNINGER, D.: Obsahy rizikových prvků v zemědělských půdách České republiky. Ústřední a kontrolní a zkušební ústav zemědělský Brno, 2011. 31

SUMMARY The aim of this paper was to summarize the results of the screening of sediments of water bodies in the Czech Republic between 2006 and 2016. ÚKZÚZ will continue with the sediments monitoring in the future as well. This long-term monitoring of sediments provides a basis for policy making concerning the sediments of water bodies. Long-term monitoring of sediments alerts us to a higher probability of exceeding the limit values for certain hazardous elements (Cd, As, Zn) and a hazardous substances namely sum of 12 polycyclic aromatic hydrocarbons, which is often exceeded in village ponds. Higher levels of these three elements in sediments are consistent with the levels found in the soil. It should also be considered that during the drainage and storage of the sediment on a dump, ph drop occurs. This makes hazardous elements more mobile and they are easily released into the surrounding environment. Ing. Ladislav Kubík, Ph.D. tel.: +420 543 548 387, e-mail: ladislav.kubik@ukzuz.cz Ing. Pavel Němec tel.: +420 543 548 204, e-mail: pavel.nemec@ukzuz.cz Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský, Oddělení půdy a lesnictví Hroznová 63/2, 656 06 Brno, Česká republika 32

SLOŽENÍ SEDIMENTŮ MALÝCH RETENČNÍCH VODNÍCH NÁDRŽÍ V ZEMĚDĚLSKÉ KRAJINĚ A POROVNÁNÍ SE SEDIMENTY PRODUKČNÍCH RYBNÍKŮ H. Hudcová, M. Rozkošný, R. Novotný, P. Sedláček, M. Dzuráková 1. ÚVOD Malé vodní nádrže, až do 90. let 20. století prakticky představované rybníky, jsou ve středoevropském prostoru jedním ze základních elementů zemědělské krajiny [1]. Představují jednu z nejhodnotnějších přírodě blízkých složek kulturní krajiny, jinak zcela transformované intenzivní lidskou činností [2]. Je známo, že kvalita vody se v rybnících často zásadně mění, podle míry znečištění dochází v kvalitě vody ke změnám, a to buď jak pozitivním (v případě silného organického zatížení přítoku např. [3 6], tak negativním, v případě neznečištěného přítoku např. [7]. Další typy malých vodních nádrží mohou také plnit více funkcí v krajině, včetně redukce (až eliminace) znečištění transportovaného říční sítí. Z ekologického hlediska jsou významným lokálním biocentrem zvyšujícím biodiverzitu v krajině [8]. Vodohospodářsky zadržují vodu v povodí a ovlivňují její další distribuci, při správné manipulaci s retenčním prostorem jsou schopné transformovat povodňové vlny [9]. Přes svoji nezastupitelnost v krajině tvoří malé vodní nádrže také jeden z ohrožených ekosystémů v Evropě, který je pod neustálým antropogenním tlakem. Nejvíce náchylné jsou malé vodní nádrže v blízkosti velkých sídel nebo v zemědělsky intenzivně obhospodařované krajině. Zde čelí riziku znečištění vod splašky, eutrofizace vlivem používání umělých hnojiv, splachů půdy ze zemědělských ploch, drenáže mokřadních litorálních zón [2], atd. V letech 2013 až 2016 bylo průběžně prováděno sledování kvality vodního prostředí vybraných rybníků a malých vodních nádrží (MVN) v oblastech jižní a střední Moravy a Vysočiny, včetně vzorkování a analýz sedimentů. Záměrem bylo věnovat pozornost vzájemnému ovlivnění jakosti povrchových tekoucích vod a jakosti vody rybníků a MVN při zohlednění jejich hospodářského využití a působení vnějších antropogenních vlivů. 33

2. METODIKA SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Hodnocení změn v míře znečištění vodního prostředí bylo zaměřeno na nutrienty, ukazatele kyslíkového režimu a biologické ukazatele. Odběry vzorků vody byly prováděny několikrát ročně (4 6x) v typických obdobích vývoje ekosystému nádrží, tedy v období brzkého jara, přelomu jara a léta (květen), v letním období s nejvyššími teplotami prostředí a vody, přelomu léta a podzimu a období nízkých teplot na podzim, případně i období se zámrzem vodní hladiny. V terénu byly přístrojem HACH Lange HQ40d přímo měřeny fyzikálně-chemické parametry vodního prostředí (teplota vody, rozpuštěný kyslík, nasycení kyslíkem, ph, elektrická konduktivita). Měření byla prováděna při hladině a v různých hloubkách v případě nádrží, bodově v případě přítoků a odtoků. V laboratoři byly stanovovány ukazatele jakosti vod reprezentující organické znečištění, jednotlivé formy dusíku, fosforu a uhlíku, mikrobiologické ukazatele a obsah nerozpuštěných (suspendovaných) látek. Mocnost sedimentů v zátopě nádrží byla měřena geodetickou výsuvnou latí jejím ponořováním a zapíchnutím do vrstvy sedimentů. Tento způsob byl možný, protože hloubka vody v nádržích nepřekračovala dva až tři metry. Odběr sedimentů byl prováděn pomocí Eckmannova drapáku, nebo tyčovým pístovým odběrákem. V každém profilu (přítokové koryto, vtoková zóna nádrže, odtoková zóna nádrže) byly sedimenty odebrány na více místech, homogenizovány a ze směsi byl odebírán vzorek k analýzám. Z analýz bylo prováděno stanovení sušiny, ztráty žíháním, obsah celkového fosforu a dusíku, obsah Na, K, Ca, Mg, Fe, Mn, Al, As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn. Dále bylo sledováno mikrobiální znečištění kultivací fekálně koliformních bakterií a enterokoků, vyjádřené počtem KTJ na gram. Prezentovány jsou výsledky ze sledování těchto malých vodních nádrží (obrázky 1 4): 1. MVN u obce Dražovice (Dražovický potok) 49.1990025N, 16.9417000E, hlavní funkce rekreační rybolov, ostatní rekreace, 2. MVN u obce Želeč (Želečský potok) 49.3472344N, 17.1273514E, hlavní funkce retence vody a protipovodňová ochrana, podpora biodiverzity v zemědělsky obhospodařovaném povodí (prakticky 90 % půdy povodí využíváno jako orná), 3. MVN u obce Němčice (Němčický potok) 49.4342464N, 16.7091728E, hlavní funkce protipovodňová ochrana, retence vody v krajině, podpora biodiverzity, 4. MVN u obce Velký Rybník (Kopaninský potok) 49.4860272N, 15.3088683E, hlavní funkce protipovodňová ochrana, retence vody v krajině, podpora biodiverzity. 34

Obrázek 1 Obrázek 2 MVN Dražovice MVN Želeč Obrázek 3 Obrázek 4 MVN Němčice MVN Velký Rybník 3. VÝSLEDKY Nádrže Dražovice a Želeč jsou využívány jak pro rekreační aktivity, zejména rybaření, tak pro vodohospodářské potřeby. Tyto lokality se nacházejí v povodích s převahou orné půdy. V případě nádrže u obce Dražovice byla výstavba nádrže dokončena v roce 2012, před začátkem monitoringu, což je zřejmé i z jejího oživení. Přitékající voda je odtokem z nádrže situované o cca 400 m výše, tudíž nedocházelo k její degradaci zdržením v akumulaci. Povodí nádrže je tvořeno takřka výlučně polními plochami. Slabá vrstva sedimentů (v rozsahu 0 až 4 cm) zjištěná po celé období 2013 2016 je tvořena převážně jemnými jílovitými částicemi. Do nádrže byly na podzim 2013 a na jaře 2014 vysazeny ryby, což vedlo k eliminaci velkých perlooček rodu Daphnia (D. magna, D. longispina). 35

V tabulce 1 jsou výsledky monitoringu nádrže Dražovice rozděleny na dvě období, před nasazením první rybí obsádky (období A) a po nasazení rybí obsádky, zahrnující i její doplňování (období B). Uvedeny jsou průměrné hodnoty parametrů kvality vody analyzovaných ze vzorků odebraných v přítokovém (obvykle nad začátkem vzdutí do hlavního přítoku) a odtokovém (pod odtokovým objektem) profilu umístěných na retenčních nádržích. Výsledné hodnoty dlouhodobé účinnosti čištění jsou ovlivněny tím, že se jedná o výpočty z poměrně malých koncentrací. Celkově je zatížení organickými látkami velmi nízké (ukazatele BSK 5, TOC). To platí i pro nutrienty (ukazatele celkový dusík N celk a celkový fosfor P celk ). V případě fosforu se účinnost zadržení snížila v období s rybí obsádkou, což je ale spíše souvislost s vířením sedimentů a materiálu dna (původní místní zemina), na nějž je fosfor vázán a jeho odnosem. Významný rozdíl, dokladovaný i daty v první tabulce (průhlednost), nastal v odtokových koncentracích nerozpuštěných látek (NL), ve druhém období B jsou tyto koncentrace vyšší. Tabulka 1 Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže Dražovice během dvou období (A, B) Profil / Ukazatel BSK5 TOC NL Ncelk Pcelk mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l DR-A-In 1,5 7,0 6,6 0,8 0,06 DR-A-Out 1,7 6,9 7,3 0,6 0 DR-B-In 4,1 12,9 20,9 4,3 0,11 DR-B-Out 3,8 12,9 44,3 3,3 0,07 Účinnost čištění (období A) -13 % 2 % -12 % 22 % 100 % Účinnost čištění (období B) 8 % 0 % -112 % 24 % 37 % Nádrž u obce Želeč na Želečském potoce (5,29 ha) slouží jako víceúčelová s cílem řízení odtokových poměrů v povodí. Svým charakterem představuje nádrž retenční s protipovodňovou funkcí a slouží i k rekreaci. V době minimálních průtoků zajišťuje požadovaný minimální zůstatkový průtok 1 l/s. Skutečností však je, že slouží víceméně jako stabilizační nádrž pro eliminaci zbytkového komunálního znečištění z obce (bez ČOV) s minimální možností rekreačního využití z důvodu velmi nízké kvality vody a extrémně silného výskytu vodních květů sinic. Je situována mezi polními plochami v otevřené krajině. Vrstva sedimentů na dně dosahuje u hráze setrvale úrovně 10 až 70 cm a je tvořena černým anaerobním bahnem. Silné organické zatížení se projevuje značnou rozkolísaností kyslíkových poměrů na konci jarního období, kdy bývá na hladině naměřeno stoprocentní nasycení 36

(9,90 mg/l O 2 a 102,6 % nasycení), zatímco u dna v hloubce pouhých 140 cm byla registrována hluboká hypoxie (v podstatě anoxie 0,16 mg/l O 2 a 1,9 % nasycení). Účinnost čištění MVN Želeč je vysoká pro ukazatele mikrobiálního znečištění (enterokoky a fekální koliformní bakterie indikátory používané pro hodnocení tzv. koupacích lokalit), formy dusíku a celkový fosfor (tabulka 2). Podobně jako v případě nádrže Dražovice, průměrné účinnosti odstranění pro BSK 5, TOC a nerozpuštěné látky byly negativní, což je ovlivněno biologickými procesy probíhajícími ve vodním prostředí v průběhu vegetačních období. Organické znečištění pocházející z kanalizačního systému obce Želeč je vysoce redukováno, avšak s výsledkem nárůstu primární produkce fytoplanktonu, která vede až ke vzniku silných vodních květů s převahou sinic rodu Microcystis. V případě monitoringu nádrže Želeč bylo nutné zohlednit vliv znečištění přitékajícího kanalizačním systémem obce Želeč. V obci je Želečský potok zatrubněn a na profilu výusti je voda značně znečištěná. Vzdálenost od tohoto profilu do začátku vzdutí nádrže je přibližně 1 300 m. Délka nádrže je přibližně 650 m, z toho zhruba polovinu délky protéká voda rozsáhlým litorálním pásmem rákosin (převážná většina porostu je tvořena rákosem obecným Phragmites australis), ale hlavní proud není rozptýlený plošně, setrvává v trase původního koryta potoka, což zmenšuje podstatně možnosti dočištění vody v rákosinách. Tabulka 2 Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže na Želečském potoce Fekální kol. BSK5 TOC NL Enterokoky Profil / Ukazatel bakterie mg/l mg/l mg/l KTJ/ml KTJ/ml ZEL In 6,9 7,6 10,1 29 50 ZEL Out 14,9 24,8 60,0 2 1 Účinnost čištění -133 % -225 % -494 % 92 % 98 % Profil / Ukazatel N-NH4 + N-NO3 - N-NO2 - Ncelk Pcelk mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l ZEL In 3,7 4,0 0,4 8,7 0,81 ZEL Out 0,5 1,1 0,1 5,1 0,46 Účinnost čištění 87 % 72 % 79 % 42 % 43 % V tabulkách 3 a 4 jsou uvedeny souhrnné průměrné hodnoty obsahu sušiny a spalitelných látek (ztráta žíháním), počty KTJ ukazatelů mikrobiálního znečištění 37

a obsahu vybraných elementů (těžkých kovů) ze vzorků sedimentů z období 2013 2016 dražovické a želečské nádrže. Tabulka 3 Průměrný obsah sušiny, ztráty žíháním a mikrobiální znečištění sedimentů nádrží Dražovice a Želeč Lokalita / Ukazatel Sušina Ztráta žíháním Enterokoky Fekální kol. bakterie % % KTJ/g KTJ/g Dražovice přítok 76,4 25,5 10 28 Dražovice u odtoku 58,0 7,10 47 0 Želeč přítok 23,0 23,5 816 434 Želeč u odtoku 35,5 9,30 5 49 Ztráta žíháním byla vždy vyšší u vzorků z nátokových zón obou nádrží. Mikrobiální kontaminace byla posuzována podle limitních hodnot dle přílohy č. 4 k vyhlášce č. 257/2009 Sb., o používání sedimentů na zemědělské půdě. Sedimenty z přítokové zóny želečské nádrže vyhověly limitu pro enterokoky a fekální koliformní bakterie < 1000 KTJ/g, ale překročily limit < 50 KTJ/g. V odtokové zóně je již kontaminace nižší, počet kolonií enterokoků splňoval limit < 1000 KTJ i < 50 KTJ na gram u všech vzorků. Počty kolonií fekálních koliformních a enterokoků v sedimentech dražovické nádrže splňovaly na přítoku i odtoku oba limity. Obsah těžkých kovů v sedimentech obou nádrží nepřekračoval limitní hodnoty dle přílohy č. 1 k vyhlášce č. 257/2009 Sb. pro všechny sledované kovy (nebyly sledovány V, Be a Co), s výjimkou Cu a Zn. U těchto dvou kovů byly limity překročeny ve všech vzorcích z nátokové zóny želečské nádrže. Tabulka 4 Průměrný obsah vybraných elementů sedimentů nádrží Dražovice a Želeč (v mg/kg) Lokalita / Ukazatel As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn Dražovice přítok 10,5 0,18 43,7 18,1 0,03 28,6 15,6 52,2 Dražovice u odtoku 11,4 0,16 59,1 25,5 0,04 27,9 21,6 68,3 Želeč přítok 8,60 0,48 52,1 194 0,17 30,5 32,0 362 Želeč u odtoku 9,30 0,18 49,7 32,1 0,06 25,9 12,6 89,2 38

Druhou skupinu hodnocených nádrží tvoří MVN Němčice a Velký Rybník. Hlavním účelem jejich výstavby bylo zajištění protipovodňové ochrany území ležící pod nimi a podpora biodiverzity. K druhému účelu slouží realizované litorální zóny, mokřady v zátopě a doprovodné výsadby. V obou nádržích je udržována určitá zásoba vody s maximálními hloubkami u hrází do 1,2 m (Němčice), respektive do 1,1 m (Velký Rybník). Nádrže se tedy řadí mezi tzv. suché protipovodňové nádrže. Nádrž Němčice je situována v polní a luční krajině a je dotována živinami z kanalizačního systému výše položené obce (bez ČOV) a polních ploch v povodí. Eutrofizace nádrže se proto projevuje především ve vývoji kyslíkových poměrů, jejichž hodnoty v obdobích jarní a podzimní cirkulace podpořené prouděním vzduchu v otevřené krajině jsou vyrovnané v celém vertikálním profilu. To potvrzují i minimální rozdíly v teplotě vody u hladiny a u dna v těchto termínech. Od pozdního jara dochází přes celé letní období k výrazné stagnaci, která vede k extrémním rozdílům v koncentraci kyslíku mezi hladinovou vrstvou (22,27 mg/l) a dnem v hloubce pouze 1 m (4,80 mg/l). Průhlednost klesá v důsledku rozvoje fytoplanktonu i zákalu způsobeného vířením sedimentů divokými kachnami a rybí obsádkou z jarních vysokých hodnot (110 cm) až na 11 cm v srpnu. Dno v prostoru u hráze bylo ve sledovaném období 2013 2016 mozaikovitě zarostlé porosty rdestu (Potamogeton pectinatus) s vynořenými ostrůvky rdesna obojživelného (Persicaria amphibia). Hloubka vody na většině plochy nádrže Němčice nepřesahuje 30 cm a místo s hloubkou okolo 1 m je situováno pouze u betonového (výpustního) objektu na ploše několika desítek m 2. Otázku sedimentů a jejich akumulaci a složení musíme u této nádrže rozdělit na několik zón nátokovou oblast, pravobřežní část s pozvolným sklonem, prostor před kamenitou hrází a právě nejhlubší část u odtokového objektu. Nátoková část obsahuje poměrně mnoho sedimentů zaplňujících zcela původní koryto potoka. Pravobřežní část je mělká, zarostlá rákosinami, avšak s vrstvou sedimentů pouze několik centimetrů, pod níž se nachází dno z původního materiálu pozemků. Sedimenty se tedy akumulují v prostoru hráze a odtokového objektu. Vrstva sedimentů na dně v prostoru u hráze a odtokového objektu se v letech 2014 i 2015 v porovnání s rokem 2013 (14 cm) nijak významně nezměnila (10 13 cm). Účinnosti čištění a odtokové koncentrace MVN Němčice (tabulka 5) jsou ovlivněny také tím, že v určitých částech roku je množství vody v nádrži minimální, související s její primární funkcí, a to je retence vody při povodních. Je otázkou, zda by účinnost čištění a celkové podmínky nebyly lepší, kdyby v nádržích s touto funkcí byla zátopa představována pouze mokřadem, bez trvalé vodní hladiny, nebo by poměr mokřad voda byl výrazně vyšší ve prospěch mokřadu. 39

Tabulka 5 Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže Němčice Fekální kol. BSK5 TOC NL Enterokoky Profil / Ukazatel bakterie mg/l mg/l mg/l KTJ/ml KTJ/ml In 1,4 7,0 4 3 4 Out 6,8 12,8 17 2 1 Účinnost čištění -390-85 -394 30 77 Profil / Ukazatel N-NH4 + N-NO3 - N-NO2 - Ncelk Pcelk mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l In 0,5 11 0,03 11,4 0,35 Out 0,3 8,9 0,10 10,2 0,29 Účinnost čištění 17 19-178 10 16 Tabulka 6 Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže Velký Rybník Fekální kol. BSK5 TOC NL Enterokoky Profil / Ukazatel bakterie mg/l mg/l mg/l KTJ/ml KTJ/ml In 1,3 5,9 9 0 0 Out 1,8 6,3 11 0 0 Účinnost čištění -38-13 -23 Profil / Ukazatel N-NH4 + N-NO3 - N-NO2 - Ncelk Pcelk mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l In 0,03 7,7 0,01 8,3 0,07 Out 0,04 8,7 0,02 8,9 0,08 Účinnost čištění -61-13 -225-8 -9 40

Nádrž nad obcí Velký Rybník, vybudovaná v roce 2012, je napájena Kopaninským potokem, jehož povodí je přibližně rovnoměrně tvořeno lesními, lučními a polními plochami. Nádrž je chladná s maximálními letními teplotami do 18 C a plní funkci eliminace povodňových průtoků a ochrany níže položené obce před povodňovými jevy. Kvalita vody a s ní související průhlednost se udržuje na velmi dobré úrovni a v jejím důsledku je velká část plochy dna pokryta porosty šroubatky (Spirogyra sp.) a vláknitých sinic rodu Oscillatoria, což vede k disproporcím v koncentracích a nasycení vody kyslíkem, které bývá v jarním období paradoxně vyšší u dna než u hladiny. Submerzní makrovegetace se zde nevyskytuje. Účinnosti eliminace znečištění jsou uvedené v tabulce 6. V případě MVN Velký Rybník je kvalita vody velmi dobrá jak v přítoku, tak i v odtoku. S nízkými koncentracemi souvisí i to, že účinnost eliminace znečištění počítaná z průměrných hodnot je prakticky u všech ukazatelů záporná. Průměrné hodnoty jsou si velmi blízké. U mikrobiálního znečištění nebyly účinnosti zvažovány, protože nebylo v přítoku ani odtoku detekováno. Sedimenty jsou prozatím v nádrži akumulovány minimálně, a to v prostoru před hrází. Vrstva sedimentů, která dosahovala na podzim 2013 pouze 2 cm, se zvýšila v jarním období 2014 až na 14 cm. Na této úrovni se mocnost sedimentů pohybovala na úrovni 12 14 cm do konce období sledování. V tabulkách 7 a 8 jsou uvedeny souhrnné průměrné hodnoty obsahu sušiny a spalitelných látek (ztráta žíháním), počty KTJ ukazatelů mikrobiálního znečištění a obsahu vybraných elementů (těžkých kovů) ze vzorků sedimentů z období 2013 2016 nádrží Němčice a Velký Rybník. Tabulka 7 Průměrný obsah sušiny, ztráty žíháním a mikrobiální znečištění sedimentů nádrží Němčice a Velký Rybník Lokalita / Ukazatel sušina Ztráta žíháním Fekální kol. bakterie Enterokoky % % KTJ/g KTJ/g Němčice nátok 36,4 10,7 19 0 Němčicece u odtoku 36,3 9,0 0 0 V. Rybník nátok 69,9 1,3 0 0 V. Rybník u hráze 38,3 10,3 0 0 41

Ztráta žíháním vzorků němčické nádrže byla v obou zónách srovnatelná po celou dobu sledování a pohybovala se v rozmezí 4,8 až 14,3 %, přičemž většina hodnot ležela v rozpětí 7,6 až 10 %. V nádrži Velký Rybník byly hodnoty značně odlišné. V zóně u hráze byla ztráta žíháním obdobná jiným nádržím a odpovídala typickému sedimentu. V nátokové zóně se spíše než o typický rybniční sediment jednalo o dnový jílovitý materiál bez organických příměsí. Mikrobiální kontaminace byla posuzována opět podle limitních hodnot dle přílohy č. 4 k vyhlášce č. 257/2009 Sb. Sedimenty nádrže Němčice a Velký Rybník nebyly mikrobiálně kontaminované. Obsah těžkých kovů v sedimentech obou nádrží nepřekračoval limitní hodnoty dle přílohy č. 1 k vyhlášce č. 257/2009 Sb. pro všechny sledované kovy. Pouze jeden vzorek z odtokové části němčické nádrže měl obsah niklu 99,8 mg/kg sušiny (limitní hodnota je 80). Nadlimitní obsahy niklu byly zjištěné i v sedimentech potoka nad nádrží, a to ve většině vzorků, s maximem 112 mg/kg sušiny. Od všech vzorků sedimentů se v obsahu sledovaných těžkých kovů zásadně odlišují sedimenty nátokové zóny nádrže Velký Rybník. Vykazují výrazně nižší obsahy. A to i dalších elementů Na, K, Ca, Mg, Al, Fe a Mn. Což opět potvrzuje, že se jedná spíše o dnový původní materiál, než naplavené sedimenty, případně sedimenty vznikající rozkladem biomasy. Tabulka 8 Průměrný obsah vybraných elementů sedimentů nádrží Němčice a Velký Rybník (v mg/kg) Lokalita / Ukazatel As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn V Be Co Němčice nátok 7,4 0,38 75,9 36,5 0,11 68,3 27,7 170 43,0 1,2 11,0 Němčice u odtoku 12,2 0,48 72,2 35,4 0,11 48,2 29,7 188 48,0 1,5 14,0 V. Rybník nátok 3,5 <0,1 27,7 11,0 0,01 8,4 7,7 31,6 - - - V. Rybník u hráze 17,3 0,48 87,6 40,5 0,11 33,2 39,1 137 - - - V roce 2015 byl proveden celkový průzkum mocnosti sedimentů v zátopě želečské retenční protipovodňové nádrže po deseti letech od jejího napuštění. Sedimenty v nádrži prozatím nebyly odstraňovány. Bylo zjištěno, že sedimenty zcela zaplnily na hloubku cca 40 cm původní koryto potoka, které bylo při napouštění nádrže ponecháno. Největší akumulace sedimentů byla zjištěna v prostoru odtokového objektu, a to až 70 cm. V prostoru nejvyšší akumulace sedimentů byl v červenci odebrán hloubkový vzorek pomocí tyčového odběráku. Vzorek byl rozdělen na čtyři části vizuálně podle struktury sedimentu na vrstvy 0 25 cm / 25 40 cm / 40 55 cm / 55 70 cm (počítáno od povrchu sedimentu). Sušina všech čtyř vzorků byla srovnatelná v průměru 57,2 % (rozmezí 51,7 54,6 % pro spodní tři vrstvy a 67,9 % pro horní vrstvu). Ztráta žíháním byla 8,9 % pro nejspodnější vrstvu a cca 10,5 % pro vrstvy v rozmezí 25 55 cm. Pouze nejvyšší vrstva 0 25 cm měla 42

odlišnou hodnotu ztráty žíháním, a to 5,7 %. Vzájemně byly porovnány obsahy vybraných elementů. V obsahu Ca, Mg, Al, Cd, Fe a Hg nebyly zjištěny větší rozdíly mezi vrstvami. V případě Mn a Ni byly zjištěny odlišně vyšší obsahy v horní vrstvě. U Mn o cca 25 %, u Ni o 14 %. U Mn si to vysvětlujeme přísunem listí do nádrže a jeho rozkladem. U zbývajících tří nádrží nebyl podobný průzkum proveden, jelikož mocnost sedimentů se pohybovala do 20 cm. Specifickou problematiku kvality vody ve vztahu k malým vodním nádržím a rybníkům představuje eutrofizace vod a bilance fosforu. V případě nádrží Želeč a Němčice je patrné, že prostředí obou nádrží je zatěžováno fosforem více než v případě zbylých dvou nádrží. Zdrojem fosforu jsou hlavně obce v povodí, které jsou poměrně blízko vtokovým částem a jejichž komunální vody v různém stupni čištění se do nich dostávají. Obsah celkového fosforu v sedimentech byl nejvyšší v němčické nádrži (1,1 až 2,1 g/kg sušiny s průměrem 1,8 g/kg sušiny), následovaný nádržemi Želeč (0,8 až 1,7 g/kg sušiny s průměrem 1,3 g/kg sušiny) a Velký Rybník (1,1 až 1,7 g/kg sušiny s průměrem 1,4 g/kg sušiny). Odlišná od těchto nádrží je dražovická nádrž, kde byl zjištěn obsah fosforu v sedimentech 0,5 až 1,6 g/kg sušiny s průměrem 1,0 g/kg sušiny. Pro posouzení zatížení sedimentů ze sledovaných malých vodních nádrží vůči zatížení sedimentů produkčních rybníků byla využívána databáze výsledků z let 2000 až 2010, získaných v rámci řešení předchozích výzkumných projektů, např. [10], a sledování sedimentů rybníků v roce 2015. Jednalo se o rybníky zemědělsky srovnatelně využívaných povodí na jižní Moravě u obcí Kurdějov, Úvaly (velikostně srovnatelné s želečskou nádrží) a města Mikulov (rybník Šibeník). U těchto rybníků nebyla v sedimentech detekována mikrobiální kontaminace. Obsahy sledovaných těžkých kovů se u všech rybníků pohybovaly v rozmezích srovnatelných malým vodním nádržím. Výjimkou byl nadlimitní obsah olova v sedimentech přítoku do rybníka Šibeník, který odvádí vyčištěné vody z ČOV Mikulov. 4. ZÁVĚRY Malá vodní nádrž může podstatně změnit hydrologický režim a ekologickou kvalitu recipientů, opět s potenciálně pozitivními nebo negativními dopady na fungování povodí [11]. Uvedené sledované malé vodní nádrže jsou příklady nádrží budovaných po roce 1989 v krajině České republiky. Mocnost sedimentů ve sledovaných nádržích je možné orientačně rozdělit na dvě kategorie: mocnost v rozmezí 0 15 cm pro nádrže Němčice, Velký Rybník a Dražovice a mocnost v rozmezí 0 70 cm pro nádrž Želeč. Přísun sedimentů do nádrží souvisí s výskytem erozních jevů, přívalových srážek, které u prvních tří zmíněných nádrží prakticky zatím nenastaly. Dražovická nádrž je navíc ochráněna 43

od přísunu sedimentů erozí z ploch orné půdy, představujících většinu povodí, výše položeným rybníkem. Želečská nádrž je navíc o cca 8 let starší než ostatní nádrže a je prakticky přímo zatěžována nečištěnými komunálními vodami a erozními smyvy v povodí. Detailní analýza mocnosti a zonálního složení sedimentů retenční protipovodňové nádrže na Želečském potoce, provedená po deseti letech od realizace díla, je podle nás cenným přínosem k problematice návrhu, provozu a údržby podobných protipovodňových opatření v krajině, která je intenzivně zemědělsky využívána a převládá zde zásadně orná půda zasažená částečně erozí, a v níž se stále nachází malá sídla bez čištění odpadních vod. 5. LITERATURA [1] JUSCZAK, R. KĘDZIORA., A.: Threats to and deterioration of small water reservoirs located within wyskoć catchment. Polish Journal of Environmental Studies, vol. 12, 2003, p. 567-573. [2] WALDON, B.: The conservation of small water reservoirs in the Krajeńskie Lakeland (North-West Poland). Limnologica, vol. 42, 2012, p. 320-327. [3] ADÁMEK, Z. JIRÁSEK., J.: Vývoj kvality vody a produkce v organicky zatěžovaných rybnících. In: Význam malých poľnohospodárskych nádrží pre rybárstvo a ochranu vodného prostredia krajiny. Nitra, 1989, s. 85-90. [4] ADÁMEK, Z. JIRÁSEK, J. VACHTA, R. ZAPLETAL, V.: Chemismus a biologie škrobárenských akumulačních rybníků. In: Intenzifikace rybářské výroby a kvalita vody. Velké Meziříčí. 1987, s. 62-66. [5] GERGEL, J. KALENDA, M.: Vliv rybníků na kvalitu povrchové vody. Sborník ÚVTIZ meliorace. č. 2, 1983, s. 93-102. [6] HETEŠA, J. MARVAN, P. KUPEC, P.: Úvalský a Šibeník rybníky suplující funkci čistíren odpadních vod. In: Spurný, P. (ed.) V. česká ichtyologická konference, 25. 9. 2002. Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita, 2002, s. 45-51. [7] GUZIUR, J. ADÁMEK, Z.: Změny kvality rybniční vody při intenzivním minerálním hnojení NPK. In: Intenzifikace rybářské výroby a kvalita vody. Velké Meziříčí, 1987, s. 100-107. [8] PECHAR, L.: Impacts of long-term changes in fishery management on the trophic level water quality in Czech fish ponds. Fisheries Management and Ecology, vol. 7, 2007, p. 23-31. [9] BERAN, J.: Rybniční soustavy jižních Čech. Praha: Česká zemědělská univerzita v Praze, 2005. [10] ROZKOŠNÝ, M. ADÁMEK, Z. HETEŠA, J. VŠETIČKOVÁ, L. MARVAN, P. SEDLÁČEK, P.: Vliv rybníků na vodní ekosystémy recipientů 44

jižní Moravy. VTEI, 2011, ř. 53, č. 1, s. 18-21, příloha Vodního hospodářství č. 2/2011. [11] VŠETIČKOVÁ, L. ADÁMEK, Z. ROZKOŠNÝ, M. SEDLÁČEK, P.: Environmental impacts of carp pond farming on discharged water quality. World Aquaculture, vol. 44, n. 4, 2012, p. 46-49. PODĚKOVÁNÍ Výsledky byly získány za finanční podpory projektu NAZV KUS QJ1220233 Hodnocení území na bývalých rybničních soustavách (vodních plochách) s cílem posílení udržitelného hospodaření s vodními a půdními zdroji v ČR. SUMMARY Small water reservoirs are one of the principal elements of agricultural landscape in the Central European context. The monitoring of the quality of aquatic environment of selected ponds and small reservoirs (SWR) in areas of southern and central Moravia and the Vysočina Region was carried out in 2013 to 2016. The intentions were to focus on the mutual relationships between surface running and still water (ponds and SWR) quality taking into account their economic use. Ecosystems of monitored sites significantly reduced the pollution brought by inlet tributaries, as was the case of the reservoir Želeč. Monitored localities have a positive impact on the nitrogen and phosphorus retention and uptake from polluted surface waters and diluted wastewaters produced by settlements. Also the reduction of microbial contamination by the monitored ponds and reservoirs was significantly apparent. Thickness of sediments in the monitored reservoirs can be roughly divided into two categories: thickness in the range 0 15 cm for reservoirs Němčice, Velký Rybník and Dražovice and thickness in the range of 0 70 cm for the Želeč reservoir. The sediment input into the reservoirs is seems to be mainly associated with the occurrence of torrential rains and land erosion. The content of heavy metals in sediments of the reservoirs did not exceed the limit values according to Annex 1 of Decree No. 257/2009 Coll. on the use of sediment on agricultural land for all monitored metals except Cu, Ni and Zn. Limits for Cu and Zn were exceeded in all samples from the inlet zone of the Želeč reservoir. Only one sample from the outlet zone of the Němčice reservoir had content of nickel higher than limit value (99.8 mg/kg of dry matter and limit value is 80). Overlimit nickel contents were determined also in sediments of the stream above the reservoir with maximum of 112 mg/kg of dry matter. Microbial contamination of sediments was detected in the case of reservoirs affected by municipal wastewater discharge from the nearby villages (the reservoirs Želeč and Němčice). 45

Detailed analysis of the sediments thickness and their zonal composition of the Želeč flood retention reservoir, carried out after ten years of operation, is a valuable contribution to the issue of the design, operation and maintenance of similar flood control measures within the rural landscape. Ing. Hana Hudcová, Ing. Miloš Rozkošný, Ph.D., Ing. Radek Novotný, Ing. Pavel Sedláček, Ing. Miriam Dzuráková tel.: +420 541 126 325, e-mail: hana.hudcova@vuv.cz Výzkumný ústav vodohospodářský TGM, v.v.i., pobočka Brno Mojmírovo náměstí 16, 612 00 Brno, Česká republika 46

ZNEČIŠTĚNÍ SEDIMENTŮ VODNÍCH PLOCH URČENÝCH K RETENCI SMYVŮ Z KOMUNIKACÍ A VLIV NA KVALITU VOD R. Novotný, M. Rozkošný, H. Hudcová, T. Hnátková, M. Šereš 1. ÚVOD Vlivem automobilového provozu dochází k uvolňování řady škodlivin, které mohou ovlivňovat složky životního prostředí i lidské zdraví [1,2]. Původ jednotlivých polutantů v povrchovém smyvu z komunikací a odstavných ploch podrobně shrnují [3,4]. S dešťovou vodou odtéká z vozovky část škodlivých látek rozpuštěných ve vodě a další část škodlivých látek je vázána na suspendované částice [5]. V období 2005 až 2009 probíhal v rámci dvou navazujících výzkumných projektů VaV pro Ministerstvo dopravy ČR [6] monitoring povrchových smyvů na kontrolní síti profilů dálnic a rychlostních silnic a povrchových smyvů z ostatních zpevněných ploch, zejména parkovacích. V prvních letech byly práce zaměřeny na množství a jakost odtékající vody. Byla provedena identifikace látek, které se vyskytují v odtékající vodě v měřitelných koncentracích, a byly sestaveny tabulky charakteristických koncentrací vybraných PAU a kovů [6-8]. Byla prováděna nejen kontrola a hodnocení výskytu polyaromatických uhlovodíků a toxických kovů v povrchovém smyvu a zjišťován jejich toxický účinek na vodní prostředí, ale byly sledovány i možnosti nápravy, jako je např. jejich záchyt ve filtračních pásech při zasakování. V letech 2008 a 2009 byly sledovány vybrané objekty vybudované pro retenci a infiltraci povrchového smyvu z dopravní infrastruktury (komunikace, parkoviště) a dalších zpevněných ploch (zejména střešní konstrukce), a to jak z pohledu hodnocení infiltrační kapacity vsakování smyvů, tak i z pohledu čištění vod, tedy posouzení míry odstranění, nebo zadržení vybraných polutantů, které byly identifikovány v povrchových smyvech z dopravní infrastruktury [6-8]. V projektu TA03030400, řešeném ve spolupráci Dekonta, VÚV TGM, ČZU a VUT od roku 2013, který byl zaměřen na vývoj technologií pro čištění smyvů z komunikací a jiných zpevněných ploch, s využitím umělých mokřadů, byly tyto výsledky využity jako podklad pro návrh monitoringu realizovaných objektů a přípravu návrhových parametrů nově vyvíjených objektů. V příspěvku jsou prezentovány výsledky monitoringu znečištění sedimentů retenčních objektů pro zadržení povrchových smyvů a jejich předčištění před vypouštěním do povrchových vod. 47

V příspěvku je také věnována pozornost problematice hodnocení znečištění sedimentů vyjádřeného ukazatelem C10-C40, který může indikovat jak znečištění ropnými produkty, tak i přírodně vytvořenými organickými látkami. 2. METODIKA Ve vzorcích vod byly měřeny fyzikálně-chemické ukazatele jakosti vod: teplota vody, ph, elektrická konduktivita. V laboratoři byly akreditovanými metodami zjišťovány koncentrace následujících ukazatelů jakosti vod: chloridy, polutanty ze skupiny PAU, ropné látky (vyjádřené jako C10 C40) a těžké kovy (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn). Výběr ukazatelů byl založen na literární rešerši [1,9] a vlastních poznatcích z monitoringu povrchového smyvu z dálnic a rychlostních komunikací [7,8]. Ve vzorcích sedimentů byly stanovovány výše uvedené těžké kovy a další elementy (Na, K, Ca, Mg, Fe, Mn, Al), ropné látky (ukazatel C10-C40), polutanty ze skupiny PAU a obsah dusíku a fosforu. Dále byla stanovována sušina a ztráta žíháním. Odběr sedimentů byl prováděn pomocí Eckmannova drapáku, nebo tyčovým pístovým odběrákem. Jako pilotní lokalita na území města Brna byla vybrána retenční nádrž určená k zachycení a čištění smyvů z dopravní infrastruktury a zpevněných ploch v areálu brněnského obchodního centra Globus. Nádrž má břehy a dno zpevněné betonovými zatravňovacími dílci, na dně se nachází vrstva sedimentu a v prostoru nádrže a břehů se s různou intenzitou objevují ostrovy mokřadní vegetace (zejména orobince). Další pilotní lokality představovaly betonové typizované dešťové usazovací nádrže (DUN) a retenční nádrže (RN) přírodního charakteru postavené pro zachycení a předčištění smyvů z povrchu dálnice D1 (úsek Praha Brno) a R35 (nyní D35, v okolí Olomouce a ve směru na Ostravu). Obrázek 1 Obrázek 2 RN OC Globus RN podél D35 48

Obrázek 3 DUN podél D35 3. VÝSLEDKY 3.1. Výsledky monitoringu vybraných RN a DUN Výsledky monitoringu retenční nádrže u OC Globus v Brně shrnuje tabulka 1 a tabulka 2. V obou monitorovacích obdobích byly v případě koncentrací kovů a PAU zjištěny obdobná rozmezí jejich obsahu ve vodě na odtoku z nádrže. Mimo I. a II. třídu jakosti vod, dle ČSN 75 7221, se vyskytly koncentrace zinku (zřejmě v souvislosti se smyvy ze střešních konstrukcí) a rtuti. V případě chloridů a hodnoty konduktivity vody, která s jejich koncentrací ve vodě silně koreluje, byly výsledky odlišné, a to kvůli průběhu zimních období 2008/2009 a 2013/2014. Vyšší hodnoty byly zjištěny v prvním období v souvislosti se zimní údržbou povrchů. V případě ropných látek dochází v prostoru nádrže k jejich dobré eliminaci, ale při jednom z odběrů v období 2013 2014 byla zjištěna koncentrace o dva řády vyšší než u ostatních vzorků. Podle průběhu vzorkování a dalších testů se jako zdroj jeví sedimenty, které zřejmě váží ropné látky a při jejich disturbanci dochází k uvolnění ropných látek do vodní fáze. 49

Tabulka 1 Rozmezí hodnot vybraných ukazatelů znečištění vod retenční nádrže na odtoku Období ph EC Cl Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn PAU C10-C40 Jednotky - ms/m mg/l g/l g/l g/l g/l g/l g/l g/l g/l mg/l 2008 09 7,6 174 372 <0,1 1,6 8,2 <0,1 3,4 <0,5 58 <0,03 <0,1 8,2 430 1 280 <0,1 7,3 9,3 0,11 6,7 <0,5 283 <0,03 <0,1 2013 14 7,0 19 27 <0,1 <1 4,4 <0,1 <2 <0,5 21 <0,03 <0,1 8,4 83 396 0,31 8 30,9 0,13 12,5 5 291 0,18 41,1 Zdroj: VUV TGM Koncentrace překračující limitní hodnoty rizikových prvků v sedimentech byly naměřeny u mědi, zinku a ropných látek ve většině odebraných vzorků. U ropných látek se koncentrace pohybovaly ve stovkách mg/kg sušiny, u jednoho vzorku sedimentu byly tyto koncentrace vyšší o dva řády podobně jako u paralelně odebraného vzorku vody. Koncentrace jednotlivých kovů a ropných látek shrnuje tabulka 2. Tabulka 2 Rozmezí hodnot vybraných ukazatelů znečištění sedimentů retenční nádrže na odtoku Období Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn PAU C10-C40 Jednotky mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg 2014 0,53 97,6 193 0,189 31,9 54,3 1 110 5,291 33 000 0,2 40,2 71,8 0,041 7,4 21,7 431 2,143 229 Zdroj: VUV TGM V tabulce 3 jsou uvedeny souhrnné výsledky sedimentů z dešťových usazovacích nádrží za sledované období 2013 2014. U většiny vzorků byly naměřeny nadlimitní koncentrace mědi, zinku, PAU a ropných látek. V několika případech se také objevily zvýšené koncentrace u niklu, olova a kadmia. Tabulka 3 Rozmezí hodnot vybraných ukazatelů znečištění sedimentů dešťových usazovacích nádrží Období Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn PAU C10-C40 Jednotky mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg 2013 14 0,97 211 496 0,44 189 137 2570 7,954 4 710 0,22 39,6 23,1 0,071 31,2 32,5 180 0,57515 263 Zdroj: VUV TGM 50

Pro porovnání znečištění sedimentů z námi sledovaných retenčních objektů uvádíme přehled rešeršního šetření publikovaných výsledků z jiných zemí. V tabulce 4 jsou uvedeny koncentrace těžkých kovů, které lze nalézt v zahraniční literatuře. Na rozdíl od koncentrací ve vodě, koncentrace těžkých kovů v sedimentech jsou srovnatelné s výsledky rozborů sedimentů z lokalit ČR. Tabulka 4 Koncentrace těžkých kovů (v mg/kg) v sedimentech mokřadů a rybníků určených pro čištění splachů z ulic, silnic a dálnic Země Literatura Cd Cr Cu Fe Hong Kong 10 10 733 21 994 Itálie 11 0,4 50 Itálie 12 0,25 1,7 20 260 Japonsko 13 1,3 3,0 68 110 140 340 Japonsko 14 Kanada 15 0,75 2,9 22 150 35 300 15 000 43 000 Norsko 16 0,02 11,1 Nový Zéland 17 21 212 Slovinsko 18 < 1 54 204 Švédsko 19 1,53 2,66 155 194 USA 20 Velká Británie 21 0,2 68 10 426 Velká Británie 22 3,0 9,6 3 167 17 178 Velká Británie 23 5,8 44,4 5,8 41,5 Velká Británie 24 6,2 10,3 Souhrn 0,02 68 3 167 5,8 426 10 733 43 000 Země Literatura Mn Ni Pb Zn Hong Kong 10 Itálie 11 280 313 Itálie 12 170 540 110 3 510 Japonsko 13 720 950 110 250 770 1 500 Japonsko 14 69 Kanada 15 420 910 12 39 22 160 140 1 070 Norsko 16 9 675 51 4 670 Nový Zéland 17 36 334 226 2 080 Slovinsko 18 23 73 312 Švédsko 19 171 324 607 781 USA 20 18 103 Velká Británie 21 8 160 13 1 337 Velká Británie 22 17 178 38 350 21 830 Velká Británie 23 24,5 95,5 59,5 240 Velká Británie 24 122 362 Souhrn 420 950 12 540 8 3 510 13 4 670 Koncentrace polyaromatických uhlovodíků ze zahraničních lokalit byly publikovány následující: Kanada 6,1 22 mg/kg [15], Norsko 0,2 80 mg/kg [16], Velká Británie 19,2 mg/kg [25]. 51

3.2. Rozbor znečištění vyjádřeného ukazatelem C10-C40 Jednou ze základních metod stanovení uhlovodíků v životním prostředí je stanovení sumy C10-C40. Látky stanovitelné touto metodou definuje norma [26], která uvádí tyto látky jako sumu sloučenin extrahovatelných směsí propanonu a heptanu, které se neadsorbují na florisilu a lze je stanovit pomoci plynové chromatografie s plamenově ionizačním detektorem na nepolární koloně. Retenční časy uhlovodíků leží mezi retenčními časy n-dekanu a n-tetrakontanu a vyhodnocení analýzy se provádí integrací celé sumy těchto látek. Látky, které odpovídají této definici, jsou většinou nepolární alifatické, alicyklické, polycyklické nebo alkylované aromatické uhlovodíky s dlouhými nebo rozvětvenými řetězci [27]. Z principu metody lze určit znečištění životního prostředí organickými látkami pouze kvantitativně v rozsahu uhlovodíků C10 až C40. Pro přesné kvalitativní určení by bylo nutné látky podrobit dalším analýzám a to například na plynovém chromatografu s hmotnostním detektorem. Z chromatogramů metody C10-C40 lze však někdy vyčíst i určité charakteristiky, s kterými lze částečně určit, jaký typ znečištění by mohl převládat, zda jde o znečištění povahy antropogenní nebo přírodní. Nejčastějším zdrojem uhlovodíků, které lze stanovit metodou sumy C10-C40 jsou tuky, oleje nebo ropné produkty pocházející z lidské činnosti [27]. Kromě těchto látek však lze rozlišit i vstupy přírodní. Může se jednat o produkty mikroorganismů nebo vstupy cévnatých vyšších terestriálních rostlin, zejména pak vstupy z rostlinných vosků nebo pylů [28,29]. Jednotlivé typy přírodních uhlovodíků mohou mít typické zástupce n-alkanů. U látek bakteriálního původu bývají nejčastěji zastoupeny n-alkany C18 a C20. Látky produkované u planktonních mikroorganismů jako jsou sinice, nebo řasy se nejčastěji vyskytují n-alkany s převahou C15, C17 a C19. U látek pocházejících z vyšších rostlin to bývají nejčastěji uhlovodíky s dominancí C27, C29 a C31. Pro tyto uhlovodíky jsou typické jednotlivé výraznější píky nerozvětvených uhlovodíků než rozvětvené a cyklické uhlovodíky vyskytující se v chromatogramech často jako píky nerozlišené [29,40]. Dá se říci, že mezi biogenními n-alkany převládají sloučeniny obsahující liché uhlovodíky a lze rozdělit původ přírodních n-alkanů v sedimentech na terestriální (C23, C25, C27, C29, C31 a C32), fytoplanktonické (C15, C17, C19 a C21) a na ropné s převahou sudých n-alkanů (C12, C14, C16, C18 a C20) [28,30]. Kromě toho může být i orientační pomůckou samotná hodnota stanovené koncentrace sumy C10-C40. U výrazně vyšších hodnot se pak již většinou jedná o znečištění ropnými látkami případně jinými antropogenními vstupy nepřírodního charakteru. 52

Pro rozlišení přírodních a antropogenních vstupů uhlovodíků do vodního prostředí je také řada dalších empirických metod, které popisují nebo alespoň poukazují na možné rozdíly v jednotlivých typech znečištění. Mohou jimi být výše popsané základní rozdíly v hodnotách C MAX, nebo i různé číselné poměry, které se v různých intervalech mohou vyskytovat ve větší či menší míře jak u přírodních, nebo u antropogenních vstupů. Je možné zmínit poměr U:R, což je poměr udávající počet rozdělených n-alkanů k počtu nerozdělených uhlovodíků v chromatogramu. U ropných produktů bývá tento poměr menší jak 2, což je dáno vysokým zastoupením cyklických a rozvětvených uhlovodíků. Z dalších lze zmínit ještě poměry C17:pristan nebo C18:phytan [31]. V tomto příspěvku byly hodnoceny chromatogramy reálných vzorků sedimentů. Chromatogramy byly hodnoceny pouze orientačně podle výskytu jednotlivých typických píků uhlovodíků, podle nerozdělených směsí uhlovodíků a podle celkové hodnoty stanovené sumy C10-C40 (tabulka 5). Tabulka 5 Zhodnocení chromatogramů vybraných vzorků sedimentů stanovení sumy C10-C40 pomocí metody GC-FID Označení vzorku Koncentrace Popis Nátoková zóna retenční nádrže 2 kolem komunikace D35 RN2 nátok Odtoková zóna retenční nádrže 1 kolem komunikace D35 RN1 odtok (mg/kg) 44 200 Chromatogram vzorku sedimentu RN2 nátoková zóna ukazuje vysoké hodnoty C15-C30, v pravděpodobném zastoupení antropogenních vstupů pohonných hmot a motorových olejů, kde zastoupení jednotlivých uhlovodíků nijak výrazně nevybočuje z celkové sumy uhlovodíků. Navíc hodnoty nerozdělených uhlovodíků jsou typicky výrazné pro antropogenní vstupy. 496 Zastoupení uhlovodíků u tohoto vzorku sedimentu je prakticky od uhlovodíků C15-C39. Maximum sumy píků je v oblasti C25-C29, což by odpovídalo většímu zastoupení uhlovodíků obsažených v motorových olejích. Nejvyšší pík v oblasti C29 by opět mohl ukazovat na vyšší podíl přírodních vstupů (pravděpodobně z vyšších rostlin), ale celkově suma uhlovodíků u tohoto vzorku je v oblasti nerozlišených směsí uhlovodíků poukazující na látky z pohonných hmot a olejů. 53

Tabulka 5 Pokračování Nátoková zóna retenční nádrže u Globusu Brno RN Globus nátok Zemina filtračního objektu u parkoviště BOH-H-40-50 Zemina filtračního objektu u parkoviště BOH-D-0-10 Zemina srovnávací vzorek 33 000 Chromatogram vzorku RN Globus nátoková zóna ukazuje vysoké hodnoty sumy C15-C30, v pravděpodobném zastoupení antropogenních vstupů pohonných hmot a motorových olejů, kde zastoupení jednotlivých uhlovodíků nijak výrazně nevybočuje z celkové sumy uhlovodíků. Velmi podobný chromatogramu vzorku RN2 přítok, který se opět vyznačuje vyššími hodnotami nerozdělených uhlovodíků. 25,7 Chromatogram vzorku BOH-H-40-50 vykazuje nejvyšší píky v časech pro uhlovodíky C15, C17, C19, C21, C23, C31, což by mohlo napovídat spíše přírodním vstupům organických látek. 15,2 Chromatogram vzorku BOH-H-0-10 je velmi podobný chromatogramu vzorku BOH-H-40-50. Prakticky se shodují v zastoupení všech rozlišených píků a nerozlišené oblasti. 15 Píky u tohoto vzorku poukazují na rovnoměrné rozložení píků s vyššími píky C15, C17, C19, C21, C23, C27, C29 a C31. Zde by hodnoty naměřených uhlovodíků mohly být spíše přírodního charakteru liché uhlovodíky a absence vyšších koncentrací nerozdělených uhlovodíků. Cílem dalšího hodnocení chromatogramů z analytické koncovky GC-FID, která je určena zejména pro kvantitativní stanovení, bylo ukázat, že lze částečně určit i o jaké typy znečištění se může v daném vzorku jednat. U vzorků sedimentů označených jako RN2 nátok, RN1 odtok a vzorku Globus přítok jsou nejen vysoké koncentrace celkové sumy C10-C40, ale i velmi podobné chromatogramy (obrázek 4) s oblastmi nerozlišených cyklických a rozvětvených uhlovodíků v oblasti C15-C30, které nasvědčují přítomnosti zbytků pohonných hmot a olejů. U těchto vzorků je velmi pravděpodobná zátěž organickými látkami pocházejícími z automobilové dopravy, jelikož odvádějí dešťovou vodu z pozemních komunikací a parkovišť. U vzorků jako jsou Zemina srovnávací vzorek, BOH-D-0-10 a BOH-J-40-50 lze konstatovat, že nízké koncentrace sumy C10-C40 znamenají spíše vstupy přírodní a to hlavně ze zbytků vyšších rostlin a mikrobiálních produktů (obrázek 5). 54

Obrázek 4 Chromatogram vzorku RN2 nátok Obrázek 5 Chromatogram vzorku Zemina srovnávací vzorek 4. ZÁVĚRY Povrchové smyvy z dálnic, silnic a zpevněných ploch mohou obsahovat nezanedbatelné koncentrace některých kovů, PAU a ropných látek, které mohou být dále transportovány nebo akumulovány ve vodě a sedimentech retenčních a usazovacích nádrží. Za tímto účelem byly v období 2005 2009 a 2013 2014 sledovány retenční a dešťové usazovací nádrže kolem dálnic D1 a D35. Další sledovanou lokalitou byla retenční nádrž pro přilehlou dopravní infrastrukturu a zpevněné parkovací plochy kolem obchodního centra Globus Brno. Koncentrace některých kovů ve vodě, jako byly zinek a rtuť, vykazovaly vyšší hodnoty, které se již nacházely mimo oblast I. a II. třídy jakosti vody dle ČSN 75 7221. Kromě těchto koncentrací kovů se objevovaly také zvýšené koncentrace chloridů v zimním období v souvislosti s posypy komunikací. Jako významný kumulační zdroj látek ze smyvů lze pokládat sedimenty v retenčních a usazovacích nádržích. Sledované koncentrace kovů, PAU a ropných látek byly v sedimentech o několik řádů vyšší než ve vodě. Lze tedy předpokládat, že sedimenty mohou akumulovat většinové znečištění těmito látkami ze smyvů zpevněných ploch 55

a komunikací. Kromě akumulace se však mohou tyto látky do vodního prostředí uvolňovat. Pro posouzení znečištění ropnými látkami se využívá metoda stanovení sumy C10-C40. Kromě ropných látek mohou do vodního prostředí vstupovat i organické látky přírodního charakteru, které mohou být po stanovení pokládány za antropogenní znečištění. Kromě hodnot kvantitativního stanovení sumy C10-C40 na GC-FID, lze z chromatogramu této metody částečně určit, o jaký typ znečištění by se mohlo jednat. 5. LITERATURA [1] HVITED-JACOBSON, T. YOUSEF, Y.A., 1991. Highway runoff quality, Environmental impacts and control. In Highway pollution (eds. Hamilton, R.S. and Harrison, R.M. Amsterdam: Elsevier, p. 165-208. [2] SANSALONE, J.J., 1999. Adsorptive infiltration of metals in urban drainage media characteristics. Sci. Tot. Env., 235: p. 179-188. [3] LEE, P.K. TOURAY, J.C., 1998. Characteristics of a polluted artificial soil located along a motorway and effects of acidification on the leaching behavior of heavy metals (Pb, Zn, Cd). Wat. Res., 32: 3425-3435. [4] BÄCKSTRÖM, M. KARLSSON, S. BÄCKMAN, L. FOLKESON, L. LIND, B., 2004. Mobilisation of heavy metals by deicing salts in a roadside environment. Wat. Res. 38: 720-732. [5] NORRSTRÖM, A.C. JACKS, G., 1998. Concentration and fractionation of heavy metals in roadside soils receiving de-icing salts. Sci. Tot. Env., 218: 161-174. [6] BERÁNKOVÁ, D. ROZKOŠNÝ, M. VÍTEK, J. HUZLÍK, J. KUPEC., J. KRIŠKA, M. ŠÁLEK, J. MLEJNKOVÁ, H. BRTNÍKOVÁ, H., 2010. Kontrola jakosti dálničních splachů a hodnocení účinnosti jejich dočišťování při decentralizovaném systému odvodnění (Závěrečná zpráva projektu VaV 1F84C/031/910. Brno: VÚV TGM, 72 s. [7] BERÁNKOVÁ, D. BRTNÍKOVÁ, H. KUPEC, J. HUZLÍK, J. PRAX, P., 2008. Pollution of the highways runoff. Transactions Transport Sciences, 2008: 31-38. [8] BERÁNKOVÁ, D. BRTNÍKOVÁ, H. KUPEC, J. MLEJNKOVÁ, H. HUZLÍK, J. PRAX, P., 2009. Parametry jakosti a množství povrchového splachu z dálnic. Vod. Hosp. 51(6): 8-11. [9] Bodenkundliche Untersuchungen im Rahmen des Entwicklungsvorhabens Versickerung des Niederschlagwassers von befestigten Verkehrsflächen (2008). Augsburg: Bayerisches Landesamt für Umwelt. [10] LAI, D.Y.F. LAM, K.C., 2009. Phosphorus sorption by sediments in a subtropical constructed wetland receiving stormwater runoff. Ecol. Eng. 35: 735-743. [11] PAGOTTO, C. LEGRET, M. LE CLOIREC, P., 2000. Comparison of the hydraulic behavior and the quality of highway runoff water according to the type of pavement. Wat. Res. 34: 4446-4454. [12] LEGRET, M. PAGOTTO, C., 1999. Evaluation of pollutant loadings in the runoff waters from a major rural highway. Sci. Tot. Environ. 235: 143-150. [13] MURAKAMI, M. NAKAJIMA, F. FURUMAI, H., 2008. The sorption of heavy metal species by sediments in soakways receiving urban road runoff. Chemosphere 70: 2099-2109. [14] MURAKAMI, M. FUJITA, M. FURUMAI, H. KASUGA, I. KURISU, F., 2009. Sorption behavior of heavy metal species by soakway sediment receiving urban runoff from residential and heavily trafficked areas. J. Hazard. Mat. 164: 707-712. 56

[15] BARTELET, A.J. ROCHFORT, Q. BROWN, L.R. MARŠALEK, J., 2012. Causes of toxicity to Hyalella azteca in a stormwater management facility receiving highway runoff and snowmelt. Part. I: Polycyclic aromatic hyrocarbons and metals. Sci. Tot. Environ. 414: 227-237. [16] JARTUN, M. OTTESEN, R.T. STEINNES, E. VOLDEN T., 2008. Runoff of particle bound pollutants from urban impervious surfaces studies by analysis of sediments from stormwater traps. Sci. Tot. Environ. 396: 147-163. [17] ZANDERS, J.M., 2005. Road sediment: characterization and implications for the performance of vegetated strips for treating road run-off. Sci. Tot. Environ. 339: 41-47. [18] ŽGAJNAR GOTVJAN, A. ZAGORC-KONČAN, J., 2009. Bioremediation of highway stormwater runoff. Desalination 248: 794-802. [19] NORRSTRÖM, A.C., 2005. Metal mobility by de-icing salt from an infiltration trench for highway runoff. Appl. Geochem. 20: 1907-1919. [20] THURSTON, K.A., 1999. Lead and petroleum hydrocarbon changes in an urban wetland receiving stormwater runoff. Ecol. Eng. 12: 387-399. [21] HARES, R.J. WARD, N.I., 2004. Sediment accumulation in newly constructed vegetative treatment facilities along a new major road. Sci. Tot. Environ. 334-335: 473-479. [22] SCHOLES, L. REVITT, D.M. ELLIS, J.B., 2008. A systematic approach for the comparative assessment of stormwater pollutant removal potentials. J. Environ. Manag. 88: 467-478. [23] SRIYARAJ, K. SHUTES, R.B.E., 2001. An assessment of the impact of motorway runoff on a pond, wetland and stream. Environ. Int. 26: 433-439. [24] CARAPETO, C. PURCHASE, D., 2000. Distribution and removal of cadmium and lead in a constructed wetland receiving urban runoff. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 65: 322-329. [25] BOXALL, A.B.A. MALTBY, L., 1995. The characterization and toxicity of sediment contaminated with road runoff. Wat. Res. 29: 2043-2050. [26] ČSN EN 14039: Charakterizace odpadů Stanovení obsahu uhlovodíků C10-C40 plynovou chromatografií. 2005. Praha: Český normalizační institut, 2005. [27] KURÁŇ, P. NOVÁKOVÁ J. JANOŠ, P., 2011. Možnosti stanovení uhlovodíků C10-C40 v kompostech a kalech metodou plynové chromatografie s plamenově ionizačním detektorem s klasickým injektorem s děličem a bez děliče toku. Chem. Listy. 105: 133-137. [28] HARJI, R.R. YVENAT,A. BHOSLE, N.B., 2008. Sources of hydrocarbons in sediments of the Mandovi estuary and the Marmugoa harbour, west coast of India. Environ. Int., 34: 959-965. [29] GUO, J. FANG, J. CAO. J., 2012. Characteristics of petroleum contaminants and their distribution in Lake Taihu, China. Chem. Cent. J. 6: 92-101. [30] EKPO, B.O. FUBARA, E.P. EKPA, O.D. MARYNOWSKI, H.L., 2012. Determination of hydrocarbon sources using n-alkane and PAH distribution indices in sediments from coastal areas of bonny river in Niger delta, Nigeria. ARPN J. Earth Sci., 1: 9-20. [31] SIMONEIT, B.R.T., 1986.Characterization of organic constituents in aerosols in relation to their origin and transport: A rewiew. Int. Environ. J. of Anal. Chem. 23: 207-237. PODĚKOVÁNÍ Výsledky byly získány za finanční podpory projektu TA03030400 Vývoj technologií pro čištění srážkových smyvů z komunikací a jiných zpevněných ploch, financovaného Technologickou agenturou ČR. 57

SUMMARY Run-off of motorways, roads and paved surfaces may contain significant concentrations of some heavy metals, PAH and petroleum products, which can be further transported or stored in water and sediments of retention and stormwater settling tanks. For this purpose, in the period of 2005-2009 and 2013-2014 selected retention stormwater settling tanks around D1 and D35 motorways were monitored. Another monitored site was the retention basin for adjacent transport infrastructure and paved parking areas around the shopping center Globus Brno. The concentrations of some heavy metals in the water, such as the zinc and mercury, showed higher values, which were already located outside of the I. and II. class of water quality of the ČSN 75 7221. In addition to these metal concentrations also increased chloride concentrations appeared in the winter periods in connection with winter management of roads (application of salt mixtures). As a major source of accumulation of substances from run-off can be considered sediments in retention and settling tanks. Monitored concentrations of heavy metals, PAHs and petroleum substances in sediments were several orders of magnitude higher than in water. Therefore it can be assumed that sediments can accumulate majority of the pollution by these substances from the wash of paved surfaces and roads. These substances can be also released into the aquatic environment. For the assessment of petroleum pollution is used the method for amount of the C10- C40. The value of C10-C40 parameter can content not only petroleum substances entering the aquatic environment, but also the natural origin of organic substances that can be considered after determination as anthropogenic pollution. Besides values of quantitative determination of amounts of the C10-C40 by GC-FID, it can be partly determine type of pollution which it can be. Ing. Radek Novotný, Ing. Miloš Rozkošný, Ph.D., Ing. Hana Hudcová Tel.: +420 541 126 330, e-mail: radek.novotny@vuv.cz Výzkumný ústav vodohospodářský TGM, v.v.i., pobočka Brno Mojmírovo náměstí 16, 612 00 Brno, Česká republika Ing. Tereza Hnátková, Ph.D., Mgr. Michal Šereš Tel.: +420 724 393 793, e-mail: hnatkova@dekonta.cz Dekonta, a.s. Dřetovice 109, 273 42, Stehelčeves, Česká republika 58

ZNEČIŠTĚNÍ SEDIMENTŮ POSTRANNÍCH STRUKTUR LABE VÝSLEDKY DOSAVADNÍHO VÝZKUMU D. Chalupová, B. Janský 1. ÚVOD Říční niva se svými fluviálními jezery patří mezi významné ekosystémy přispívající ke zvyšování biodiverzity a stability krajiny. Stará říční ramena jsou často domovem chráněných druhů, významná je jejich funkce z hlediska ochrany před povodněmi nebo zvyšování retenčního potenciálu krajiny. Vypovídají rovněž o historickém vývoji koryta řeky, ale také o vlivu člověka na celé povodí. Podrobný výzkum fluviálních sedimentů tak může podat informaci nejen o významných hydrologických událostech, ale rovněž o vývoji znečištění řada polutantů (těžké kovy, specifické organické látky apod.) je vázána na plaveniny, které jsou řekou unášeny na značné vzdálenosti. V zónách s nižší rychlostí proudění dochází k jejich sedimentaci a tím ke kumulaci znečištění. Ačkoliv mohou být tyto látky v pohřbeném sedimentu přítomny ve stabilní formě, za určitých podmínek např. změna redoxního potenciálu, ph, přítomnost určitých chemikálií může dojít k jejich remobilizaci a reaktivaci. Stávají se tak biologicky dostupnějšími a vzrůstá tak riziko, které pro vodní ekosystém představují. Oblast středního Polabí je člověkem intenzivně využívána již od středověku. V druhé polovině 19. století byla na Labi založena řada průmyslových podniků a s rostoucím počtem obyvatel tak znečištění řeky narůstalo. Koryto Labe bylo především během kanalizačních prací v první polovině 20. století napřímeno, mnoho starých meandrů bylo odděleno a komunikace řeky s nivou omezena. Meliorační práce funkčnost nivy často ještě více poškodily a s nedostatečným zohledněním environmentálních norem a přístupů došlo k rychlému zhoršení situace s vrcholem v 80. letech 20. století (JANSKÝ [14], LANGHAMMER [16]). K podstatné změně došlo až po roce 1989. V roce 1991 byla založena Mezinárodní komise pro ochranu Labe (MKOL), která přinesla nový komplexní přístup k ochraně řeky. Ačkoliv je systematický monitoring kvality vody v Labi v České republice realizován od poloviny 20. století, plaveniny a sedimenty jsou pravidelně monitorovány až od konce 90. let. Vzorkování je však prováděno pouze v povrchové vrstvě korytového sedimentu tedy informace o starším znečištění vedlejších struktur Labe chybí. Z toho důvodu byla naše pozornost zaměřena právě na výzkum labských ramen, nivy a zatížení hlubších vrstev sedimentů. Zkoumané lokality se nacházejí mezi Hradcem Králové a soutokem s Vltavou; pro naplnění cílů výzkumu byla studovaná jezera zvolena tak, aby se vzájemně lišila intenzitou hydrologické komunikace s řekou, vzdáleností od průmyslového zdroje znečištění a využitím okolních pozemků. Znečištěním labských sedimentů se zabýval např. FÖRSTNER [3,4], transport sedimentů v Labi a Rýnu 59

porovnával VINK a BEHREND [26]. Posouzení míry kontaminace včetně stanovení pozaďových koncentrací vybraných prvků se věnovali LICHTFUΒ a BRÜMER [17] a PRANGE et al. [20,21]. Řada výzkumných prací byla publikována MKOL (HEININGER et al. [7]). Kontaminace sedimentů českého Labe byla zkoumána v rámci národního Projektu Labe (I-V) řízeného VÚV T.G.M. Dynamikou polutantů a analýzou sedimentačních procesů se zabýval RUDIŠ [22,23], kontaminaci sedimentů a plavenin řešili BOROVEC [1,2] a NESMĚRÁK [18]. První výzkumné práce o fluviálních jezerech byly zaměřeny hydrobiologicky (HRBÁČEK, [8]). Na PřF UK vzniklo několik komplexních limnologických studií zahrnujících též výzkum subakvatických sedimentů (HAISMANOVÁ [6], CHALUPOVÁ [9,10], CHALUPOVÁ, JANSKÝ [11,12], KLOUČEK [15], ŠNAJDR [24]; TUREK [25]; část prací byla provedena v rámci projektu SedLa (CHALUPOVÁ et al. [13]). 2. ZÁJMOVÉ ÚZEMÍ A METODIKA PRÁCE 2.1. Zkoumané lokality Všechna zkoumaná jezera se nacházejí v oblasti středního Polabí. Jedná se původně o staré labské meandry, které byly odděleny od hlavního toku uměle a vzájemně se lišila mírou komunikace s řekou. Z hlediska možné antropogenní kontaminace byly některé lokality voleny v bezprostřední blízkosti rizikových průmyslových provozů. Z důvodu srovnání byl výzkum proveden i ve starých ramenech, která jsou naopak obklopená původním lužním lesem bez lokálních zdrojů kontaminace. Po toku Labe lze zkoumané lokality řadit následovně (obrázek 1): Jezero u Němčic (ř. km 979,3 978,7) je na pravém břehu Labe. Od hlavního toku bylo odděleno kolem roku 1920. S řekou je spojeno podpovrchovým kanálem. V okolí se nachází zahrádkářská osada a pole. Jezero je lemováno úzkým pásem dřevinné vegetace. V době odběrů sedimentů (2007) bylo staré rameno masivně eutrofizováno a v následujících letech zde byla provedena revitalizační opatření. Kromě lokálních zdrojů kontaminace může antropogenní znečištění pocházet z podniků výše v povodí (FOMA Hradec Králové, elektrárna v Opatovicích). Zimní přístav Paramo (ř. km 963,9 964,0) je původně staré labské rameno umístěné na levém břehu řeky nedaleko rafinerie Paramo v Pardubicích. Jezero je obklopeno zemědělskou půdou a dřevinnou vegetací a stále spojeno povrchově s Labem. Do jezera ústí Jesenčanský potok protékající areálem rafinerie, který může představovat hlavní zdroj kontaminace starého ramene. Na jezeře byly instalovány norné stěny. Odběrová místa v této lokalitě přibližuje obrázek 2. Nedaleko se na pravém břehu Labe nachází Staré labské rameno u Rosic Zákoutí (ř. km 963,6 961,8). Jezero je v bezprostřední blízkosti chemičky Synthesia a.s. v Semtíně, která představuje dlouhodobě jednu z největších zátěží řeky. Vnitřní část meandru je též využívána jako odkaliště zmíněného podniku. Jezero je obklopeno dřevinnou vegetací, z východu k němu přiléhá obec Rosice. Ačkoliv je starý meandr předělen náspem s trubními propustky, jeho západní část je stále zcela otevřená do Labe. Místa odběru vzorků uvádí obrázek 2. Dalším zkoumaným jezerem je Labiště pod Opočínkem (ř. km 957,15 956,75), které je s řekou spojeno 60

propustkem. V okolí jsou pole, jezero lemuje pás dřevin, nedaleko se nachází obec Opočínek. Vzhledem ke své poloze lze předpokládat znečištění pocházející z pardubické průmyslové aglomerace (KLOUČEK [15]). Na pravém břehu Labe před Kolínem se nachází další zkoumané jezero u obce Lžovice (ř. km 931,2 932,1). Ačkoliv je ze západu obklopeno ornou půdou, ve vnitřní části meandru se zachoval lužní les. Do 70. let 20. století tvořilo toto rameno hlavní tok řeky, jeho jižní část je stále otevřena do Labe. Znečištění sedimentů může i zde indikovat dosah antropogenní kontaminace pocházející z Pardubic. Na levém břehu Labe pod Kolínem se nachází další zkoumaná lokalita Doleháj (ř. km 916,3 915,8). Jedná se o staré labské rameno, které bylo od hlavního toku odděleno již v roce 1853. Obrázek 1 Umístění zkoumaných lokalit v rámci povodí Labe Spojení s řekou je tak velmi omezeno a je realizováno dlouhou (1,5 km) částečně zatrubněnou struhou. Jezero je obklopeno úzkým pásem dřevin s přiléhající ornou půdou. Případné znečištění by mohlo pocházet z průmyslových podniků Kolínska (Lučební závody, Draslovka, rafinerie Koramo). Před Poděbrady se na levém břehu Labe nachází staré rameno Kluk (ř. km 906,5 907,0). Od hlavního toku bylo odděleno mezi léty 1914 1918. Doposud je obklopeno zachovalým komplexem lužního lesa, což vylučuje lokální zdroj kontaminace. Vzhledem k tomu, že je stále trubně spojeno s Labem, jediné znečištění zde představuje řeka. Součástí přírodní rezervace Hrbáčkovy tůně je i tůň Václavka (ř. km 873,7 874,0), která byla od Labe oddělena již v 19. století. Staré rameno s řekou povrchově nekomunikuje ani za pětileté vody. Z východní strany je tůň obklopena poli, západní okraj lemuje železnice. Zdroje znečištění zde tedy spíše představují agrochemikálie aplikované na okolní pozemky. V bezprostřední blízkosti podniku Spolana a.s. Neratovice, který rovněž představuje jednoho z největších znečišťovatelů Labe, se na levém břehu řeky nachází Libišská tůň (ř. km 847,3 846,6), která je součástí přírodní rezervace Černínovsko. Starý meandr je obklopen lužním lesem a s řekou komunikuje struhou 61

se stavidlem (TUREK [25]). Nedaleko jezera vytéká z areálu Spolany Libišská strouha. Ačkoliv z ní byl znečištěný sediment v roce 2004 odtěžen, je zjevné, že nadále docházelo ke kontaminaci, proto byly odebrány nově vzorky sedimentů i zde (obrázek 2). Poslední zkoumanou lokalitou je Staré Labe u Obříství (ř. km 843,2 843,9). Jezero bylo od toku odděleno v roce 1913 (ŠNAJDR [25]). Vzhledem k tomu, že je napájeno říčkou Černavkou, vytéká z něj za normálních vodních stavů voda stavidlem do Labe. Jezero je z části obklopeno zemědělskou půdou, lužním lesem a pastvinou. Při vyšších vodních stavech je hráz se stavidlem přelévána a staré rameno je tak opět spojeno s řekou. Vzhledem k poloze jezera lze předpokládat kontaminaci pocházející z průmyslových podniků na Neratovicku (Spolana, a.s.). Lokalizaci odběrových míst popisuje obrázek 2. 2.2. Metodika odběrů vzorků a analýz Odběr sedimentů byl proveden mezi léty 2001 až 2015 rok vzorkování na jednotlivých lokalitách je uveden v tabulce 2. Vzhledem k tomu, že hlavní pozornost byla zaměřena na podrobnou analýzu profilů subakvatických sedimentů, bylo vzorkování prováděno ze člunů pomocí pístového vzorkovače firmy Eijkelkamp. Získané sedimentární profily byly následně rozděleny po cca 10 cm do vrstev, které byly dále analyzovány odděleně. To umožnilo posoudit změnu koncentrací polutantů vzhledem k hloubce sedimentu. V případě větších jezer byl odběr sedimentů proveden na více místech, a to v blízkosti spojení starého ramene s Labe (profil označen A) a ve vzdálenější části jezera (B). Odběr profilů sedimentů v nivě v oblasti Pardubic a Neratovic byl proveden pomocí strojní vrtné hydraulické soupravy RDBS- 1 na pásovém podvozku. Tyto profily byly rozčleněny na svrchní vrstvu o 20 cm, dále dvě vrstvy cca po 30 cm a zbývající část sahající do hloubky 150 cm. Zrnitostní rozbory byly provedeny v subakvatických sedimentech několika způsoby. Pro vzorky z let 2001 2002 byla v laboratořích PřF UK použita metoda kombinace hustoměrné zkoušky a sítového rozboru (ZAVORAL a kol. [28]). Vzorky z let 2004 byly v laboratořích Povodí Labe, s.p., sítovány za sucha a za mokra v kruhové ultrazvukové lázni (PETŘÍK, HELDES [19]. Sedimenty odebrané v roce 2007 byly analyzovány podle standardních norem (ČSN CEN ISO / TS 17892-4, ČSN EN 933-1, ČSN ISO / TS 17 892-3) v laboratořích Ústavu struktury a mechaniky hornin AV ČR. Pro mladší vzorky byla v laboratoři Fyzické geografie PřF UK využita metoda laserové difrakce (GALE, HOARE [5]). Pro zhodnocení antropogenního zatížení starých ramen středního Polabí byla pozornost zaměřena na látky indikující průmyslové znečištění tedy kovy, jejichž obsah bývá přirozeně jen ve stopových množstvích (Ag, As (polokov), Cd, Cr, Cu, Ni, Pb a Zn). Pro tuto analýzu byla použita zrnitostní frakce do 20 µm. Vzorky sedimentů z let 2001, 2002, 2007 a 2015 byly analyzovány v laboratořích PřF UK. Obsah prvků v nesilikátové frakci sedimentu byl stanoven pomocí FAAS/ICP MS ve výluzích aqua regia podle WEISSE a kol. [27], resp. ISO 11466. Koncentrace Hg byly měřeny z pevných vzorků pomocí AMA 254. Rozbory z let 2004, 2013 a 2014 byly provedeny v laboratořích Povodí Labe, s.p. v Hradci Králové podle norem DIN 38406 E22 (stanovení Cu, Cr, Ni, Pb a Zn ICP/OES), ČSN EN ISO 15586 62

(stanovení As a Cd AAS/ETA) a ČSN 757440 (stanovení Hg). Analýzy sedimentů odebraných v letech 2013 a 2014 v rámci projektu SedLa zahrnovaly rovněž stanovení specifických organických látek tyto výsledky ovšem nejsou předmětem tohoto příspěvku. Obrázek 2 Odběrová místa na Pardubicku a Neratovicku při vzorkování 2013 a 2014 2.3. Metodika hodnocení zatížení sedimentů Posouzení míry kontaminace sedimentů ve zkoumaných lokalitách středního Polabí bylo provedeno podle nejnovější metodiky vydané MKOL (HEININGER et al. [7]). Hodnocení je založeno na principu norem environmentální kvality a zavádí tři kategorie znečištění. Nižší mezní hodnoty byly navrženy jako nejpřísnější 63

koncentrace, které podle současných znalostí zajišťují dobrý stav sedimentů z dlouhodobého hlediska. Naopak překročení horní mezní hodnoty indikuje extrémní nebezpečí ohrožující ekosystém. Mezní hodnoty jsou uvedeny v tabulce 1. Tabulka 1 Limitní koncentrace pro hodnocení zatížení sedimentů podle MKOL Prvek Jednotka Spodní prahová Horní prahová hodnota hodnota Rtuť mg/kg < 0,15 0,15 0,47 0,47 Kadmium mg/kg < 0,22 0,22 2,3 2,3 Olovo mg/kg < 25 25 53 53 Zinek mg/kg < 200 200 800 800 Měď mg/kg < 14 14 160 160 Nikl mg/kg 3 Arzén mg/kg < 7,9 7,9 40 40 Chrom mg/kg < 26 26 640 640 3. VÝSLEDKY Jak zrnitostní rozbory subakvatických sedimentů prokázaly, materiál vykazoval většinou homogenní charakter bez výrazných barevných a zrnitostních přechodů. Většina vzorků byla klasifikována jako písčitý jíl, pouze v několika případech byl zaznamenán hrubozrnnější sediment světlejší barvy. Tyto změny odpovídaly pravděpodobně povodňovým událostem, kdy je za vyšší rychlosti proudění unášecí schopnost toku vyšší. Průměrné koncentrace stanovovaných prvků ve zkoumaných sedimentárních profilech a hodnocení kontaminace sedimentů podle metodiky MKOL uvádí tabulka 2. Vůbec nejvyšší kontaminace byla zaznamenána v případě sedimentů ze Zimního přístavu Paramo horní prahová hodnota zde byla překročena v případě 6 parametrů (Cd, Cu, Hg, Ni, Pb a Zn). Koncentrace 5 kovů překročily horní prahovou hodnotu v roce 2001 v Labišti pod Opočínkem (Cd, Hg, Ni, Pb a Zn), v roce 2007 v jezeře u Lžovic nedaleko ústí do Labe (Cd, Cu, Hg, Ni a Pb) a podobně tomu bylo i v roce 2015 ve starém rameni u Poděbrad (As, Cd, Hg, Ni a Pb). Sedimenty Libišské tůně odebrané v blízkosti řeky vykazovaly také překročení horní prahové hodnoty u 5 parametrů v roce 2004 i 2013 (Cd, Hg, Ni, Pb a Zn). Obdobnou kontaminaci vykazovaly i sedimenty odebrané v roce 2014 v Libišské strouze (As, Cu, Hg, Ni a Pb). Koncentrace 5 měřených prvků překročily horní prahovou hodnotu v roce 2001 i v profilu odebraném ve Starém Labi u Obříství (Cd, Hg, Ni, Pb a Zn). Naopak nejnižší kontaminace byla zaznamenána v jezeře u Němčice, kde horní prahovou hodnotu překročily pouze koncentrace Ni a Pb. Překročení horního limitu v případě dvou sledovaných parametrů bylo zaznamenáno v roce 2013 v profilech odebraných v nivě na Pardubicku, dále v roce 2002 v obou odběrových místech v jezeře Doleháj (Ni, Pb) a v roce 2007 v tůni Václavka (Ni a Pb). Nivní sedimenty ze 3 odběrových profilů v okolí Libišské tůně vykazovaly rovněž překročení horní prahové hodnoty v případě 2 stanovovaných kovů. Z hlediska hodnocení 64

nejrizikovějších prvků bylo zjištěno, že překročení horní prahové hodnoty bylo zaznamenáno ve všech analyzovaných profilech v případě Ni tento fakt je ovšem spíše výsledkem značně nízké limitní hodnoty. 28 analyzovaných profilů sedimentu vykazovalo překročení horní prahové hodnoty v případě Pb, resp. 24 v případě Hg. V 11 profilech sedimentů byla překročena horní prahová hodnota pro Cd. Tabulka 2 Hodnocení znečištění podle MKOL a průměrné koncentrace měřených prvků; 3 nejvyšší průměrné koncentrace vyznačeny tučně; * analýzy nebyly provedeny ze všech vrstev profilu Místo odběru Rok Hloubka profilu (cm) Koncentrace (mg/kg) Ag As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn Jezero u Němčic 2007 67 2,3 20 0,8 121 61 0,44 31 76 478 Zimní přístav Paramo PV 2013 113 20 2,9 96 215 2,65 55 272 1528 Jezero u Rosic RV1 2013 96 14 2,1 161 65 0,48 39 72 422 Jezero u Rosic RV2 2013 115 10 1,6 211 90 0,90 42 123 648 Niva u Rosic RN2 2013 150 37 0,5 79 21 0,68 45 47 243 Niva u Rosic RN3 2013 150 38 0,3 75 24 0,30 39 69 221 Niva u Rosic RN4 2013 150 40 0,3 60 10 0,20 36 44 148 Labiště pod Opočínkem 2001 50 15,6 4,0 255 87 1,78 45 114 1022 Labiště pod Opočínkem 2002 50 14,6 3,4 214 101 1,50 51 117 768 Jezero u Lžovic A 2007 151 11,2 20 4,6 232 209 3,99 38 89 563 Jezero u Lžovic B 2007 103 8,5 20 2,2 137 97 2,66 33 84 557 Doleháj 2001 30 13,0 2,3 94 34 0,41 33 72 168 Doleháj A 2002 30 10,9 1,0 101 37 0,41 36 100 206 Doleháj B 2002 30 3,3 1,3 85 42 0,16 41 108 239 Jezero u Poděbrad 2007 204 2,5 37 1,8 113 85 1,80 34 96 483 Jezero u Poděbrad A 2015 87 3,9 90 2,9 144 110 2,67 32 114 474 Jezero u Poděbrad B 2015 77 1,2 91 1,6 119 63 0,81 28 128 347 Tůň Václavka 2007 67 0,4 20 0,2 22 58 1,17 30 50 310 Libišská tůň A 2004 60 43 3,3 119 90 2,80 42 109 869 Libišská tůň LV1 2013 115 18 2,9 130 118 6,05 44 146 1037 Libišská tůň LV2 2013 56 11 0,6 59 39 0,93 35 72 258 Libišská strouha LS 2014 50 65 1,5 75 179 8,60 51 117 582 Libiš niva LN3 2013 140 35 0,5 73 38 0,55 42 66 246 Libiš niva LN4 2013 150 30 0,2 68 16 0,42 41 55 179 Libiš niva LN6 2013 150 25 0,3 62 13 0,55 38 46 172 Libiš niva LN8 2013 150 19 0,2 60 28 0,46 39 53 145 Staré Labe u Obříství 2001 60 4,3 241 133 5,80 45 184 943 Staré Labe u Obříství 2002 60 8,4 6,4 210 115 3,58 35 376 777 Staré Labe u Obříství A 2007 163 5,8 25 3,1 125 121 1,36* 43 124 594 Staré Labe u Obříství B 2007 187 1,6 22 1,6 46 79 3,41 29 79 629 Staré Labe u Obříství OV1 2013 83 10 2,8 121 137 3,40 36 107 427 Obříství niva ON1 2013 150 47 1,4 108 71 1,88 45 116 398 65

V případě stříbra nejsou metodikou MKOL stanoveny prahové hodnoty, jak je ovšem z tabulky 2 patrné, v některých odběrových místech dosahovaly koncentrace Ag vysokých hodnot. 4. ZÁVĚRY Výzkum sedimentů postranních struktur středního Polabí prokázal silné znečištění především v těch lokalitách, které leží v blízkosti a po proudu řeky od významných průmyslových zdrojů znečištění (Synthesia, a.s., Paramo v Pardubicích, Spolana, a.s. v Neratovicích). Významným faktorem je však i intenzita hydrologické komunikace s řekou profily z odběrových míst situovaných blíže toku vykazovaly vyšší zátěž než sedimenty odebrané ve vzdálenějších částech ramene. Nižší kontaminace byla zaznamenána v jezeře u Němčic, které leží nad pardubickou průmyslovou aglomerací, ale i v Doleháji u Kolína a v tůni Václavka tato stará ramena, ačkoliv jsou umístěna v centrální části středního Polabí, kde bylo Labe především v minulosti již silně znečištěno, vykazovala velmi nízkou úroveň zátěže, a to především díky svému poměrně brzkému oddělení od hlavního toku a velice omezené komunikaci s řekou. Ve srovnání se subakvatickými sedimenty starých ramen byla nižší kontaminace zaznamenána rovněž v sedimentech odebraných v nivě, což je pravděpodobně důsledkem faktu, že řada polutantů unášených řekou se váže na velmi jemnou frakci, která za normálních vodních stavů proniká do komunikujících starých ramen, kde za poklesu rychlosti proudění vody sedimentuje, čímž zde dochází ke kumulaci znečištění. Profily subakvatických sedimentů starých ramen často rovněž vykazovaly vyšší průměrné koncentrace sledovaných kovů ve srovnání s výsledky pravidelného monitoringu povrchových korytových sedimentů v Labi, což indikuje staré znečištění starých ramen. 5. LITERATÚRA [1] BOROVEC, Z.: Zatížení sedimentů Labe a jeho přítoků toxickými prvky. Geografie Sborník ČGS 100 (4): 268-274, 1995. [2] BOROVEC, Z.: Elements in size-fractionated bottom sediments of the Elbe River in its Czech part. Aquat. Sci. 62: 232-251, 2000. [3] FÖRSTNER, U.: Contamined sediments. In: Bhattacharji, S., Friedman, G.M., Neugebauer, H.J., Seilacher, A. (Eds.): Lecture Notes in Earth Sciences 21. Springer-Verlag, Berlin:123-150, 1989. [4] FÖRSTNER, U.: Sediment dynamics and pollutant mobility in rivers. Lakes Reserv. Res. Manag. 9: 25-40, 2004. [5] GALE, S. HOARE, P.: Quaternary sediments: Petrographic methods for the study of unlithified rocks. Belhaven, London, 1991. [6] HAISMANOVÁ, P.: Antropogenní znečištění Labských sedimentů. Bakalářská práce, PřF UK, Praha, 2015. 66

[7] HEININGER, P. et al.: Koncepce MKOL pro nakládání se sedimenty. MKOL, Magdeburg, 2014. [8] HRBÁČEK, J.: A morphometrical study of some backwater in relation to the representative plankton samples. In: Hrbáček, J. (Ed.): Hydrobiological Studies 1. Academia, Praha: 221-297, 1996. [9] CHALUPOVÁ, D.: Limnologické poměry, kvalita vody a sedimentů ve starém labském rameni Doleháj u Kolína. Diplomová práce. PřF UK, Praha, 2003. [10] CHALUPOVÁ, D.: Chemismus vody a sedimentů fluviálních jezer Labe. Disertační práce. PřF UK, Praha, 2011. [11] CHALUPOVÁ, D. JANSKÝ, B.: Fluviální jezera středního Polabí. Geografie - Sborník ČGS 109 (3): 229-242, 2005. [12] CHALUPOVÁ, D. JANSKÝ, B.: Anthropogenic impact on selected oxbow lakes in the Elbe River floodplain. J. Hydrol. Hydromech. 55 (2): 86-97, 2007. [13] CHALUPOVÁ, D. et al.: Význam starých sedimentů v Labi a jeho postranních strukturách v úseku od Pardubic po soutok s Vltavou, závěrečná zpráva z projektu SedLa, ELSA. PřF UK, Praha, 2014. [14] JANSKÝ, B.: Changing water quality in the Czech part of the Elbe catchment area in the 1990s (Twelve years of cooperation of Czechs and Germans on the Elbe River). Geografie - Sborník ČGS, 107 (2): 98-110, 2002. [15] KLOUČEK, O.: Limnologické poměry, kvalita vody a sedimentů v Labišti pod Opočínkem. Diplomová práce. PřF UK, Praha, 2003. [16] LANGHAMMER, J.: Modelling the structural changes of water quality in the Elbe river basin. Ekologia 23 (1): 157-169, 2004. [17] LICHTFUß, R. BRÜMMER, K.: Natürlicher Gehalt und anthropogene Anreichung von Schwermetallen in den Sedimenten von Elbe, Eider, Trave and Schwentine. Catena 8: 251-264, 1981. [18] NESMĚRÁK, I.: Těžké kovy a arsen v naplaveninách v profilu Labe-Děčín. J. Hydrol. Hydromech. 51 (2): 122-137, 2003. [19] PETŘÍK, M. HELDES, P.: Frakcionace sedimentu. SPP č.pa02. Povodí Labe, s.p., Hradec Králové, 1999. [20] PRANGE, A. et al.: Die gesamte Elbe auf einen Blick: Elementverteilungsmuster der Elbe von der Quelle bis zur Mündung. Wasserwirtschaft Wassertechnik 7: 22-33, 1995. [21] PRANGE, A. et al. (A): Erfassung und Beurteilung der Belastung der Elbe mit Schadstoffen, Teilprojekt 2: Schwermetalle Schwermetallspezies, Geogene Hintergrundwerte und zeitliche Belastungsentwicklung. GKSS, Geesthacht, 1997. [22] RUDIŠ, M. (A): Kontaminace sedimentů v hlavním toku a záplavové zóně. In: Blažková, Š. (ed.): Projekt Labe III, výzkum na českém úseku Labe. VÚV, Praha, 9-15, 2002. [23] RUDIŠ, M.: Dynamika polutantů v hlavním korytě a v údolní nivě českého Labe, DÚ 05, Projekt Labe IV. Zpráva za rok 2006. VÚV, Praha, 2006. [24] ŠNAJDR, M.: Limnologické poměry, kvalita vody a sedimentů v mrtvém labském rameni u Obříství. Diplomová práce. PřF UK, Praha, 2002. 67

[25] TUREK, M.: Komplexní limnologická studie odstaveného starého ramene Libišská tůň v PR Černínovsko. Diplomová práce. PřF UK, Praha, 2004. [26] VINK, R. BEHRENDT, H.: Heavy metal transport in large river systems: Heavy metal emissions and loads in the Rhine and Elbe River basins. Hydrol. Process 16: 3227-3244, 2002. [27] WEISS, D. a kol.: Metody chemické analýzy nerostných surovin. Svazek 1. Ústř. úst. geol., Praha, 1983. [28] ZAVORAL, J. a kol.: Metodiky laboratorních zkoušek v mechanice zemin a hornin. Mechanika zemin metodiky. Ústř. úst. geol., Praha, 1987. SUMMARY The contribution shows the results of a long-term research on anthropogenic pollution of fluvial lakes and floodplain sediments of the Elbe. The river has been influenced by human activities since the Middle Ages. Although the contamination has decreased in recent decades, the deeper=older sediment layers of side river structures (fluvial lakes, floodplain) can still contain high concentrations of toxic substances. The investigated localities were chosen with respect to the distance from the main sources of industrial pollution (Synthesia chemical plant, refinery Paramo in Pardubice; Spolana chemical plant in Neratovice), the intensity of hydrological communication with the river and landuse. The research was carried out between the years 2001 and 2015 and included grain structure analyses and determination of element concentrations (Ag, As, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn) that can indicate old anthropogenic pollution. According to the ICPER sediment contamination assessment published in 2014, the highest pollution was determined especially in the sediments taken from fluvial lakes situated close to the major industrial sources of pollution and down the river (Winter harbour Paramo, Labiště beneath Opočínek, oxbow lake at Lžovice, Poděbrady, Libiš pool, Libiš catchwater and oxbow lake at Obříství). The upper limit values were mostly exceeded in case of Ni, Pb, Hg and Cd. On the other hand, lower contamination was found in lakes upstream the main polluters or in those lakes with a very restricted communication with the river or in sediments taken from floodplain. The data were also compared with the results from the nearest riverbed sampling stations on the Elbe River that showed usually lower contamination. RNDr. Dagmar Chalupová, Ph.D. tel.: +420 22195 1589, e-mail: dagmar.chalupova@natur.cuni.cz prof. RNDr. Bohumír Janský, CSc. tel.: +420 22195 1350, e-mail: bohumir.jansky@natur.cuni.cz, jansky.b@seznam.cz Katedra fyzické geografie a geoekologie, Přírodovědecká fakulta, Univerzita Karlova, Albertov 6, 128 43 Praha, Česká republika 68

MODELOVÉ HODNOTENIE ZMIEN V TRANSPORTE SEDIMENTOV DUNAJA NA ÚSEKU MEDZI DEVÍNOM A ČUNOVOM M. Lukáč, K. Holubová, R. Čuban, P. Matok, K. Mravcová 1. ÚVOD Na morfologický vývoj koryta Dunaja, režim transportu sedimentov a dynamiku prúdenia vody v úseku medzi Viedňou a Bratislavou vplývajú viaceré okolnosti. Okrem úprav toku, ktoré sú zamerané primárne na údržbu plavebnej dráhy, možno spomenúť hlavne prevádzku dvoch vodných elektrární (VE), ktoré boli uvedené do prevádzky v 90-tych rokoch 20. storočia VE Freudenau vo Viedni (1997) a VE Gabčíkovo pod Bratislavou (1992). Eróziu koryta Dunaja pod Viedňou, dôsledok prevádzky VE Freudenau, sa rakúska strana snaží stabilizovať umelým prísunom (približne 300 000 ton ročne) hrubozrnného štrku do koryta Dunaja (HOLUBOVÁ, CAPEKOVÁ, SZOLGAY [1]). Tieto okolnosti ovplyvňujú aj proces zanášania zdrže Hrušov pod Bratislavou. Za účelom sledovania morfologického vývoja koryta Dunaja pod Devínom a kvantifikovania vyššie uvedených vplyvov bola do Plánu hlavných úloh Ministerstva životného prostredia SR v prvej dekáde tohto storočia zaradená účelová úloha (HOLUBOVÁ a kol. [2]), ktorá bola neskôr doplnená o ďalšiu (LUKÁČ a kol. [3]). Jedným z jej hlavných cieľov bolo zostavenie matematického modelu koryta Dunaja a zdrže Hrušov. Ten bol použitý na identifikovanie meniacich sa hydraulických podmienok na úseku Dunaja medzi Devínom a Čunovom, ktoré rozhodujúcou mierou ovplyvňujú aj morfologický vývoj koryta rieky. 2. MATEMATICKÝ MODEL KORYTA DUNAJA A ZDRŽE HRUŠOV Pre analýzu hydraulických pomerov, ktoré ovplyvňujú transport sedimentov, bol zostavený jednorozmerný (1D) matematický model Dunaja a zdrže Hrušov na úseku medzi Devínom a nápustným objektom do slovenskej ramennej sústavy Dunaja pri Dobrohošti. Aplikovaným softvérovým prostriedkom je komerčný model MIKE 11 dánskej spoločnosti DHI Water & Environment, ktorý bol v minulosti na VÚVH viackrát úspešne aplikovaný. Ako príklady možno uviesť komplexné posúdenie vplyvov Sústavy vodných diel Gabčíkovo-Nagymaros na prírodné prostredie (REFSGAARD a kol. [4]) a tiež štúdie (HOLUBOVÁ, CAPEKOVÁ, LUKÁČ [5] HOLUBOVÁ, LUKÁČ [6], HOLUBOVÁ a kol. [7]) zamerané na simulovanie a hodnotenie hydrodynamických podmienok a morfologického vývoja koryta Dunaja na slovensko-rakúskom, národnom slovenskom a slovensko-maďarskom úseku rieky 69

medzi ústím Moravy pri Devíne (riečny kilometer ďalej rkm 1 880) a ústím Ipľa pri Szobe (rkm 1 708). Hydrodynamický model schematizuje prúdenie vody v riešenom úseku pri rôznych hydrologických a hydraulických podmienkach. Zároveň je základom pre model transportu sedimentov. Za účelom kvantifikácie vplyvu morfologických zmien koryta Dunaja a zdrže Hrušov na hydraulické pomery v záujmovom úseku boli zostavené dva základné topografické modely koryta Dunaja. Prvý (ďalej označený ako model 2002 ) pozostával z priečnych profilov zameraných v roku 2002, druhý model (ďalej model 2016 ) schematizuje súčasný stav reprezentovaný meraním z roku 2016. Hydrodynamické modely 2002 a 2016 boli kalibrované na základe hladín Dunaja meraných vo vodomerných staniciach SHMÚ a v pozdĺžnom profile pri terénnych prácach, ktoré vykonali pracovníci VÚVH. S kalibrovanými modelmi boli následne simulované rôzne hydrologické situácie definované expertmi Dunajskej komisie od tzv. nízkej regulačnej plavebnej vody (1 049 m 3 /s), cez strednú plavebnú vodu (2 068 m 3 /s) až po vysokú plavebnú vodu (5 340 m 3 /s). Pri týchto prietokoch je voda Dunaja v riešenom úseku koncentrovaná v koryte, len lokálne vybrežuje (pri vysokej plavebnej vode) do inundačných území. Z porovnania modelmi simulovaných hladín vody vyplynulo, že pre prietoky do úrovne vysokej plavebnej vody sú simulované hladiny v súčasnom stave nižšie ako pre referenčný stav (rok 2002) takmer na celom úseku medzi Devínom a Čunovom. Hladiny simulované kalibrovaným modelom 2016 zodpovedajú aktuálne platným smerodajným hladinám nízkej regulačnej plavebnej vody (HNRPV-2010) a strednej plavebnej vody (HSV-2010), ktoré boli určené a bilaterálne odsúhlasené rakúskou a slovenskou stranou v roku 2010. Pri vysokej plavebnej vode sú modelom simulované hladiny približne o 10 cm nižšie ako odsúhlasené hladiny (HVPV-2010). Pracovníci VÚVH uskutočnili v rokoch 2015 a 2016 rozsiahly program odberov vzoriek dnového materiálu koryta Dunaja od Devína po Čunovo. Na VÚVH boli granulometrickým sitovým rozborom vyhodnotené krivky zrnitosti v jednotlivých lokalitách odberov. Hodnoty tzv. stredného zrna dnového materiálu D 50 boli využité v modeli 2016. Staršie odbery z roku 2003 zas poslúžili pri zostavení modelu transportu sedimentov pre referenčný stav 2002. Výsledky analýz nasvedčujú o postupnom miernom zjemňovaní dnového materiálu koryta Dunaja v pozdĺžnom profile riešeného úseku. Pri kalibrácii morfologického modelu rozhodujúcu úlohu zohráva výber vhodného teoretického vzťahu pre transport sedimentov. Použitá verzia MIKE11 ponúka rôzne teoreticko-experimentálne vzťahy pre výpočet prietoku sedimentov podľa Meyer- Petera a Müllera, Engelunda a Hansena, Sata, Kikkawu a Ashidu a ďalšie. Pri kalibračných výpočtoch boli modelom 2002 simulované hodnoty transportnej kapacity pre vybrané vzťahy porovnané s prietokom splavenín, ktorý bol vyhodnotený z priamych terénnych meraní. Tie na Dunaji pod Devínom (rkm 1 878,150) realizovali pracovníci VÚVH v rokoch 1997 a 1998 (HOLUBOVÁ a kol. [8]). Priame merania 70

transportu splavenín (pozri foto 1) predstavovali ojedinelý a mimoriadne cenný materiál, keďže boli realizované v širokom rozpätí prietokov, takmer až po prietok vysokej plavebnej vody. Foto1 Meranie prietoku splavenín na Dunaji pod Devínom VÚVH Bratislava Celkovo sa uskutočnilo 23 tzv. konzumpčných meraní, z ktorých bol vyhodnotený prietok splavenín počas meraní. Z porovnania výsledkov meraní a modelových výpočtov vyplynulo, že modelom simulované hodnoty transportnej kapacity s použitím teoretického vzťahu Sata, Kikkawu a Ashidu najlepšie zodpovedajú hodnotám z priamych meraní, vyrovnaným mocninovou regresiou pozri obrázok 1. Obrázok 1 Porovnanie priamych meraní prietoku splavenín a modelových výpočtov 71

3. HODNOTENIE ZMIEN V TRANSPORTE SEDIMENTOV Výsledky modelových výpočtov umožnili kvantifikovať zmeny hydraulických pomerov, ktoré ovplyvňujú transport sedimentov. Od nízkej regulačnej plavebnej vody po prietok Q = 3 000 m 3 /s sú rýchlosti prúdenia vody v súčasnom stave väčšie ako pre referenčný stav od Devína po vtok do Karloveského ramena (rkm 1 876,7). Pre všetky simulované hydrologické situácie platí, že rýchlosti prúdenia sú pre súčasný stav väčšie ako pre referenčný takmer na celom úseku medzi mostom Lafranconi a koncom zdrže. Vo vlastnej zdrži (až po rkm 1 853,0) sú simulované rýchlosti prúdenia vody v súčasnom stave výrazne, miestami až 2-násobne menšie v porovnaní s referenčným stavom. Obrázok 2 Porovnanie modelmi simulovaných priemerných rýchlostí prúdenia vody Dunaja na úseku Devín Čunovo Obrázok 2 ilustruje rozpätie modelom 2016 simulovaných priemerných rýchlostí prúdenia vody v koryte Dunaja pre prietoky od nízkej regulačnej po vysokú plavebnú vodu a tiež zmeny pozdĺžneho profilu rýchlosti prúdenia pri porovnaní súčasného stavu s referenčným. 72

Z obrázku je zrejmý výrazný trend poklesu priemerných rýchlosti prúdenia vody smerom k objektom v Čunove, ktorý sa pri nízkej regulačnej plavebnej vode prejavuje už nad mostom Lafranconi (približne od rkm 1 873,0), pri vyšších prietokoch od rkm 1 866,0 (pod Prístavným mostom). Maximálna hodnota v max = 3 m/s bola modelom 2016 pri vysokej plavebnej vode simulovaná v rkm 1 873,7, t. j. na prechode z oblúka do priamej trati koryta Dunaja nad rakúskou vodočetnou stanicou Berg (rkm 1 873,5), pod bratislavským sídliskom Dlhé Diely. Najväčšie hĺbky v priečnom profile koryta sú tu pri pravom rakúskom brehu. V nadväzujúcej priamej trati koryta priemerné rýchlosti prúdenia výrazne klesajú pod 2 m/s v rkm 1 872,0. V koryte Dunaja medzi rkm 1 866 a 1 870,0 sú v súčasnom stave priemerné profilové rýchlosti prúdenia pri vysokej plavebnej vode väčšie ako 2,6 m/s. Zároveň sú väčšie aj v porovnaní s referenčným stavom, až po rkm 1 862,5. Ďalej sa výraznejšie prejavuje vzdutie vody a postupný pokles rýchlostí prúdenia vo vlastnej zdrži Hrušov (od rkm 1 860,0). Šmykové napätie pri dne koryta rieky rozhodujúcou mierou ovplyvňuje transport sedimentov. Hodnota tejto veličiny závisí od lokálnych hydraulických podmienok (rýchlosť prúdenia a hĺbka vody) a lokálnych materiálových charakteristík (reprezentovaných koeficientom drsnosti). Modelmi simulované hodnoty priemerného šmykového napätia pri dne koryta Dunaja sú na obrázku 3. Absolútne maximum šmykového napätia pri dne τ max = 38 N/m 2 v rkm 1 873,7 zodpovedá vysokej plavebnej vode, pričom ďalšie výrazné lokálne maximum τ 34 N/m 2 je situované v koryte Dunaja nad mostom SNP (rkm 1 869,220). Hodnoty väčšie ako τ = 25 N/m 2, ktoré približne zodpovedajú dolnej hranici kritického šmykového napätia pre veľmi hrubý štrk, boli modelom 2016 simulované pri vysokej plavebnej vode aj pod Devínom medzi rkm 1 879,0 1 877,0 (tu boli v minulosti realizované priame merania transportu splavenín) a tiež na takmer celom úseku medzi rkm 1 875,200 1 864,985. Pri prietoku 3 000 m 3 /s je prekročená takmer na celom úseku medzi Devínom a Ovsišťom hodnota τ = 15 N/m 2 zodpovedajúca približne hornej hranici kritického šmykového napätia pre stredný štrk, ktorý je prevládajúcim dnovým materiálom koryta Dunaja na riešenom úseku. Smerom k objektom SVD v Čunove hodnoty simulovaného šmykového napätia pri dne koryta Dunaja postupne klesajú, čo je dôsledkom vzdutia vody a nižších rýchlostí prúdenia v zdrži Hrušov. V súčasnom stave je priemerné šmykové napätie pri dne väčšie v porovnaní s referenčným stavom 2002 pre všetky hydrologické situácie do úrovne vysokej plavebnej vody takmer na celom úseku medzi Devínom a mostom SNP, t. j približne po rkm 1 869,0. Pokles šmykového napätia pre súčasný stav nastal najmä medzi mostom SNP a Prístavným mostom (rkm 1 869,0 1 866,0), opäť pre všetky simulované hydrologické situácie do vysokej plavebnej vody. Do prietoku 3 000 m 3 /s sú rozdiely medzi súčasným a referenčným stavom pomerne malé na úseku Dunaja a zdrže od Prístavného mostu po rkm 1 856,5. Pri vyšších prietokoch je evidentné najmä zvýšenie šmykového napätia pre súčasný stav na úseku rkm 1 866,0 1 863,3 a tiež rkm 1 859,4 1 856,1. Pokles hodnôt šmykového napätia voči referenčnému stavu, miestami dosť výrazný (o viac ako 50 %), bol modelom 2016 simulovaný na úseku rkm 1 855,5 1 854,0. Priemerné šmykové napätie pri dne v zdrži Hrušov pod Čunovom nepresahuje 7,5 N/m 2 pri všetkých prevádzkových situáciách. 73

Hydraulické pomery determinujúce transport sedimentov sú tu teda podobné ako v zdrži nad Čunovom. Obrázok 3 Porovnanie modelmi simulovaných hodnôt šmykového napätia pri dne koryta Dunaja na úseku Devín Čunovo Modelmi identifikované a kvantifikované zmeny hydraulických pomerov v záujmovom úseku Dunaja sa zákonite prejavili aj v tzv. transportnej kapacite koryta rieky. Modelmi simulované hodnoty tejto veličiny pre prietoky do úrovne vysokej plavebnej vody sú na obrázku 4. Pre referenčný stav 2002 bola maximálna transportná kapacita takmer 0,095 m 3 /s, simulovaná v rkm 1 866,5 nad Prístavným mostom. Ďalšie výrazné lokálne maximá boli simulované pod Starým mostom, na úrovni nákupného centra Eurovea a tiež nad ústím Karloveského ramena. V súčasnom stave sú modelované maximálne hodnoty transportnej kapacity nižšie ako pre referenčný stav a posunuté do iných lokalít. Maximálne hodnoty transportnej kapacity presahujúce 0,06 m 3 /s boli modelom simulované nad mostom SNP (na úrovni Veslárskeho klubu) a tiež v priamom úseku 74

koryta Dunaja pod sídliskom Dlhé Diely. V týchto lokalitách boli 1D modelom simulované aj maximálne hodnoty priemerného šmykového napätia pri dne koryta Dunaja. Transport splavenín pri nízkej regulačnej plavebnej vode (1 049 m 3 /s) je pod Devínom pre oba simulované stavy nenulový, čo zodpovedá poznatkom o začiatku pohybu splavenín z priamych meraní (HOLUBOVÁ a kol. [8]). V súčasnom stave pri prietoku strednej plavebnej vody transport splavenín prebieha v koryte Dunaja podľa výsledkov modelu prakticky na celom úseku od Devína po rkm 1 863,0 (areál Slovnaftu na ľavom brehu, resp. ústie Starohájskeho ramena na pravom brehu). Prietok strednej plavebnej vody (2 068 m 3 /s) je blízky dlhodobému priemernému ročnému prietoku Dunaja. Obrázok 4 Porovnanie modelmi simulovaných hodnôt transportnej kapacity koryta Dunaja na úseku Devín Čunovo 75

4. ZÁVER A DISKUSIA SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 S aplikáciou jednorozmerných (1D) matematických modelov a s interpretáciou ich výsledkov sa spájajú viaceré obmedzenia a odporúčania. V prípade aplikácie na veľkých riekach, výsledky 1D modelov môžu poskytnúť podklady pre hodnotenie dlhodobých morfologických zmien koryta toku a zmien v transporte sedimentov v regionálnom merítku, prípadne poslúžiť pri definovaní okrajových podmienok pre matematické modely vyššieho rádu (HEATH A SHARP [9]). Výsledky 1D morfologických modelov by sa mali považovať za indikatívne, primárne vhodné na identifikáciu trendov v dlhodobom časovom horizonte (KAFI a kol. [10]). Pre verifikáciu modelov VÚVH pre súčasný stav by optimálne podklady mohli poskytnúť obnovené priame merania transportu splavenín pod Devínom. Pri ďalšom pokračovaní riešenia skôr spomínanej účelovej úlohy pre MŽP SR (HOLUBOVÁ a kol. [2]) predpokladáme využiť aj poznatky o hodnotení a modelovaní morfologického vývoja koryta Dunaja na vyššie ležiacom rakúskom úseku (TRITTHART a kol. [11]). Jednorozmerné matematické modely zostavené na VÚVH v záujmovom úseku Dunaja medzi Devínom a Čunovom umožnili identifikovať a kvantifikovať meniace sa hydraulické pomery, ktoré ovplyvňujú proces transportu sedimentov pre dva časové horizonty vzájomne vzdialené 14 rokov. 5. LITERATÚRA [1] HOLUBOVÁ, K. CAPEKOVÁ, Z. SZOLGAY, J.: Impact of hydropower schemes at bedload regime and channel morphology of the Danube River. In: River Flow 2004. Greco, Carravetta & Della Morte (eds.). Taylor & Francis Group, London, 2004. [2] HOLUBOVÁ, K. a kol.: Hodnotenie vplyvu vykonaných úprav na morfologický vývoj koryta Dunaja a prehodnotenie priebehu smerodajných hladín Moravy. Priebežná správa úlohy PHÚ 2016. VÚVH Bratislava, 2017. [3] LUKÁČ, M. a kol.: Erózno-sedimentačné procesy Dunaja. Záverečná správa úlohy PHÚ 2016. VÚVH Bratislava, 2017. [4] REFSGAARD, J.C. SØRENSEN, H.R. MUCHA, I. RODAK, D. HLAVATY, Z. BANSKY, L. KLUCOVSKA, J. TOPOLSKA, J. TAKAC, J. KOSC, V. ENGROBB, H.G. ENGESGAARD, P. JENSEN, J.K. FISELIER, J. GRIFFIOEN, J. HANSEN, S.: An integrated model for the Danubian Lowland Methodology and applications. Water Resources Management 12: pp. 433-465, Kluiwer Academic Publishers, 1998. [5] HOLUBOVÁ, K. CAPEKOVÁ, Z. LUKÁČ, M.: Zhodnotenie vplyvu vykonaných úprav Dunaja na súčasný stav a vývoj koryta vo vzťahu k zmenám vodného režimu. Aktualizácia smerodajných hladín Dunaja na úseku Sap ústie Ipľa. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2006. 76

[6] HOLUBOVÁ, K. LUKÁČ, M.: Prognóza morfologického vývoja dna Dunaja na úseku Sap Komárno. In: Sedimenty vodných tokov a nádrží. Zborník prednášok z V. konferencie s medzinárodnou účasťou. Bratislava, 2009. [7] HOLUBOVÁ, K. ČOMAJ, M. LUKÁČ, M. MRAVCOVÁ, K. CAPEKOVÁ, Z. ANTALOVÁ, M.: Danube floodplain rehabilitation to improve flood protection and enhance the ecological values of the river in section between Sap and Szob. Final report of the Slovak partners. Projekt DuReFlood HUSK/1001/2.1.0060. VÚVH Bratislava, 2015. [8] HOLUBOVÁ, K. SZOLGAY, J. LUKÁČ, M. CAPEKOVÁ, Z. MATOK, P. MIŠÍK, M.: Výsledné hodnotenie plaveninového a splaveninového režimu Dunaja. VTP č. 95/5145/622 Výskum režimu plavenín a splavenín Dunaja v oblasti hlavného mesta v pozmenených odtokových podmienkach. VÚVH Bratislava, 1998. [9] HEATH, R.E. SHARP, J.A.: 1-Dimensional modeling of sedimentation impacts for the Mississippi River at the West Bay diversion. 2nd Joint Federal Interagency Conference. Las Vegas, 2010. [10] KAFI, M.A.H. MASUD, M.S. MAGUMDAR, T.K. HOSSAIN, M.S.: Assessment of long term evolution of morphodynamics of the Kalni-Kushiyara River system in Bangladesh using 1-dimensional morphological model. International Conference on Recent Innovation in Civil Engineering for Sustainable Development. Gazipur, 2015. [11] TRITTHART, M. SCHOBER, B. LIEDERMANN, M. HABERSACK, H.: Numerical modelling of sediment transport in the Danube River: uniform vs. nonuniform formulation. In: River Flow 2010. Dittrich, Koll, Aberle & Geisenheiner (eds.). Proceedings of the 5 th International Conference on Fluvial Hydraulics. Braunschweig, 2010. 77

SUMMARY Morphological development of the Danube River channel in the section between Vienna and Bratislava is significantly influenced with the operation of two major hydropower schemes Freudenau in Austria (put into operation in 1997) and Gabcikovo (put into operation in 1992) in Slovakia. One-dimensional hydrodynamic and morphological models of the river channel between Devin (river km 1 880) and Cunovo (river km 1 851,750) were setup at the Water Research Institute in Bratislava, in order to identify and quantify spatial and temporal changes of hydraulic conditions which influence sediment transport in the area of interest. Ing. Miroslav Lukáč, PhD. tel.: 00421 2 59 343 397, e-mail: lukac@vuvh.sk Ing. Katarína Holubová, PhD. tel.: 00421 2 59 343 310, e-mail: holubova@vuvh.sk Ing. Radoslav Čuban tel.: 00421 2 59 343 315, e-mail: cuban@vuvh.sk Ing. Peter Matok tel.: 00421 2 59 343 240, e-mail: matok@vuvh.sk Mgr. Katarína Mravcová tel.: 00421 2 59 343 342, e-mail: mravcova@vuvh.sk Výskumný ústav vodného hospodárstva Nábr. arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava, Slovenská republika 78

NUMERICKÉ MODELOVÁNÍ REMOBILIZACE SILNĚ ZNEČIŠTĚNÝCH JEMNOZRNNÝCH ŘÍČNÍCH SEDIMENTŮ J. Bernsteinová, E. Ingeduldová, P. Jiřinec 1. ÚVOD Říční systém Labe byl od 50. do 90. let minulého století považován za jeden z nejvíce znečištěných v Evropě (VAN DER VEEN [1]). I když došlo k významné redukci tohoto znečištění, jemnozrnné říční sedimenty v oblasti středního a dolního Labe představují starou ekologickou zátěž jako důsledek historického (často i současného) znečištění specifickými organickými látkami a těžkými kovy z rozsáhlé chemickoprůmyslové a petrochemické činnosti v území. Tyto sedimenty představují především hrozbu sekundárního znečištění vodního ekosystému, pakliže dojde k remobilizaci způsobené zvýšenou průtokovou aktivitou (FÖSTNER [2]). Studie se zabývala hodnocením jemnozrnných sedimentů z hlediska jejich tendence k remobilizaci na 131 km vodních toků v rámci 35 významných lokalit na Labi a levostranném přítoku Bílina. Zkoumané sedimenty jsou z podstatné části tvořeny jílovou složkou, která na sebe váže polutanty. V rámci studie byly zjištěny nadměrné koncentrace specifických organických látek a těžkých kovů. Tendence k remobilizaci byla hodnocena pomocí 1D a 2D numerických modelů neustáleného proudění: MIKE 21C (ENGGROB [3]) a MIKE 11 (DHI [4]) za použití syntetických hydrogramů prověřujících celé spektrum průtoků na základě statistických hodnot doby opakování (< Q500). Hydrodynamický model byl propojen s modulem transportu sedimentu a lokality byly testovány z hlediska náchylnosti k morfologickým změnám způsobeným průtoky s určitými dobami opakování. Výsledky studie znázorňují rozvržení zkoumaných lokalit z hlediska exponovanosti k procesům sekundárního znečištění a jejich potenciálních dopadů na níže položené vodní ekosystémy. Příspěvek shrnuje metodický přístup použitý ve studii významu sedimentů Labe a Bíliny jako historického a současného zdroje znečištění (MEDEK et al. [5], PŘFUK et al. [6]) a poukazuje na možnosti a limity aplikovatelnosti řešení v různých lokalitách. 2. METODIKA Studie se zabývala vyhodnocením remobilizačního potenciálu na úseku Labe od Pardubic po české hranice a na nejvíce zatíženém levostranném přítoku Bílina 79

(obrázek 1). Dohromady bylo vybráno a hodnoceno 35 lokalit charakteristických pro 131 km toků. Studie vycházela z dat rozsáhlého vzorkování a kvalitativního hodnocení jemnozrnného sedimentu (MEDEK et al. [5], PŘFUK et al. [6]), v rámci kterého bylo laboratorně hodnoceno zatížení sedimentu těžkými kovy (Zn, Pb, Hg, Cd, Ni, Cu, As) a specifickými organickými látkami (PCB, DDTs, HCH, HCB, PAHs, a jiné). Lokality byly sloučeny do 4 skupin Bílina, Dolní, Střední a Horní Labe. Jednotlivé skupiny lokalit byly hodnoceny na základě oddělených hydrodynamických modelů. Zatímco na Labských lokalitách byl využit dvourozměrný hydrodynamický model se zakřivenou výpočetní sítí MIKE 21 C, pro dlouhý a úzký tok Bíliny byl vhodnější jednorozměrný model MIKE 11. Modely vycházely z nejnovějšího dostupného zaměření geometrie dna (batymetrie) a inundačního území a byly kalibrovány na aktuálních povodňových událostech (3/2006, 1/2009, 8/2009, 1/2001, 6/2013) o rozsahu Q 1 Q 20. Obrázek 1 Vymezení zájmového území Modelovací nástroj MIKE 21 C umožňuje simultánní napojení modulu pro vyhodnocení transportu sedimentu. Vzhledem k jemnozrnné povaze sedimentu, byly lokality řešeny kombinací kohezivních advekčne-disperzních vztahů a řídících rovnic Engeduld a Hansen (Suspended Load i Bed Load) pro sediment o průměrné frakci Q D > 100 μm. Hydrodynamické parametry jako proměnné řídících rovnic transportu sedimentu vychází přímo z aktuálních výsledků hydrodynamického modulu a na základě vypočtené erozně-akumulační bilance je v průběhu výpočtu upravována samotná geometrie (batymetrie) hydrodynamického modulu. 80

Takto je zaručen reálný přenos informací a umožněno vzájemné ovlivňování jednotlivých modulů. V případě Bíliny bylo využito jednorozměrného hydrodynamického modelu, kdy příčný profil charakterizuje úsek toku. V takové schematizaci je úsek toku považován za homogenní a výsledkem hydrodynamického výpočtu jsou střední profilové charakteristiky. V případě distribuce sedimentu v příčném profilu byl tento základní předpoklad porušen. Jemnozrnné sedimenty totiž netvoří charakteristický dnový materiál, ale jsou uloženy v břehových partiích mimo proudnici. Charakteristickým dnovým materiálem je hrubozrnný štěrkopísčitý sediment. Bylo tedy nutné navrhnout jinou metodu, konkrétně vyhodnocení časově proměnlivých map smykového napětí. Metoda byla testována a detailně popsána v publikaci KAIGLOVÁ et al. [7]. Modely transportu suspendovaných látek byly verifikovány za použití měřených dat koncentrace suspendovaných látek při povodňových událostech. Kalibrovaný model byl testován na celém spektru průtoků. Byly sestaveny syntetické hydrogramy vycházející z průměrných charakteristik známých povodní (obrázek 2). Většinou se zatěžovací stav modelu týkal pouze nástupu syntetické povodně. V některých lokalitách však byly modely testovány i na sestupnou větev, jelikož v příbřežní zóně docházelo k významným změnám směru proudění (např. obrácení). Výsledky modelu byly detailně zkoumány z hlediska přítomnosti erozních procesů. Pakliže byla zaznamenána významná eroze v oblasti s přítomností jemnozrnného sedimentu, byl vyhodnocen okamžik, ve kterém ke změně dna došlo. Tento okamžik byl vztažen k příčinnému průtoku a ten byl nadále vyhodnocen z hlediska pravděpodobnosti/doby opakování. Obrázek 2 Hydrologické okrajové podmínky 81

3. VÝSLEDKY SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 3.1. Numerické modely transportu sedimentu Numerické modely poskytly především následující časově proměnlivé a prostorově distribuované výsledky hydrodynamického a transportního procesu: Prostorové rozvržení hladin, hloubek, rychlostí, smykového napětí, erozní a akumulační rychlosti, celkového odnosu látek, koncentrací suspendovaných látek a změn batymetrie (obrázek 3). Obrázek 3 Prostorově distribuované časově proměnlivé výsledky numerického modelu transportu sedimentu Bylo sledováno, při jakých středních vertikálních (středních profilových) rychlostech dochází k významné erozi dna (obrázek 4). Tyto rychlosti dosahovaly hodnot v intervalu (0,16; 0,89 m/s). Hodnoty smykového napětí se pohybovaly v intervalu (0,12; 7,84 N/m 2 ) a příčinné průtoky byly vyhodnoceny v intervalu (<Q 1 ; Q 100 ) Široké rozpětí hodnot je způsobené rozdílnými průtočnými podmínkami daných lokalit. Obecně se jednalo o 5 situací: (1) Lokality jsou napojeny na hlavní proud. K remobilizaci došlo při nízkých průtocích (Q n < 1, v = 0,4 ±0,3 m/s, τ = 1,3 ±1 N/m 2 ). (2) Lokality jsou napojeny na hlavní proud, ale sedimenty byly uloženy hlouběji ve zdržích (např. přístavy). Zde docházelo k remobilizaci pouze při extrémních průtokových situacích (Q n > 100, v 0,5 m/s, τ 1,5 N/m 2 ). (3) Lokality jsou od hlavního proudu oddělena hrází či zvýšeným terénem. K remobilizaci dochází až po přelití oddělovacího tělesa (Q n 1 5, v = 0,6 ±0,2 m/s, τ = 2,2 ±2 N/m 2 ). 82

(4) Lokalita je částečně napojena na hlavní tok průtočným objektem (např. dlouhý propustek). V takovýchto případech došlo k remobilizaci před přelitím oddělovacího tělesa, ale sediment byl pouze přemístěn v rámci tůně (Q n 5, v = 0,3 m/s, τ = 0,7 N/m 2 ). Jako finální příčinný průtok byl však zvolen ten, který propojil lokalitu s hlavním proudem (Q n 50 100, v = 0,6 m/s, τ = 1,4 N/m 2 ). (5) Lokality jsou ovlivněny zároveň průtokem z Vltavy v soutokové oblasti a vyhodnocení bylo potřeba rozdělit na dva scénáře: (a) zvýšený průtok z Labe (Q n 50 100, v = 0,28 ±0,03 m/s, τ = 0,35 ±0,05 N/m 2 ), (b) zvýšený průtok z Vltavy (Q n 5, v = 0,25 m/s, τ = 0,35 N/m 2 ), který ovlivnil pouze 1 z 2 lokalit. Změna Bed Level [mm] 0-0.5-1 1mm arbitrárně stanovená hranice remobilizace -1.5-2 - 2.5-3 Pozorvání lokalit B9-1 B9-2 B9-3 B8-1 B8-2 Obrázek 4 Příklad vyhodnocení okamžiku remobilizace na konkrétní lokalitě toku Bílina 3.2. Klasifikace a srovnání výsledků jednotlivých lokalit Výsledkem vyhodnocení každé zkoumané lokality byla doba opakování příčinného průtoku. Výsledné doby byly klasifikovány do 7 tříd tzv. remobilizačního potenciálu (tabulka 1, obrázek 5). Třídy zahrnovaly jak N-leté průtoky, tak intervaly M-denních průtoků pro nejvíce ohrožené lokality. Tabulka 1 Třídy remobilizačního potenciálu jemnozrnného sedimentu podle příčinných průtoků. M-denní průtoky jsou vyznačeny tučně a kurzívou Třída (stupeň ohrožení od nejvyššího Příčinný průtok doba opakování k nejnižšímu) Čtení okamžiku remobilizace 15.1.14:00 16.1.02:00 16.1.14:00 17.1.02:00 17.1.14:00 18.1.02:00 1 Q80 2 (Q80; Q15> 3 (Q15; Q 1 > 4 (Q 1 ; Q 3 > 5 (Q 3 ; Q 10 > 6 (Q 10 ; Q 50 > 7 Q 50 83

Schematické znázornění studovaných lokalit (obrázek 5) umožňuje vytvořit si náhled na celou zkoumanou oblast a určit nejrizikovější oblasti z hlediska doby opakování příčinných průtoků. Toto schéma však nepřináší celkovou informaci o environmentální hrozbě sekundárního znečištění vzhledem k tomu, že nezahrnuje informaci o zatížení sedimentu těžkými kovy a specifickými organickými látkami. Nicméně, alarmující překročení limitních hodnot koncentrací byly nalezeny na všech zkoumaných lokalitách. Ve všech lokalitách byly významně překročeny limitní koncentrace DDT. Těžké kovy byly přítomny v nejvyšších koncentracích v Labi pod Pardubicemi a na Bílině. PAH byly přítomny zejména na Bílině a na dolním toku Labe pod soutokem s Bílinou. Obrázek 5 Schematické vyhodnocení a klasifikace remobilizačního potenciálu sledovaných lokalit 4. ZÁVĚRY Hlavním cílem studie bylo zhodnotit environmentální riziko sekundárního znečištění spojené s remobilizací jemnozrnného sedimentu. Riziko bylo hodnocené pro každou lokalitu zvlášť. Lokality byly dále objektivně srovnány a v relativní škále bylo možné zobrazit výsledky pro celou oblast. Takto získané výsledky poslouží k vytipování nejproblematičtějších lokalit a k prioritizaci aktivit spojených s rekultivací oblasti. Problematika je detailně zpracována v dalších publikacích autorského týmu. Vhodnost využití jednotlivých modelovacích přístupů je diskutována v publikaci 84

KAIGLOVÁ et al. [7]. Výsledky studie jsou detailně představeny a jejich environmentální aspekty diskutovány v publikaci KAIGLOVÁ et al. [8]. 5. LITERATURA [1] VAN DER VEEN, A. et al., 2006. Spatial distribution and bonding forms of heavy metals in sediments along the middle course of the River Elbe (km 287...390). Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, 34, pp. 214-222. [2] FÖSTNER, U. et al., 2004. Historical contaminated sediments and soils at the river basin bcale. Journal of Soils and Sediments, 4(4), pp. 247-260. [3] ENGGROB, H.,G., TJERRY, S., 1998. Simulation of morphological characteristics of a braided river. River, Coastal and Estuarine Morphodynamics, (RCEM) Proceedings 1998. [4] DHI, (2016). MIKE 11: A modelling system for rivers and channels, Reference manual, Danish Hydraulic Institute, Horsholm, Denmark. [5] MEDEK, J. HÁJEK, P., KRÁL, S., SKOŘEPA, J. HÖNIG, J. KOKŠAL, J. NEUHÖFER, M. BEDNÁREK, J. JANSKÝ, B. LANGHAMMER, J. CHALUPOVÁ, D. JIŘINEC, P. INGEDULDOVÁ, E. KAIGLOVÁ, J., 2014. SedBiLa Bedeutung der Bilina als historische und aktuelle Schadstoffquelle für das Sedimentmanagement im Einzugsgebiet der Elbe. Project report. Povodí Labe, Hradec Kralove. 80 pp. Dostupné z: http://elsa-elbe.de/assets/pdf/fachstudie_sedbila_de.pdf. [6] Přírodovědecká fakulta Univerzity Karlovy v Praze (CHALUPOVÁ, D. JANSKÝ, B. LANGHAMMER, J.), PLA, s.p. (MEDEK, J. KRÁL, S.), Geomin, družstvo (ČERNÝ, M.), DHI, a.s. (JIŘINEC., P. INGEDULDOVÁ, E. KAIGLOVÁ, J.), 2015. Projekt: Význam starých sedimentů v Labi a jeho postranních strukturách v úseku od Pardubic po soutok s Vltavou. Projektová zpráva, Praha. 89 s. Dostupné z: http://elsa-elbe.de/assets/pdf/sedla-cz.pdf. [7] KAIGLOVÁ, J. LANGHAMMER, J. JIŘINEC, P. JANSKÝ, B. CHALUPOVÁ, D., 2015. Numerical simulations of heavily polluted finegrained sediment remobilization using 1D, 1D+ and 2D channel schematization. Environmental Monitoring Assessment, 187(115), 1-18. [8] KAIGLOVÁ, J. JIŘINEC, P. LANGHAMMER, J. INGEDULDOVÁ, E. CHALUPOVÁ, D. FERENČÍK, M. JANSKÝ, B., 2015. Numerical modelling of the heavily polluted fine-grained sediments remobilization in the northern Czech Republic. Ecohydrology and Hydrobiology, 15, 111-124. SUMMARY The northern part of the Czech Republic is regarded as significantly polluted by antecedent or ongoing heavy industrial production mainly concentrated in the riparian zones of the Elbe River and its tributaries. Toxic pollutants tend to persist in the environment for a long time bound with fine-grained sediments. Nevertheless, a high- 85

flow event can induce a remobilization of those deposits and lead to secondary pollution of downstream aquatic ecosystems. Numerical modeling was used as a tool for remobilization probability assessment under local hydrodynamic conditions within 113 km of Elbe and Bílina river beds and riparian zones. The assessment was based on statistical evaluation of causal discharge, the actual discharge observed at the evaluated cross section at the time of remobilization defined as significant erosion of observed sediment depositions. MIKE modeling software by DHI was used with different levels of horizontal plan schematization according to site-specific flow conditions and available data sources. MIKE 11 and MIKE 21 were used for Bílina River and MIKE 21C was used for the Elbe River. Sediment transport was calculated simultaneously with hydrodynamic simulation of the unsteady synthetic boundary conditions based on observed flood properties (MIKE 21C, MIKE 21 MT). Remobilization assessment of Bílina River sediment was based on the shear stress map evaluation verified with the results obtained by 2D model of the experimental site. The study contributes to risk-based assessment of polluted sediment management of the Elbe and extends the current scope of remobilization prediction within a reasonable timeframe using a numerical modeling method. RNDr. Jana Bernsteinová, Ph.D. tel.: +420 739 345 206, e-mail: j.bernsteinova@dhi.cz DHI, a.s. Na Vrších 1490/5, 100 00 Praha, Česká republika 86

POSOUZENÍ MORFOLOGICKÉ STABILITY REVITALIZAČNÍCH ÚPRAV NA ŘECE HAVOLE (BRANIBORSKO, NĚMECKO) NA 2D NUMERICKÉM MODELU P. Jiřinec, B. Monninkhoff 1. ÚVOD Dolní úsek řeky Havoly je významným tokem s přírodně zachovaným spojením říčního koryta a inundačního území ve středozápadní Evropě; s přiléhající širokou údolní nivou tvoří jeden z největších mokřadů v této oblasti. Navíc díky své poloze a délce je řeka Havola splavná a je významným propojením vodních cest západního a východního Německa. Na základě Rámcové směrnice pro podporu a ochranu přírodně a krajinově významných oblastí včetně příbřežních oblastí byl vybrán Naturschutzbund Deutschland e.v. (NABU) jako hlavní nositel projektu Nížina dolní Havoly mezi Pritzerbe a Gnevsdorf, jehož cílem je výzkum příbřežních a břehových oblastí, zajištění bezpečných plavebních podmínek a morfologické stability revitalizovaných říčních úseků. Hydrodynamické a morfologické numerické modelování bylo použito pro kvantifikaci vlivu navrhovaných revitalizačních úprav na stabilitu říčního dna a ověření, zda bude zajištěna splavnost a v budoucnu i stabilita říčních břehů. 2. POSUZOVANÁ OBLAST A ZÁKLADNÍ DATA O MODELU Rozsah modelu představuje úsek řeky Havoly mezi ř.km 131,5 (silniční most u Strodehne a ř.km 145,3 (limnigrafická stanice Havelberg-Stadt s přilehlým inundačním územím. Model pokrývá oblast o celkové rozloze cca 30 km² (obrázek 1). Celková velikost povodí Havoly dosahuje 4 100 km 2 (po ústí Havoly do Labe nedaleko Havelbergu). Řeka Havola odvodňuje většinu území spolkové země Braniborsko se středním ročním průtokem MQ = 89 m³/s ve stanici Havelberg. Průtok v dolním úseku Havoly a zejména úroveň hladiny jsou ovlivňovány nejen hydrologickým režimem povodí, ale velmi silně též průtokem v Labi a jezy pro regulaci hladiny na Havole. Během povodní na Labi zpětné vzdutí z Labe prakticky omezí odtok z dolního úseku Havoly a způsobuje rozsáhlé zaplavení inundačního 87

území. Řeka Havola na svém dolním úseku a její přítoky mají minimální podélný sklon < 0,1. Obrázek 1 Rozsah modelovaného území a umístění jednotlivých posuzovaných úprav 2.1. Metodika numerického modelování pohybu splavenin Pro simulaci pohybu splavenin a morfologických změn byl použit 2D numerický model MIKE 21C (DHI). Tento model je založen na řešení Saint-Venantových rovnic metodou konečných diferencí. Modelovaná oblast byla pokryta polohopisnou výpočetní sítí o rozměru 1724 x 559 výpočetních buněk pokrývající 14 km dlouhý úsek Havoly včetně jejího inundačního území. Velikost výpočetních buněk se pohybovala v rozsahu od 0,5 m (v říčním korytě, odvodňovacích kanálech a břehových partiích, kde byla posuzována revitalizační opatření a byla tedy vyžadována detailní schematizace terénu) až po 15 m (v širokých záplavových územích s malými výškovými změnami terénu). 88

Pro výpočet pohybu splavenin byla použita rovnice Engelund-Hansena (pro výpočet pohybu dnových i suspendovaných sedimentů): Φt = 0,1 C2 2g θ2,5 a rovněž platí Φt = q t (s 1)gd 3 (1) kde Φt [-]... bezrozměrně vyjádřená rychlost celkového transportu sedimentu C... Chézyho součinitel θ... Shieldsův parametr bezrozměrně vyjádřené tangenciální napětí q t... celkový odnos sedimentů d... charakteristický průměr zrna g... gravitační zrychlení Charakteristický rozměr zrn dnového materiálu byl zadáván konstantní po šířce dna Havoly, avšak proměnný v podélném profilu. Pro stanovení zrnitostní křivky bylo z říčního dna, starých říčních ramen a lagun odebráno více než 50 vzorků. Výsledkem zrnitostní analýzy byly hodnoty efektivního zrna s průměrnou hodnotou v korytě d e = 0,284 mm a ve starých říčních ramenech d e = 0,037 mm. 2D matematický model MIKE 21C umožňuje uvažovat při výpočtu vliv příčné cirkulace proudu (zadávaný intenzitou příčné cirkulace), která významně ovlivňuje morfologické procesy především v obloucích říčních koryt. Modul pro výpočet pohybu splavenin provádí simulace souběžně s HD modulem (využívá jeho výstupy aktuální hodnoty hydraulických charakteristik) na základě implementovaných rovnic a parametrů pro výpočet morfologických změn. Vypočtené morfologické změny (výmoly x nánosy) jsou během výpočtu přenášeny do HD modulu, tedy niveleta terénu je během výpočtu pravidelně aktualizována o průběžně vypočítané morfologické změny. 2.2. Kalibrace a verifikace modelu Nejprve byl zkalibrován hydrodynamický model (HD) metodou výpočtu ustáleného proudění na kulminační značky hladin 12 povodňových událostí v letech 1997 až 2010 a verifikován na významnou povodňovou epizodu z března 2008 metodou výpočtu neustáleného proudění. Následně byl kalibrován model pro výpočet pohybu splavenin (ST) metodou výpočtu neustáleného proudění kritériem byla shoda simulovaného vývoje říčního dna se zaměřenou niveletou říčního dna v ročních intervalech během období 2007 2010. Porovnání vypočtených morfologických změn a vyhodnocených ze zaměření dna za celé tříleté období 2007 2010 po třídních intervalech eroze a vytvořených nánosů je prezentován na obrázku 2. Velikost a procentuální rozdělení vypočtených erozí a nánosů odpovídá výsledkům ze zaměření dna. Výsledky morfodynamické kalibrace modelu prokázaly, že dlouhodobé simulace pohybu splavenin budou predikovat morfologický vývoj říčního dna s dostatečnou přesností. 89

Obrázek 2 Výsledek kalibrace numerického modelu pohybu splavenin. Třídní analýza simulovaných morfologických změn říčního dna za období 2007 2010 3. REVITALIZAČNÍ ÚPRAVY A PREDIKCE MORFOLOGICKÝCH ZMĚN Jednou z významných revitalizačních úprav na tomto úseku Havoly bylo zprůtočnění starých říčních ramen. Břeh u vtoku do těchto nově protékaných ramen musel být chráněn proti erozi typicky nově vybudovaným výhonem, který zároveň usměrňoval proud do plavební dráhy. Převedením části průtoku (byť malé) do starého říčního ramene může dojít, vlivem poklesu rychlosti proudění v plavební dráze, ke změně morfologických procesů. Obrázek 3 schematicky zachycuje vývoj říčního dna po 10 letech ve sledovaném úseku u starého říčního ramene Vehlgast. V říčním úseku, ve kterém poklesl průtok, a tedy rychlosti proudění můžeme pozorovat zvýšenou tvorbu nánosů (v obrázku 3 vyznačeno šrafovanou elipsou), a to i v porovnání s 10-letou predikcí morfologického vývoje při současném stavu koryta Havoly (bez revitalizačních úprav). Pod zaústěním starého ramene zpět do řeky byla naopak pozorována zvýšená eroze pod zaústěním jsou hydraulické parametry víceméně shodné se současným stavem, ale díky vyšší sedimentaci v úseku, kde je část průtoku převedena do starého ramene, se snížil průtok dnových splavenin, které si pod zaústěním starého ramene proud opět doplňuje. 90

Obrázek 3 Simulované morfologické změny, dlouhodobá simulace (10 let), střední roční průtok Obrázek 4 Morfologické změny v plavební dráze v příčném profilu, dlouhodobá simulace (10 let) 91

Vytvořený nános v úseku starého ramene Vehlgast je patrný i ve vykresleném příčném profilu na obrázku 4 (svisle šrafován). U levého břehu významně zužuje plavební dráhu (vyznačena silnými svislými čarami), ve které je požadována plavební hloubka min. 1,6 m (pro střední roční úroveň hladiny vyznačena vodorovnou čárkovanou čarou). Tento doprovodný efekt revitalizačních úprav bude třeba řešit buď pravidelným odtěžováním sedimentů z plavební dráhy, popř. posunutím vytyčené plavební dráhy směrem k pravému břehu (na obrázku 4 vyznačeno vodorovně šrafovaným obdélníkem), pokud to poloměr oblouku a provozní poměry dovolí. Podélný profil, znázorňující predikci vývoje říčního dna v ose plavební dráhy po implementaci navrhovaných revitalizačních úprav, je vykreslen na obrázku 5. Můžeme identifikovat úseky toku, kde lze očekávat erozi, resp. tvorbu nánosů. Uvážíme-li, že výsledek zachycuje predikci po 10 letech od realizace úprav, můžeme konstatovat, že navrhované úpravy nezmění globálně morfologické procesy a vývoj podélného profilu toku. Obrázek 5 Podélný profil říčního dna v plavební dráze v příčném profilu, dlouhodobá simulace (10 let) 92

4. ZÁVĚRY Výsledky simulací prokázaly, že aplikovaná metoda 2D numerického modelování je vhodným nástrojem pro posouzení morfologické stability vodního toku a dlouhodobou predikci morfologického vývoje říčního koryta. Výsledky mohou být použity pro kvantitativní zhodnocení morfologického vývoje koryta a starých říčních ramen po provedení revitalizačních úprav včetně dopadu těchto úprav na zajištěních plavebních podmínek (ovlivnění požadované plavební hloubky). Z metodického hlediska studie prokázala použitelnost aplikovaných přístupů 2D numerického modelování pro simulaci pohybu splavenin (dnových i suspendovaných) a rovněž posouzení, kdy dojde k remobilizaci jemnozrnných sedimentů ve starých říčních ramenech a lagunách. Zároveň byly identifikovány meze použití těchto metod. 5. LITERATURA [1] PEP (2009): Pflege und Entwicklungsplan Gewässerrandstreifenprojekt Untere Havelniederung zwischen Pritzerbe und Gnevsdorf, Endbericht 2009, ARGE IHU Geologie und Analytik GmbH, Institut biota GmbH, Ellmann und Schulze GbR, smile consult GmbH, isw Institut für Strukturpolitik und Wirtschaftsförderung ggmbh, im Auftrag von Naturschutzbund Deutschland (NABU) e. V. Berlin, Projektbüro Untere Havelniederung in Havelaue/OT Parey. [2] DHI-WASY (2014) Gewässerrandstreifenprojekt "Untere Havelniederung zwischen Pritzerbe und Gnevsdorf" Gesamtstauhaltung Quitzöbel, Hydraulische und morphodynamische Modellierungen, im Auftrag von Naturschutzbund Deutschland (NABU) e. V. Berlin, DHI-WASY, Berlin, Dezember 2014. SUMMARY The Havel River in eastern Germany is a navigable river. Large and small scale combinations of different measure types (removal of river banks protection, reconnection of old river branches, restoration of system of small river courses and ditches) are proposed for river restoration in the river reach between Pritzerbe and Gnevsdorf. The Havel River bed is typically formed with sand of grain diameter 0.1 to 1 mm. In order to satisfy safe navigation conditions and morphological stability of restored river reaches, detailed 2D numerical modeling has been conducted for evaluation of flow and sediment transport. 93

Designed restoration measures have been evaluated in the first step according to changes in flow parameters (water depths, velocities, bed shear stresses, etc.) for relevant discharges and, accordingly, changes in the original measure geometries have been implemented to optimize the flow regime. In the second step, morphological processes and morphological changes have been simulated for the current stage of the river as well as for the final proposal of restoration measures. Short-term simulations have been performed in order to evaluate morphological stability of river bed, banks, old branches and proposed restoration measures under relatively short flood events with an extremely high morphological potential. Moreover, the risk of remobilization of mud deposits (typically covering the bottom of old branches and lakes with a layer of thickness 0.1 to 0.4 m) has also been simulated for this flood event. Finally, a 10 years period has been used for long-term simulations of possible morphological changes in order to evaluate stability of river bed and historical branches and to analyze long-term trends in morphological processes, in particular in respect to the navigation channel. This simulation has been done under mean annual hydrological and hydraulic conditions (representing most probable values during the year) as well as under mean monthly (varying during the typical year) values. Ing. Petr Jiřinec tel.: +420 267 227 129, e-mail: p.jirinec@dhi.cz DHI a.s. Na Vrších 1490/5, CZ-100 00 Praha 10, Česká republika Bertram Monninkhoff, MSc. e-mail: bmo@dhi-wasy.de DHI WASY GmbH Volmerstrasse 8, D-124 89 Berlin, Německo 94

METODIKA IDENTIFIKACE A KVANTIFIKACE SEDIMENTŮ VE VODNÍCH NÁDRŽÍCH J. Borovec, J. Jan, J. Vrzák, J. Knotek 1. ÚVOD Během posledních 30 až 40-ti let byly české povrchové vody a povodí zatíženy zvýšeným vstupem živin, zejména fosforu a rizikovými látkami používanými v intenzifikovaném zemědělství, těžkými kovy a organickými polutanty. Všechny uvedené látky mají ve svých kolobězích zastoupenu sedimentační část, tj. dochází k jejich dlouhodobé kumulaci v sedimentu nebo jsou do nádrží přinášeny erozními smyvy. V souvislosti s probíhající globální změnou klimatu jsou pro území ČR očekávány nižší srážkové úhrny a tedy i nižší průtoky v letním období, což bude mít za následek zvýšení podílu živin uvolněných ze sedimentů na znečištění povrchových stojatých vod. Metodika obsahuje nové postupy nalezení a kvantifikace dnových sedimentů ve velkých nádržích, včetně zjištění jejich vlastností, zejména obsah živinového znečištění a odhad jeho rizikovosti pro ekosystémy. Zjištěné informace slouží jako podklad pro následný návrh sanace sedimentů. Vysoká efektivita nového postupu spočívá ve správném zacílení průzkumných a přípravných prací pro získání správných a přesných informací o situaci pod vodou. Tyto informace jsou nezbytné pro následný návrh nakládání se sedimentem od vlastní těžby, případně stabilizace sedimentu, možnosti rozdružení částic sedimentů, ukládání, dekontaminace a jejich případného dalšího využití. Na základě těchto informací lze stanovit i technologické postupy provádění těžby či stabilizace sedimentu tak, aby nebyla ovlivněna kvalita vodního prostředí v nádrži v průběhu realizace těžebních a dalších prací. Dále umožní řádně navrhnout i zkušební poloprovozní zkoušky, které by měly potvrdit či upřesnit předpoklady stanovené na základě vlastností sedimentů a okolního prostředí. 2. METODIKA Komplexní průzkumné, laboratorní a další činnosti mohou být značně nákladné a zdlouhavé. Proto byla navržena etapizace jednotlivých kroků a jako pomůcka uživateli byl vytvořen vývojový diagram pro komplexní řešení nádrže (obrázek 1). V jednotlivých fázích řešení lze další procesy zastavit a teprve na podkladech a vyhodnocení předchozího kroku efektivně navrhnout skladbu a rozsah činností v krocích následujících. 95

Metodika samotná představuje pouze dílčí část v rámci předprojekční přípravy a komplexního přístupu řešení sedimentů v nádrži. Slouží jako zásadní podklad v dalších rozhodovacích procesech a pro případný projekt odstranění sedimentů z vodní nádrže. Vodní nádrž - problém sedimentty Jakost vody (eutrofizace) kombinace Omezení zásobního prostoru Přísun živin přítokem Vliv sedimentů na jakost vody? Přípravné práce - zajištění a vyhodnocení vstupních dat, návrh základního průzkumu Identifikace zdrojů bilance živin v povodí Měření v podélném profilu nádrže a odběry svrchních vrstev sedimentů Základní průzkum - odběr a rozbory vzorků sedimentu, závěry plošné bodové Analýzy - zjištění vlastností sedimentů z hlediska vlivu na nádrž Lokalizace sedimentu, odběr dlouhých kórů, analytická část Opatření v povodí Identifikace rostlého dna a historických vrstev, DMT dna a sedimentu nemá vliv má vliv Konec Manipulativní experimenty Výpočet objemů Rozbory pro nakládání se sedimentem Pozn.: Návrh řešení in situ Ekonomická rozvaha naložení se sedimentem postupy v metodice obecně zmíněné postupy spadající pod metodiku Návrh technologie, zkušební sanace nevyjde vyjde Možnosti přetvoření sedimentu Experimenty vlivu těžby na nádrž, chování sedimentů při/po těžbě Finální návrh technologie Konec Návrh technologie, zkušební težba Finální návrh technologie, manipulace a uložení sedimentu. Obrázek 1 Vývojový diagram kroků v procesu identifikace a kvantifikace sedimentů 96

2.1. Přípravné práce před identifikací a kvantifikací sedimentu Na základě dostupných dat a map se před zahájením samotných prací na vodním díle předběžně lokalizuje sediment a odhadnou jeho vlastnosti. K samotné nádrži se shromáždí základní informace o jejích parametrech (velikost, tvar apod.), využití, režimu manipulací během roku, o přítocích do nádrže, možných zdrojích znečištění apod. Důležitá je součinnost se správcem (vlastníkem) vodní nádrže a využití jeho znalostí jak samotného vodního díla, tak i širšího okolí. Dále je vhodné zmapovat širší okolí nádrže a morfologii dílčích povodí pro jednotlivé zátoky, která může mít vliv na vlastnosti či složení samotného sedimentu. Vhodným podkladem jsou například mapy erozní ohroženosti, či jiné veřejně dostupné podklady (např. DIBAVOD). Dále rešerše geologických a hydrogeologických poměrů včetně možné kontaminace či agresivity podzemních vod. Je nutné pátrat po možných zdrojích znečištění, které by mohly mít za následek kontaminaci těžkými látkami, organickými polutanty či dalšími škodlivými látkami. Je nutné si uvědomit, že množství, složení i charakter sedimentu se v podélném profilu nádrže liší. Na vtoku do nádrže lze předpokládat větší množství hlinitopísčitého až písčitého sedimentu s různým podílem štěrku, v nejhlubších místech pak jílovitohlinitý až hlinitý sediment, v místech u hráze je velmi často sediment proarmován usazenými větvemi a naplavenou dřevní hmotou. Charakter sedimentu je podstatný i pro potenciální návrh rozdružení sedimentu na různé frakce. Stejnorodý charakter nedává příliš prostor pro rozdružení, naopak vyšší podíl písčité čí štěrkovité frakce je pro rozdružení optimální. V rámci přípravných prací je vhodné provést lokalizaci a dostupnost případných ploch na uložení sedimentu pole, ostatní plocha, doly a další. Dotčeny nejsou pouze vlastní plochy pro uložení, ale plochy sloužící k dočasnému uložení a manipulaci s velkými objemy materiálu příjezdové komunikace, rekreační oblasti, chráněné lokality a další. 2.2. Stanovení typu vodní nádrže Přestože mají vlastnosti povodí i nádrže zásadní vliv na přísun a ukládání sedimentů, generalizace, která by přispěla k rozhodování při plánování průzkumných prací, není jednoduchá a jednoznačná. Na základě zkušeností bylo pouze přistoupeno k dělení nádrží dle morfologie na: - protáhlé poměr délka / průměrná šířka = 4 a více, - široké poměr délka / průměrná šířka = 4 a méně, kdy, průměrná šířka se vypočte z 5 řezů kolmých na podélnou osu nádrže na jeden kilometr říčního toku. 97

Správně provedená analýza je podkladem pro návrh základního průzkumu sedimentů, spočívající v odebrání a vyhodnocení reprezentativního množství hlubokých kórů sedimentu ve vybraných lokalitách, případně v dalších činností směřujících k popisu vlastností sedimentu. 2.3. Základní průzkum Základní průzkum je zaměřený již na konkrétní zjištění parametrů sedimentu v různých částech nádrže. Sledované ukazatele jsou především zrnitost, procento sušiny, podíl organických látek, zatížení škodlivými látkami. Základní průzkum by měl poskytnout ucelené informace pro návrh dalších předprojektových prací, identifikovat potenciální rizika pro nádrž, stanovit předpokládanou technologii těžby, stanovit rámcově kubaturu sedimentu, určit způsob nakládání se sedimentem a v závěrečném vyhodnocení vyčíslit předpokládané náklady na těžbu a nakládání se sedimentem včetně zahrnutí vyvolaných a dalších investic. Odběr vzorků Pro základní popis sedimentu ve vybraných lokalitách se odeberou vzorky sedimentu v podobě jádrových odběrů v určitém rastru stanovuje řešitel na základě předchozích kroků. Vzorky budou použity pro rozbory určující další nakládání se sedimentem a bodové zjištění mocnosti sedimentu stanovení předběžného odhadu kubatur. Množství vzorků není nutné velké, důležité je obsáhnout různorodost sedimentu v různých částech nádrže. Minimální počet vzorků je u protáhlé nádrže 3 ks/km, u široké nádrže 2 ks/10 ha. Rozbor sedimentu Velmi hodnotným a levným a rychlým nástrojem je vizuelní popis sedimentů, při kterém již mohou být odhaleny zjevné vrstvy sedimentů, naznačující různou historii ukládání. Na základě dohody s laboratoří se provede odběr směsných vzorků pro rozbory dle platné legislativy pro další nakládání ZPF, kompostárna, doly, materiál na rekultivace, ostatní plocha, skládka. Závěr ze základního průzkumu Výstupem ze základního průzkumu je ekonomická rozvaha komplexního řešení odstranění sedimentu z nádrže od těžby po uložení. V případě, že kalkulace nákladů bude přesahovat možnosti investora, může být navržen další omezený postup s finančním limitem (například menší kubatura těžby lokálně či zonálně), nebo bude rozhodnuto o ukončení záměru. V případě akceptace ekonomické rozvahy a závěrů z přípravných prací, bude pokračováno dalšími kroky. 98

3. NOVOST POSTUPŮ SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 V současné době je problematika přehradních sedimentů řešena většinou dvěma způsoby suchou nebo mokrou cestou, kdy se těží buď pouze část, nebo celá plocha nádrže. V obou případech vzniká často problém s konečným uložením velkého množství vytěženého materiálu. Pokud sediment nevyhoví k uložení na terén nebo ZPF, je nutné s ním zacházet jako s odpadem a uložit jej na skládku, což bývá ekonomicky nákladné a mnohdy je díky tomu akce nerealizovatelná. V mnoha případech se však realizace zastaví již ve fázi projektové přípravy, kdy díky použití nevhodných postupů při průzkumu stavu a množství sedimentu, dochází k nesprávnému vyhodnocení situace v nádrži. Metodika popisuje a hodnotí možné způsoby lokalizace sedimentu v nádrži včetně stanovení jeho mocnosti. Navrhované zavedení nově vyvinutých a otestovaných metod a postupů vede k přesnějšímu určení objemu sedimentů a jejich vlastností a zásadně zlepší možnosti při rozhodování o způsobu sanace nebo odstranění sedimentů. Správně a přesně stanovené množství sedimentu před samotným zásahem je důležitým podkladem pro další postup (návrh způsobu těžby, stabilizace sedimentů, snížení vlivu zásahu do sedimentů na nádrž) a snižuje rizika výskytu případných nesrovnalostí mezi projektem a skutečností při realizaci. Metodika přináší nové postupy v několika oblastech předprojektových a projektových činností: - stanovení objemu sedimentů, tj. použití výkonných výzkumných sonarů pro získání informace o mocnosti po celé ploše nádrže; - použití hlubokých zatloukacích kórů pro odběr neporušených vzorků sedimentů až na původní dno, které slouží pro ověření mocnosti sedimentů a zároveň je možné materiál použít ke zjištění složení sedimentů po vrstvách a optimalizovat tak provádění těžby; - zavádí pokročilé postupy analýz složení sedimentů nezbytné pro posouzení rizikovosti sedimentů pro jakost vody v nádrži i pro chování sedimentů při těžbě a po ní; výsledky rozborů sedimentů je možné použít i pro návrh sanace sedimentů uvnitř nádrže, případně pro optimalizaci těžebních postupů. 4. ZÁVĚRY Předložený text velmi stručně přibližuje obsah Metodiky pro průzkum sedimentů, která byla certifikována Ministerstvem zemědělství ČR pod číslem 13084-2017- MZE-15000. Metodika nachází uplatnění především u správců a majitelů vodních děl, nádrží a rybníků, kde je potřeba tuto problematiku řešit. Jedná se především o státní organizace typu Podniky Povodí, ale i Krajské úřady, obce, AOPK, rybářské subjekty, ČEZ, soukromé vlastníky a další. Dále nachází uplatnění u projektantů a případně i realizačních firem. Metodika slouží jednak k základnímu zorientování 99

v problematice, ale především pro správný a efektivní postup při řešení dané problematiky, který by měl ve výsledku znamenat značné úspory a eliminovat ostatní potenciální rizika. PODĚKOVÁNÍ Tento příspěvek byl realizován s výhradní podporou projektu TAČR č. TA04021342 Sedimenty vodních děl nalezení, kvantifikace, popis, sanace nové postupy s ekonomickou efektivitou. SUMMARY Our contribution briefly introduces the Methodology for the assessment of sediments, which was certified by the Ministry of agriculture of the Czech Republic under the registration number 13084-2017-MZE-15000. The Methodology finds its use especially among the managers and owners of various water works, reservoirs, and ponds, but also project architects and implementation companies who come across and need to resolve many sediment-related problems. The Methodology also serves as a basic introduction into the problematics of reservoir sediments, but primarily offers the correct and most effective procedures, which should ensure significant savings and eliminate potential risks. RNDr. Jakub Borovec, Ph.D., RNDr. Jiří Jan, Ph.D. tel.: +420605159995, email: jakub.borovec@bc.cas.cz Biologické centrum AVČR, v.v.i., SoWa Výzkumná Infrastruktura, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice, Česká Republika Ing. Jaroslav Vrzák HG partner, s.r.o., Smetanova 200, 250 82 Úvaly, Česká republika Jaroslav Knotek PS PROFI, s.r.o., Traubova 6, 602 00 Brno, Česká republika 100

POSTUPY A IDENTIFIKACE MOŽNÝCH RIZIK PŘI REALIZACI ZÁMĚRU ODSTRANĚNÍ SEDIMENTU Z VÝZNAMNÉ VODNÍ NÁDRŽE PŘÍKLADY Z PRAXE J. Vrzák 1. ÚVOD Příprava a realizace těžby sedimentů ve významných vodních nádržích je vždy poměrně unikátní záležitostí a vyžaduje určité postupy, které jdou za rámec postupů u běžných investičních akcí zaměřené na těžbu sedimentů v rybnících či malých vodních nádržích. Téměř vždy se každý takovýto záměr dotýká poměrně značného množství osob a zároveň částečně omezuje či po dobu těžby zcela omezuje funkce vodní nádrže. Nejedná se o omezení krátkodobá, ale prakticky vždy se jedná o rok i více. Problematika těžby sedimentů je značně rozsáhlá a v mnoha ohledech multidisciplinární. Vedoucím členem řešitelského týmu by měl být zkušený vodohospodář, který následně spolupracuje s biologem, chemikem, odpadářem, technologem, geodetem, odborníky na životní prostředí a případně dalšími. Každá vodní nádrž a její povodí je svým způsobem unikátní a vyžaduje vždy specifický přístup. Tento příspěvek je zaměřen na některé základní postupy v rámci předprojekční a projekční přípravy, specifikace podkladů pro projektanty a především na potenciální rizika, v případě špatně provedených či nerealizovaných přípravných prací a činností. Primárně se jedná o postupy pro řešení sedimentů ve významných vodních nádržích s plochou cca nad 50 ha nebo s hloubkou nad 7 m, nicméně jednotlivé postupy a činnosti jsou platné i pro menší nádrže. Postupy zahrnují jednotlivé kroky pro správné a efektivní rozhodování v procesu přípravy akce. Dále mají zajistit ucelené a co nejpřesnější podklady pro investora a následně projektanta. Přístup k problematice sedimentů byl v minulých dobách různý a vycházel z obecného poznání, požadavků na vodní díla, možnosti při nakládání se sedimentem a další. V souvislosti s nedávným suchem a odmítání veřejnosti výstavby nových nádrží, se mimo jiné objevuje nový požadavek na obnovení zásobního prostoru u stávajících vodních nádrží. Nejedná se však jen o kvantitativní parametr, ale též kvalitativní. Především je to požadavek na kvalitní surovou vodu pro vodárenství, ale i kvalitní vodní prostředí u rekreačních nádrží. 101

2. POSTUPY V RÁMCI PŘEDPROJEKČNÍ PŘÍPRAVY 2.1. Přípravné práce V rámci přípravných prací se provede sběr a vyhodnocení dat jak o vlastní nádrži, tak o povodí (případně dílčí povodí pro jednotlivé zátoky). Tyto data mají většinou provozovatelé k dispozici, je nutné je pouze shromáždit, přetřídit a vyhodnotit. Předmětem zájmu bude především: - povodí zdroje znečištění (plošné a bodové i historické), morfologie, erozní ohroženost, geologické a hydrogeologické poměry, historické povodně, - nádrž základní morfologické charakteristiky, doba zdržení, postižení eutrofizací, funkce nádrže, vyhodnocení potenciálních průsakových cest, - okolí dopravní dostupnost, chráněné území, rekreační či jiná omezení, Výstupem přípravných prací je návrh dalšího postupu a zadání identifikace a kvantifikace sedimentů, analýz, průzkumů a další. 2.2. Metodika identifikace a kvantifikace sedimentů ve vodních nádržích viz příspěvek Jakub Borovec Metodika [1] řeší cílené a efektivní nalezení s poměrně přesnou kvantifikací sedimentů ve vodních nádržích, včetně základního posouzení jejich vlastností a rizikovosti pro jakost vody vodních nádrží. 2.3. Předprojekční příprava analytická část Cílem předprojekční přípravy je shromáždění podkladů pro následný návrh technologie těžby a způsobu nakládání se sedimentem. Primárním cílem je návrh efektivní a ekonomické technologie těžby s minimálním dopadem na nádrž a okolí. Jednotlivé dílčí výstupy: - stanovení nakládání se sedimentem z hlediska platné legislativy se zohledněním specifického zatížení cizorodými látkami v horizontu usazeného sedimentu, - stanovení technologie těžby, - dořešení střetů v území (plochy na dočasné a trvalé mezideponie, manipulace s materiálem, příjezdové komunikace, rekreační zóny,...), - stanovení výkonových parametrů, efektivity těžby, - vliv dopadů těžby na nádrž (vratné vody, znečištění ve vznosu, ). Dále se jedná o: a) odběry vzorků dlouhých kórů, b) laboratorní analýzy z hlediska nakládání se sedimentem dle platné legislativy, c) laboratorní testy koagulační experimenty (v případě těžby sacím bagrem), d) návrh zkušební těžby. 102

3. MOŽNÁ RIZIKA PŘI REALIZACI ZÁMĚRU ODSTRANĚNÍ SEDIMENTU Z VÝZNAMNÉ VODNÍ NÁDRŽE V případě nedostatečné nebo nekvalifikovaně provedené předprojekční přípravy, hrozí některá níže uvedená rizika: Špatně stanovená kubatura sedimentu Rozdíly při nevhodné metodice nebo nedostatečném objemu dat mohou činit i řádově desítky procent a to na obě strany. Při nákladech v řádech stovek milionů se nejedná o zanedbatelný problém. Důležitý je jak časový faktor, tak administrativní a finanční. Pro stanovení kubatury se běžně používá zaměření horní úrovně sedimentu (různým způsobem), zjištění mocnosti sedimentu nebo vytvoření digitální mapy původního dna a následně výpočet kubatury. Mocnost sedimentu se stanovuje pomocí penetračních sond (velmi nepřesné, spíše odhad), vpichovacích či zatloukacích sond a kombinací odběru dlouhých kórů, analytickou částí a zaměření pomocí sonaru s možností penetrace do sedimentu a podloží. Na výsledek má vliv i lokalizace odběrů či sond. Podkladové topografické a jiné mapy jsou téměř vždy pro dané potřeby nepoužitelné. Omezení je nejen období vzniku mapy, ale i účel za jakým vznikla, a její přesnost. V případě nepřesnosti o pouhých 10 cm (což je u starých map nereálné) je rozdíl v kubatuře na 1 ha již 1 000 m 3. Přesnost u sond je daná umístěním sond a jejich počtem. I v tomto případě je nepřesnost velmi značná (obrázek 1). Nejpřesnější variantou je kombinace odběru dlouhých kórů s analytickou částí a zaměření pomocí sonaru s možností penetrace do sedimentu a podloží viz Metodika [1]. Příklad VD Luhačovice (zdroj www.pmo.cz) Čištění luhačovické nádrže provázelo několik komplikací. Přestože se podařilo odtěžit původně plánovaných 235 tisíc m 3 nánosů v rekordním čase šesti měsíců, těžbu přerušilo několik nepředvídatelných událostí. Obnažená nádrž ukázala, že je na dně větší objem zasažených nánosů, než projektanti předpokládali. Tuto skutečnost však nemohli odhalit předem, protože se ze stavby v roce 1930 nedochovaly potřebné podklady. Nemohli jsme dopustit, aby na dně zůstalo dalších asi 60 tisíc m 3 nánosů plných živin. Pokud bychom se rozhodli sedimenty nedotěžit, celá práce by byla naprosto zbytečná, vysvětlil ředitel závodu Střední Morava Pavel Cenek. Těžba tak po prázdninové přestávce, kterou si vyžádaly okolní obce, mohla pokračovat až koncem října 2011. Nádrž se totiž v létě napustila po přívalové vlně vodou. Povodí Moravy 103

muselo počkat, až se dno opět odvodní a udrží tak těžké stroje. Dodavatel pak kvůli teplé zimě mohl začít naplno pracovat až během ledna, kdy udeřily silné mrazy. Obrázek 1 Příklad výpočtu plochy sedimentu v příčném řezu na základě sond Absence zpracování vlivu sedimentů na nádrž (případně analýza vlivu povodí na nádrž) Převážně u vodárenských nádrží, nebo u nádrží s rekreačním potenciálem. Pokud neřeším primárně zásobní prostor, ale pouze kvalitu vody v nádrži, jedná se o nezbytnou analýzu. Na základě výstupů z této analýzy, lze následně realizovat například opatření v povodí nebo na přítoku, přetvoření sedimentu bez nutnosti těžby, stabilizaci sedimentu v nádrži, cílenou omezenou těžbu sedimentu, aeraci a další. Většinou se jedná o kombinaci metod a postupů. Pokud není zpracována analýza a provede se pouze těžba, mohou se některé jevy (eutrofizace,...) v nádrži v omezené míře nebo zcela v blízkém časovém horizontu opakovat. Velké investiční náklady jsou pak vynaloženy neefektivně. Nesprávně stanovené vlastnosti sedimentu Poznání materiálového složení je nezbytným předpokladem pro návrh vhodných, ekologicky šetrných a ekonomicky efektivních postupů při řešení problematiky sedimentů ve vodních nádržích. Důležité je správné stanovení především zrnitostních charakteristik a obsahu sušiny či organických látek. Zrnitostní složení určuje možnost návrhu technologie těžby, případné rozdružení sedimentu či další nakládání. Rozdružovat lze jako doplňkovou technologii za sacím 104

bagrem pouze materiál s podílem písčité až štěrkovité frakce. V případě, že jsou vhodné podmínky, lze rozdružit sediment (hydrocyklon, spirálový separátor) na relativně čistou písčitou frakci a na jemnou frakci a organiku. V případě zátěže škodlivými látkami v sedimentu, zůstávají tyto látky převážně na organické části a se sedimentem lze nakládat různým způsobem například písek prodat, zbytek skládkovat. Podíl sušiny se v sedimentu značně mění a to jak vertikálně, tak v ploše nádrže. Správně stanovené procento sušiny má vazbu na správně stanovenou kubaturu. V případě odvodnění sedimentu například v geotextilních vacích či odstředivce, se následně odváží zcela jiné kubatury sedimentu, například při větším podílu písčité frakce je procento sušiny až k 80 %, opačně může procento klesat ke 30 %, v horní vrstvě cca 20 cm je to ještě méně. Přestože kubatura sedimentu v rostlém stavu může být shodná, po odvodnění může rozdíl činit desítky procent. Nesprávně odebrané vzorky průměr kórů, mocnost, rozmístění Odebrané vzorky musí postihovat kompletní nádrž. Sediment se mění v nádrži především v podélném profilu. Částečně i v příčném profilu, záleží na proudění v rámci nádrže a redistribuci sedimentu. Je nutno zaměřit se na přítokovou část, střed nádrže a oblast u hráze. V přítokové části je předpoklad hrubší frakce, než je tomu u hráze, kde se však často nachází množství usazených plavenin (dopady na těžbu). Odběry musí být lokalizovány v dostatečném počtu a to i z větších hloubek při průměru vzorku nejlépe minimálně 100 mm. Tento vzorek je nekomprimovaný a umožňuje další práci rozdružovací pokusy, flokuační pokusy, analýzy atd. Vertikálně přes celou mocnost sedimentu nejlépe až do původního terénu. Nesprávné stanovení nakládání se sedimentem Nakládání se sedimentem se stanovuje na základě provedených odběrů vzorků sedimentu, rozborů sedimentu, možnosti v území případně dalších parametrů. V případě nesprávně provedených odběrů (lokalizace, průměr, délka) a následně navazující nesprávnou interpretací, můžou být výstupem nesprávné závěry se stanovením nakládání s vytěženým sedimentem. Každý způsob nakládání či likvidace sedimentu má jiné nákladové parametry, manipulaci s materiálem a dopravní zatížení území. Například může být rozhodnuto o uložení sedimentu na ZPF. V případě provádění kontrolních rozborů v průběhu těžby, můžou být zjištěny odlišnosti od předpokladů projektu nebo předprojekční přípravy. Příkladem jsou hrubší zrnitosti v horní části nádrže a následně nemožnost uložení na ZPF. Dále zátěže pouze v některých horizontech sedimentu. V případě, že se v povodí nad nádrží nachází bodový (případně plošný) zdroj znečištění, který ukončil činnost před delším obdobím (například 30 a více let), docházelo v minulosti ke kontaminaci sedimentu zátěžovými látkami. Ukončením provozu došlo k odstranění další zátěže a kontaminovaný sediment byl překryt vrstvou nekontaminovaného sedimentu. 105

Pokud realizuji odběry a laboratorní rozbory pouze z vrstvy nekontaminovaného sedimentu, výsledné závěry poskytují nepravdivé informace a následně způsobí při realizaci těžby významný ekonomicko-administrativní problém. Nevhodně navržená technologie těžby dopady na kvalitu vody v nádrži v případě těžby u napuštěné (případně částečně napuštěné) nádrže Technologie těžby se stanovuje na základě více faktorů. Možná je forma různých typů drapáků s přeložením na ponton či vanu různého objemu. Dále technologie sacích bagrů s ukládáním zvodněného výkopku do odvodňovacích lagun, geotextilních vaků či odstředivek. Zohlednit se musí například dopravní dostupnost, místo a způsob ukládání (likvidace), období realizace, flokuační pokusy, průtoky, doba zdržení, vliv sedimentů na nádrž, složení a kontaminace sedimentu, odvodnění sedimentu v čase, zkušební těžba a další. Problematická může být těžba nevhodným drapákem, přičemž dochází za určitých podmínek při vytahování drapáku vodním sloupcem k uvolnění některých zátěžových látek do vodního sloupce. Výsledkem je vznik lokálních zátěží, případně anoxického prostředí s potenciálním úhynem ryb okamžitá reakce veřejnosti, zastavení těžby, navazující problémy technické, ekonomické, administrativní. Dále při návrhu těžby sacím bagrem je třeba zohlednit nejen odvodnění sedimentu (laguny, vaky, odstředivka), ale i kvalitu filtrátu (vratné vody). V případě zatížení vratné vody rozpuštěnými (případně i nerozpuštěnými) látkami, může být původní záměr značně kontraproduktivní jedná se především o dopady těžby na kvalitu vody v nádrži. Neprovedené flokulační testy v případě těžby při napuštěné nebo částečně napuštěné nádrže Pokud se těžba realizuje za pomocí sacích bagrů, je nezbytným podkladem provedení flokulačních testů a to při všech způsobech následného nakládání se sedimentem viz předchozí bod. Správně navržený flokulant se správným dávkováním umožňuje provedení kvalitního návrhu především z hlediska výkonů, kvality filtrátu a dalších dopadů. Absence hydrogeologického posudku U vypuštěné či částečně vypuštěné nádrže je nutno zohlednit i hydrogeologické dopady na okolí. Těžba významné nádrže je většinou realizována déle než jeden rok. Dopadů může být více. Primárně při rychlém prázdnění nádrže může být ohrožena stabilita hrázového tělesa, ale spíše se bude jednat o ovlivnění horizontu spodní vody v relativně širokém okolí. Znamená to odvodnění mokřadů, ztrátu vody ve studních, odvodnění obhospodařovaných pozemků atd. Absence zoologicko-botanických průzkumů, dopady realizace těžby na životní prostředí Při dlouhodobě snížené hladině dochází k ovlivnění nejen nejbližšího okolí z hlediska ochrany životního prostředí. Provedené průzkumy mají nejen sloužit k eliminaci 106

negativních dopadů po dobu těžby, ale i jako podklad pro návrh technických opatření v nádrži břehové partie, litorály, mokřady a jiné. Úhyn nebo dodatečná identifikace chráněného živočicha může zastavit či přerušit těžbu se všemi ekonomickoadministrativními aspekty. Nestanovení rizik při odtěžení nánosu v blízkosti hráze či objektů nádrže V případě těžby sedimentů v blízkosti hráze či jiných objektů v nádrži, mohou vznikat preferenční průsakové cesty. Nutno posoudit i z hlediska technickobezpečnostního dohledu nad vodním dílem. Ohrožení stability sypané hráze a svahů v zátopě při rychlém prázdnění nádrže Při těžbě u vypuštěné či částečně vypuštěné nádrže je nutno provést posouzení rychlosti snižování hladiny v nádrži z důvodu ohrožení stability sypané hráze a svahů v zátopě. Nutno posoudit i z hlediska technicko-bezpečnostního dohledu nad vodním dílem. Při vypouštění VD Luhačovice se dala do pohybu i část svahu, přičemž tento stav ohrožoval samotnou nádrž i zdejší silnici a bylo nutno svah zajistit (zdroj www.pmo.cz). Neúnosné původní dno Při návrhu těžby s vypuštěnou nádrží se bagry, nakladače, dozery a nákladní auta pohybují v obtížně dostupném prostředí. Pokud je původní dno neúnosné a za hranicí použití běžných podmínek, je obtížné až nerealizovatelné provést těžbu u vypuštěné nádrže. Toto je nutné zohlednit při návrhu těžby a někdy realizovat těžbu při napuštěné nádrži viz VD Mšeno v Jablonci nad Nisou. Na VD Mšeno došlo k vypuštění nádrže a odvodnění, přičemž se při následné těžbě ukázalo, že podmínky pro standardní technologii těžby za sucha jsou mimořádně nepříznivé. Zjištění základních předpokladů únosnosti dna lze snadno provést inženýrskogeologickým posudkem, zatloukacími kóry dostatečného průměru a délky s odpovídající analytickou částí, geofyzikálními metodami, penetračními sondami atd. Ostatní Každá nádrž je unikátní a vyžaduje kvalifikovaný přístup od zadavatele, projektanta po realizační firmu. V případě absence či nedostatku u některých postupů v rámci předprojekční a projekční přípravy, hrozí nejen výše uvedené problémy, ale i další dopady jak při přípravě prodlužování povolovacích procesů, tak především při vlastní realizaci. 4. ZÁVĚRY Provozovatelé vodních děl a zároveň investoři, někdy při přípravě těchto významných investičních akcí podceňují přípravu a shromáždění dostatečného množství kvalitních dat. Občas poté následuje vágní či neúplné zadání veřejné 107

soutěže na projektovou dokumentaci. Samozřejmě projektant nacení ve své nabídce pouze ty činnosti, které jsou zadavatelem požadovány, cokoliv by zahrnul navíc ho v podstatě diskvalifikuje v souboji o cenově nejvýhodnější nabídku. Práce se tedy mnohdy realizují v rozsahu stanoveným zadavatelem, nikoliv v rozsahu, který by si daná problematika zasloužila. To má samozřejmě vliv na kvalitu projektové dokumentace, následné průtahy či dohadování při realizaci o vícepracích (nebo méněpracích), administrativní komplikace s poskytovatelem dotace a ostatní citovaná v kapitole 3. Teprve správným a kompletním poznáním materiálového složení a celé problematiky sedimentů ve vodních nádržích, lze realizovat bezproblémový a ekonomicky efektivní záměr odstranění sedimentu z vodní nádrže včetně jeho uložení. 5. LITERATURA [1] BOROVEC, J. JAN, J. VRZÁK, J. KNOTEK, J.: Metodika identifikace a kvantifikace sedimentů ve vodních nádržích. Biologické centrum AVČR, v.v.i., České Budějovice, 2016. ISBN 978-80-86668-41-3. PODĚKOVÁNÍ Tento příspěvek byl realizován s výhradní podporou projektu TAČR č. TA04021342 Sedimenty vodních děl nalezení, kvantifikace, popis, sanace nové postupy s ekonomickou efektivitou. SUMMARY The issue of sediment extraction is very extensive and in many ways multidisciplinary. The lead team member should be an experienced water resource manager who then cooperates with a broad team of biologists, chemists, waste specialists and environmental technology experts. Only a correct and complete knowledge of the material composition as well as the whole sediment situation in the water reservoirs can be realized a problem-free and economically efficient project of removing the sediment, including its storage Ing. Jaroslav Vrzák tel.: +420 777 161 198, e-mail: vrzak@hgpartner.cz HG partner s.r.o. Smetanova 200, 250 82 Úvaly, Česká republika 108

VPLYV KVALITY SEDIMENTU NA JEHO ŤAŽBU, TRANSPORT A STROJNÉ ODVODNENIE P. Mončeková, M. Béreš 1. ÚVOD Negatívne vplyvy dnových sedimentov na využitie vodnej plochy, t. j. obmedzenie vodnej dopravy, obmedzenie rekreačného potenciálu, zhoršenie kvality vody, znižovanie kapacity vodnej nádrže a i., je možné zmenšiť či úplne odstrániť odťažením predmetného sedimentu. Odťaženie spravidla prebieha plávajúcim sacím bagrom, ktorý za pomoci výkonného čerpadla odstráni a ďalej prepravuje sediment na ďalšie spracovanie. Pre zvolenie najvhodnejšej metódy ťažby a spracovania je však nutné poznať jeho kvalitatívne vlastnosti. Kvalitatívne vlastnosti sedimentu sú určované na základe laboratórnych testov z odobratých vzoriek v mieste plánovanej revitalizácie vodnej plochy. Pre potrebu navrhnutia optimálnej a ekonomickej formy ťažby, transportu a spracovania sedimentov sa sústredíme najmä na zisťovanie nasledujúcich fyzikálnych vlastností a parametrov, ako aj vykonanie skúšok: - sušina sedimentu v rastlom stave (hmotnostné %), - merná hmotnosť sedimentu (kg/m 3 ), - granulometrická analýza (percentuálny podiel veľkosti zŕn sedimentu), - flokulačná skúška (druh a dávka flokulantu), - test rýchlosti sedimentácie, - poloprevádzkové skúšky odvodňovania. V prezentácii popisujeme, aký vplyv majú jednotlivé vlastnosti sedimentu na jeho odťaženie a strojné odvodnenie. 2. KVALITATÍVNE VLASTNOSTI SEDIMENTU 2.1. Sušina dnových sedimentov v rastlom stave (in situ) Sušina vyjadruje množstvo materiálu, ktorý po vysušení vzorky zostane. Pri teplote 105 C sa voda, ktorá nie je chemicky viazaná na pevnú zložku, zo vzorky odparí. Rozdiel celkovej hmotnosti vzorky a zvyšného materiálu po vysušení potom určí vodný podiel. Na základe získaných výsledkov je potom možné určiť podiel vody (%) a pevného materiálu (%) vo vzorke sedimentu v rastlom stave. 109

Sušina sa stanovuje laboratórnou analýzou sušením pri 105 C. Zvyšok po sušení pri 105 C sa potom ďalej žíha pri 550 C, tzv. strata žíhaním. Vďaka rozboru vzorky sedimentu za pomoci straty žíhaním je možné určiť podiel organických zložiek, ktoré sa pri teplote do 550 C spália. Anorganické látky sú pri tejto teplote prevažne rezistentné. Strata žíhaním sa potom určuje na základe rozdielu hodnôt materiálu pred a po žíhaní (HORÁKOVÁ [1]). 2.2. Merná hmotnosť sedimentu a rýchlosť sedimentácie Merná hmotnosť sedimentu in situ stanovuje hmotnosť (kg) určeného objemu sedimentu in situ (m³). Pri chemicko-inžinierskych výpočtoch v kombinácii so sušinou a požadovaným objemom sedimentov určených na odťaženie poskytne prevádzkovateľovi základný údaj o hmotnostnom zaťažení spracovateľskej linky. Rýchlosť sedimentácie (m/s) pevných zložiek sedimentov vymedzuje kritické hodnoty prúdenia pri prečerpávaní hydrozmesi vo výtlačnom potrubí a predurčuje nastavenie odstredivky pre jej použitie v procese odvodňovania. 2.3. Granulometrická analýza Granulometrická analýza, vyjadrená krivkou zrnitosti, je jedným zo základných kvalitatívnych parametrov stanovovaných pri odobratých vzorkách sedimentov. Na základe tejto analýzy sa zisťuje veľkosť zŕn sedimentu a percentuálny podiel jednotlivých veľkostných frakcií nachádzajúcich sa v danej vzorke sedimentu. Existujú rôzne granulometrické metódy. V laboratóriu sa zloženie vzorky určuje buď sieťovou metódou, pri hrubozrnných sedimentoch, alebo sedimentačnou metódou pri jemných sedimentoch. Používajú sa taktiež detekčné systémy využívajúce laserové alebo röntgenové lúče, hustomery alebo počítadlá zŕn. (PETRÁNEK [2]) 2.4. Flokulačná skúška Flokulačná skúška sa vykonáva na určenie množstva polyméru potrebného na vyvolanie reakcie zrážania, tzv. vyvločkovania, pevných častíc v suspenzii. V prípade sedimentov je suspenziou homogénna zmes vody a sedimentu, z ktorej bola odstránená hrubá frakcia (obrázok 1). 110

Obrázok 1 Flokulačná skúška 2.5. Poloprevádzková skúška odvodnenia Po vykonaní vyššie uvedených analýz a rozborov je možné pristúpiť k poloprevádzkovým skúškam. Poloprevádzkové skúšky prebiehajú so vzorkou minimálne 1 m 3 sedimentov (hydrozmes), ktoré sa spracujú na testovacej odstredivke. Vďaka poloprevádzkovým skúškam dostaneme predbežný obraz o tom ako bude prebiehať proces strojného odvodnenia počas reálneho chodu projektu. 3. VPLYV KVALITY SEDIMENTU NA JEHO ŤAŽBU A ODVODNENIE 3.1. Vplyv sušiny sedimentu v rastlom stave Sušina sedimentu v rastlom stave (in situ) vyjadrená v hmotnostných percentách nám poskytuje prvotnú informáciu o dnovom sedimente. Z našej dlhoročnej praxe vieme, že tento parameter sa pohybuje od cca 10 % hmotnostných (projekt v Kazachstane) až po 50 % hmotnostných (projekt na Vodnom diele Čunovo, zdrž Hrušov). Nižšia hodnota sušiny sedimentu in situ napovedá, že sa jedná o organický materiál s vysokým podielom vody s predpokladanou nízkou hodnotou mernej hmotnosti sedimentu. Naproti tomu opačná hodnota 50 % hmotnostných hovorí o tom, že sa pravdepodobne jedná o ťažké ílovito-piesčité sedimenty. Zistená hodnota sušiny sedimentu v rastlom stave významne vplýva na účinnosť ťažby sacím bagrom. Účinnosť ťažby chápeme najmä vo význame zabezpečenia dostatočného prísunu 100%-nej sušiny pre dekantačné odstredivky. 111

Sací bager frézovacou hlavou rozrušuje sediment, ktorý je následne nasávaný sacím potrubím a odstredivým bagrovacím čerpadlom je dopravený na miesto spracovania. Ťažbou dochádza k riedeniu sedimentu vodou (2 až 3-krát), čo pri sušine in situ na úrovni 10 15 % robí sušinu v dopravovanej hydrozmesi na úrovni 2 5 %. Z našich skúsenosti vieme, že optimálna koncentrácia hydrozmesi na vstupe do dekantačných odstrediviek je 10 až 15 %. Negatívom nízkej sušiny sedimentu in situ je pravdepodobné zníženie objemovej a hmotnostnej produkcie odvodnených sedimentov, čo sa v konečnom dôsledku prejaví na ekonomike celej linky. Horná úroveň sušiny (50 % hmotnostných a viac) napovedá, že sa jedná o ťažký sediment, ktorého rozrušovanie vyžaduje viac energie a v častých prípadoch dochádza k poškodzovaniu, resp. k rýchlemu opotrebovaniu frézy sacieho bagra. Pozitívom sedimentu s vysokou sušinou in situ je, že s veľkou pravdepodobnosťou sa bude sušina produkovanej hydrozmesi pohybovať v rozsahu 15 až 20 %, čo je optimálna koncentrácia pre maximálne využitie výkonu dekantačných odstrediviek. Obrázok 2 Závislosť výkonu odstredivky na vstupnej sušine 3.2. Vplyv mernej hmotnosti sedimentu Merná hmotnosť sedimentu významne vplýva na parametre procesu odvodnenia v odstredivkách a na parametre potrubnej dopravy. Ako už bolo v predchádzajúcom texte uvedené, nízka sušina sedimentu in situ je predpokladom nízkej mernej hmotnosti sedimentu. Vysokorýchlostné dekantačné odstredivky (Flottweg) využívajú na oddeľovanie pevnej zložky (sediment) od kvapalnej (voda) rozdiel ich mernej hmotnosti. Meniteľným systémom otáčok závitovky a bubna v konštrukcii a fungovaní 112

odstredivky dochádza k ich vzájomného oddeleniu. Je preto logické, že nižšia merná hmotnosť sedimentu (1 020 až 1 100 kg/m³) bude klásť zvýšené požiadavky na otáčky mobilných častí odstredivky. S vysokými otáčkami stroja sa predpokladá aj vyššia spotreba elektrickej energie na spracovanie hydrozmesi, t. j. v konečnom dôsledku vyššie náklady na spotrebovanú elektrickú energiu. Merná hmotnosť sedimentu a následne predpokladaná sušina prečerpávanej hydrozmesi významne vplýva na výpočet počtu a vzájomnej vzdialenosti plavákov na výtlačnom potrubí. Výpočtet vztlakovej sily plavákov v kooperácii s plastovým potrubím naplneným hydrozmesou tvorí základ pre určenie počtu a ich vzájomnej vzdialenosti umiestnených na výtlačnom potrubí. 3.3. Vplyv rýchlosti sedimentácie sedimentu Fyzikálna hodnota rýchlosť sedimentácie sedimentu významne ovplyvňuje dve oblasti nami prevádzkovaných technológii. Prvou je transport (prečerpávanie) hydrozmesi plávajúcim potrubím od sacieho bagra na technológiu odvodnenia. Spravidla je na projekte stanovená dĺžka dopravnej trasy, t. j. vzdialenosť miesta ťažby od spracovateľskej technológie. Ďalším známym údajom je priemer výtlačného potrubia. Inžiniersko-technickým výpočtom je možné pri známej mernej hmotnosti sedimentu a jeho rýchlosti sedimentácie nadefinovať operátorovi sacieho bagra kritické hodnoty tlakov na čerpadle a rýchlosti prečerpávania tak, aby v potrubí nedochádzalo k postupnému usadzovaniu nerozpustných látok. Výsledkom nedodržania vypočítaných hodnôt prečerpávania (tlakové pomery, rýchlosť prúdenia hydrozmesi v potrubí) môže dôjsť až k zaneseniu (upchatiu) plávajúceho potrubia a v ojedinelých prípadoch aj k potopeniu potrubia na dno vodnej stavby. Pre určenie kritickej rýchlosti prúdenia hydrozmesi, t. j. rýchlosti prúdenia, pri ktorej začne pevná zložka suspenzie o daných parametroch (veľkosť zŕn, hustota) v potrubí sedimentovať, sa používa Durandova funkcia, kde: K L je tzv. Durandov parameter, g gravitačné zrýchlenie, D je priemer potrubia, ρ v a ρ p sú hustoty kvapaliny a pevnej zložky v suspenzii. (JANALÍK [3]) v kr = k L 2 g D ρ p ρ v ρ v Vzťah 1: Rovnica odvodená od Durandovej funkcie. Základnou podmienkou vysokej účinnosti a bezproblémového prevádzkovania odstrediviek je zabezpečenie homogénnosti vstupnej hydrozmesi do dekantéra. V zostave linky DESET je to homogenizačná nádrž, ktorá pomocou mechanických miešadiel udržiava čerpanú zmes v homogénnom stave. Konštrukčné usporiadanie 113

miešadiel, rýchlosť otáčok a počet miešadiel je určené v závislosti na rýchlosti sedimentácie sedimentu. Pri vhodnom návrhu počtu, druhu a otáčok miešadla sa v homogenizačnej nádrži udržiava sediment vo vznose a nedochádza k usadzovaniu sedimentu na dne nádrže, a tým k jej postupnému zanášaniu. 3.4. Vplyv granulometrickej analýzy sedimentu Granulometrická analýza sedimentu poskytuje reálny obraz o veľkostnej štruktúre dnového sedimentu. V prípade metodicky vhodného a reálneho vzorkovania v mieste ťažby poskytne operátorovi sacieho bagra potrebnú informáciu o veľkosti ťaženého materiálu. Spravidla sú sacie bagre osadené frézami alebo závitovými ťažobnými prídavnými zariadeniami. Tieto zariadenia sú dimenzované na nasatie maximálnej veľkosti materiálu do cca 5 cm (ochrana odstredivého čerpadla sacieho bagra). Podstatne dôležitejším využitím získanej granulometrickej analýzy je návrh a dimenzovanie prvého stupňa linky DESET vibračných sít. Uvedené zariadenia majú svoje charakteristiky hydraulického zaťaženia (m 3 hydrozmesi/hodinu) a hmotnostného zaťaženia (ton nerozpustných látok/hodinu). Výsledky inžinierskotechnického výpočtu na základe údajov o maximálnom prietoku hydrozmesi zo sacieho bagra (m 3 /hodinu), látkovom, resp. hmotnostnom zaťažení hydrozmesi (granulometrická analýza) napomáhajú pri výbere veľkosti ôk (mesh) použitých vibračných sít. Nedodržanie základných princípov a postupov navrhovania môže viesť k zahlteniu vibračných sít, alebo v opačnom prípade k nedostatočnému oddeleniu veľkých frakcií z hydrozmesi. Ďalším faktorom prevádzkovania linky na spracovanie (odvodnenie), ktorý ovplyvňuje granulometrická analýza, je návrh a dimenzovanie plochy pre uskladnenie nadsitného podielu. S poľutovaním musíme konštatovať, že súčasťou dnových sedimentov sú aj komunálne a rôzne iné odpady vznikajúce z ľudskej činnosti. V prípade takto kontaminovaného nadsitného podielu odpadmi (najmä plasty) považujeme tento podiel za odpad. Pri vhodne zvolenej veľkosti ôk na site je možné vypočítať (dennú, mesačnú,..) objemovú produkciu tohto materiálu a následne vieme dimenzovať veľkosť dočasnej skládky nadsitného materiálu (mimo odvodnených sedimentov z odstrediviek). 3.5. Vplyv flokulačných a poloprevádzkových skúšok Testovanie odobratých vzoriek sedimentov na výber a koncentráciu flokulantov (flokulačné testy) napovie veľa o vhodnosti strojného odvodnenia dnových sedimentov. Laboratórnym testovaním získame informáciu o: - najvhodnejšom type flokulantu (na konkrétny druh sedimentu), - pracovnej koncentrácii flokulantu (dimenzovanie flokulačnej stanice), 114

- finančných nárokoch na spotrebovaný flokulant (cena flokulantu na 1 tonu suchého materiálu, resp. na 1 m 3 sedimentu in situ), - predpokladanej kvalite odvodneného sedimentu (sušina % hmotnostných), - predpokladanej kvalite filtrátu vypúšťanej späť do vodnej plochy, - logistike flokulantu (dovoz na miesto realizácie, jeho uskladnenie a predpokladaná frekvencia dovozu na celý projekt). Poloprevádzkové skúšky tvoria vrchol testovania a nastavovania parametrov projektu. Spravidla by mali potvrdiť laboratórne testovanie vzoriek. Skúšky sa vykonávajú z dostatočného množstva reálnych sedimentov, pomocou ktorých sa dá pripraviť cca 1 000 litrov hydrozmesi. Mobilnou jednotkou sa dajú tieto testy uskutočniť priamo u zákazníka. Reálne vyrobený odvodnený sediment a aj filtrát slúži na predbežnú analýzu výstupných produktov spracovateľskej linky. Zároveň je základom pre odhad potrieb logistiky nakládky a odvozu odvodnených sedimentov z miesta spracovania. V prípade poznania miesta využitia odvodnených sedimentov (vzdialenosť od miesta spracovania) je možné odhadnúť druh a počet dopravnej techniky (nakladač, nákladné vozidlá,...). 4. ZÁVER Prezentácia komplexne posudzuje vplyv kvality vybraných parametrov dnových sedimentov na spôsob a použitie strojného zariadenia na jeho ťažbu, transport a spracovanie. Poukazuje na vplyvy jednotlivých fyzikálnych vlastností sedimentov na inžiniersko-technické výpočty, vzťahy medzi nimi a v konečnom rezultáte poskytuje prevádzkovateľovi technológie informáciu o možnostiach jeho ťažby a spracovania (garancie voči investorovi). Po doplnení informácii o cenách energií (elektrická energia, motorová nafta), materiálov (flokulant a jeho spotreba) ako aj ďalších variabilných nákladov prevádzky (personál, náhradné diely, údržba a pod.) poskytne investorovi reálny obraz o nákladoch na revitalizáciu danej konkrétnej vodnej plochy. 5. LITERATÚRA [1] HORÁKOVÁ, M., 2000. Analytika vody. VŠCHT Praha. [2] PETRÁNEK, P., 2007. Geologická encyklopedie on-line [online]. [cit. 2017-04- 04]. [3] JANALÍK, J., 2010. Potrubní hydraulická a pneumatická doprava. VŠB-TU Ostrava ISBN 80-7078-595-0. [4] PIPECO: Technický manuál: Zváranie a inštalácia vodovodných potrubí z polyetylénu (PE). Slovensko, 2009. [5] PROGROUPE sediment removal: Firemná literatúra. Slovensko, 2016 [6] NETZSCH: Product Range: Company, Technology and Application Areas. Germany, 2012. 115

SUMMARY This contribution is dedicated to describing the impact of the sediment quality on the dredging process and machine dewatering. In the introductory parts of this contribution we are presenting the characteristics and the proceedings of their laboratory analysis and further in the document we are describing what kind of influence they have on separate processes and selection of the method of their processing. Based on the characteristics and engineering calculations it is possible to provide optimal solutions for the given processes at the particular water area as it differs from project to project. These data combined with the prices of the materials, energies and other variables of the particular project give the insight to the expenses on the revitalization of the water area. Petra Mončeková tel.: +421 2 20 90 94 40, e-mail: petra.moncekova@progroupe.net Ing. Matej Béreš tel.: +421 2 20 90 94 40, e-mail: matej.beres@progroupe.net PROGROUPE sediment removal a.s. Dunajská 14, 811 08 Bratislava, Slovenská republika 116

ANALÝZA ZANÁŠANIA VODNÉHO DIELA VEĽKÉ KOZMÁLOVCE V. Sočuvka 1. ÚVOD Detailné vedomosti o vlastnostiach a priestorovom rozložení dnových sedimentov predstavujú dôležitú informáciu pre mnoho aplikácií v oblasti hydrológie, geomorfológie, geológie a vodohospodárskeho manažmentu [1]. V rámci Slovenskej republiky jednu z najzávažnejších problematík predstavuje zanášanie vodných nádrží a riek dnovými sedimentmi. Medzi najviac zasiahnuté vodné diela (VD), na ktorých prebiehajú intenzívne erózno-sedimentačné procesy patrí VD Veľké Kozmálovce. Už od začatia prevádzky v roku 1988 je na VD pozorované enormné usádzanie dnových sedimentov, ktorého dôkazom je pomerne rýchla a permanentná strata disponibilného objemu zdrže. Dlhodobý monitoring a správne stanovenie objemu dnových sedimentov je základným predpokladom pre návrh efektívnych ochranných opatrení, a zároveň nevyhnutnou podmienkou, aby vodné dielo plnilo svoj účel a funkciu aj v dlhodobom horizonte. V období rokov 2012 až 2016 boli realizované hydrografické prieskumy na lokalite VD Veľké Kozmálovce pomocou hydrografického mapovacieho zariadenia Trimble Pathfinder a prístroja AUV EcoMapper (Autonomous Underwater Vehicle). Obsahom tohto príspevku je popis metodiky merania a analýza výsledkov meraní. 1.1. Charakteristika vybranej lokality Vodná nadrž Veľké Kozmálovce sa nachádza v povodí rieky Hron, ktorú charakterizuje 284 km dlhá riečna sieť s prevažne krátkymi prítokmi. Okolie vybranej lokality z geografického hľadiska začleňujeme k severovýchodnej časti Podunajskej nížiny, ktorú od severu ohraničujú Štiavnické vrchy. Klimaticky táto oblasť patrí k najteplejším v rámci podmienok Slovenskej republiky. Povodie má značne pretiahnutý tvar z dôvodu veľmi úzkych kotlín s vysokými pohoriami po oboch stranách. Po geologickej stránke je územie povodia rieky Hron tvorené horninami neogénu kvartérnych bazénov, neogénno-kvartérnych vulkanitov, mezozoika a kryštalinika [2]. Geomorfologicky je vybraná lokalita časťou tzv. Hronskej nivy, ktorá predstavuje pomerne jednotvárne ploché územie, rozčlenené lokálne hlbšími eróznymi ryhami a ramenami Hrona. Podzemné vody v oblasti VD Veľké Kozmálovce sú tvorené kvartérnymi náplavami poriečnej nivy, ktoré sú charakterizované vysokým stupňom zavodnenia. Hladina podzemných vôd je voľná, resp. veľmi mierne napätá, s hĺbkou 2 4 m pod povrchom terénu. Priemerná hladina 117

podzemných vôd sa na základe inžiniersko-geologického prieskumu nachádza na kóte 171,8 m n. m. Hlavným účelom VD Veľké Kozmálovce je zabezpečenie dostatku vody pre jadrovú elektráreň Mochovce, ktorá má strategický význam v oblasti energetiky. Vodné dielo slúži taktiež na krátkodobé vyrovnávanie prietokov Hrona a závlahové odbery do kanála Perec. Od začatia overovacej prevádzky v roku 1988 je v zdrži pozorované enormné ukladanie sedimentov, ktoré sú transportované z vyššie položeného územia v povodí vodného toku Hron [3]. Hodnoteniu zanášania VD Veľké Kozmálovce sa už v predchádzajúcom období venoval kolektív autorov z VÚVH [4]. Autori stanovili zmenšenie pôvodného objemu nádrže oproti roku 1990 o 38 %. Na základe týchto zistení bola v roku 2007 vypracovaná štúdia Vypracovanie alternatívnych návrhov odstránenia dnových sedimentov zo zdrže vodnej stavby Veľké Kozmálovce, vrátane opatrení pre zamedzenie usadzovania sedimentov v zdrži na základe predložených zadávacích podmienok [5]. Výsledkom štúdie bolo konštatovanie, že v prípade zdrže Veľké Kozmálovce bude potrebné navrhnúť kombináciu opatrení, ktorých cieľom je obmedzenie negatívnych dôsledkov jej zanášania na prijateľnú mieru a zlepšenie súčasného stavu [3]. Medzi hlavné opatrenia, ktoré boli na základe tejto štúdie realizované v roku 2011 patrí: mechanické odstránenie nánosov z priestoru zdrže (celkovo bolo odťažených 130 000 m 3 nánosov), výstavba smerových líniových stavieb na usmernenie sedimentácie a koncentráciu prietoku (obrázok 1). Obrázok 1 Lokalita vodnej nádrže Veľké Kozmálovce a umiestnenie líniových stavieb 118

2. MATERIÁL A METÓDY SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Hydrografický prieskum VD Veľké Kozmálovce prebiehal v dvoch etapách, v roku 2012 a v roku 2016. Pre samotný zber údajov boli použité hydrografické mapovacie zariadenia Trimble Pathfinder [6] a AUV prístroj EcoMapper [7]. Princíp fungovania sonarových prístrojov je založený na vysielaní krátkych akustických impulzov s frekvenciou 10 až 500 khz, ktoré sa odrážajú od dna a na základe vyhodnotenia doby odrazu, sily a frekvenčnej charakteristiky je možné zostaviť podrobné batymetrické alebo topografické mapy. Samotné informácie o súčasnom stave dna vodnej nádrže sú tvorené údajmi zo súborov bodov ležiacich na jej dne, ktoré sú definované pomocou súradníc {x, y,z} v určitom polohopisnom súradnicovom systéme. Trimble Pathfinder Meranie v roku 2012 bolo realizované pomocou systému Trimble Pathfinder, ktoré využíva prijímač GNSS (globálny navigačný satelitný systém) s korekciami (spresnením polohy do 0,2 m) v reálnom čase z družice Omnistar. Na zaznamenanie dát bol použitý datalogger Trimble TSC1, čo je zariadenie s voliteľnými komunikačnými systémami medzi jednotlivými zariadeniami, primárne slúžiaci na zber dát. Meranie batymetrie dna bolo uskutočnené pomocou združeného zariadenia Ohmex SonarMite a Trimble Juno SB. Ohmex SonarMite je hydrografické mapovacie zariadenie s presnosťou 0,025 m. Zariadenie vysiela lúč s frekvenciou 235 khz a na základe odrazu od dna sa vracia späť a následne pomocou algoritmov ukladá údaj o hĺbke, pričom je tento sonar spojený s GNSS zariadením Trimble Juno SB. Hydrografické zariadenie bolo osadené na nafukovacom člne Kolibri. Počas merania plavidlo kopírovalo pripravený plán trajektórie, ktorý bol vopred importovaný do GNSS prijímača. Na každej meranej trajektórii bol v časovom intervale 2 sekundy uložený údaj o hĺbke, a taktiež o presnej polohe v súradnicovom systéme WGS-84. Na základe tohto merania vznikla hustá sieť bodov, ktorá v požadovanej miere opisuje batymetriu dna akumulačnej nádrže (obrázok 4). Celkový počet zozbieraných hĺbkových a polohových bodov počas merania v roku 2012 bol 18 471. AUV EcoMapper Pre hydrografický prieskum a zber údajov v roku 2016 bol použitý prístroj AUV EcoMapper. Jedná sa o hydrografické mapovacie zariadenie, ktoré je schopné samostatne sa pohybovať na povrchu a pod povrchom vodnej hladiny, vykonávať zber hĺbkových údajov a kvalitatívnych parametrov vody. Zariadenie EcoMapper tvorí hardvérová časť (obrázok 2) a softvérová časť, ktorá sa používa na programovanie meraní, a zároveň aj pre čiastkové analýzy nameraných údajov. Z konštrukčného hľadiská zariadenie Ecomapper tvoria 3 hlavné sekcie. V prednej sekcii sú umiestnené senzory, ktoré slúžia na meranie kvalitatívnych parametrov vody, tlakový senzor a DVL senzor (Dopler Velocity Log), ktorý slúži pre navigáciu zariadenia pri meraniach pod vodnou hladinou. Stredná časť zahŕňa elektronické komponenty, batériu a integrovanú palubnú jednotku. V zadnej sekcii je umiestený 119

propeler a GPS anténa, ktorá slúži na navigáciu počas povrchových meraní. Ecomapper počas merania (misie) zhromažďuje v sekundových intervaloch vopred zadané parametre, ku ktorým sú automaticky priradené georeferenčné dáta (zemepisná šírka, dĺžka). Meranie hĺbky dna (batymetrie) sa uskutočňuje pomocou integrovaného viaclúčového sonaru. Zariadenie využíva frekvenciu 500 khz a má presnosť meraní ±0,003 m. Merania je možné uskutočňovať vo vodných útvaroch s hĺbkou od 0,5 m do 100 m. Meranie kvalitatívnych parametrov vody zahŕňa informácie o konduktivite, teplote vody, rozpustenom kyslíku, zákale, ph, oxidačnoredukčnom potenciáli, chlorofyle, salinite a pod. Obrázok 2 YSI EcoMapper bočný pohľad (YSI,2009) Meranie pomocou prístroja EcoMapper je založené na princípe sledovania vopred pripraveného plánu trasy, tzv. misie, ktorá je vytváraná v softvérovom prostredí VectorMap. Plánovanie misie zahŕňa nastavenie navigačných bodov a vzdialeností medzi navigačnými bodmi (obrázok 3), hĺbky ponorov, rýchlosti merania, nastavenia požadovaného monitorovania kvalitatívnych parametrov a nastavenia opatrení pre bezpečný návrat prístroja na zadefinované stanovisko. Výstupom je ASCII súbor misie, ktorý je odoslaný do riadiacej jednotky EcoMapperu pred začiatkom misie [1]. Po spustení merania AUV prístroj pracuje nezávisle od užívateľa a na navigáciu využíva integrovaný GPS s korekciami EGNOS (European Geostationary Navigation Overlay Service), resp. v Amerike používaným systémom WASS (Wide Area Augmentation System). Ak meranie zahŕňa taktiež prieskum pod hladinou vody, na navigáciu sa využíva protokol DVL, ktorý slúži na zlepšenie presnosti navigácie pod vodou. Počas celého priebehu merania AUV prístroj sleduje trasu podľa vopred naprogramovaných bodov, ktoré sú číselne označené (obrázok 3). Po dokončení merania je možné namerané dáta odoslať do riadiacej jednotky a počítača. Prvým krokom pri plánovaní trasy misie je georeferencovanie satelitnej snímky alebo iného mapového podkladu v softvérovom prostredí. Pri georeferencovaní bol použitý súradnicový systém WGS 1984/UTM 33N. Georeferencovaná snímka bola importovaná do softvérového programu Vector Map, v ktorom bola vytýčená trasa merania pomocou zadávaných bodov. Počas misie bolo celkovo použitých 307 navigačných bodov (obrázok 3). Body boli umiestnené tak, aby kopírovali brehovú čiaru VD. Po zadaní navigačných bodov vznikli priečne profily, ktoré mali odstup 15 až 20 m. Celková dĺžka merania bola 23 802,18 m. Rýchlosť prístroja EcoMapper bola nastavená na hodnotu 6,0 km/h pričom meranie trvalo 3 h a 58 min. Interval 120

zberu kvalitatívnych údajov a údajov o hĺbkach bol nastavený na 1 s. Celkový počet zozbieraných údajov počas merania na vodnej hladine bol 18 656 pre každý meraný parameter. Obrázok 3 Príprava misie na VD Veľké Kozmálovce v softvérovom programe VectorMap Obrázok 4 Sieť bodov a trasa zamerania sedimentov v softvérovom programe ArcMap 10.1 121

3. VÝSLEDKY A DISKUSIA Pre dosiahnutie cieľa v podobe správneho určenia zmien retenčného objemu a priestorového rozloženia sedimentov na VD Veľké Kozmálovce bol zvolený nasledovný postup. Keďže predchádzajúce merania a výsledky zamerania VD Veľké Kozmálovce boli prezentované v súradnicovom systéme S-JTSK, prvým krokom pri spracovaní nameraných údajov bola konverzia nameraných dát zo súradnicového systému WGS 84. Na konverziu dát bol použitý program Univcol 32 (Universal Column Calculator), ktorý je orientovaný na prácu s údajmi, ktoré majú zadané súradnice. Okrem matematických operácií so stĺpcami umožňuje sortovanie dát, zobrazuje základnú štatistiku, prepočítava súradnicové systémy, filtruje dáta, počíta závislosť a formátuje výstup [8]. Súčasne s prepočtom súradnicového systému bol uskutočnený aj prepočet hĺbkových údajov. Hĺbkový údaj bol odpočítaný od aktuálneho vodného stavu hladiny H, ktorý mal počas merania v roku 2012 hodnotu 174,95 m n. m. a v roku 2016 hodnotu 174,90 m n. m. Hodnota absolútnej výšky vodnej hladiny v čase merania bola poskytnutá Slovenským vodohospodárskym podnikom. Pre správnu tvorbu modelu dna je dôležité určiť brehovú líniu, a zároveň zadefinovať jej nadmorskú výšku. Na tento účel bol použitý program ArcMap 10.1, kde boli do vopred georeferencovaného rastra pridané body kopírujúce brehovú líniu. Následne boli týmto bodom pomocou funkcie Calculate Geometry priradené súradnice a nadmorská výška. Dáta z obidvoch časových období boli súbežne spracované v softvérovom prostredí Surfer 11 (Golden Software) a ArcGis 10.1 (ESRI). Pre tvorbu modelu v softvérovom prostredí Surfer 11 bola využitá interpolačná metóda Kriging, pomocou ktorej boli vygenerované gridy s rozmerom bunky 1 1 m. Geometria okolia použitého pre výpočet konkrétnej hodnoty bola zvolená ako kruhová. Polomer bol stanovený tak, aby účinné okolie interpolácie zahrňovalo dostatok bodov priestoru s možnosťou autokorelácie. Interpoláciou boli získané dva modely územia, ktoré zobrazujú situáciu na VD Veľké Kozmálovce v roku 2012 a 2016 (obrázok 5). Vzájomným odčítaním obidvoch modelov funkciou Grid/Volume bol od modelu súčasného stavu [7] odpočítaný model zachytávajúci stav v minulosti [6] Výsledkom bolo vyjadrenie rozdielu oboch modelov, teda objemu naplavených sedimentov. Táto funkcia bola taktiež využitá pre výpočet objemu retenčného priestoru VD Veľké Kozmálovce pri rôznych výškach vodnej hladiny, pričom samotný výpočet bol realizovaný pomocou troch klasických numerických integračných algoritmov v softvéri Surfer 11 (Extended Trapezoidal Rule, Extended Simpson s Rule, Extended Simpson s 3/8 Rule). Za výslednú hodnotu považujeme aritmetický priemer troch vypočítaných metód [9]. Celkový objem akumulačného priestoru VD Veľké Kozmálovce pri maximálnej prevádzkovej hladine 175,5 m n. m. a jeho vývoj od roku 1990 po súčasnosť je znázornený na obrázkoch 6 a 7. 122

Objem akumulačného priestoru (m 3 ) SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Obrázok 5 Digitálny model terénu VD Veľké Kozmálovce v softvérovom programe Surfer11 3500000 3000000 Objem akumulačného priestoru VD Veľké Kozmálovce (maximálna prevadzková hladina - 175.5 m.n.m.) 3230155 [m 3 ] 2500000 2000000 1500000 1000000 500000 2113000 [m 3 ] 1948408 [m 3 ] 1883149 [m 3 ] 0 1990 2006 2012 2016 Obrázok 6 Objem akumulačného priestoru VD Veľké Kozmálovce pri maximálnej hladine 175,5 m n. m. 123

Hladina v zdrži [m.m.m] SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 175,50 174,50 173,50 172,50 171,50 170,50 169,50 168,50 1990 STU 2006 VUVH 2012 ÚH SAV 2016 ÚH SAV 167,50 Objem zdrže [m3] Obrázok 7 Vývoj objemu VD Veľké Kozmálovce vplyv zanášania Ďalším krokom bolo vytvorenie 3D modelu reliéfu dna VD Veľké Kozmálovce. Z meraných dát bodov {x, y, z} boli zhotovené modely reliéfu dna. Digitálne modely boli vytvorené vo vektorovom formáte s rozmerom bunky 1 x 1 m (nástrojom 3D Surface). Obrázky 8 a 9 znázorňujú 3D model reliéfu dna v roku 2012, respektíve v roku 2016. Obrázok 8 3D model terénu VD Veľké Kozmálovce z roku 2012 v softvérovom programe Surfer11 124

Obrázok 9 3D model terénu VD Veľké Kozmálovce z roku 2016 v softvérovom programe Surfer11 Obrázok 10 Výška sedimentov zobrazená v softvérovom programe Surfer 11 125

Poslednou analýzou bolo zistenie výškového rozdielu medzi digitálnym modelom terénu z rokov 2012 a 2016. Výsledky tejto analýzy sú zobrazené na obrázku 10. Miesta, kde došlo k usadeniu sedimentov sú označené hnedou farbou a jej odtieňmi. V sledovanom území sme zaznamenali maximálny prírastok usadených sedimentov vo výške 2 m. Prírastok bol lokalizovaný v spodnej časti zdrže, hlavne v blízkosti hrádzového telesa a brehovej čiary. Zároveň možno konštatovať, že medzi rokmi 2012 až 2016 došlo k významným zmenám prúdenia v dolnej časti zdrže, čo možno pripísať hlavne výstavbe smerových líniových stavieb. 4. ZÁVER Intenzívne erózno-sedimentačné procesy v povodiach vodných tokov významne ovplyvňujú prevádzku a funkčnosť vodohospodárskych stavieb vybudovaných aj v nedávnej minulosti. Základným predpokladom pre udržanie ich dlhodobej funkčnosti je detailný monitoring daného územia a návrh účinných ochranných opatrení. Cieľom tohto príspevku bola analýza zanášania VD Veľké Kozmálovce medzi rokmi 2012 2016 a porovnanie s pôvodným stavom počas spustenia prevádzky na základe dostupných podkladov a informácií. Pomocou hydrografických meraní a viacerých analýz uskutočnených v softwarovom prostredí Surfer 11 a ArcMap 10.1 bol stanovený prírastok dnových sedimentov v prostredí VD medzi obdobím 2012 2016 v celkovom objeme 65 259 m 3. Z hľadiska celkového zásobného objemu to predstavuje zníženie zásobného objemu o 41,7 % pri maximálnej prevádzkovej hladine 175,5 m n. m. V rámci manažmentu povodia a uskutočnených vodohospodárskych opatrení sa podarilo znížiť intenzitu zanášania oproti stavu z minulosti. Avšak preukázaná a dlhodobá akumulácia sedimentov v priestore VD Veľké Kozmálovce ohrozuje pôvodnú zásobnú a protipovodňovú funkciu. Preto v rámci manažmentu povodia bude nevyhnutné uskutočniť dôkladnú analýzu krajinných štruktúr ako aj morfometrickú analýzu povodia. Zmenšenie objemu akumulačného priestoru o 41,7 % si zároveň vyžaduje sledovať trend vývoja zanášania na základe systematického a pravidelného zbierania batymetrických údajov v určitých časových intervaloch. 5. LITERATÚRA [1] SOČUVKA, V. VELISKOVÁ, Y., 2015: Určenie batymetrie a kvality vody v nádrži pomocou AUV prístroja. Konferencia Vplyv antropogénnej činnosti na vodný režim nížinného územia a fyzika vody v pôde. Zemplínska šírava, 2. 4. júna 2015, Slovenska republika. [2] LUKNIŠ, M. PRINC, J. a kol., 1974. Slovensko 3. Ľud I. časť. Bratislava: Obzor, 736 s. [3] ŽIAK, M., 2012: Prevádzkové problémy spôsobené zanášaním priestoru zdrže vodnej stavby hať Veľké Kozmálovce, vykonané opatrenia na elimináciu usadzovania plavenín. Konferencia Priehradné dni 2012, Slovenska republika. 126

[4] HOLUBOVÁ, K. SZOLGAY, J. MIŠÍK, M. LISICKY, M., 2002: Výskum odtokového režimu a hydrodynamiky prúdenia extrémnych prietokov na rieke Hron vo vzťahu k protipovodňovej ochrane územia. Záverečná správa VÚVH, Bratislava. [5] LUKÁČ, M., 2007. Vypracovanie alternatívnych návrhov odstránenia dnových sedimentov zo zdrže vodnej stavby Veľké Kozmálovce, vrátane opatrení pre zamedzenie usadzovania sedimentov v zdrži na základe predložených zadávacích podmienok. Štúdia VÚVH, Bratislava. [6] YSI Hydrodata Limited, 2012. Messingham Sands Bathymetry and Water Quality Survey, Report Number 5219032012. [7] YSI Ecomapper operation manual, 2009. YSI (Yellow Springs Instruments). [8] MARUŠIAK, I., 2014. Universal Column Calculator 3.6 manuál. G-trend s.r.o., 25 s. [9] KUBINSKÝ, D. WEIS, K., 2013: Analýza zmien objemu vodných nádrži, ako podklad pre manažment v povodiach. Ukážková štúdia na Belianskej vodnej nádrži. Acta Geographica Universitatis Comenianae, Vol. 57, No. 2, 117-133. POĎAKOVANIE Tento príspevok vznikol vďaka podpore Vedeckej grantovej agentúry prostredníctvom projektov VEGA 2/0058/15. Táto publikácia bola vytvorená realizáciou projektu ITMS 26240120014 Centrum excelentnosti pre ochranu a využívanie krajiny a biodiverzitu, na základe podpory operačného programu Výskum a vývoj financovaného z Európskeho fondu regionálneho rozvoja. SÚHRN Erózia, transport a usádzanie sedimentov v prostrediach vodných nádrží predstavuje závažný vodohospodársky problém, hlavne v súvislosti so znižovaním objemu akumulačného priestoru. Zanášanie nádrží ako následok antropogénnych zásahov a výstavby na vodných tokoch sprevádza vodné hospodárstvo už niekoľko desaťročí. Na území Slovenska sa nepriaznivé následky zanášania nádrží začali výraznejšie prejavovať v 60-tych rokoch minulého storočia, najmä na Krpelianskej a Hričovskej nádrži na Vážskej kaskáde. V súčasnosti sú výrazne zasiahnuté najmä Čunovská zdrž na rieke Dunaj a VD Veľké Kozmálovce. Príspevok predkladá opis dvoch metodík merania, porovnáva výsledky zamerania batymetrie VD Veľké Kozmálovce medzi rokmi 2012 2016 a analyzuje vodohospodárske opatrenia, ktoré boli vykonané na zamedzenie zanášania. Prínosom príspevku je nový postup riešenia problému, postavený na využití modernej meracej techniky a spracovanie nameraných výsledkov využitím 3D modelovania v softvérových programoch GIS. 127

SUMMARY SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Erosion, transport and deposition of bed sediments in area of water bodies represent a significant impact on water management, mainly with regard to reducing of storage volume. Monitoring of morphological parameters and their changes over the time is one of the crucial information in the field of water research and operations. Clogging as a result of water-engineering construction and anthropogenic activities accompanied a water management for decades. Within a territory of Slovak republic negative effect of sedimentation has begun to show in the 60s of last century, particularly on reservoirs Hričov and Krpleľany. Currently are significantly affected mainly reservoir Hrušov on Danube river and water dam Veľké Kozmálovce. The aim of the paper is an analysis of spatial distribution and quantification of bed sediment volume on reservoir Veľké Kozmálovce. Since the start of operations in 1990, enormous accumulations of bed sediments are monitored. Between the years 2012 and 2016 single beam echo sounder SonarMite and Autonomous Underwater Vehicle EcoMapper were used to gather the data information. For the analysis and display the relief of the bathymetry, the Surfer 13 and ArcMap 10.1 software was used. Based on the current status of the bottom bathymetry the current status of clogging the reservoir was evaluated. Ing. Valentín Sočuvka tel.: +421 948 006 249, e-mail: socuvka@uh.savba.sk Ústav hydrológie SAV Dúbravská cesta 9 841 01 Bratislava, Slovenské republika 128

VODNÁ STAVBA VEĽKÉ KOZMÁLOVCE PROBLÉM ZANÁŠANIA ZDRŽE A NÁVRHY RIEŠENIA P. Ivan, J. Jurica, J. Michalková 1. ÚVOD Problém zanášania nádrží je veľmi širokospektrálny a závisí od viacerých faktorov. Je to zrejmé aj z časovej osi pozorovania zanášania, ktorá nie je lineárna. Kontinuálny prenos sedimentov toku býva narušený priečnou stavbou, ktorá znižuje unášaciu schopnosť toku, v dôsledku čoho vznikajú podmienky na ukladanie sedimentov. Ich akumulácia spôsobuje stratu kapacity nádrže, ktorá môže ohroziť retenčnú schopnosť a viesť až k jej zániku. Poznať proces sedimentácie v nádrži znamená vedieť predpokladať jej ďalší vývoj a vedieť zamedziť nepriaznivému vplyvu zanášania na celkovú prevádzku nádrže. Príspevok prezentuje zanášanie nádrže vodnej stavby /VS/ Veľké Kozmálovce. Vykreslenie problematiky bolo poňaté z pohľadu prevádzky VS s definovaním vyplývajúcich problémov. Príspevok ďalej popisuje opatrenia, ktoré boli vykonané v nádrži za účelom zamedzenia jej zanášania. Záver príspevku je venovaný predstaveniu možných systémov riešenia daného problému. 2. CHARAKTERISTIKA VODNEJ STAVBY VEĽKÉ KOZMÁLOVCE Vodná stavba Veľké Kozmálovce je priečnou stavbou na dolnom toku Hrona v r.km 73,500 (obrázok 1). Zasahuje do katastrálnych území obcí Veľké Kozmálovce, Malé Kozmálovce a Tlmače v okrese Levice. Výstavba vodnej stavby začala v máji 1984 a trvala až do júna 1988. Následne od júla 1988 bola povolená overovacia prevádzka vodnej stavby. Do trvalej prevádzky bola stavba uvedená od júna 1994. Manipulačný poriadok stavby [2] definuje hlavné účely využívania zdrže nasledovne: a) Zabezpečenie dostatku vody pre jadrovú elektráreň v Mochovciach /EMO/ a to až do max Q = 1,80 m 3 /s. V letnom období až do max 2,4 m 3 /s. Požiadavkou správneho čerpania vody je nutnosť udržiavať vodnú hladinu v rozmedzí kót 171,50 175,00 m n. m., b) Zabezpečenie vody pre kanál Perec. Mimo vegetačného obdobia 1,20 m 3 /s. Vo vegetačnom období pre priemysel a závlahy je potrebných 3,20 m 3 /s. Pričom Q min = 0,20 m 3 /s, c) Zabezpečenie minimálneho sanitárneho prietoku Q min = 6,60 m 3 /s, 129

d) Zabezpečenie využitia energetického potenciálu malej vodnej elektrárne (MVE). Hydroenergetický potenciál využívajú Slovenské elektrárne a. s., závod Vodné elektrárne, e) Chov rýb a športové rybárstvo, f) Rekreácia a vodné športy. Obrázok 1 Lokalizácia VS Veľké Kozmálovce Hať vodnej stavby tvoria tri polia hradené segmentami s nadsadenými klapkami. Ide o pohyblivú hať umiestnenú kolmo na smer vodného toku. Na ľavej strane tesne vedľa hate je umiestnená MVE s tromi kaplanovými turbínami horizontálne, z ktorých dve väčšie sú vyústené do Hrona a jedna menšia do Pereca. Priemerná ročná výroba je 13,9 GWh. 2.1. Hydrologické pomery Základné hydrologické údaje v profile VS Hať Veľké Kozmálovce podľa SHMÚ Banská Bystrica z augusta 2014 sú nasledovné : plocha povodia: 4 015,67 km 2 dlhodobý priemerný prietok 47,16 m 3 /s priemerný ročný odtok 1 488,3 mil. m 3 priemerný ročný úhrn zrážok 865 mm M denný prietok Q 364 9,92 m 3 /s N ročný prietok Q 100 1 135 m 3 /s 130

3. MNOŽSTVO ZNEČISTENIA VNÁŠANÉHO DO VODNÉHO TOKU Intenzívna priemyselná a poľnohospodárska činnosť v povodí Hrona ma za následok vznik veľkého množstva transportovaných látok. VS Veľké Kozmálovce je priečna stavba na toku Hron so zdržou, kde sa usadzujú odpadové látky, splaveniny a plaveniny z celého horného úseku povodia. Dĺžka vodného toku Hron nad zdržou je viac ako 220 riečnych kilometrov. Problém zanášania zdrže je nutné riešiť komplexne, pretože odstraňovanie nánosov je veľmi problematické. Hlavným dôvodom je nepretržitá potreba odberu a zabezpečenosť vody v požadovanom množstve a kvalite pre bezporuchovú prevádzku EMO. V profile hate Veľké Kozmálovce dochádza k zmene prúdenia vody. V zdrži dochádza k značnému poklesu rýchlosti vody, čoho následkom je usadzovanie sedimentov. Malá časť týchto plavenín sa preplavuje cez klapky, pomocou optimálnej manipulácie so segmentovými uzávermi. Takto sa preplavuje časť sedimentov z priestoru nad profilom hate do koryta toku pod vodnou stavbou. Každoročne dochádza v priestore zdrže k akumulácii koloidných dnových sedimentov, ktoré sú pravidelne monitorované z hľadiska kvantitatívnych parametrov. LUKÁČ a kol. 2007 [1], uvádzajú, že pôvodný objem zdrže v roku 1990 pri výške hladiny 175,50 m n. m. bol 3,230 mil. m 3. Postupným usádzaním sedimentov sa zádržný objem znížil na 1,979 mil. m 3 v r. 2006, čo predstavuje úbytok objemu zdrže v dôsledku zanášania viac ako 38 %. Táto hodnota zanesenia je veľmi vysoká v porovnaní s ostatnými slovenskými nádržami a zdržami. Priemerná ročná strata objemu zdrže v dôsledku zanášania sedimentami za obdobie rokov 1990 2006 predstavuje približne 78 200 m 3 /r. SOČÚVKA 2017 [3] uvádza aktuálnu hodnotu zásobného objemu zameranú v priebehu roka 2016 na 1,883 mil. m 3. Vývoj zanášania retenčného objemu zdrže je graficky zobrazený na obrázku 2. retenčný objem v tis. m 3 3 500 3 000 2 500 2 000 1 500 GRAF VÝVOJA RETENČNÉHO OBJEMU ZDRŽE Obrázok 2 Graf vývoja zanášania retenčného objemu zdrže 131

Ak by sa nevykonali žiadne aktívne opatrenia na obmedzenie jej zanášania, zdrž by sa mohla zaniesť na neprípustnú mieru, čo by mohlo vyústiť do havarijného stavu z hľadiska plnenia jej účelov (hlavne zabezpečenie odberov pre Jadrovú elektráreň Mochovce EMO ). SLOVENSKÝ VODOHOSPODÁRSKY PODNIK, štátny podnik Banská Štiavnica (SVP), ako správca VS, si objednal u Výskumného ústavu vodného hospodárstva (VUVH) štúdiu (LUKÁČ a kol. 2007 1 ), ktorá navrhla opatrenia na zamedzenie, resp. zníženie zanášania zdrže VS. Na zamedzenie ďalšieho postupu zanášania bola identifikovaná potreba kombinácií opatrení. Bolo odporučené: 1. mechanické odstraňovanie sedimentov zo zdrže, 2. vybudovanie stavieb na zamedzenie sedimentácie a koncentrácie prietoku, 3. manipulácia s vodou za účelom preplachovania usadených a pritekajúcich sedimentov z priestoru zdrže. 3.1. Mechanické odstraňovanie sedimentov zo zdrže Proces odstraňovania sedimentov zo zdrže bol podmienený zachovaním dostupnosti nepretržitého odberu pre jednotlivé účely VS. Najdôležitejším je nepretržitý odber vody pre Jadrovú elektráreň Mochovce EMO. Na vykonanie mechanického odstraňovania sedimentov bola zvolená fyzikálna metóda odsávania sedimentov. Odsávanie bolo vykonávané sacím zariadením inštalovaným na plávajúcom pontóne. Pri odčerpávaní dnových sedimentov dochádzalo k odsávaniu zmesi ílu, bahna a zvyškov rastlín prostredníctvom plávajúceho sacieho bagra Rožmberk I spoločnosti ENVI Třeboň. Súčasťou technológie stavby bol plávajúci bager na hladine zdrže, prívodné potrubie vedené od sacieho bagra po vodnej hladine cez objekt hate až do miesta spracovania sedimentov, kde bola suspenzia triedená. Technológia odstraňovania dnových sedimentov zo zdrže sa vykonávala odsávaním čerpaním, koaguláciou a odstredením. Nedochádzalo k zmene chemického zloženia odtekajúcich vôd z technológie. Maximálny výkon čerpadla bol 100 m 3 /h. Skutočný výkon odstredivky sa pohyboval v rozmedzí 50 90 m 3 /h v závislosti od koncentrácie sušiny v dnovom sedimente. Kalová suspenzia sa prečerpávala cez zmiešavacie zariadenie do odvodňovacieho zariadenia dekantéra. Odvodnený dnový sediment bol dopravným zariadením umiestnený na ložnej ploche. Z tejto ložnej plochy bol dopravnými prostriedkami odvezený na uloženie na skládke v priestoroch kameňolomu Kozárovce. Schematicky sa celkové náklady na odstraňovanie sedimentov dajú rozdeliť do troch kategórií. Prvou sú náklady spojené so samotným vyťažením sedimentov z dna zdrže 132

na dočasné úložisko. Druhú kategóriu tvoria náklady spojené s dopravnými prostriedkami potrebnými pre transport sedimentov z dočasného úložiska na určenú skládku. Poslednú kategóriu nákladov tvoria poplatky za trvalé uloženie sedimentov na príslušnú skládku. 3.2. Vybudovanie stavieb na zamedzenie sedimentácie a koncentrácie prietoku Ďalším krokom po mechanickom odstránení sedimentov bolo vybudovanie usmerňovacích výhonov v zdrži. Výhony v zdrži boli projektované na usmernenie a elimináciu usadzovania sedimentov v zdrži a na zabezpečenie sústredenia prúdenia do stredu zdrže, resp. do prúdnice pôvodného koryta Hrona. Tým sa čiastočne zamedzil prístup sedimentov k odberným objektom. Pri zvýšených prietokoch by mali zabezpečiť väčšie unášacie rýchlosti a tým zamedziť usadzovaniu sedimentov. V roku 2011 bolo celkovo vybudovaných 12 usmerňovacích výhonov (obrázok 3). Výhony v lokalite EMO zabezpečujú ochranu odberného objektu obojstranným napojením na brehy, čím sa maximálne obmedzuje prístup sedimentov obsiahnutých vo vode najmä počas povodní. Výhony v miestach, kde je pod dnom situovaná tesniaca fólia, boli vybudované z lomového kameňa. Mimo brehového tesnenia je teleso výhonu vybudované z baranených štetovníc. Usmerňovacie výhony budované v zdrži majú dĺžku v rozmedzí 65 180 m, pričom najdlhší výhon pri odbernom objekte EMO má dĺžku 425 m. Výškovo sú koruny výhonov vybudované v rozmedzí 173,60 174,25 m n. m. Obrázok 3 Lokalizácia výhonov a priečnych profilov v zdrži VS Veľké Kozmálovce 133

3.3. Manipulácia s vodou za účelom preplachovania usadených a pritekajúcich sedimentov z priestoru zdrže Na účinné preplachovanie sedimentov usadených a pritekajúcich do zdrže VS Veľké Kozmálovce zdvihnutím segmentov vplývajú výška hladiny v zdrži a prietok vody v toku. Čím vyššia hladina v zdrži, tým väčší prietok vody je potrebný pre pohyb splavenín. Väčší prietok v toku však znamená aj vyššiu pravdepodobnosť ohrozovania segmentov plávajúcimi predmetmi (kmene stromov). Preto je potrebné manipuláciu so segmentmi vykonávať v súlade s manipulačným poriadkom vodnej stavby a podľa nasledovných zásad a pokynov: - Pri hladine v zdrži 175,00 m n. m. je možné zabezpečiť pohyb splavenín iba pri prietokoch vyšších ako 200 m 3 /s, aj to iba v priečnych profiloch (pf) 12 16 (pod cestným mostom v Tlmačoch) a v pf 17 21 pri prietokoch vyšších ako 170 m 3 /s (nad cestným mostom, ktorý je vzdialený od profilu hate cca 2,8 km). Pri tejto hladine sa neodporúča manipulácia so segmentami za účelom preplachovania sedimentov. - Pri hladine 174,50 m n. m. je možné preplachovať iba časť zdrže, t. j. plochu medzi pf 12 21 a to pri prietokoch nad 150 m 3 /s v pf 17 21(od stredu zdrže po cestný most) a pri prietokoch nad 180 m 3 /s v pf 12 16 (v strede zdrže). Táto hladina nie je významná pre odstraňovanie sedimentov zo zdrže v najviac zanesenom úseku. Prepúšťanie vody so splaveninami popod segmenty pri tejto hladine taktiež nie je odporúčané. - Pri hladine 174,00 m n. m. je možné prepláchnuť celú zdrž medzi pf 1 21 v rozsahu prietokov 140 300 m 3 /s. Pre odstránenie sedimentov z priestoru odberného objektu pre EMO a vtokového objektu pre MVE sú však potrebné prietoky nad 270 m 3 /s. Účinok preplachovania zdrže v najexponovanejších miestach sa prejaví iba pri prietoku v toku zodpovedajúcemu povodňovému prietoku, približne na úrovni Q1 (pod I. stupňom PA). Nižšie prietoky v toku, pod 140 m 3 /s sa na preplachovaní zdrže od sedimentov neprejavia. Preplachovanie zdrže od sedimentov pri tejto hladine sa odporúča iba podľa vývoja prietokov. - Pri hladine 173,50 m n. m. dôjde k pohybu splavenín v celej zdrži pri prietokoch 110 160 m 3 /s v pf 12 21 (od stredu zdrže po cestný most), nad 210 m 3 /s v pf 3 11 (v rozmedzí nad vodnou stavbou po stred zdrže). Pre preplachovanie najexponovanejších častí zdrže od sedimentov s ich prepúšťaním pod hať sú potrebné prietoky blízke povodňovým. Zvýšené prietoky pod 110 m 3 /s sa na pohybe splavenín v zdrži neprejavia. Preplachovanie zdrže od sedimentov pri hladine 173,50 m n. m. sú odporúčané podľa vývoja prietokov v toku. - Pri hladine 173,00 m n. m. dôjde k pohybu sedimentov v celej zdrži postupne od prietoku 90 m 3 /s. Pre odstraňovanie sedimentov v priestore pred hradiacimi konštrukciami hate je potrebný prietok nad 180 m 3 /s. Pohyb sedimentov z priestoru 134

odberného objektu pre EMO a vtokového objektu pre MVE sa prejaví pri prietokoch 150 170 m 3 /s. Za účelom zabezpečenia komplexného pohybu splavenín a ich prepúšťania pod hať je potrebné udržiavať hladinu v zdrži na kóte 173,00 m n. m. Manipuláciu na hati prepúšťaním vody popod segment sa odporúča začať pri prietoku 90 m 3 /s za predpokladu vzostupu hladín. - Pri hladine 172,50 m n. m. bude dochádzať k pohybu sedimentov v zdrži pri prietokoch vyšších ako 70 m 3 /s. Na pohyb sedimentov z priestoru odberného objektu EMO a vtokového objektu MVE sú potrebné prietoky nad 100 200 m 3 /s. Hladina 172,50 m n. m. je najvhodnejšia pre optimálne preplachovanie zdrže od sedimentov, vzhľadom na potrebu zabezpečenia odberu vody pre EMO. Prietoky v toku pod 70 m 3 /s sú pre preplachovanie v zdrži pri tejto hladine neúčinné. V takom prípade je potrebné segment spustiť a vodu prepúšťať cez klapku. - Pri hladine 172,00 m n. m. bude dochádzať k pohybu sedimentov v celej zdrži pri prietokoch 60 190 m 3 /s. Účinok preplachovania sa prejaví v najexponovanejších častiach zdrže už pri prietoku nad 60 m 3 /s, v ostatných častiach zdrže pri prietoku nad 90 m 3 /s. Pre uvoľňovanie sedimentov zo zdrže nie sú potrebné povodňové prietoky. V tomto prípade nie je rizikové ani prepúšťanie vody popod segment. Zníženie hladiny v zdrži na kótu 172,00 m n. m. sa odporúča pri očakávaných zvýšených prietokoch nedosahujúcich povodňový stav. Pri poklese prietokov pod 60 m 3 /s je potrebné segment spustiť a začať plnenie zdrže. 4. PREVÁDZKOVÉ SKÚSENOSTI PO REALIZOVANÍ OPATRENÍ V kapitolách 3.1, 3.2 a 3.3 sme popísali návrhy a realizáciu opatrení na zamedzenie usadzovania sedimentov v zdrži. S krátkym odstupom času sme z pohľadu prevádzkového zhodnotili už zrealizované opatrenia. Vo svojej štúdii LUKÁČ a kol. 2007 [1] zadefinoval potrebu odstránenia nánosu v množstve 550 000 m 3. Z dôvodu časovej a finančnej náročnosti sa podarilo SVP dodávateľským spôsobom zrealizovať odstránenie len približne 130 000 m 3 nánosu, hlavne v exponovaných častiach pred odbernými objektami do elektrární. Vybudovanými výhonmi je viditeľný účinok vplyvu preplachu v strednej časti zdrže, t. j. v miestach pôvodného koryta toku. Vplyvom usmernenia prúdenia do týchto oblastí, zase dochádza k zvýšenému zanášaniu v oblastiach medzi jednotlivými objektami výhonov, t. j. v okrajových častiach zdrže. Na vybudovaných výhonoch sa zachytávajú väčšie plaveniny hlavne plávajúce stromy veľkých rozmerov, ktoré je následne zložité odstrániť, v dôsledku čoho je ich údržba komplikovaná. Z prevádzkového hľadiska je manipulácia pri zohľadnení všetkých odporúčaných pravidiel na vhodnú manipuláciu na prepláchnutie a zároveň zabezpečenie dostatku vody pre odberateľov, veľmi zložitá. V zmysle manipulačného poriadku stavby je maximálna prípustná rýchlosť klesania hladiny v rozpätí hladín 175,00 135

173,00 m n. m. 30 cm/deň. Súvislý maximálny pokles hladiny je povolený o 2 m. Po tomto poklese je nutné urobiť prestávku minimálne 1 deň na obhliadku stavu hrádzí a zhodnotenie stavu hladín a priesaku podzemných vôd. Ďalší pokles je možné vykonať rýchlosťou 40 cm/deň. Len v prípade vykazovania poruchy na vodnej stavbe je možné z hľadiska bezpečnosti znižovať hladinu rýchlosťou 50 cm/deň. Hladina vodnej stavby sa prevádzkuje za normálnych podmienok v letnom režime na hladine 175,00 m n. m. a v zimnom režime na hladine 174,50 m n. m.. Pri dodržaní uvedených podmienok sa plynulý pokles z letnej hladiny 175,00 m n. m. na hladinu 173,00 m n. m. (hladina určená na preplach sedimentov z celej zdrže pri prietoku nad 180 m 3 /s) dosiahne za 7 dní. Pritom zvyčajná povodňová vlna na toku Hron má trvanie v rozmedzí 4 6 dní. Z toho vyplýva, že minimálne 7 dní pred príchodom povodňovej vlny je potrebné začať so znižovaním hladiny, aby bolo možné zabezpečiť optimálne podmienky na preplach sedimentov podľa manipulačného poriadku. Ak by sa chceli na preplach sedimentov využiť aj nižšie prietoky, je potrebné vodnú hladinu naďalej znižovať, čo si vyžaduje ďalšie dni na prípravu. Preplach navrhovanou manipuláciou pri prevádzkových podmienkach t. j. do prietoku cca 90 m 3 /s nie je možný, nakoľko z dôvodu zabezpečenia dostatku vody pre odberateľov nie je umožnené v zdrži znížiť hladinu natoľko, aby bol umožnený pohyb sedimentov. 5. NÁKLADY VYVOLANÉ PREVÁDZKOU ZDRŽE Vplyvom zanášania zdrže majiteľovi vodnej stavby vznikajú okrem nákladov na odstraňovanie sedimentov aj iné, vedľajšie náklady v rámci prevádzky a opráv vodnej stavby. V roku 2018 bude vodná stavba Veľké Kozmálovce oslavovať 30. výročie ukončenia stavby a začatia prevádzky. Po tridsiatich rokoch prevádzky vodnej stavby je potrebné vykonať opravy väčšieho charakteru. Z vypracovaných štúdií odbornými organizáciami na technicko-bezpečnostný dohľad vodných stavieb vyplýva celý rad opráv, hlavne na hradiacich konštrukciách. Medzi najrozsiahlejšie patrí oprava všetkých tesnení klapiek aj segmentov. Túto opravu je možné vykonať len pri inštalovaní hradení, nakoľko zdrž nie je možné z dôvodu zabezpečenia vody pre elektráreň Mochovce vypustiť. Projektovaná výška provizórneho hradenia je pri zabezpečení minimálnej prevádzkovej hladiny 171,50 m n. m. Pri znížení hladiny na túto úroveň je zdrž prietočná len vo svojom pôvodnom koryte. V ostatných častiach zdrže sa nachádzajú nánosy. Pôvodné koryto prechádza stredom zdrže, a teda nie je možné zabezpečenie dostatku vody v požadovanej kvalite pre hlavného odberateľa elektráreň Mochovce. Správca vodnej stavby požiadal o zabezpečenie navýšenia provizórneho hradenia na takú výšku, aby bolo možné uspokojiť dodávku vody pre odberateľov aj v prípade opráv väčšieho charakteru na hradiacich konštrukciách. Aktuálne sa pripravuje projektová dokumentácia, ktorá 136

bude obsahovať nové statické výpočty hradiacich konštrukcií a stavebné úpravy haťových polí. V súčasnosti sa hľadajú možnosti financovania týchto aktivít, nakoľko sa jedná o finančne náročné investície. 6. ZÁVER Jedným z hlavných faktorov vzniku množstva splavovaného materiálu je nevhodne organizovaná činnosť v povodí, nad ktorou správca nemá priamu kontrolu. V dôsledku nevhodného obhospodarovania je poľnohospodárska i lesná pôda vystavená silným eróznym procesom. Tieto procesy spôsobujú škody v minimálne dvoch fázach. V prvej fáze erózia výrazne znehodnocuje poľnohospodársku pôdu a v druhej fáze zanáša i znečisťuje vodné toky. Pozornosť by sa preto mala upriamiť na miesta ohrozené eróziou. Veternej či vodnej erózii by sa malo predchádzať opatreniami na pôde už v povodí, ešte pred tým, ako sa sedimenty dostávajú do vodných tokov a následne do vodných nádrží. Ide hlavne o protierózne opatrenia či už organizačného, alebo vegetačného charakteru. Riešením by bolo tiež vykonanie vhodných pozemkových úprav, prípadne vhodné umiestnenie urbanistickej zástavby. Výsledkom súčasného využívania krajiny v povodí Hrona je vznik veľkého množstva erodovaného materiálu, ktorý sa následne ukladá v zdrži VS Veľké Kozmálovce. Nutným, drahým a taktiež dočasným riešením situácie je odstraňovanie dnových sedimentov formou sacieho bagra. Zrealizované opatrenia splnili svoj účel, ale proces zanášania zdrže naďalej pretrváva. Objem splachovaných sedimentov z vyššie položeného územia prekračuje kapacitu navrhovaných opatrení. V prípade, že sa nevykonajú opatrenia už priamo v povodí, správca toku bude nútený tieto opatrenia rozšíriť o sedimentačné nádrže vo vyššie položených častiach povodia. 7. LITERATÚRA [1] LUKÁČ, M. a kol.: Vypracovanie alternatívnych návrhov odstránenia dnových sedimentov zo zdrže VS Veľké Kozmálovce vrátane opatrení pre zamedzenie usadzovania sedimentov v zdrži na základe predložených zadávacích podmienok. Bratislava: VÚVH. 2007. [2] Manipulačný poriadok pre vodnú stavbu Hať Veľké Kozmálovce na toku Hron r.km 73,500, aktualizácia 5.1.2017 [3] SOČÚVKA, V.: Analýza zanášania vodného diela Veľké Kozmálovce. In: Vodohospodársky spravodajca. Banská Bystrica: Združenie zamestnávateľov vo vodnom hospodárstve na Slovensku. 2017. ISSN: 0322-886X. 137

SUMMARY The erosion, transportation and sedimentation are natural processes. These processes are creating the country shape, however these processes are sometimes in contradiction to human activities. One negative example can be seen in weir Veľké Kozmálovce. This weir is located on the Hron River near the small town Tlmače. The weir Veľké Kozmálovce is the biggest water management structure on the river. The main purpose of this weir is to uninterruptedly supply the water for nuclear power plant in Mochovce. For achieve this purpose is necessary to keep specific range of the water level. The flooded area of weir allows decreasing water velocity and slow water stream provides conditions for sedimentation. The sediments usually came from arable land, which do not have enough protection against the erosion. Unfortunately these factors are opening the space for massive sedimentation process. The sediments are able to fill the retention volume of weir. For solution of this problem is necessary to mine the sediments and protect the arable land against the erosion. Ing. Peter Ivan, PhD. tel.: +420 366 357 622, e-mail: peter.ivan@svp.sk Ing. Juraj Jurica tel.: +420 366 357 677, e-mail: juraj.jurica@svp.sk Ing. Jarmila Michalková tel.: +420 366 357 607, e-mail: jarmila.michalkova@svp.sk Slovenský vodohospodársky podnik, štátny podnik, Odštepný závod Banská Bystrica, Správa povodia dolného Hrona a dolného Ipľa Koháryho 44, 934 80 Levice, Slovenská republika 138

SEDIMENTY VO VZŤAHU K ZMENE OBJEMU VN KRPEĽANY R. Čuban 1. ÚVOD Sledovanie erózno-sedimentačných procesov je základom k určeniu miery zanášania vodných nádrží, teda k určeniu aktuálneho objemu nádrže. Nánosy sedimentov v nádržiach spôsobujú celý rad negatívnych dôsledkov, zmenšovanie úžitkového objemu nádrže s následným znížením možností energetického využitia, možnosti poškodenia alebo obmedzenia funkcie manipulačných zariadení, zníženie povodňovej ochrany územia v úseku nad nádržou (v dôsledku dodatočného vzdutia hladiny vplyvom nánosov), zhoršenie kvality akumulovanej vody v dôsledku rozpadu organického podielu. Zvláštny problém z hľadiska vývoja zanášania predstavujú nádrže, ktoré sú súčasťou kaskády vodných diel. Tieto nádrže sú ovplyvnené nielen prísunom sedimentov z erózie z povodia, ale aj prepúšťaním časti objemu sedimentov z vyššie ležiacej nádrže. V dôsledku zvýšeného zanášania nádrže sa znižuje záchytná účinnosť, ktorá je naviac významne ovplyvnená manipuláciou nielen na samotnom vodnom diele, ale aj na vyššie ležiacich stupňoch kaskády. 2. METODIKA Na základe existujúcich poznatkov i praktických skúseností sa teda pozornosť sústredila na vodné nádrže, ktoré sú súčasťou Vážskej kaskády a to najmä tie, ktoré sa nachádzajú vo flyšovom pásme horného úseku Váhu. Nestabilné povodia pravostranných prítokov Váhu medzi Ružomberkom a Považskou Bystricou sú vplyvom zvýšenej intenzity erózie zdrojom prísunu sedimentov do vodných tokov a nádrží. Miera zanášania vodných nádrží v tejto oblasti je preto výrazne vyššia. Vodná nádrž (VN) Krpeľany je pod sútokom Váhu s Oravou, kde okrem zvýšenej miery zanášania sa môže prejaviť aj zhoršenie kvality sedimentov i vody (remobilizácia znečistenia na rozhraní voda sediment). Táto nádrž je podstatne ovplyvnená režimom prúdenia v dôsledku prevádzky vodných nádrží Orava a Liptovská Mara, resp. Bešeňová. Vodná nádrž Krpeľany sa nachádza pod sútokom Váhu s riekou Oravou, pri obci Krpeľany. Je súčasťou systému vodných diel Vážskej kaskády. Bola vybudovaná v rokoch 1952 1957. Pred nádržou (proti smeru toku) sa Váh kľukatí a vytvára 139

Kraľoviansky meander [1]. Komplex troch vodných stavieb Krpeľany Sučany Lipovec tvorí prvú, najvyššie položenú derivačnú kaskádu na Váhu. Nádrž Krpeľany, ktorá okrem energetického využitia, je aj regulačným prvkom kaskády s celkovým projektovaným objemom 8,33 mil. m 3 [2]. 2.1. Geodetické terénne merania Definovanie topografie nádrže spočívalo v zameraní sústavy priečnych profilov. Úlohou bolo zamerať priečne profily nad a pod hladinou VN Krpeľany, ktoré tvorili podkladové materiály na porovnanie priečnych profilov, výpočet krivky objemov a následné zhodnotenie zanášania. Rozmiestnenie priečnych profilov na VN Krpeľany prešlo niekoľkými úpravami. Na základe získaných výsledkov zameraní dochádzalo k postupnému doplňovaniu a zahusťovaniu priečnych profilov. V roku 1961 boli zmeny sledované v 11 evidenčných profiloch, v roku 1970 pribudlo ďalších 39 priečnych profilov [3]. V roku 1992 bola pozorovacia sieť definovaná 81 priečnymi profilmi. Tieto priečne profily boli polohovo aj výškovo určené sieťou pevných bodov stabilizovaných na pravom brehu. Táto sieť profilov bola použitá pre opakované zamerania a porovnania v rokoch 1998 a 2016 (obrázok 1). Obrázok 1 Schéma rozmiestnenia priečnych profilov na VN Krpeľany Meranie sa realizovalo pri bežných prevádzkových podmienkach. Priečne profily boli merané z pevných koncových bodov, ktoré sú stabilizované na pravom brehu 140

čapovými značkami tak, že ležia na okraji deliaceho betónového múru železnice Žilina Ružomberok, klincami na okraji asfaltovej cesty a čapovými značkami na okraji oporného múru hlavnej cesty. Nie všetky body sa zachovali, chýbajúce body boli lokalizované pomocou GPS technológie. Z celkovo 81 koncových VO bodov je v súčasnosti 32 zničených, resp. poškodených a 49 VO bodov doposiaľ existuje. Technologický pokrok v geodetických meraniach s využitím GPS zabezpečuje, aby boli koncové body dlhodobo pozorovaných priečnych profilov (definované v súradnicovom systéme) v prípade potreby kedykoľvek v teréne identifikované a dočasne stabilizované s dostačujúcou presnosťou. Poloha koncových bodov všetkých priečnych profilov bola stanovená pomocou GPS aparatúry Trimble R8. Okrem geodetického zamerania suchých častí priečnych profilov (nad hladinou), ťažisko terénnych prác spočívalo v meraniach priečnych profilov pod aktuálnou hladinou VN Krpeľany. Meranie priečnych profilov pod hladinou bolo realizované z člna pomocou ultrazvukového sonaru RiverSurveyor M9, ktorý VÚVH štandardne využíva pri obdobných meraniach (obrázok 2). Dno nádrže bolo snímané v pravidelných časových intervaloch počas pohybu člna v meranom profile. Časti priečnych profilov nad aktuálnou hladinou boli domerané geodeticky, tachymetricky pomocou totálnej stanice Leica TS06 (obrázok 2). Obrázok 2 Ultrazvukový sonar RiverSurveyor M9 a totálna stanica Leica TS06 Terénne zameranie priečnych profilov bolo vyhodnocované ako kombinácia meraných hĺbok získaných sonarom a k nim prislúchajúce zamerania terénu nad aktuálnou hladinou. Morfológiu meraného profilu je možné sledovať on-line na obrazovke notebooku, do ktorého sa zároveň zaznamenávajú merané údaje v digitálnej podobe (obrázok 3). 141

Obrázok 3 Online záznam priečneho profilu počas merania 3. VÝSLEDKY K hodnoteniu vývoja zanášania v jednotlivých úsekoch nádrže bolo využité porovnanie zameraní v dlhodobo pozorovaných priečnych profiloch. Aktualizácia čiary objemov VN Krpeľany, ako aj stanovenie miery zanášania, sa vykonalo na základe výpočtov s využitím zameranej sústavy priečnych profilov (2016). Vypočítané objemy nánosov, ktoré sa v nádrži vytvorili od posledného zamerania (1998) sú porovnané s vývojom zanášania nádrže v minulých obdobiach. Posúdená je aj celková miera zanášania nádrže od jej uvedenia do prevádzky. 3.1. Metóda výpočtu objemov zanášania Na základe spracovaných profilov nádrže z roku 2016 sa k prevádzkovým hladinám výpočtom stanovili príslušné objemy nádrže. Vypočítané údaje aktualizovaných objemov boli použité k zostaveniu čiary objemov nádrže Krpeľany. Zo zameraných priečnych profilov sa stanovili zmeny v jednotlivých profiloch medzi dvoma realizovanými meraniami. Topografické zmeny v rámci priečnych profilov boli stanovené výpočtom s využitím metódy interpolácie splineových polynómov. Rozdiel v plochách medzi dvoma meraniami predstavuje zanášanie, prípadne vymieľanie. Ak boli profily rovnobežné a úsek nádrže medzi nimi bolo možné považovať za takmer priamy, objem usadenín medzi týmito profilmi sa vypočítal ako aritmetický priemer úbytkov ich plôch násobený kolmou vzdialenosťou medzi profilmi. Ak je úsek nádrže medzi dvoma priečnymi profilmi zakrivený, stanoví sa 142

najskôr priebeh a dĺžka osi nádrže medzi profilmi. Súčin dĺžky osi a aritmetického priemeru zmien plôch oboch profilov tvorí objem usadenín v úseku ohraničenom danými profilmi. Celkový objem usadenín v nádrži je potom súčtom objemov nánosov medzi jednotlivými profilmi. Miera zanášania nádrže sa stanoví na základe porovnania priebehu pôvodnej čiary objemu nádrže s priebehom aktualizovanej čiary objemov nádrže V = f(h). Všeobecný postup výpočtu objemu nádrže, ktorý sa počíta po jednotlivých horizontálnych vrstvách. Metóda výpočtu bola zvolená tak, aby vypočítaný objem čo najviac vystihoval členitosť nádrže. K výpočtu objemu nádrže bol použitý vzťah (HOLUBOVÁ a kol. [4]): V 1 n 1 hi 1 hi h h p i p i p i p i p n 1 1 1 n i 0 3 3 n (1) kde h 0, h 1 h n sú hĺbky daných vrstevníc v nádrži p 0, p 1 p n sú plochy uzavreté vrstevnicami v nádrži zodpovedajúce danej nadmorskej výške predstavuje maximálnu hĺbku nádrže h n+1 Najvhodnejšou metódou výpočtu objemu nádrže je metóda interpolácie splineových polynómov. Táto metóda umožňuje popísať tvar kriviek zatopených plôch a objemov matematickou funkciou. Podstatou metódy, ktorá sa použila aj pre stanovenie objemov nádrže Krpeľany, je analytická realizácia grafického vyčíslenia objemov. Na rozdiel od tradičných metód, použitie interpolácie uvedeným spôsobom výstižnejšie sleduje empirické hodnoty, čo má vplyv na presnosť výpočtu. 3.2. Aktualizácia objemov vodnej nádrže Krpeľany Merania na VN Krpeľany boli uskutočnené v rokoch 1960 1961, 1967, 1970, 1992 a 1998. Prvé tri zamerania prechádzali postupným zahusťovaním profilov. Vzhľadom k tomu, že počet profilov sa postupne zvyšoval a u niektorých sa zmenil i smer (zmenila sa šírka profilu) vyhodnotenie morfologického vývoja v rámci existujúcej siete priečnych profilov za celé obdobie od prvého zamerania nie je možné. Preto do grafického hodnotenia morfologických zmien priečnych profilov boli zaradené posledné dve zamerania (1992, 1998), keďže sa zhodujú polohou aj počtom profilov s aktuálnym stavom. Vyššie popísanou metódou boli vypočítané aktuálne objemy a bola stanovená čiara objemov vodnej nádrže Krpeľany. Výpočet objemov nádrže sa vykonal so začiatkom na výške 416 m n. m. (objem = 0) až po maximálnu prevádzkovú hladinu (425,35 m n. m.). Vypočítané objemy k maximálnej a minimálnej prevádzkovej hladine sú uvedené v tabuľke 1 spolu s rovnakými hodnotami pre obdobia minulých zameraní. 143

Tabuľka 1 Vývoj zanášania VN Krpeľany za obdobie pozorovania 1992 2016 (ČUBAN a kol. [5]) OBJEM NÁDRŽE Smerodajné hladiny Zameranie Zameranie Zameranie Maximálna prevádzková hladina Minimálna prevádzková hladina 1992 1998 2016 [m n. m. B.] m 3 m 3 m 3 425,35 3 474 737 3 297 814 2 997 356 421,35 285 669 282 088 302 757 Miera zanášania nádrže je hodnotená na základe porovnania priebehu pôvodnej čiary objemu nádrže s priebehom aktualizovanej čiary objemov nádrže V = f (H). Grafické znázornenie krivky objemov je uvedené na obrázku 4. Na tomto obrázku sú tiež znázornené krivky objemov zostavené na základe zameraní z rokov 1992 a 1998. Obrázok 4 Čiary objemov VN Krpeľany vypočítané na základe zamerania z roku 2016 a ich porovnanie s objemovými čiarami z rokov 1992 a 1998 (ČUBAN a kol. [5]) Z porovnania objemov nádrže k maximálnej prevádzkovej hladine 425,25 m n. m. vyplýva, že súčasný objem nádrže sa od posledného zamerania (1998) teda za 18 rokov prevádzky znížil z 3,30 mil. m 3 na súčasných 3,00 mil. m 3, čo predstavuje nárast objemu sedimentov o 0,3 mil. m 3 (9,11 %). Celkove sa objem nádrže od jej uvedenia do prevádzky zmenšil o 64 %. Objemy nánosov k maximálnej prevádzkovej a minimálnej prevádzkovej hladine pre jednotlivé medziobdobia sú uvedené v tabuľke 2. 144

Tabuľka 2 Objemy nánosov a strata objemov VN Krpeľany za obdobie od 1992 do 2016 (ČUBAN a kol. [5]) Smerodajné hladiny OBJEMY ZANÁŠANIA (m 3 ) STRATA OBJEMU (%) 1992 1998 1998 2016 1992 2016 Maximálna [m n. m. B.] m 3 % m 3 % m 3 % prevádzková hladina 425,35 176 923 5,09 300 458 9,11 477 381 13,74 Minimálna prevádzková hladina 421,35 3 581 1,25-20 669-7,33-17 088-5,98 Podstatná časť nánosov sa vytvára v oblasti medzi minimálnou prevádzkovou a maximálnou prevádzkovou hladinou. Vývoj zanášania vodnej nádrže Krpeľany (obrázok 5) naznačuje, že v nádrži po období intenzívneho zanášania (1960 1967) s priemerným ročným objemom sedimentov 260 tis. m 3 /rok sa prísun sedimentov do nádrže výrazne znížil (1967 1976) na 49 tis. m 3 /rok a badať náznaky vytvárajúceho sa rovnovážneho stavu. 6,000,000 4,000,000 m3 2,000,000 objem nánosov 0 1965 1970 1975 1980 1985 rok 1990 1995 2000 2005 2010 2015 Obrázok 5 Vývoj zanášania za obdobie 1961 2016 (ČUBAN a kol. [5]) S uvedením vyššie ležiaceho vodného diela, Liptovská Mara (1975), do prevádzky sa predpokladalo, že klesajúca tendencia zanášania bude naďalej pokračovať. Vyhodnotenie zanášania v nasledujúcom období (1976 1992) poukázalo na opačnú tendenciu. Objem sedimentov v nádrži za toto obdobie vzrástol o viac ako o 50 % (priemerný ročný prísun sedimentov vzrástol na hodnotu 161 tis. m 3 /rok, čo bolo viac ako 100 %). Pritom vyššie prietoky, ktoré sú pre prísun sedimentov rozhodujúce, sa za sledované obdobie vyskytli len zriedkavo. Z hľadiska zrážkovo-odtokového, 145

bolo možné toto obdobie hodnotiť skôr ako deficitné. Neočakávaný nárast objemu sedimentov v nádrži Krpeľany v tomto období teda nebolo možné zdôvodniť výskytom mimoriadnych odtokových situácií, ktoré by takýto extrémny nárast zanášania mohli podmieniť. Výrazné zvýšenie množstva nánosov v nádrži Krpeľany bolo pravdepodobne ovplyvnené sanačnými prácami a priebežným preplachovaním nádrže Orava a Tvrdošín počas revízie vodného diela (1990 1991) [6]. Celkový objem nánosov v nádrži dosiahol hodnotu vyššiu ako 4,8 mil. m 3, čím sa pôvodný objem nádrže k roku 1992 znížil až o 58 %. Obdobie 1992 1998 poukazuje na znižujúci sa trend prísunu sedimentov do nádrže. V tomto období sa redukoval na priemernú hodnotu 25 tis. m 3 /rok a potvrdili sa náznaky klesajúceho trendu z predchádzajúceho obdobia 1967 1976. Tabuľka 3 Porovnanie objemu nánosov VN Krpeľany od uvedenia do prevádzky (ČUBAN a kol. [5]) Rok Objem nádrže objem Nánosy kumulovaný objem Strata objemu m 3 m 3 m 3 (%) 1960 8 300 000 pôvodný objem VN Krpeľany 1961 8 050 000 250 000 250 000 3 1967 6 491 127 1 558 873 1 808 873 22 1970 6 388 718 102 409 1 911 282 23 1976 6 053 036 335 682 2 246 964 27 1992 3 474 737 2 578 299 4 825 263 58 1998 3 297 814 176 923 5 002 186 60 2016 2 997 356 300 458 5 302 644 64 V poslednom období 1998 2016 objem nánosov poklesol na 17 tis. m 3 /rok. Tento trend poklesu a určitého ustálenia procesov zanášania je v súlade so všeobecným vývojom zanášania nádrží. I keď celkový nárast objemu nánosov sedimentov za posledné obdobie 18 rokov nie je dramatický, predsa len sú niektoré oblasti nádrže, ktoré sa stále pomerne intenzívne zanášajú. Morfologické zmeny sa najviac prejavili v oblasti pred objektami vodnej nádrže. Celkový objem nánosov usadených v nádrži od začiatku jej prevádzky dosiahol hodnotu cca 5,3 mil. m 3. Objem nádrže sa zmenšil o ďalšie 4 %, takže celkove percento zanášania dosiahlo hodnotu 64 % vo vzťahu k pôvodnému objemu nádrže. Vývoj zanášania k rokom zamerania je uvedený v tabuľke 3. 146

4. ZÁVERY Geodetické merania na vodných dielach sú potrebné kvôli prevádzkovým a manipulačným požiadavkám, resp. kvôli účelom, pre ktoré bolo vodné dielo vybudované. Naprojektovaný objem nádrže sa časom zmenšuje kvôli prísunu splavenín a najmä plavenín do priestoru nádrže, čo je potrebné brať do úvahy a zabezpečiť pravidelné merania, na základe ktorých sa môže objem nádrže aktualizovať, čo sa pravdepodobne premietne do úprav manipulačného poriadku a efektívneho využívania a hospodárenia s vodou. Vodná nádrž Krpeľany bola zameraná po 18 rokoch, v máji 2016 v sústave 79 priečnych profilov. Aktuálny objem vodnej nádrže k maximálnej prevádzkovej hladine je 2 997 356 m 3. Za obdobie od posledného zamerania (1998) sa objem nádrže zmenšil o 300 458 m 3 (9,11 %). Celkový objem nánosov je 5 336 644 m 3, čo predstavuje 64 % stratu z pôvodného objemu nádrže k maximálnej prevádzkovej hladine (ČUBAN a kol. [5]). Vývoj zanášania po aktualizácii zamerania nádrže Krpeľany naznačuje celkové zmiernenie a ustálenie procesu zmenšovania objemov nádrže. Ročný prísun sedimentov do nádrže sa znížil z 301 tis. m 3 /rok (1960 1967) a 25 tis. m 3 /rok (1992 1998) už len na 17 tis. m 3 /rok (1998 2016). Trend znižovania prísunu sedimentov do nádrže a zmierňovania zanášania po viac ako 50 rokoch prevádzky potvrdzuje pokračujúci proces stabilizácie súčasného stavu a je v súlade s poznatkami o vývoji zanášania vodných nádrží (ČUBAN, a kol. [5]). Nepriaznivý vplyv zanášania nádrže sa prejavuje nielen na zhoršení vodohospodárskej prevádzky vodného diela, ale aj v zhoršení ekologických podmienok v širšej oblasti. Tok v oblasti VN je v súlade s požiadavkami implementácie Rámcove Smernice o Vode (RSV, 2000/60/EC) hodnotený ako významne zmenený vodný útvar, kde je potrebné navrhnúť a realizovať nápravné opatrenia pre dosiahnutie dobrého ekologického potenciálu (GEP). Preto je potrebné aby sme sa i naďalej zaoberali nielen problematikou samotného zanášania ale aj možnosťami zmiernenia týchto procesov (v nadväznosti na kvalitu vôd a sedimentov) formou návrhov opatrení, ktoré by viedli aj k zlepšeniu ekologického stavu. 5. LITERATÚRA [1] Krpeľany (vodná nádrž). Online (dostupné dňa 28.11.2016): https://sk.wikipedia.org/wiki/krpeľany_(vodná_nádrž). [2] Slovenský priehradný výbor: VD Krpeľany. Online (dostupné dňa 28.11.2016): http://www.skcold.sk/priehrady/nova_databaza_priehrad/vd_krpelany/. [3] VÚVH, Erózno sedimentačné procesy v nádržiach na Slovensku 2, Váh Krpeľany, 1976. 147

[4] HOLUBOVÁ, K. CAPEKOVÁ, Z. MATOK, P.: Vplyv režimu splavenín a plavenín v oblastiach ovplyvnenými vodnými dielami. VÚVH, 1999. [5] ČUBAN, R. HUCKO, P. HOLUBOVÁ, K.: Hodnotenie zanášania vodohospodárskych nádrží SR vo vzťahu k zmenám retenčného objemu a možnostiam zlepšenia ich ekologického stavu. Záverečná správa úlohy PHÚ 2016, č. 6065. VÚVH, Bratislava, december 2016. [6] 70. rokov MO SRZ Trstená Online (dostupné dňa 28.11.2016): http://www.oravica.sk/wp-content/uploads/2011/03/70.pdf SUMMARY The article summarizes results of reservoir sedimentation quantity analysis in the water reservoir Krpeľany. This reservoir was chosen for assessment because it is located in the flysch belt and it is a part of the Váh river cascade. Analysis and evaluation was based on actual geodetical surveying in May 2016. Current reservoir volume was calculated and Krpeľany reservoir volume curve was determined. Sedimentation factor of the reservoir is evaluated by the comparison of the original volume curve and the updated one. Total percentage of the reservoir sedimentation reached 64 % of the original reservoir volume. Unfavourable impact of the reservoir sedimentation influences water management operation of the water structure and also causes deterioration of ecological conditions in wider surroundings. Therefore it is necessary to deal with sedimentation and bedload transport problems and also with possibilities to reduce these processes (following the water and sediments quality) by proposal of measures which will lead to ecological conditions improvement. Ing. Radoslav Čuban tel.: +421 2 59 343 315, e-mail: cuban@vuvh.sk Oddelenie hydrológie a riečnej morfológie Výskumný ústav vodného hospodárstva Bratislava Nábrežie arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava, Slovenská republika 148

ANALÝZA SEDIMENTOV TAJCHU VEĽKÁ RICHŇAVA Ľ. Jurík, M. Sedmáková, J. Fuska 1. ÚVOD V poslednom desaťročí SVP š. p. pristúpil k rekonštrukcii dnových výpustí historických vodných nádrží v okolí Banskej Štiavnice. Sedimenty sa v nich ukladali po desaťročia od posledných opráv. Poskytujú tak významný výskumný materiál o priebehoch sedimentácie a premenách látok v aeróbnom aj anaeróbnom prostredí. Pre hodnotenie sedimentov ale je potrebné pozmeniť metodiku odberu a aj metodiku hodnotenia sedimentov. Pri analýzach sme hodnotili predovšetkým ich zrnitosné zloženie, obsah organických látok a živín. Vzorky boli odoberané a hodnotené z tenkých vrstiev sedimentujúcich v tom istom období. Výsledky poukazujú na dobrú kvalitu sedimentov a pochody ich premeny zodpovedajú hydromorfným pôdam vyskytujúcim sa na dne hlbokých jazier nazývaných dy a gytia. Látky v sedimentoch by preto nemali ohrozovať kvalitu vody v tajchoch, napr. pre rekreačné využitie. Vodné nádrže v Slovenskej republike sú do veľkej miery ohrozené eutrofizáciou (t. j. nadmerným rastom fytoplanktónu), ale aj vnosom erózneho materiálu (v niektorých prípadoch toxického). Vplyvom erózie sú významne zanesené hlavne malé vodné nádrže a rybníky, ktoré následne strácajú produkčný i mimoprodukčný účel. Rýchlo sa hromadiaci sediment v rybníkoch komplikuje úsilie o recykláciu látok v malých povodiach (ťažba a aplikácia sedimentu na poľnohospodársku pôdu je nemožná alebo cenovo nevýhodná). Eutrofizácia významne obmedzuje základné funkcie nádrží (napr. rekreáciu), zvyšuje náklady na zaistenie daných funkcií (napr. zásobovanie pitnou vodou) a v mnohých prípadoch zhoršuje ekologický potenciál daného vodného útvaru, ekologický stav alebo potenciál nadväzujúceho útvaru (napr. exportom siníc či kyslíkových deficitov). V podmienkach Slovenskej republiky je proces eutrofizácie podmienený výhradne prebytkom fosforu vo vode, hlavne jeho rozpustných foriem, a to predovšetkým v období vhodnom pre rozvoj rias a vodného kvetu (siníc). Erózia poľnohospodárskej pôdy u nás vedie k trvalému zhoršovaniu kvality vody a zároveň spôsobuje trvalé znižovanie kvality ornice. Erózne produkty transportované z poľnohospodárskych pozemkov do vodných tokov sa ukladajú v závislosti od charakteru prúdenia a všeobecne znižujú jeho kapacitu. To má za následok postupný vzostup nivelety dna a v nadväznosti s tým zvyšovanie 149

hladiny podzemnej vody v okolí koryta a častejšie vybrežovanie. Proces potom vyvoláva nutnosť údržby korýt, predovšetkým ich čistenie, čo so sebou prináša finančné náklady, ale znižuje aj prírodné hodnoty koryta (je odstránené dno spolu s jeho oživením) nevyhnutný je radikálny zásah do brehových porastov a akcia je často spojená s úpravou koryta, či jeho sanáciou a stabilizáciou. Proces pracuje proti smeru tzv. samovoľnej revitalizácie korýt vodných tokov, čo je v malých vodných tokoch v súčasnej dobe veľmi často využívaný smer. Častým predmetom diskusie je otázka, do akej miery sa na celkovom transporte splavenín podieľa erózia poľnohospodárskych pozemkov a do akej miery erózia v korytách. Celkové odhady založené na spoľahlivých výpočtoch dodnes neexistujú. Môžeme preto vychádzať len z empirických vedomostí a skúseností. Problematika dnových sedimentov potrebuje vedecké aj praktické dokumenty, ako ich ovplyvňovať na území povodia a čiastkových povodí. Sedimenty sú súčasťou európskej legislatívy. Európske práve normy by však mali jasnejšie definovať integráciu problematiky. V súčasnosti sú dnové sedimenty zahrnuté nielen vo vodohospodárskej legislatíve, ako konečné umiestnenie sedimentov. Problematiku sedimentov môžeme nájsť v nasledovných právnych aktoch EÚ : - Rámcová smernica o vodách 2000/60/ES, - vtáčia smernica 79/409/EHS, - smernica o biotopoch 92/43/EHS a 97/62/ES, - dokumenty Natura 2000, - smernica o morskej stratégii (2008/56/ES), - Rámcová smernica o odpadoch (revidovaná 2008/98/ES), - stratégia ochrany pôdy (návrh) 2006/0086/ (COD), - smernica o zodpovednosti za environmentálne škody 2004/35/ES, - EÚ legislatíva o kvalite potravín Modus Operandi z roku 2006, - smernica o nebezpečných látkach vypúšťaných do vodného prostredia 2006/11/ES, - smernica o environmentálnych normách kvality v oblasti vôd 2008/105/ES. Obsah tých najpodstatnejších smerníc je potom pretransformovaný do národných legislatív členských štátov. Transformácia sa vykonáva rôznym spôsobom, pričom národné legislatívy buď zodpovedajú priamo jednej smernici, nariadeniu EÚ, alebo zoskupujú problematiku príbuzných smerníc do jedného národného dokumentu. 2. METODIKA Tajch Veľká Richňava Tajch Veľká Richňava je súčasťou unikátneho vodohospodárskeho systému umelých vodných nádrží a prítokových jarkov v oblasti Štiavnických vrchov. Vybudovali ju v rokoch 1738 1740 podľa projektu slovenského vedca Samuela Mikovíniho. Veľká Richňava je zaujímavá z viacerých hľadísk. Na výstavbe sa v čase najväčšej stavebnej aktivity podieľalo až tisíc ľudí za deň. Furmani mali povinnosť odpracovať 150

na tajchoch svoj diel. Voda z tajchu sa v minulosti využívala na pohon banských zariadení. V roku 1751 sa po hrádzi prešiel manžel Márie Terézie, cisár František Štefan Lotrinský. Keďže tajch nemá vlastné povodie, voda musela byť privádzaná z povodí Ipľa a povodia Hrona. Ide o unikátne umiestnený typ vodnej stavby, keď sa napríklad voda z jedného povodia mohla vypúšťať do druhého povodia a naopak. Celková dĺžka prítokových jarkov bola 24,1 km. Voda z tajchu Veľká Richňava sa využívala nielen v úpravniach rúd, ale aj na pohon unikátnych vodostĺpcových čerpacích strojov z dielne banských vynálezcov Mateja Kornela Hella a jeho syna Jozefa Karola Hella, ktoré slúžili na čerpanie nežiaducej vody z hlbín banskoštiavnických rudných baní. Po priemyselnej revolúcii a technologických zmenách v baníctve však aj tieto vodné nádrže postupne strácali svoj pôvodný význam, no ich voda stále nachádzala uplatnenie v úpravníctve rúd. Veľká Richňava je z hľadiska zásobného objemu vody 980 tisíc m 3 najväčšia vodná nádrž spomedzi štiavnických tajchov. Využíva sa predovšetkým na rekreačné účely kúpanie, člnkovanie a rybolov. Súčasne však plní aj protipovodňovú funkciu, pretože v čase extrémnych zrážok dokáže zachytiť aj množstvo nežiaducej vody. Je vyhlásená za kultúrnu pamiatku a je súčasťou svetového kultúrneho a prírodného dedičstva UNESCO. Pri rekonštrukcii bolo potrebné zrekonštruovať dnový výpustný systém a odpadové koryto, čo znamenalo výmenu ovládacieho zariadenia a drevených stolíc. Všetky tieto práce museli rešpektovať historický technický charakter a požiadavky Krajského pamiatkového úradu. Mimoriadne dôležité a časovo náročné bolo vybudovanie kamenného opevnenia návodného svahu hlavnej i bočnej hrádze. Zabudovalo sa zhruba štyritisíc metrov štvorcových kamenného opevnenia so zarovnanou lícnou stranou, v ktorej je vytvorených sedem kamenných schodísk a jeden terasovitý vstup do vody so súčasným šikmým zjazdom aj pre vozičkárov. Pri rešpektovaní historického charakteru tejto vodnej stavby tak rekonštrukcia súčasne vyhovela aj požiadavke na rekreačné využitie týchto vodných diel. V záujme spoľahlivosti fungovania vodnej nádrže Veľká Richňava sa tiež rozšíril bezpečnostný priepad. Jeho odpadové koryto je dômyselne riešené tak, že v čase nízkej hladiny v tajchu voda týmto korytom z prívodného jarku priteká a ak sa tajch naplní po maximálnu prevádzkovú hladinu, voda odpadovým korytom odteká. Na záver rekonštrukcie pracovníci vyrovnali a zatrávnili korunu hrádze a na poškodenú asfaltovú cestu natiahli nový asfaltový koberec. 151

Tabuľka 1 Základné údaje o tajchu Veľká Richňava Typ vodného Lokalita útvaru Rozloha km 2 Rekreácia Hydrologické poradie Veľké Richnavské jaz. HN, banské jazero 0,76 neorg. 4-23-04-103 V rokoch 2013 až 2015 bola pripravená oprava dnových výpustí nádrže. To je čas, kedy sa dajú priamo odoberať vzorky dna a predovšetkým dnových sedimentov. Usadzovanie tu prebieha po desaťročia bez zmien človekom a predovšetkým v podmienkach s minimom kyslíka. Preto sa ich prieskum dá hodnotiť ako ojedinelá akcia po dlhej dobe usadzovania. Samotné usadzovanie prebieha na dne dvoma rôznymi procesmi. Sedimenty v nádrži sú čiastočne z prínosu pôdy z erózneho odnosu pôd a druhá časť je z vlastnej nádrže z odumretých rias, siníc či iných organizmov planktónu, alebo celkove z oživenia nádrže. A to sa na dne strieda. Sedimenty tvoria vrstvičky, čo sa volajú varve a podľa ich hrúbky sa dajú určiť mnohé informácie o vývoji v nádrži o kvalite vody, jej teplote či silných dažďoch a pod. (Håkanson, 1983). V sedimentoch sa spolupôsobením usadených látok a mikroorganizmov chemického zloženia ich buniek mení ph vody, ale aj oxidačno-redukčný potenciál a iné vlastnosti sedimentov. Na základe informácií o vypustení nádrže sme pripravili zameranie dna nádrže a následne aj odber dnových sedimentov. Keďže to nebol prvý odber sedimentov na tajchoch, tak sme sa zamerali na neštandardný odber. Štandardne sa odoberajú sedimenty do odberného valca a vzorka sa následne analyzuje ako homogénny materiál. To ale nie je pravda. Sedimenty vytvárajú ročne vrstvičky niekoľko milimetrovej hrúbky, základom ktorých sú ílovité časti z prinesených pôd po erózii územia a sú doplnené časťou organickej hmoty z organizmov nádrže. Ich hrúbky sú každý rok iné a závisia na intenzite dažďov alebo od teploty vody. A preto platná metodológia odberu sedimentov narúša túto chronológiu a hodnotí zmes sedimentačných vrstiev varve počas desiatok rokov. A na ich spoločnom hodnotení sa vypovedá o procesoch, o obsahu látok alebo organickej hmoty či o fyzikálnych vlastnostiach sedimentu. Miesta odberov sú uvedené na obrázku 1. Pre hodnotenie sedimentov sme sa rozhodli analyzovať sedimenty rôznych hĺbok odoberané ako vrstvičky nie ako bodový odber naprieč sedimentmi, obrázok 2. 152

Obrázok 1 Miesta odberov sedimentov v nádrži Veľká Richňava Miesta odberov boli zvolené na základe prístupnosti sedimenty boli vysoko plastické a v miestach s vysokou vlhkosťou boli neprístupné. Umiestnenie odberov bolo potom riešené v oblastiach prítoku aj v časti pred hrádzou. Obrázok 2 Časť vzoriek po odbere (Veľká Richňava) 153

Tak sme odoberali sedimenty v častiach s rôznou hĺbkou vody keď bola nádrž naplnená. V rôzne hlbokej vode sa dá predpokladať rôzna biologická aktivita a tak aj rôzna hrúbka varve z obsahu organickej hmoty. Miesta odberov boli označené a následne zamerané pomocou prístrojov pre GPS určovanie súradníc. Na základe vzdialenosti od prítoku sa dá predpokladať, že od prítoku po hrádzu sa sedimentujú čoraz jemnejšie častice. Veľkosť častíc sme predpokladali ako mimoriadne jemné pôdne častice lebo zdrojom vody sú v tajchu jarčeky s malým sklonom a malou rýchlosťou vody a väčšie častice sa môžu do sedimentov dostať len vnútornou eróziou dna. Ako je zrejmé z obrázku 3 vzorky boli odobraté z miest s veľmi rozdielnymi hĺbkami vody. Z hodnotenia sond 1 a 4 sa dá usudzovať o pohybe sedimentov v nádrži a sond S 8 a S 9 skôr o vnútornej erózii brehov. Obrázok 3 Rozdelenie hĺbok v nádrži pri prevádzkovej hladine Základné spracovanie vzoriek bolo ich klasickým vysušením. Následne sa určila merná hmotnosť, nasiakavosť a zrnitosť vzoriek sedimentov. V ďalšom sa zameriame na zrnitostné zloženie sedimentov tajchu. Merania sme robili na prístroji na analýzu pôdnych častíc laserovým analyzátorom častíc Analysette22 MicroTec Plus (FRITSCH GmbH). 154

3. VÝSLEDKY SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Ako výsledok meraní sme dostali tri typy zrnitostných kriviek. Hoci rozdiely sú veľmi nepatrné, predsa len sa veľkosť zŕn sedimentu mení mierne od okraja nádrže (obrázok 4, krivka 1), po hlbšie časti nádrže (obrázok 6, krivka 3). Pre zrnitostné hodnotenie sme použili sedimenty z najvrchnejšej časti dna, teda vo vrstve do 3 cm na povrchu dna nádrže. Vo vzorkách z okrajov nádrže sú jemnejšie a mierne väčšie častice. Ako príklad na krivke 1 je uvedená vzorka z nátoku do nádrže S1. Veľkosť častíc vo vzorke má pomerne malý rozsah. Celá vzorka obsahuje najjemnejšie častice a ich rozsah je len od 0,8 do 340 mikrometrov. Najvyšší podiel zrnitosti je okolo 40 mikrometrov. V ďalšej časti nádrže sú usadzované ešte jemnejšie častice. Ako príklad na obrázku 5 (krivka 2) je rozbor vzorky 6 jej povrchu. Veľkosť častíc vo vzorke má pomerne malý rozsah. Celá vzorka obsahuje najjemnejšie častice a ich rozsah je len od 0,3 do 160 mikrometrov. Najvyšší obsah tvoria častice s veľkosťou okolo 27 mikrometrov. V najhlbšej časti nádrže sú usadzované ešte jemnejšie častice. Ako príklad na krivke 3 je rozbor vzorky 9 jej povrchu. Veľkosť častíc vo vzorke má najmenší rozsah. Celá vzorka obsahuje najjemnejšie častice a ich rozsah je len od 0,1 do 95 mikrometrov. Najvyšší obsah tvoria častice s veľkosťou okolo 17 až 20 mikrometrov. Obrázok 4 Krivka 1 Zrnitostné zloženie sedimentov z okraja nádrže S1 155

Obrázok 5 Krivka 2 Zrnitostné zloženie sedimentov z okraja nádrže S6 Obrázok 6 Krivka 3 Zrnitostné zloženie sedimentov z hlbšej časti nádrže S9 156

4. ZÁVER Fyzikálno-chemické zloženie sedimentov je často predmetom hodnotenia sedimentov nádrží. Pre ich následné použitie je často potrebné poznať aj ich zrnitostné zloženie a zákonitosti prirodzeného rozloženia pôdnych častíc v priestore nádrže. Príspevok sa zaoberá možnosťou ich hodnotenia pomocou nových metodík aj pomocou nového moderného vybavenia. Sedimenty tajchov okolí Banskej Štiavnice sú v súčasnosti postupne rekonštruované ich návodné svahy hrádze alebo dnové výpusty. To nám poskytuje jedinečné možnosti analyzovať sedimenty bezprostredne po ich vypustení a uskutočniť vedecké analýzy na spoznanie princípov sedimentovania v nádržiach. 5. LITERATÚRA [1] Smernica 2000/60/ES Európskeho parlamentu a Rady z 23. októbra 2000 ustanovujúca rámec pôsobnosti spoločenstva v oblasti vodnej politiky. (Úradný vestník ES L 327). [2] Smernica Rady 79/409/EHS z 2. apríla 1979 o ochrane voľne žijúceho vtáctva. (Úradný vestník ES L 103). [3] Smernica Rady 92/43/EHS z 21. mája 1992 o ochrane prirodzených biotopov a voľne žijúcich živočíchov a rastlín (UL L 206). [4] Smernica Rady 97/62/ES z 27. októbra 1997, ktorou sa smernica 92/43/EHS o ochrane prirodzených biotopov voľne žijúcich živočíchov a rastlín prispôsobuje vedeckému a technickému pokroku. (Úradný vestník L 305). [5] Smernica Európskeho parlamentu a Rady 2008/56/ES zo 17. júna 2008, ktorou sa ustanovuje rámec pre činnosť Spoločenstva v oblasti morskej environmentálnej politiky (Rámcová smernica o morskej stratégii). (Úradný vestník Európskej únie L 164/19). [6] Smernica Európskeho parlamentu a Rady, ktorou sa mení smernica 2008/98/ES o odpade COM/2015/0595 final - 2015/0275 (COD). [7] Návrh smernice Európskeho parlamentu a Rady, ktorou sa ustanovuje rámec na ochranu pôdy a ktorou sa mení a dopĺňa smernica 2004/35/ES KOM(2006) 232 v konečnom znení 2006/0086 (COD). (Úradný vestník Európskej únie C 168/29). [8] Smernica Európskeho parlamentu a Rady 2004/35/ES z 21. apríla 2004 o environmentálnej zodpovednosti pri prevencii a odstraňovaní environmentálnych škôd. (Úradný vestník Európskej únie L 143/56). [9] Smernica Európskeho parlamentu a Rady 2006/11/ES z 15. februára 2006 o znečistení spôsobenom určitými nebezpečnými látkami vypúšťanými do vodného prostredia Spoločenstva. (Úradný vestník Európskej únie L 64/52). 157

[10] Smernica Európskeho parlamentu a Rady 2008/105/ES zo 16. decembra 2008 o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky, o zmene a doplnení a následnom zrušení smerníc Rady 82/176/EHS, 83/513/EHS, 84/156/EHS, 84/491/EHS a 86/280/EHS a o zmene a doplnení smernice Európskeho parlamentu a Rady 2000/60/ES. (Úradný vestník Európskej únie L 348). [11] HÅKANSON, L. JANSSON, M., 1983: Principles of Lake Sedimentology. 187 obr., 320 pp. Berlin-New York: Springer-Verlag 1983. ISBN 3-540 (Berlin) 0-387 (New York)-12645-7. doc. Ing. Ľuboš Jurik, PhD., Ing. Miroslava Sedmáková, Ing. Jakub Fuska, PhD. e-mail: lubos.jurik.nr@gmail.com tel.: +421 37 641 5231 Slovenská poľnohospodárska univerzita v Nitre, Fakulta záhradníctva a krajinného inžinierstva, Katedra krajinného inžinierstva Hospodárska ul. 7, 94976 Nitra, Slovenská republika 158

SEDIMENTY BANSKOŠTIAVNICKÝCH VODNÝCH NÁDRŽÍ AKO ARCHÍV HISTORICKÝCH ZMIEN PROSTREDIA P. Bitušík, R. Pipík, K. Trnková, K. Szarlowicz, M. Jakubowska, W. Reczynski, J. Majer, K. Thomková, T. Chamutiová, F. Šporka, D. Starek, R. Milovský, J. Šurka, L. Hamerlík 1. ÚVOD Banská činnosť v okolí Banskej Štiavnice má viac ako tisícročnú históriu (LICHNER et al. [1]), pričom za najväčší rozmach ťažby rudných nerastov v tejto oblasti sa považuje obdobie medzi začiatkom 18. a prvou polovicou 19. storočia (NOVÁK [2]), keď bol vysoký stupeň rozvoja banských technológií založený na existencii funkčného vodohospodárskeho systému. Do polovice 18. storočia boli postavené, resp. zrekonštruované takmer všetky významné nádrže, ktoré spolu so systémom prívodných a odvodných jarkov predstavovali energetickú základňu pre udržanie vyspelej banskej činnosti. Voda z nádrží sa využívala na pohon banských vodočerpacích strojov, úpravárenských a hutníckych zariadení, v menšej miere aj na pohon hámrov a mlynov. Celkovo bolo v banskoštiavnickej oblasti postupne vybudovaných viac ako 50 nádrží, z ktorých sa do dnešných čias zachovala asi polovica (NOVÁK [2]). Nádrže sa stali charakteristickým fenoménom Štiavnických vrchov a sú považované za významný krajinársky prvok, ktorý významne zvyšuje kultúrnu, spoločenskú a ochranársku atraktivitu územia (WEIS, KUBINSKÝ [3]). Pre paleolimnológiu, ktorej hlavnou náplňou je rekonštrukcia historických podmienok prostredia, predstavujú vrstvy sedimentov na dne štiavnických nádrží významný zdroj informácií. Tento prírodný archív sa dá čítať pomocou geochemických a biologických nástrojov a odhaliť tak environmentálne zmeny, ktoré sa v minulosti odohrávali nielen v nádrži samotnej, ale aj v jej okolí. Výnimočnosť paleolimnologického výskumu banskoštiavnických nádrží tkvie v tom, že časové údaje ľudských aktivít v prostredí sú dobre dokumentované v archívnych dokumentoch. Tieto údaje je možné dobre využiť pre interpretáciu získaných výsledkov. Cieľom príspevku je prezentovať výsledky litologického zloženia sedimentárnej výplne nádrží Rozgrund, Veľká Richňava a Veľká Vindšachta a rekonštrukcia zmien prostredia v banskoštiavnickom regióne za posledných ~ 250 rokov s využitím vybraných biotických a abiotických zástupných (proxy) dát. V článku sa podrobnejšie venujeme len paleolimnologickým údajom z nádrže Veľká Richňava. 159

2. METODIKA 2.1. Opis lokalít SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Pre štúdium boli vybrané nádrže Rozgrund, Veľká Richňava a Veľká Vindšachta, ktoré patria k najväčším v celom vodohospodárskom systéme. Veľká Richňava a Rozgrund sú porovnateľné svojim vekom (vznik v roku 1740, resp. 1743) a morfometrickými parametrami (projektovaný objem 960 tis. m 3 ), Veľká Vindšachta je staršia (1712) a objemovo menšia ( 530 tis. m 3, LICHNER et al. [4]). S postupným útlmom, resp. zastavením banskej činnosti prestali nádrže plniť svoju pôvodnú funkciu. Zatiaľ čo nádrž Rozgrund začala slúžiť od začiatku 20. storočia ako zdroj pitnej vody, obe ďalšie nádrže majú predovšetkým rekreačnú a rybochovnú funkciu a ich povodia sú ovplyvňované intenzívnymi antropickými aktivitami. 2.2. Terénne práce Odber sedimentačných jadier sa uskutočnil 8. 9. 2014 (Veľká Richňava) a 7. 8. 4. 2015 (Rozgrund a Veľká Vindšachta). Odberu sedimentov predchádzal prieskum dna chirp sonarom SB-216S, ktorý poskytol vysokorozlišovací akustický obraz výplne nádrže. Umožnil vytvoriť obraz o priestorovej distribúcii sedimentov a výber miesta s ich najväčšou mocnosťou. Sedimentárny záznam bol získaný oceľovým jadrovačom UWITEC Niederreiter 60 pracujúcom na hydraulickom princípe z plávajúcej limnickej plošiny určenej pre odber sedimentov z dna jazier. Sediment z Veľkej Richňavy bol odobraný priamo z dna bez predchádzajúceho sonarového prieskumu, pretože v čase odberu bola nádrž vypustená. Vrtné jadrá so sedimentom boli po odbere transportované na ÚVZ SAV v Banskej Bystrici a uskladnené v stabilných teplotných podmienkach. 2.3. Laboratórne práce V priebehu niekoľkých dní boli sedimentačné jadrá narezané na 1 cm hrubé vrstvy, ktoré boli vložené do plastových vreciek a uskladnené v chladničke pri teplote 4 C pre jednotlivé analýzy. Obsah organickej hmoty bol stanovený ako strata žíhaním (LOI) podľa štandardnej metódy BENGTSSON, ENELL [5], pri ktorej sa usušený sediment spaľuje v muflovej peci pri teplote 550 C počas 2 hodín. Výsledky sú prezentované ako % organickej hmoty vzťahované na celkovú hmotnosť suchej vzorky sedimentu. Podrobný opis metódy datovania a stanovenia obsahu organického uhlíka uvádzajú HAMERLÍK et al. [6]. Všetky ďalšie radiometrické, geochemické a paleolimnologické analýzy boli vykonané zatiaľ len na sedimentačnom jadre z Veľkej Richňavy. 160

Na datovanie bolo použitých 19 vrstiev sedimentu v 10 cm intervaloch. Vzorky boli datované pomocou izotopu 210 Pb a na potvrdenie správnosti datovania bol použitý izotop 137 Cs. Na zostrojenie hĺbkovo-vekového modelu bol použitý postup podľa SZARLOWICZ et al. [7]. Zároveň s datovaním bol vo vzorkách stanovený aj obsah desiatich prvkov. Kvantitatívna analýza prvkov bola vykonaná pomocou atómovej absorpčnej spektrometrie (AAS) s použitím spectrometra Perkin Elmer Model 3110 vybaveného grafitovou pecou. Koncentrácie Fe, Mg, Mn, K, Na a Zn boli stanovené pomocou plameňovej techniky (F AAS), na analýzu Cd, Cr, Cu a Pb bola použitá elektrotermálna technika (ET AAS). Detailný opis metód stanovenia prvkov uvádzajú HAMERLÍK et al. [6]. Pre palynologické analýzy bolo vybratých 12 vzoriek z hlavných zlomových vrstiev sedimentu. Vzorky boli spracované klasickou acetolyzačnou metódou (ERDTMAN [8]), extrahovaný materiál (zmes peľových zŕn) bol uchovaný v roztoku glycerínu a vody v pomere 2:1. Za účelom získania dát o absolútnych peľových koncentráciách bola použitá metóda exotického markera (BENNINGHOF [9]), ktorým boli spóry plavúňa rodu Lycopodium. Peľové zrná boli identifikované pri 400-násobnom zväčšení pomocou svetelného mikroskopu. Peľové spektrum jednotlivých analyzovaných vrstiev bolo počítané v programe PolPal (WALANUS, NALEPKA [10]), pričom pre každú vrstvu bolo určených minimálne 750 peľových zŕn. Na determináciu boli použité kľúče BEUG [11], FAEGRI et al. [12], DEMSKE et al. [13], ako aj dostupné opisy peľových zŕn z databáz (Pollenatlas, s.a. [14], PalDat Palynological database, s.a. [15]). Hlavové kapsuly pakomárov (Chironomidae) boli spracované štandardnými paleolimnologickými metódami (WALKER, PATERSON [16]), montované do mikroskopických preparátov pomocou Berleseho média a determinované pri 100 400-násobnom zväčšení s použitím determinačných kľúčov: ANDERSEN et al. [17], BROOKS et al. [18] a BITUŠÍK, HAMERLÍK [19]. Palynologické dáta sa hodnotili v programe PolPal (WALANUS, NALEPKA [10]), z ktorého sa previedli na percentuálne podiely. Pre vizualizáciu stratigrafických zmien peľových zŕn a zvyškov pakomárov (percentuálny podiel), ako aj prvkov bol použitý program C2 (JUGGINS [20]). Pre identifikáciu zón s podobnou skladbou zoskupení pakomárov a peľových zvyškov bola použitá klastrová analýza (Jaccardov index podobnosti bol kombinovaný s metódou complete linkage a poradie vzoriek sa pri klastrovani nemenilo, tzv. constrained clustering) v programe Paleontological Statistics (PAST; HAMMER et al. [21]). Výsledky klastrovej analýzy sú uvádzané ako zóny v stratigrafických diagramoch. Na vizualizáciu vzoriek pozdĺž gradientov prvkov, ako aj na posúdenie ich vzájomných korelácií, bola použitá analýza hlavných komponentov (PCA) v programe CANOCO 5.0 (TER BRAAK, ŠMILAUER, [22]). 161

3. VÝSLEDKY 3.1. Chronológia SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Rádioaktivita 210 Pb uns v sedimentačnom profile nádrže Veľká Richňava dosahovala hodnoty od 236 Bq/kg (vrstva 1 0 cm) po 1,62 Bq/kg (vrstva 171 170 cm). Výsledky ukázali, že 171 cm dlhá sekvencia sedimentov zodpovedá 174 rokom. Vzorku 179 178, vzhľadom na nízku koncentráciu 210 Pb uns, nebolo možné datovať. Z výsledkov je zrejmé, že najstaršie sedimenty ( 100 rokov) v sedimentačnom profile chýbajú. 3.2. Litologické zloženie sedimentov Vo všetkých odobraných jadrách bola preskúmaná celá sedimentárna sekvencia až do podložia, ktorú tvorí zelenkavý, jemnozrnný, zaílovaný deluviálny sediment s kremeňom, živcami a s klastami zvetraných andezitov ako pôvodnej materskej horniny. Limnická sedimentárna výplň mala v nádrži Rozgrund hrúbku 414 cm, vo Veľkej Richňave 184 cm a vo Veľkej Vindšachte 106 cm. Dominantým litologickým typom v Rozgrunde a vo V. Richňave je jemnozrnný prachový sediment s bohatým rastlinným detritom koncentrovaným do tenkých prachových lamín. Prachová sedimentácia je prerušovaná laminami až tenkými vrstvami (do 5 cm) jemnozrnného a hrubozrnného piesku, ojedinele s gradačným zvrstvením. V profile nádrže Rozgrund sú prachové sedimenty v rozmedzí 310 34 cm charakteristické striedaním svetlosivých a tmavosivých lamín s hrúbkou 2 mm až 1 cm a zvýšeným množstvom rastlinného detritu. Prachová sedimentácia v nádrži V. Vindšachta je charakteristická bioturbáciou v častiach 68 47 cm a 40 2 cm. Limnická sedimentácia vo V. Richňave je spočiatku (180 96 cm) tvorená jemnozrnným štrkom, miestami s prímesou hrubozrnného piesku a ílu a detritom rastlinnej hmoty, po ktorom nastupuje sedimentácia sivého a sivočierneho prachu a ílovitého piesku (96 8 cm) s výraznou hrdzavohnedou vrstvou (86 cm) s nepravidelným povrchom a detritom rastlín ako dôsledok prerušenia sedimentácie. Prostredie bolo vo vyšších častiach sedimentačných profilov (Rozgrund: 129 117 cm; V. Vindšachta: 50 40 cm; V. Richňava: 22 19 cm ) ovplyvnené prínosom jemnozrnnej brekcie až štrku s ílovitou matrix a hrubozrnným pieskom. Záver limnickej sedimentácie je vo všetkých nádržiach tvorený čiernym organogénnym sedimentom typu gyttja s prachom a ílom s mocnosťou 2 25 cm. Sedimentárna výplň vo V. Richňave je popukaná od povrchu až do hĺbky 43 cm vertikálnymi puklinami a vyplnená sivohnedým prachom a limonitom, zatiaľčo v nádrži Rozgrund je gyttja v profile 0 10 cm narušená vrstvou neusporiadaných valúnov a ostrohraných klastov. 162

3.3. Organická hmota v sedimentoch Množstvo organickej hmoty v sedimentoch vyjadrené ako strata žíhaním (loss-onignition, % LOI) varírovalo vo V. Richňave v rozpätí medzi 12,4 % v najvrchnejšej vrstve a 3,4 % vo vrstve 140 139 cm s priemernou hodnotou 7,2 % (obrázok 2). V sedimentoch V. Vindšachty bol obsah organickej hmoty opäť najvyšší v najvrchnejšej vrstve (LOI = 15,2 %) a najnižší (LOI = 6,5 %) vo vrstve 106 105 cm s priemernou hodnotou LOI = 9,8 %. V sedimentoch nádrže Rozgrund boli najvyššie a najnižšie hodnoty % LOI zistené v spodnej časti profilu, avšak v obidvoch prípadoch to boli len oscilácie v jednej vrstve. Odhliadnuc od týchto výrazných oscilácií hodnoty % LOI boli opäť najnižšie v spodných vrstvách (3,6 % vo vrstve 390 389 cm) a najvyššie v horných vrstvách (16,1 % vo vrstve 27 26 cm, 14,7 % v najmladšej vrstve) s priemernou hodnotou 8,2 %. 3.4. Koncentrácie chemických prvkov Na základe zmien koncentrácií 10 chemických prvkov v stratigrafickom profile boli vrstvy rozdelené do 2 skupín: jednu skupinu tvorili vzorky z rokov 1933 2012, druhú tvorili vrstvy, ktoré sedimentovali pred rokom 1931 (obrázok 1). Staršie vrstvy obsahovali celkovo viac Mn a Fe, mladšie mali vyššie koncentrácie Cr, Zn, Cu, Cd, Pb a K. Zmeny koncentrácie Mg a Na nevykazovali žiadny významný trend. Obrázok 1 Zmeny koncentrácie 10 chemických prvkov v sedimentačnom profile nádrže Veľká Richňava 163

3.5. Stratigrafia pakomárov SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Celkovo bolo v sedimentačnom jadre determinovaných 37 taxónov pakomárov z piatich podčeľadí. Najbežnejšími taxónmi boli Polypedilum nubeculosum-type, Cladotanytarsus mancus-type, Tanytarsus spp. a Procladius, ktoré boli zastúpené takmer v celom sedimentačnom jadre (s frekvenciou výskytu 80 %). Klastrová analýza rozdelila jadro na štyri zóny s odlišnou štruktúrou zoskupení pakomárov. Hranice jednotlivých zón sa nachádzajú približne okolo rokov 1930 (115 cm), 1950 (65 cm) a 1975 (20 cm). Najstaršie zóny (zóna 1 a 2) sa vyznačujú veľmi nízkym počtom taxónov (6,5 a 8,2 v priemere). Pre zónu 1 je charakteristický nižší obsah organickej hmoty v sedimente (priemer % LOI = 5,6 %), v druhej zóne jej obsah narastá (priemer % LOI = 7,9 %). V tejto časti stratigrafického záznamu sa objaví Dicrotendipes notatus-type, korý sa stane jedným z dominantných taxónov. Chironomus plumosus-type nahradí C. anthracinus-type, ktorý sa vyskytol výlučne len v jednej vrstve zóny 2. Pre zóny 3 a 4 je charakteristický náhly nárast taxonomického bohatstva (v priemere 14,7 a 13,7 taxónov), obsah organickej hmoty v sedimente jednotlivých vrstiev kolíše, ale celkovo zostáva vyšší než v spodnej časti sedimentu (~ 8,2 %). Zaujímavým fenoménom je náhly výskyt viacerých reofilných taxónov (napr. Diamesa sp., Tvetenia sp., Synorthocladius sp.) v zóne 3 (na obrázku 2 neznázornené, keďže ich podiel na zoskupení predstavoval menej ako 5 %). V zóne 4 sa objavia nové taxóny (Microtendipes pedellus-type, Corynoneura sp. a P. sordens-type) a poklesne relatívna početnosť dovtedy dominantných taxónov, ako napr. C. plumosus-type, D. notatus-type a C. mancus-type. Obrázok 2 Stratigrafický diagram dominantných taxónov pakomárov, počtu taxónov a hlavových kapsúl, ako aj % straty žíhaním (% LOI) v sedimentačnom profile nádrže Veľká Richňava. Zobrazené sú len taxóny s relatívnym zastúpením vyšším ako 5 % 164

3.6. Palynológia SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Peľové zvyšky patrili celkovo 37 taxónom, z toho bolo 16 taxónov drevín a 21 taxónov bylín. Pomocou klastrovej analýzy bolo možné v stratigrafickom zázname odlíšiť 3 hlavné zóny s hranicami vo vrstvách 127 cm a 36 cm (obrázok 3). Zóna 1 je charakteristická vysokým zastúpením duba (Quercus), jelše (Alnus) a brezy (Betula), v bylinnom spektre dominujú trávy (Gramineae). Celkovo peľ drevín prevažoval nad peľom bylín. V zóne 2 sa znižuje podiel predtým dominantných drevín a zvyšuje sa zastúpenie jedle (Abies), dočasne buka (Fagus), ale aj jaseňa (Fraxinus), javora (Acer), vŕby (Salix) a jarabiny (Sorbus). Trávy zostávajú dominantné, ale typický je nárast peľu žihľavy (Urtica), astrovitých (Compositae subfam. Cichorioidae), skorocelu (Plantago major-type) a štiavu (Rumex). Vo vrstvách tejto zóny je v peľovom spektre podiel drevín a bylín vyrovnaný, resp. mierne prevažujú byliny. V zóne 3 je dominantnou drevinou borovica (Pinus), narastá podiel jelše, hrabu (Carpinus), smreka (Picea), jedle, ale aj buka po predchádzajúcom výraznom ústupe. Dub, ako dominantná drevina v celom peľovom profile v najmladších vrstvách ustupuje. Znižuje sa podiel borievky, tráv, astrovitých, žihľavy, naopak stúpa zastúpenie mrlíkovitých (Chenopodiaceae) a skorocelu (Plantago). Smerom k mladším vrstvám sa stále viac zvyšuje podiel peľu drevín. Obrázok 3 Peľový diagram dominantných taxónov (zastúpenie vyššie ako 5 %) v sedimentačnom profile nádrže Veľká Richňava 165

4. DISKUSIA V sedimentárnom profile sledovaných nádrží sa odzrkadľuje spôsob ich využívania, etapy technických úprav a pravdepodobne aj udalosti vyšších zrážkových úhrnov. Sedimentácia v nádržiach Rozgrund a V. Vindšachta bola od začiatku prachová a prerušovaná vstupmi piesku a väčším prísunom rastlinnej hmoty z okolia, zatiaľ čo vo V. Richňave bola sedimentácia od začiatku dynamická s intenzívnym prínosom piesku a eróziou už usadených sedimentov. Výsledky analýz všetkých zástupných dát ukázali, že k najvýznamnejšej zmene vo vývoji nádrže Veľká Richňava došlo v 30-tych rokoch 20. storočia. Táto zmena súvisí so zvýšením hladiny, čo viedlo k zatopeniu celej plochy dna a k zväčšeniu objemu na úroveň porovnateľnú s dneškom. Veľká Richňava vznikla ako súčasť pôvodne jednej nádrže, ktorá bola dostavaná v roku 1740. Táto nádrž bola zo všetkých nádrží tzv. piargskej skupiny najväčšia a najvyššie položená. Predstavovala tak významný rezervoár, z ktorého sa voda odvádzala systémom štôlní do nižšie položených nádrží Bakomi a Veľkej Vindšachty na ďalšie použitie. Už o krátky čas sa ukázalo, že hrádza prepúšťa vodu, a tak bola v roku 1746 postavená druhá hrádza, ktorou bola nádrž rozdelená na dve časti a ktorá sa pripájala na hlavnú hrádzu v mieste netesností. Vodná štôlňa, ktorou boli obe nádrže prepojené, mala zabezpečiť udržanie rovnakej hladiny. Napriek týmto opatreniam však hrádza prepúšťala vodu aj naďalej, takže severný bazén (Malá Richňava) mal hladinu výrazne nižšiu ako južná časť nádrže Veľká Richňava (KUBINSKÝ et al. [23]). Rekonštrukčné práce, ktoré pokračovali na hrádzi aj v neskoršom období (KUBINSKÝ et al. [23]) mohli byť jednou z možných príčin odstránenia starších sedimentov. Sedimenty však mohol strhnúť aj prúd vody do vodnej štôlne pri jej odbere. Štôlňa je zaústená pod hrádzou a voda do nej vteká z dnového výpustu (LICHNER et al. [1]). Hrubé klastiká sedimentované v blízkosti hrádze naznačujú, že prúd vody bol veľmi silný. Odhaduje sa, že koncom 19. storočia mala nádrž objem cca 776 tisíc m 3 (KUBINSKÝ et al. [23]), je však málo pravdepodobné, že by bol celý tento objem naplnený vodou. Vzhľadom na vysokú spotrebu vody pre banské a úpravnícke zariadenia (NOVÁK [2]) bola nádrž väčšinou skôr poloprázdna, ako to zachytáva historická mapa z roku 1888 (KUBINSKÝ et al. [24]). Litológia, obsah organickej hmoty v sedimentoch a subfosílne spoločenstvá pakomárov indikujú plytkú nádrž s dnom pokrytým anorganickým materiálom erodovaným z odkrytých brehov a s minimálnym množstvom organického sedimentu. To poukazuje jednak na nízku primárnu produkciu, jednak na nízky prísun organickej hmoty z terestrického prostredia (rastlinného opadu a pôdnych častíc). Navyše takáto organická hmota bola na odkrytom dne a brehoch za prístupu vzduchu rýchlo mineralizovaná. Takéto podmienky podporovali druhovo chudobné spoločenstvo pakomárov. Nízku trofiu nádrže indikujú aj historické údaje o výskyte rýb. Podobne ako ostatné banské 166

nádrže, mala aj V. Richňava v druhej polovici 19. storočia osádku rýb pravdepodobne tvorenú hlavne kaprom. Z prieskumu v roku 1862 vyplýva, že ryby v nádržiach mali pomalý rast a mali sklon k zakrpatievaniu (LICHNER et al. [1]), čo je evidentný dôkaz nedostatku potravy. Uvádza sa, že nádrže banskoštiavnického vodohospodárskeho systému prestali plniť svoju funkciu v 20-tych rokoch minulého storočia (LICHNER et al. [1]) bez udania detailnejších informácií. Vysoké zastúpenie Chironomus anthracinus-type vo vrstve, ktorá bola datovaná na úplný začiatok 30-tych rokov naznačuje, že práve v tomto období došlo k zaliatiu celej plochy dna. Niektoré druhy rodu Chironomus sú totiž rýchlymi kolonizátormi novonapustených nádrží a neskôr sú nahradené druhmi zo skupiny Ch. plumosus (MATĚNA [25]). Táto sukcesia je zrejmá aj v stratigrafickom zázname. Taxonomicky bohaté spoločenstvo s Ch. plumosus-type signalizuje od začiatku 40-tych rokov hlbokú nádrž s vytvoreným profundálom. Hlbšie vodné telesá so zvyčajne väčším objemom vody majú stabilnejšie environmentálne podmienky, ale aj rôznorodejšie prostredie, čo podporuje vyššiu diverzitu (KUREK, CWYNAR [26]). Vyššiu trofiu indikuje vyšší obsah organickej hmoty v jemnozrnných sedimentoch a hojnejší výskyt nepeľových objektov zástupcov makrofytov a rias. Od začiatku 70-tych rokov smeruje sukcesia v spoločenstve pakomárov k ďalšiemu narastaniu taxonomického bohatstva, čo súvisí zrejme so zvyšovaním habitatovej diverzity, napr. vyššiemu podielu makrofytov. Spoločenstvo drevín svojím zastúpením zodpovedá potenciálnej vegetácii Štiavnických vrchov (MICHALKO et al. [27]). Palynologická analýza ukazuje, že od polovice 19. storočia sa v okolí vyskytovali prevažne dubové lesy s nízkym podielom buka v porastoch. Vyššie zastúpenie brezy, paliny (Artemisia) a rumanu (Anthemistype) v staršej časti peľového záznamu indikuje prítomnosť rozsiahlejších odkrytých a ruderálnych plôch po ťažbe dreva pre banícky a hutnícky priemysel. Od začiatku 20-tych rokov minulého storočia sa zvýšil záujem o využívanie trávnatých plôch v okolí nádrže, čo indikuje nárast zastúpenia niektorých bylín. Náhly nárast žihľavy a štiavu naznačuje košarovanie oviec a/alebo dobytka v okolí. Nástup smreka a hlavne borovice od začiatku 70-tych rokov súvisí jednak s umelým zalesňovaním okolia ešte z iniciatívy lesníckej fakulty Banskej akadémie (KRIŽÁNI, DANÁKOVÁ [28]), jednak s výsadbou domácich a cudzokrajných druhov v okolí chatovej osady. Výraznejší pokles peľu tráv, pastevných indikátorov a borievky od začiatku 70-tych rokov svedčí o postupnom zarastaní pasienkov a lúk, zatiaľ čo iné skupiny ruderálnych bylín (mrlíkovíté, skorocel) o zväčšovaní rozlohy antropogénne upravovaných plôch v okolí. KUBINSKÝ et al. [24]) porovnaním zmien krajinnej pokrývky v okolí nádrže dokumentuje výrazný nárast brehovej vegetácie medzi rokmi 1949 a 2013, čo dobre korešponduje so zvýšením podielu peľu jelše v najmladších vrstvách profilu. 167

5. LITERATÚRA SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 [1] LICHNER, M. (Ed.): Banská Štiavnica. Svedectvo času. HARMONY s.r.o., Banská Bystrica, 256 pp, 2002. [2] NOVÁK, J.: Vodohospodársky systém v banskoštiavnickom rudnom revíri a jeho funkcia v minulosti. Zborník Slovenského banského múzea 8: 109-141, 1977. [3] WEIS, K. KUBINSKÝ, D.: Využitie vodstva na bansko-technické účely v banskoštiavnicko-hodrušskom rudnom rejóne. In: Žilák, J., Hronček, P. (eds.): Z histórie technicko-hospodárskeho využitia vodných zdrojov na strednom Pohroní. Centrum vedy a výskumu, Fakulta prírodných vied UMB, Banská Bystrica, 152 pp, 2012. [4] LICHNER, M. (Ed.): Banskoštiavnické tajchy. Štúdio Harmony, s.r.o., Banská Bystrica, 127 pp, 1995. [5] BENGTSSON, L. ENELL, M.: Chemical analysis. In: Berglund, B.E. (ed.): Handbook of holocene palaeoecology and palaeohydrology. John Wiley & Sons Ldt., Chichester, p. 423 451, 1986. [6] HAMERLÍK, L. DOBRÍKOVÁ, D. SZARLOWICZ, K. RECZYNSKI, W. KUBICA, B., ŠPORKA, F. BITUŠÍK, P.: Lake biota response to human impact and local climate during the last 200 years: A multi-proxy study of a subalpine lake (Tatra Mountains, W Carpathians). Sci. of the Total Environ. 545: 320-328, 2016. [7] SZARLOWICZ, K. RECZYŃSKI, W. MISIAK, R. KUBICA, B.: Radionuclides and heavy metal concentrations as complementary tools for studying the impact of industrialization on the environment. J. Radioanal. Nucl. Chem. 298: 1323 1333, 2013. [8] ERDTMAN, G.: The acetolysis method. A revised description. Svensk Bot. Tidsk. 54: 561-564, 1960. [9] BENINGHOF, W.S.: Calculation of pollen and spore density in sediments by addition of exotic pollen in known quantities. Pollen Spores 4: 332-333, 1962. [10] WALANUS, A. NALEPKA, D.: POLPAL. Application for plotting pollen diagrams, counting pollen grains, and performing numerical analysis. Online at http://adamwalanus.pl/polpal_manual.html. 2003. [11] BEUG, J.H.: Leitfaden der Pollenbeistimmung fu r Mitteleuropa und angrenzende Gebiete, 2. Auflage. Friedrich Pfeil, Mu nchen, 542 pp, 2015. [12] FAEGRI, K. IVERSEN, J. KALAND, E. P.: Textbook of pollen analysis. 4th edit. The Blackburn Press, New Jersey, 328 pp, 2000. ISBN 978-1-930665-01-9. [13] DEMSKE, D. TARASOV, E.P. NAKAGAWA, T.: Atlas of pollen, spores and further non-pollen palynomorphs recorded in the glacial interglacial late quatenary sediments of Lake Suigetsu, central Japan. Quaternary International 290: 164-238, 2013. [14] Pollenatlas. Online at www.polleninfo.org/sk/sk/allergy-infos//pollenatlas.html. 2016. [15] PalDat Palynological database. Online at www.paldat.org. 2016. 168

[16] WALKER, I.R. PATERSON, C.G.: Efficient separation of subfossil Chironomidae from lake sediments. Hydrobiologia 122: 189-192, 1985. [17] ANDERSEN, T. CRANSTON, P.S. EPLER, J.H.: Chironomidae of the Holarctic region. Keys and diagnoses. Larvae. Insects Syst. Evol., Suppl. 66: 573 pp, 2013. [18] BROOKS, S.J. LANGDON, P.G. HEIRI, O.: The identification and use of Palaearctic Chironomidae larvae in Palaeoecology. QRA technical quide No. 10. Quat. Res. Assoc., London, 276 pp, 2007. [19] BITUŠÍK, P. HAMERLÍK, L.: Príručka na určovanie lariev pakomárov (Diptera: Chironomidae) Slovenska Časť 2. Tanypodinae. Belianum. Vydavateľstvo Univerzity Matej Bela v Banskej Bystrici, 96 pp, 2014. [20] JUGGINS, S.: C2: Software for ecological and palaeoecological data analysis and visualisation. Version (1.7.6), 2014. [21] HAMMER, Ø. HARPER, D.A.T. RYAN, P.D.: PAST: paleontological statistics software package for education and data analysis. Palaeont. Electronica 4: 1-9, 2001. [22] TER BRAAK, C.J.F. ŠMILAUER, P.: Canoco reference manual and user s guide: Software for ordination, Version 5.0. Microcomputer Power, Ithaca, 2012. [23] KUBINSKÝ, D. FUSKA, J. WEIS, K. LEHOTSKÝ, M.: Zmeny akumulačného objemu vodných nádrží Veľká Richňavská a Malá Richňavská. Acta Hydrol. Slovaca, 14: 402-413, 2013. [24] KUBINSKÝ, D. FUSKA, J. WEIS, K. LEHOTSKÝ, M. POKRÝVKOVÁ, J.: Zmeny reliéfu dna a akumulačného objemu umelej vodnej nádrže a intenzita jej zanášania za ostatných 125 rokov príklad Veľkej Richňavskej. Geomorphol. Slovaca et Bohemica, 2: 31-40, 2013. [25] MATĚNA, J.: Succesion of Chironomus Meigen species (Diptera, Chironomidae) in newly filled ponds. Int. Revue ges. Hydrobiol. 75: 45-57, 1990. [26] KUREK, J. CWYNAR, L.: Effects of within-lake gradients on the distribution of fossil chironomids from maar lakes in western Alaska: implications for environmental reconstructions. Hydrobiologia 623: 37-52, 2009. [27] MICHALKO, J. BERTA, J. MAGIC, D., Geobotanická mapa ČSSR: Slovenská socialistická republika. Bratislava, VEDA, vydavateľstvo SAV, Bratislava, 165 pp, 1986. [28] KRIŽÁNI, I. DANÁKOVÁ, A.: Odozva bioty na ťažbu Au Ag polymetalických ťažkých rúd v južnej časti Štiavnického rudného poľa (Piarg). Zborník Slovenského banského múzea 19: 41-56, 2003. POĎAKOVANIE Paleolimnologický výskum štiavnických jazier je financovaný z projektu VEGA 1/0664/15 s využitím prístrojového vybavenia získaného v rámci projektu OP Výskum a vývoj ITMS 26210120024. 169

SUMMARY The present contribution brings preliminary results of the paleolimnological research of three reservoirs in the Banská Štiavnica mining region. Since the beginning of the 18 th century about 50 reservoirs were constructed in the region to provide energy to mining machinery. The sediments of those that remind until now serve as an archive of changes of lake environment induced by past management but also allows us to track vegetation changes in the surroundings. Thus, sediment cores from three reservoirs (Veľká.Richňava, Veľká Vindšachta and Rozgrund) were taken and analysed for lithological changes. In addition, the core from V. Richňava was analysed for organic matter and element content, chironomid remains and pollen. All proxies but pollen showed a significant change in the 1930s when there was a dramatic shift in the usage of the reservoir. The water level has raised and in turn the whole area of the dams was covered by water and the reservoirs received their recent appearance. Pollen, as a terrestrial proxy, indicated ruderal plant communities characteristic for the beginning of the reservoirs and a gradual introduction of trees and forestation since the 1970s. Our contribution aims to demonstrate the great value of any kind of lake sediment as archive, especially in regions with low amount of water bodies with well documented history. Peter Bitušík, Katarína Trnková, Juraj Majer, Katarína Thomková, Tímea Chamutiová e-mail: peter.bitusik@umb.sk Fakulta prírodných vied, Univerzita Mateja Bela, Tajovského 40, 974 01 Banská Bystrica, Slovenská republika Radovan Pipík, Dušan Starek, Rastislav Milovský, Juraj Šurka e-mail: pipik@savbb.sk Ústav vied o Zemi SAV, Ďumbierska 1, 97411, Banská Bystrica, Slovenská republika Katarzyna Szarlowicz, Małgosia Jakubowska, Witold Reczynski Faculty of Energy and Fuels, AGH University of Science and Technology, Cracow, Poland Ferdinad Šporka e-mail: ferdinand.sporka@savba.sk Ústav zoológie SAV, Dúbravská cesta 9, 845 06 Bratislava, Slovenská republika, Ladislav Hamerlík e-mail: ladislav.hamerlik@umb.sk Fakulta prírodných vied, Univerzita Mateja Bela, Tajovského 40, 974 01 Banská Bystrica, Slovenská republika a Department of Quaternary Geology, Institute of Geological Sciences, Polish Academy of Sciences, Warsaw, Poland 170

KVALITA SEDIMENTOV VYBRANÝCH TOKOV SLOVENSKA J. Makovinská, E. Rajczyková 1. ÚVOD Znečisťujúce látky v povrchových vodách môžu predstavovať pre vodné ekosystémy hrozbu s akútnymi alebo chronickými toxickými účinkami na vodné organizmy. Chemické látky sa môžu hromadiť v ekosystéme a spôsobiť narušenie biotopov, čo môže mať za následok aj zmeny v biodiverzite. Tieto látky môžu negatívne vplývať aj na ľudské zdravie. V súlade s Rámcovou smernicou pre vodu [1] aj so smernicou 2008/105/ES [2], resp. jej novelou 2013/39/EÚ [3, 4] je potrebné pôsobiť preventívne a ak už k znečisťovaniu dochádza, vypúšťanie takýchto látok redukovať alebo úplne zastaviť. Keďže sedimenty sú neoddeliteľnou súčasťou riečneho ekosystému, vybrané vodné útvary povrchových vôd Slovenska boli v roku 2015 zaradené do monitorovania [5] z pohľadu ich kvality. V rámci monitorovania sa sledovali vybrané látky, ktoré sú zaradené medzi prioritné látky podľa [2] a niektoré ďalšie znečisťujúce látky, ktoré majú na základe svojich fyzikálno-chemických vlastností vyššiu afinitu k nerozpusteným časticiam v toku, a teda následne s nimi aj sedimentujú. 2. METODIKA Riečne sedimenty boli odobrané na reprezentatívnych odberových miestach podľa [6] v 30 vybraných vodných útvaroch Slovenska v auguste a v septembri 2015 podľa STN ISO 5667-12: 2001, STN EN ISO 5667-14: 2017, STN EN ISO 5667-15: 2010 a STN EN ISO 5667-1: 2007. Keďže ide o rôzne typy tokov, pri odbere vzoriek sa dôraz kládol na miesta v tíšinách s jemným sedimentom. Návrh odberových miest bol pripravený tak, aby boli do zoznamu zahrnuté všetky čiastkové povodia, väčšina typov vodných útvarov (malé, stredné a veľké toky; nížinné, podhorské a horské toky) podľa typológie [6] a aby bol zahrnutý celý gradient znečistenia. V tabuľke 1 je uvedený zoznam vodných útvarov, odberové miesto a riečny kilometer odberového miesta. 171

Tabuľka 1 Zoznam odberových miest pre sledovanie znečistenia sedimentov Vodný útvar Tok Odberové miesto r.km SKB0001 Bodrog Streda n/bodrogom 6,00 SKA0002 Bodva Hosťovce 0,00 SKR0024 Bystrica_1 Jakub nad 4,80 SKD0018 Dunaj Szob 1 708,20 SKC0001 Dunajec Červený Kláštor 8,80 SKH0004 Hornád Hidasnémeti 0,00 SKH0003 Hornád pod Kluknavou 92,10 SKR0005 Hron Kamenica 1,70 SKR0003 Hron Banská Bystrica 178,00 SKI0004 Ipeľ Salka 12,00 SKI0010 Krivánsky potok Lučenec pod 4,20 SKB0144 Laborec Ižkovce 10,30 SKM0015 Malina Jakubov 19,60 SKM0002 Morava Devín 1,00 SKM0001 Morava Brodské 79,00 SKM0005 Myjava Podbranč 54,50 SKN0004 Nitra Komoča 6,50 SKB0006 Ondava Brehov 4,20 SKV0020 Orava Kraľovany 0,30 SKP0006 Poprad Piwniczna 0,00 SKV0038 Rajčianka Žilina 1,50 SKS0002 Slaná nad Rožňavou 52,9 SKS0003 Slaná Sajópuspoki 0,00 SKR0012 Slatina Zvolen 0,30 SKT0001 Tisa Malé Trakany 3,00 SKV0026 Turiec Martin 7,00 SKB0150 Uh ústie 0,10 SKV0027 Váh Komárno 1,50 SKR0021 Vajskovský potok Dolná Lehota nad 4,50 SKR0015 Zolná ústie 0,50 Sedimenty boli spracované podľa návodov Európskej komisie [7]. Frakcia so zrnitosťou menšou ako 0,063 mm bola použitá pre následné analýzy. Analyzovali sa ťažké kovy (arzén, kadmium, chróm, meď, nikel, olovo, ortuť a zinok) a vybrané organické látky (priemyselné polutanty, polycyklické aromatické uhľovodíky a prípravky na ochranu rastlín). Analýzy boli vykonané v laboratóriách akreditovaných v zmysle STN EN ISO/IEC 17025 podľa štandardizovaných postupov. 172

Európske legislatívne predpisy neregulujú hodnotenie chemického stavu sedimentov, ale členské štáty majú možnosť [2] odvodenia environmentálnych noriem kvality (ENK) aj pre sedimenty. Na zhodnotenie našich výsledkov sme použili štyri prístupy (slovenský, kanadský, nórsky a český). Na Slovensku sa neodvodili ENK pre sedimenty, ale je k dispozícii Metodický pokyn MŽP SR na hodnotenie rizík zo znečistených sedimentov tokov a vodných nádrží [10], ktorý bol založený na prístupoch US-EPA a Holandska. Tento predpis sme použili na hodnotenie nameraných údajov, nakoľko oba prístupy vychádzajú z hodnotenia ekotoxikologických rizík príslušných látok obsiahnutých v sedimentoch pre vybrané vodné organizmy. Nami namerané výsledky boli porovnané bez štandardizácie s limitnými kritériami, ktorými sú TV (cieľová hodnota, znečistenie, na úrovni ktorej predstavuje zanedbateľné riziko na kvalitu ekosystému), MPC (maximálna prípustná koncentrácia, prekročenie ktorej predstavuje prekročenie maximálneho prípustného rizika pre vodný ekosystém), IV (intervenčná hodnota, prekročenie ktorej predstavuje závažné riziko pre ekosystém), TVd (testovacia hodnota, pri prekročení ktorej je potrebné testovať sediment pri ďalšom nakladaní). V Nórsku odvodili národné environmentálne normy kvality (NO-ENK) pre sediment a biotu pre sladkú aj morskú vodu [11] podľa návodov Európskej komisie [12] už v roku 2013. ENK pre sediment (NO-ENK) pre sladkú vodu sme použili pre porovnanie s našimi údajmi. Ďalšie porovnanie sme vykonali podľa kanadského usmernenia z roku 2001 [13], ktoré obsahuje limitné hodnoty aj pre iné organické látky ako Metodický pokyn MŽP SR. Kanadské usmernenie používa na hodnotenie priame porovnanie nameraných koncentrácií v sušine. Namerané hodnoty sa porovnávajú s limitnými hodnotami TEL (treshold effect level koncentrácia, pri prekročení ktorej vzniká nepriaznivý vplyv na biologický systém) a PEL (probable effect level koncentrácia, pri prekročení ktorej sa očakáva častý nepriaznivý vplyv). Na porovnanie sme použili aj český legislatívny predpis [14], ktorý v prílohe 3 časti B Sedimenty a biota uvádza environmentálne normy kvality (CZ-ENK) pre hodnotenie chemického stavu v pevných matriciach pre vybrané ukazovatele. V nasledujúcich tabuľkách (tabuľka 2, tabuľka 3) sú uvedené sledované ukazovatele (ťažké kovy a organické látky) v sedimentoch a limitné hodnoty jednotlivých hodnotiacich systémov. Pre niektoré zo sledovaných organických látok zo skupiny prípravkov na ochranu rastlín (heptachlór, isodrin, metoxychlór, 2,4 DDD, 2,4 DDE, pendimethalin) vyššie uvedené hodnotiace systémy neuvádzajú limitné hodnoty. 173

Tabuľka 2 Sledované ťažké kovy a limitné hodnoty jednotlivých hodnotiacich systémov Ukazovateľ Kritériá kvality podľa MP MŽP 549/98-2 (mg/kg) TV MPC TVd IV Nórske EQS pre sedimenty (mg/kg) Canadian sediment QualityGuidelines, 2002 (mg/kg) ISQG (TEL) PEL České EQS pre sedimenty (mg/kg) As 29 55 55 55 47 5,9 17 - Cd 0,8 12 7,5 12 1,5 0,6 3,5 2,3 Cr 100 380 380 380 91 37,3 90 - Cu 36 73 90 190 84 35,7 197 - Hg 0,3 10 1,6 10 0,52 0,17 0,486 0,47 Ni 35 44 45 210 43 - - 3 Pb 85 530 530 530 150 35 91,3 53 Zn 140 620 720 720 139 123 315 - Tabuľka 3 Sledované organické látky a limitné hodnoty jednotlivých hodnotiacich systémov Ukazovateľ Kritériá kvality podľa MP MŽP 549/98-2 (µg/kg) TV MPC TVd IV Priemyselné polutanty Nórske EQS pre sedimenty (µg/kg) Canadian sediment QualityGuidelines, 2002 (µg/kg) ISQG (TEL) PEL České EQS pre sedimenty (µg/kg) 4-n-nonylfenol - - - - 16 - - 180 Nonylfenoly - - - - - 1 400 - - 4-terc-oktylfenol - - - - 0,3 - - 34 Oktylfenoly - - - - - - - - Hexachlórbenzén 0,05 5 20-17 - - 17 Pentachlórbenzén 1 100 300-400 - - 400 Polycyklické aromatické uhľovodíky (PAU) Antracén 1 100 800-4,8 46,9 245 310 Benzo (a) antracén 3 400 800-60 31,7 385 - Benzo (a) pyrén 3 3 000 800-180 31,9 782 2 500 Benzo (b) fluorantén - - - - 140 - - Benzo (k) fluorantén 20 2 000 800-135 - - Benzo (g,h.i) perylén 80 8 000 800-84 - - Indenopyrén 60 6 000 800-63 - - 174

Pokračovanie tabuľky 3 Ukazovateľ SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Kritériá kvality podľa MP MŽP 549/98-2 (µg/kg) TV MPC TVd IV Nórske EQS pre sedimenty (µg/kg) Polycyklické aromatické uhľovodíky (PAU) Canadian sediment QualityGuidelines, 2002 (µg/kg) ISQG (TEL) PEL České EQS pre sedimenty (µg/kg) Fenantrén 5 500 800-500 41,9 515 - Fluorantén 30 3 000 2 000-117 111 2 355 175 Fluorén - - - - 250 21,2 144 - Chrysén 100 11 000 800-280 57,1 862 - Naftalén - - - - 27 - - - Pyrén - - - - 14 53 875 - Prípravky na ochranu rastlín Aldrin 0,06 6 - - - - - - Dieldrin 5 450 - - - 2,85 6,67 - Endosulfán - - - - 0,07 - - - Endrin 0,04 4 40 - - 2,67 62,4 - Heptachlór - - - - - - - - Hexachlórcyklohexán - - - - 3,7* - - - Chlórfenvinfos - - - - 1 - - - Chlórfpyrifos - - - - 0,3 - - - Isodrin - - - - - - - - Lindan - - - - - 0,94 1,38 10 Metoxychlór - - - - - - - - o-p-ddd (2,4 DDD) - - - - - - 0,02 2 p-p-ddd (4,4 DDD) - - - - - - o-p-dde (2,4 DDE) - - - - - - 0,01 1 p-p-dde (4,4 DDE) - - - - - - o-p-ddt (2,4 DDT) - - - - - 0,09 9 6 p-p-ddt (4,4 DDT) - - - - - Pendimethalin - - - - - - - Trifluralin - - - - 1 500 - - - 175

3. VÝSLEDKY SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 3.1. Vyhodnotenie výsledkov ťažkých kovov Vyhodnotenie výsledkov sme pripravili na základe porovnania nameraných koncentrácií ôsmych ťažkých kovov v sedimentoch vybraných vodných útvarov povrchových vôd Slovenska podľa tabuľky 1. V tabuľke 4 sú uvedené intervaly koncentrácií jednotlivých ťažkých kovov. Koncentrácie arzénu vo všetkých sledovaných tokoch neprekročili limitné hodnoty podľa metodického pokynu MŽP SR a ani nórske ENK. Koncentrácie v 21, resp. 27 vodných útvaroch neprekročili hodnoty limitov TEL, resp. PEL kanadského predpisu. Podobné výsledky sme zaznamenali v prípade olova, kde koncentrácie vo všetkých sledovaných tokoch neprekročili limitné hodnoty podľa metodického pokynu MŽP SR, ani nórske ENK a hodnotu PEL podľa kanadského predpisu. 9 vodných útvarov nebolo v súlade s hodnotou TEL a jeden vodný útvar presiahol limit českej ENK. Pomerne priaznivá situácia bola pozorovaná aj v prípade kadmia, kde tri vodné útvary neboli v súlade s cieľovou hodnotou (TV), jeden vodný útvar presiahol limit nórskej ENK a tri vodné útvary presiahli hodnoty PEL. V prípade medi 21 vodných útvarov nebolo v súlade s cieľovou hodnotou (TV) a hodnotou TEL, kým vždy iba jeden vodný útvar nebol v súlade s hodnotami ostatných limitov (MPC, TVd, IV, NO-ENK, PEL). Koncentrácie ortuti poukazujú na prekročené limitné hodnoty TV (23 vodných útvarov), TVd (2 vodné útvary), NO-ENK (9 vodných útvarov), TEL (16) a PEL (9 vodných útvarov) a CZ-ENK (9 vodných útvarov). Koncentrácie ortuti boli v súlade pre všetky vodné útvary pre limitné hodnoty MPC a IV. V prípade niklu boli koncentrácie vo väčšine prípadov v súlade s limitnými hodnotami s výnimkou TV (7), MPC (3), TVd (2) a NO-ENK (3). Český hodnotiaci systém udáva pre nikel nízku limitnú hodnotu (3 mg/kg), ktorú presiahli koncentrácie vo všetkých monitorovaných vodných útvaroch. Koncentrácie zinku poukazujú na súlad s limitnými hodnotami TVd a IV. Nesúlad bol zistený pri cieľovej hodnote (15 vodných útvarov), pri maximálnej prípustnej hodnote (1), pri NO-ENK (15 vodných útvarov), pri TEL (16) a PEL (4 vodné útvary). 176

Tabuľka 4 Rozptyl nameraných hodnôt (v mg/kg) v monitorovaných tokoch Slovenska, počty tokov (vodných útvarov), v ktorých koncentrácie ťažkých kovov nepresiahli jednotlivé limitné hodnoty Ukazovateľ Rozptyl hodnôt (mg/kg) MŽP SR NO-ENK Kanadský predpis TV MPC TVd IV TEL PEL As 3,48 (Hron) 25,9 (Orava) 30 30 30 30 30 21 27 Cd < 0,2 (Bystrica_1) 1,59 (Tisa) 27 30 30 30 29 27 30 30 Cr 14 (Bystrica_1) 126 (Vajskovský potok) CZ-ENK 29 30 30 30 29 16 29 - Cu 14,3 (Zolná) 215 (Bystrica_1) 19 29 29 29 29 19 29 - Hg 0,067 (Orava) 6,76 (Slaná) 17 30 28 30 21 14 21 21 Ni 7,47 (Zolná) 50,8 (Dunajec) 23 27 28 30 27 - - 0 Pb 11,6 (Orava) 62 (Ipeľ) 30 30 30 30 30 21 30 29 Zn 64,3 (Zolná) 715 (Tisa) 15 29 30 30 15 14 26 - V roku 2011 boli sedimenty sledované v rámci projektu Monitorovanie a hodnotenie stavu vôd Slovenska (kód projektu 24110110001) v 65 odberových miestach správneho územia povodia Dunaja [15], pričom nami sledované vodné útvary sú vo väčšine prípadov totožné. Sedimenty v správnom území povodia Dunaja boli monitorované v uzáverových monitorovacích miestach čiastkových povodí a pred zaústením hlavných prítokov v rámci čiastkového povodia. Z ťažkých kovov sa v sedimentoch sledovala iba ortuť. Koncentrácia ortuti sa pohybovala v rozmedzí 0,063 88 mg/kg, priemerná hodnota bola na úrovni koncentrácie 2,007 mg/kg. V 15 vzorkách z celkového počtu 65 presiahla koncentrácia ortuti v odobratom sedimente cieľovú hodnotu 0,3 mg/kg. V správnom území povodia Visly sa ortuť nachádzala v rozmedzí 0,114 0,142 mg/kg a bola na všetkých troch odberových miestach nižšia ako cieľová hodnota (0,3 mg/kg). Priemerná koncentrácia ortuti predstavovala 0,125 mg/kg. 3.2. Vyhodnotenie výsledkov organických látok V nasledujúcich tabuľkách uvádzame počty vodných útvarov Slovenska, v ktorých namerané koncentrácie nepresiahli limitné hodnoty a boli s nimi v súlade. 177

Pre skupinu organických látok priemyselné znečisťujúce látky boli výsledky hodnotenia nasledovné (tabuľka 5). Pre ukazovatele 4-n-nonylfenol, nonylfenoly a 4-terc-oktylfenol boli všetky koncentrácie monitorovaných vodných útvarov v súlade s TEL, CZ-ENK, avšak limitnú hodnotu NO-ENK jeden vodný útvar nespĺňal. Všetky namerané hodnoty koncentrácií oktylfenolov boli pod limitom kvantifikácie analytickej metódy. Koncentrácie hexachlórbenzénu boli prekročené pri limitnej hodnote TV v 10 vodných útvaroch, pri limitnej hodnote MPC v 4 vodných útvaroch, v limite pre NO-ENK a CZ-ENK v 8 vodných útvaroch. Koncentrácie pentachlórbenzénu sa pohybovali v intervale < 0,25 43,7 µg/kg, pričom 3 vodné útvary presiahli cieľové hodnoty, všetky vodné útvary boli v súlade s maximálnymi prípustnými koncentráciami (MPC), s NO-ENK a CZ-ENK. Tabuľka 5 Rozptyl nameraných hodnôt pre priemyselné polutanty (v µg/kg) v monitorovaných tokoch Slovenska, počty tokov (vodných útvarov), v ktorých koncentrácie nepresiahli jednotlivé limitné hodnoty Ukazovateľ Rozptyl hodnôt MŽP SR NO-ENK Kanadský predpis TV MPC TVd IV TEL PEL 4-n-nonylfenol < 0,2 4,32 30 30 Nonylfenoly < 0,1 2,94 30 4-terc-oktylfenol < 0,1 1,16 29 30 Oktylfenoly < 0,1 Hexachlórbenzén < 0,25 17,0 20 26 30 22 22 Pentachlórbenzén < 0,25 43,7 27 30 30 30 30 CZ-ENK Skupina polycyklických aromatických uhľovodíkov bola z pohľadu hodnotiacich systémov najviac sledovaná. Koncentrácie sa pohybovali od hodnoty limitu kvantifikácie analytickej metódy po niekoľko jednotiek, resp. desiatok µg/kg. Žiadna z nameraných hodnôt nepresiahla limitné hodnoty. Výsledky sú uvedené v tabuľke 6. 178

Tabuľka 6 Rozptyl nameraných hodnôt pre polycyklické aromatické uhľovodíky (v µg/kg) v monitorovaných tokoch Slovenska, počty tokov (vodných útvarov), v ktorých koncentrácie nepresiahli jednotlivé limitné hodnoty Ukazovateľ Rozptyl hodnôt MŽP SR NO-ENK Kanadský predpis TV MPC TVd IV TEL PEL CZ-ENK Antracén < 0,02 0,339 30 30 30 30 30 30 30 Benzo (a) antracén < 0,02 2,075 30 30 30 30 30 30 30 Benzo (a) pyrén < 0,02 0,303 30 30 30 30 30 30 Benzo (b) fluorantén < 0,02 0,28 30 Benzo (k) fluorantén < 0,02 0,151 30 30 30 30 Benzo (g,h.i) perylén < 0,02 0,201 30 30 30 30 30 Indenopyrén < 0,02 0,183 30 30 30 30 Fenantrén < 0,02 2,969 30 30 30 30 Fluorantén < 0,02 11,814 30 30 30 30 30 30 30 Fluorén < 0,02 0,325 30 30 30 Chrysén < 0,02 1,511 30 30 30 30 30 30 Naftalén < 0,02 0,023 30 Pyrén < 0,02 8,201 30 30 30 Namerané koncentrácie látok, ktoré sa používajú na ochranu rastlín sa pohybovali v intervaloch uvedených v tabuľke 7. Hodnoty ukazovateľov aldrin, dieldrin, endosulfán, endrin, chlórfenvinfos, chlórpyrifos, isodrin, metoxychlór, o-p-ddd, o-p-dde, o-p-ddt, p-p-ddd, pendimethalin a trifluralin boli pod limitom kvantifikácie vo všetkých sledovaných vodných útvaroch. Okrem rozptylu nameraných hodnôt pre prípravky na ochranu rastlín (v µg/kg) v monitorovaných tokoch Slovenska sú v tabuľke 7 uvedené aj počty tokov (vodných útvarov), v ktorých koncentrácie nepresiahli jednotlivé limitné hodnoty. V prípade hexachlórcyklohexánu 22 vodných útvarov nebolo v súlade s hodnotou NO-ENK. V mnohých prípadoch bol však limit detekcie analytickej metódy vyšší ako limitná hodnota. 179

Tabuľka 7 Rozptyl nameraných hodnôt pre prípravky na ochranu rastlín (v µg/kg) v monitorovaných tokoch Slovenska, počty tokov (vodných útvarov), v ktorých koncentrácie nepresiahli jednotlivé limitné hodnoty Ukazovateľ Rozptyl hodnôt MŽP SR NO-ENK Kanadský predpis TV MPC TVd IV TEL PEL CZ-ENK Aldrin < 2,5 30 30 Dieldrin < 2,5 30 30 30 30 Endosulfán < 2,5 30 Endrin < 2,5 30 30 30 30 30 Heptachlór < 2,5 77 Hexachlórcyklohexán < 2,5 43 18 Chlórfenvinfos < 2,5 30 Chlórfpyrifos < 2,5 30 Isodrin < 2,5 Lindan < 2,5 30 30 30 Metoxychlór < 5 o-p-ddd (2,4 DDD) < 5 p-p-ddd (4,4 DDD) < 5 o-p-dde (2,4 DDE) < 5 p-p-dde (4,4 DDE) < 5 18,8 o-p-ddt (2,4 DDT) < 5 p-p-ddt (4,4 DDT) < 5 14,3 30 30 30 30 30 30 30 Pendimethalin < 2,5 Trifluralin < 2,5 30 180

4. ZÁVER Záverom možno konštatovať, že v roku 2015 boli uskutočnené analýzy ťažkých kovov a vybraných organických látok sedimentov vybraných vodných útvarov povrchových vôd Slovenska v súlade s Programom monitorovania vôd Slovenska na rok 2015. Výsledky monitorovania boli porovnané k limitným hodnotám štyroch národných systémov hodnotenia sedimentov (k slovenskému, českému, nórskemu a kanadskému). 5. LITERATÚRA [1] Smernica 2000/60/ES Európskeho parlamentu a Rady z 23. októbra 2000 ustanovujúca rámec pôsobnosti spoločenstva v oblasti vodnej politiky: http://www.vuvh.sk/rsv2/index.php?option=com_content&view=article&id=46 &Itemid=53&lang=sk [2] Smernica 2008/105/ES Európskeho parlamentu a Rady o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky, o zmene a doplnení a následnom zrušení smerníc 82/176/EHS, 83/513/EHS, 84/156/EHS, 84/491/EHS a 86/280/EHS a o zmene a doplnení smernice 2000/60/ES zo 16. decembra 2008. [3] Directive 2013/39/EU of the European parliament and of the Council of 12 August 2013 amending Directives 2000/60/EC and 2008/105/EC as regards priority substances in the field of water policy. [4] Nariadenie vlády Slovenskej republiky č. 167/2015 Z. z. o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky. [5] Program monitorovania vôd Slovenska na rok 2015. Ministerstvo životného prostredia SR. Bratislava, december 2014. http://www.vuvh.sk/rsv2/download/02_dokumenty/16_ramcovy_program_moni torovania_vod/programmonitorovania_2015.pdf [6] Vyhláška MPŽPRR SR č. 418/2010 Z. z. o vykonaní niektorých ustanovení vodného zákona. [7] Guidance document No. 25 on chemical monitoring of sediment and biota under the Water Framework Directive, EC Technical Report, 2010, 3991. [8] SMERNICA KOMISIE 2009/90/ES, ktorou sa v súlade so smernicou Európskeho parlamentu a Rady 2000/60/ES ustanovujú technické špecifikácie pre chemickú analýzu a sledovanie stavu vôd. [9] Nariadenie vlády Slovenskej republiky č. 167/2015 Z. z. o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky. [10] Metodický pokyn MŽP SR č. 549/1998-2 na hodnotenie rizík zo znečistených sedimentov tokov a vodných nádrží. MŽP SR, 1998. [11] Aquateam. Utkas ttil Bakgrunnsdokument for utarbeidelse av miljokvalitet standarder og klasifisering av miljogifter i vann, sediment og biota. Rapportutkast. TA 3001, 2013, 1-105. [12] Technical guidance document for deriving environmental quality standards, Common implementation strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC) Guidance Document No. 27. 181

[13] Canadian Council of Ministers of the environment, 2001. Canadian sediment quality guidelines for the protection of aquatic life. Introduction and summary tables. Updated In: Canadian environmental quality guidelines, 1999, Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg. [14] Nariadenie vlády Českej republiky č. 61/2003 Z. z o ukazovateľoch a hodnotách prípustného znečistenia povrchových vôd a odpadových vôd, náležitostiach povolenia k vypúšťaniu odpadových vôd do vôd povrchových a do kanalizácii a o citlivých oblastiach. [15] Vodný plán Slovenska, aktualizácia 2015, MŽP SR. https://www.minzp.sk/sekcie/temy-oblasti/voda/koncepcne-aplanovaciedokumenty/vodny-plan-slovenska-aktualizacia-2015/ POĎAKOVANIE Sledovanie sedimentov sa uskutočnilo v rámci projektu Výskumného ústavu vodného hospodárstva v Bratislave Monitorovanie a hodnotenie stavu vôd Slovenska III. etapa (kód projektu 310011A3665001) z Operačného programu kvalita životného prostredia. SUMMARY In the frame of the Monitoring programme of the Slovak water bodies for the year 2015 the investigation of sediments have been provided from the point of view of heavy metals and selected organic matters (some of industrial pollutants, polycyclic aromatic hydrocarbons and plants care products). The sampling of sediments was done once a year on 30 selected sites (water bodies) covering all types of rivers and whole pollution gradient along Slovak territory. The results of analysis have been compared to the various limit values of the four different national (SK, CZ, NO, Canada). The results are presented in the form of tables. RNDr. Jarmila Makovinská, CSc. tel.: +421259343473, e-mail: jarmila.makovinska@vuvh.sk Ing. Elena Rajczyková, CSc. tel.: +421259343481, e-mail: elena.rajczyková@vuvh.sk Výskumný ústav vodného hospodárstva Nábr. arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava 1, Slovenská republika 182

ŽIVINY V SEDIMENTOCH VODNÝCH NÁDRŽÍ P. Hucko 1. ÚVOD Zloženie a množstvo dnových sedimentov akumulovaných v útvaroch povrchových vôd (toky a nádrže) indikujú ekologický stav na celom území tak z hľadiska antropogénnych aktivít, ako aj intenzity eróznych procesov. Systematickým sledovaním a hodnotením kvality dnových sedimentov možno identifikovať časové zmeny látok prítomných v sedimentoch a umožniť hodnotenie potenciálneho rizika ohrozenia prirodzenej rovnováhy vo vodnom ekosystéme. Sedimenty akumulované vo vodných nádržiach spôsobujú celý rad ďalších negatívnych dôsledkov, z ktorých najzávažnejšie sú: zmenšovanie úžitkového objemu nádrže s následným znížením možností energetického využitia, možnosti poškodenia alebo obmedzenia funkcie manipulačných zariadení, zníženie povodňovej ochrany územia v úseku nad nádržou (v dôsledku dodatočného vzdutia hladiny vplyvom nánosov). Negatívne sedimenty vplývajú nielen na využiteľný objem, ale môžu negatívne ovplyvňovať kvalitu akumulovanej vody či už v čase normálnej prevádzky (priemerných prietokov), ale aj počas povodní, kedy sa dostávajú zvýšením prietokov do vznosu. Sedimenty prítomné vo vodných nádržiach môžu byť potenciálnym zdrojom živín. Živiny sa do nádrží dostávajú jednak ľudskou činnosťou v povodí, jednak vplyvom atmosférických depozitov (kvapalných alebo tuhých). VÚVH Bratislava riešil viacero úloh zameraných na kvalitu sedimentov, v ktorých sa sledovali ako doplnkové parametre aj obsahy živín (celkového dusíka (N celk ) a celkového fosforu (P celk )) [1-6]. V príspevku sa venujem výsledkom stanovenia živín v sedimentoch vybraných vodných nádrží a osobitne hodnoteniu obsahu fosforu v sedimentoch vodárenských nádrží a jeho dostupnosti pre vodné organizmy. Pre hodnotenie dostupnosti fosforu v sedimentoch sa použila metóda frakcionácie fosforu. 2. METODIKA Vzorky sedimentov sme zo sledovaných vodných nádrží odoberali v pozdĺžnom a v priečnom profile, resp. v zátokách. Pre odber sedimentov sme použili jadrový odoberák CORER 60, alebo 90 od firmy UWITEC, Rakúsko. Výsledná vzorka bola vytvorená zmiešaním viacerých jadrových vzoriek odobratých v jednom odberovom mieste. 183

2.1. Stanovenie dusíka a fosforu vo vzorkách sedimentov Stanovenie celkového dusíka a celkového fosforu vo vzorkách sedimentov sa uskutočnilo pomocou mineralizačného zariadenia Hach Digesdahl Digestion. Mineralizačná aparatúra Hach Digesdahl Digestion je určená na mineralizáciu odpadových vôd a kalov, rastlinného materiálu, potravín a pod. Zmineralizovaný dusík sa stanovuje v koncovke spektrofotometricky ako amoniakálny dusík a zmineralizovaný fosfor sa tiež stanovuje spektrofotometricky. 2.2. Frakcionácia fosforu vo vzorkách sedimentov Pre stanovenie dostupnosti fosforu v sedimentoch vodárenských nádrží sme použili metódu frakcionácie fosforu modifikovaným postupom podľa Psenera a Pucska (HEJZLAR a kol. [7], PSENER, PUCSKO, SAGER [8]), ktorý pozostáva z 5-tich extrakčných stupňov. V získaných extraktoch sa stanovoval rozpustený reaktívny fosfor (SRP) vo forme fosforečnanov, dostupný pre fytoplanktón a nereaktívny fosfor (NRP), ktorý sa vypočítal ako rozdiel celkového a fosforečnanového fosforu (rozpustený reaktívny fosfor (SRP)). Modifikovaný extrakčný postup pozostával z nasledujúcich stupňov: 1. extrakcia s destilovanou vodou pri laboratórnej teplote (20 C), 2. extrakcia s 0,1 M roztokom hydrogenuhličitanu-ditioničnanu (bicarbonatedithionite BD) pri teplote 40 C, 3. extrakcia s 1 M NaOH pri laboratórnej teplote (20 C), 4. extrakcia s 0,5 M HCl pri laboratórnej teplote (20 C), 5. extrakcia s 1 M NaOH pri teplote 85 C. Špecifikácia jednotlivých extrakčných stupňov: 1. stupeň extrakcie reprezentuje bezprostredne dostupný reaktívny fosfor z pórovej vody, ktorý sa uvoľňuje pri zvírení sedimentov, 2. stupeň reprezentuje redoxne citlivý reaktívny fosfor viazaný hlavne na hydroxidy Fe a zlúčeniny Mn; nereaktívny fosfor je viazaný v organickej hmote, 3. stupeň predstavuje reaktívny fosfor viazaný na oxidy kovov, hlavne Al a Fe, ktorý je vymeniteľný OH - iónmi a anorganické zlúčeniny fosforu rozpustné v zásadách; nereaktívny fosfor uvoľnený v tomto kroku reprezentuje fosfor viazaný v mikroorganizmoch, v detrite a v humínových látkach, 4. stupeň reprezentuje reaktívny fosfor viazaný na karbonátoch a fosfor v apatite, stopy hydrolyzovaného organického fosforu; v kyseline rozpustný organický fosfor bol stanovený ako nereaktívny fosfor, 5. stupeň reprezentuje zostávajúci fosfor po predchádzajúcich stupňoch extrakcie. 184

3. VÝSLEDKY A DISKUSIA 3.1. Výskyt Ncelk a Pcelk v sedimentoch vodných nádrží Výsledky stanovenia celkového dusíka (N celk ) a celkového fosforu (P celk ) v sedimentoch vybraných vodných nádrží (VN) sú uvedené v tabuľke 1 ako minimálne, maximálne a priemerné hodnoty. Základom hodnotenia sú výsledky analýz živín v jednotlivých miestach odberov na sledovaných VN. V hodnotených VN sa obsah N celk pohyboval v rozsahu od 1 110 mg/kg (min.) do 7 155 mg/kg (max.), s priemernou hodnotou 3 132 mg/kg. Maximálna hodnota N celk 7 155 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Palcmanská Maša a minimálna hodnota N celk 1 110 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Krpeľany. Priemerná hodnota N celk bola ešte prekročená v sedimentoch z VN Zemplínska šírava (max.), Starina (max.), Bukovec (max.), Liptovská Mara (max.), Hričov (min. a max.), Klenovec (min. a max.), Málinec (max.), Ružiná (max.) a Veľké Kozmálovce (min. a max.). Obsah P celk sa v hodnotených VN pohyboval v rozsahu od 140 mg/kg (min.) do 3 420 mg/kg, s priemernou hodnotou 1 247 mg/kg. Maximálna hodnota P celk 3 420 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Veľké Kozmálovce a minimálna hodnota P celk 140 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Nitrianske Rudno. Priemerná hodnota P celk bola ešte prekročená v sedimentoch z VN Zemplínska šírava (max.), Palcmanská Maša (max.), Liptovská Mara (max.), Hričov (max.), Klenovec (max.), Ružiná (min. a max.) a Málinec (max.). Zo získaných výsledkov stanovenia N celk a P celk v sedimentoch sledovaných vodných nádrží vyplýva pomerne široké rozpätie výskytu týchto ukazovateľov. Je len otázne do akej miery sa tieto živiny môžu podieľať na formovaní kvality vody vo vodných nádržiach. Ďalej sa z tohto pohľadu venujem hodnoteniu výskytu fosforu vo vodárenských nádržiach Klenovec, Bukovec a Starina. Z osobitného hodnotenia obsahu P celk v sedimentoch vodárenských nádrží vyplýva nasledovné: v sedimentoch VN Klenovec sa celkový fosfor vyskytoval v rozsahu od 994 mg/kg do 1 484 mg/kg s priemernou hodnotou 1 284 mg/kg, pričom najvyššia hodnota bola stanovená v odberovom mieste pri odbernej veži (A), v sedimentoch VN Bukovec sa celkový fosfor vyskytoval v rozsahu od 944 mg/kg do 1 200 mg/kg s priemernou hodnotou 1046 mg/kg, najvyššia hodnota bola stanovená tiež v odberovom mieste pri odbernej veži (A), v sedimentoch VN Starina sa koncentrácie celkového fosforu v sedimente pohybovali v rozsahu od 770 mg/kg do 1 058 mg/kg s priemernou hodnotou 929 mg/kg. Najväčšie množstvo fosforu bolo stanovené v strede nádrže oproti zátoke Dara (B). 185

Tabuľka 1 Minimálne, maximálne a priemerné hodnoty N celk a P celk v sedimentoch vodných nádrží v mg/kg Vodná nádrž Hodnota Ncelk Pcelk Vodná nádrž Hodnota Ncelk Pcelk Zemplínska šírava Min. 1 410 1 000 Min. 1 290 740 Max. 3 560 1 660 Sĺňava Max. 2 410 1 050 Priem. 2 175 1 363 Priem. 1 848 878 Min. 3 460 770 Min. 1 370 800 Starina Max. 5 490 1 058 Kráľová Max. 2 750 980 Priem. 4 777 929 Priem. 2 207 900 Min. 2 474 944 Min. 5 553 994 Bukovec Max. 3 545 1 200 Klenovec Max. 6 858 1 484 Priem. 2 853 1 046 Priem. 5 999 1 248 Palcmanská Maša Orava Liptovská Mara Krpeľany Min. 2 240 980 Min. 1 920 1 920 Max. 7 155 1 980 Málinec Max. 3 480 2 810 Priem. 4 371 1 358 Priem. 2 808 2 465 Min. 1 800 610 Min. 3 820 3 000 Max. 2 750 860 Veľké Kozmálovce Max. 6 380 3 420 Priem. 2 506 752 Priem. 4 508 3 244 Min. 1 120 800 Min. 2 580 1 260 Max. 3 180 2 160 Ružiná Max. 4 920 1 900 Priem. 2 308 1 490 Priem. 3 500 1 490 Min. 1 110 760 Min. 1 560 140 Max. 2 270 1 170 Nitrianske Rudno Max. 2 500 490 Priem. 1 645 968 Priem. 1 987 287 Min. 3 676 1 140 Min. 1 610 290 Hričov Max. 5 591 1 520 Lozorno Max. 2 240 390 Priem. 4 454 1 320 Priem. 1 893 333 Nosice Min. 1 523 604 Hodnoty zo Min. 1 110 140 Max. 2 276 856 všetkých Max. 7 155 3 420 Priem. 2 015 737 nádrží Priem. 3 132 1 247 186

Tabuľka 2 Kvalitatívne zloženie sedimentov vo vodárenských nádržiach Klenovec, Bukovec a Starina (vybrané odberové miesta, z ktorých bola vykonaná frakcionácia fosforu) Vodárenská nádrž Jednotka Klenovec A Klenovec B Klenovec D Bukovec A Pcelk mg/kg 1 484 1 266 994 1 200 994 944 960 1 058 770 Ncelk sušiny 5 553 5 586 6 858 2 474 2 541 3 545 5 490 5 380 3 460 Bukovec B Bukovec C Starina A Starina B Starina C Odberové miesta v jednotlivých vodárenských nádržiach: VN Klenovec (A pri odbernej veži, B prítok Klenovskej Rimavy, D zátoka potoka Brezovan) VN Bukovec (A pri odbernej veži, B stred nádrže, C prítok Idy) VN Starina (A pri odbernej veži, B stred vodárenskej nádrže oproti zátoke Dara, C prítok Cirochy) 3.2. Frakcionácia Pcelk v sedimentoch vodárenských nádrží Výsledky extrakcií fosforu stanoveného ako rozpustený reaktívny fosfor (SRP) a nereaktívny fosfor (NRP) v sedimentoch vodárenských nádrží Klenovec, Bukovec a Starina sú uvedené v tabuľke 3 a na obrázkoch 1 4. Pri extrakcii fosforu zo sedimentov vodárenskej nádrže Klenovec (označenie na obrázkoch Klen) bolo najväčšie množstvo fosforu zo všetkých odberových miest extrahované v 3. stupni pri použití 1 M NaOH (NaOH-P) pri laboratórnej teplote, priemerne 34,9 % z celkového množstva P v sedimente. Fosfor bol extrahovaný hlavne ako SRP. V odberovom mieste pri odbernej veži (A) sa vyextrahovalo najviac fosforu v NaOH-P v porovnaní s ostatnými odberovými miestami v nádrži. Smerom k odtoku rastie množstvo fosforu extrahovaného v NaOH-P. Vo 4. stupni extrakcie sa nevyextrahoval žiaden NRP, čiže sa v nádrži nenachádza viazaný v detrite, mikroorganizmoch, alebo v humínových kyselinách. Na základe vykonaných experimentov so sedimentmi z VN Klenovec sa preukázalo, že fosfor sa nachádzal v rozpustenej, fytoplanktónu prípustnej forme (1. 4. frakcia), v priemerne sa ho uvoľňuje 30,15 %. Uvoľňovanie fosforu do vodného prostredia závisí od teploty. Čím je teplota nižšia, tým menej fosforu sa uvoľní. Namerané hodnoty teplôt vody nad sedimentom boli v nádrži počas letnej stagnácie v rozsahu 7 13 C. Nasýtenie vody kyslíkom nad sedimentom tiež ovplyvňuje rozpúšťanie fosforu. Ak je voda nasýtená, tak sa fosfor uvoľňuje veľmi pomaly. V prípade VN Klenovec bola voda pri dne nasýtená kyslíkom priemerne na 63 %. Vo vodárenskej nádrži Bukovec (označenie na obrázkoch Buk) sa rovnako ako u VN Klenovec vyextrahovalo najväčšie množstvo fosforu v 3. stupni, priemerne 41,4 % z celkového množstva P. Väčšina fosforu bola stanovená ako SRP. V porovnaní s VN Klenovec sa celkovo o 42,9 % znížilo množstvo P vyextrahovaného v 2. stupni. 187

Vo 4. stupni extrakcie prevažoval NRP nad SRP. Bol viditeľný nárast koncentrácie HCl-P (extrakcia do HCl) na prítoku Idy do nádrže odberové miesto C v porovnaní s ostatnými miestami odberu sedimentov. Z celkového množstva P sa 32,4 % uvoľňovalo ako reaktívny P. Aj vo VN Starina (označenie na obrázkoch Star) bolo najväčšie množstvo fosforu vyextrahované v 3. stupni, 16,4 % z celkového množstva P. Vo 4. stupni sa podobne ako u VN Klenovec nevyextrahoval žiadny NRP. Z celkového množstva P sa uvoľnilo 13,7 % ako SRP. V porovnaní s VN Klenovec a VN Bukovec boli vo VN Starina v priemere hodnoty extrahovaného reaktívneho fosforu na úrovni 39,4 % zistených hodnôt vo VN Klenovec a 32,7 % hodnôt zistených vo VN Bukovec. Uvoľnený fosfor v tejto vodárenskej nádrži predstavoval 45,1 % z priemerných hodnôt zistených vo VN Klenovec a 49,1 % vo VN Bukovec. Tabuľka 3 Výsledky frakcionácie fosforu v sedimentoch vodárenských nádrží Vodárenská nádrž/frakcia Jednotka Klenovec A Klenovec B Klenovec D 1. frakcia SRP mg/l 0,0003 0,0003 0,0003 0,0007 0,0007 0,0007 0,0005 0,0003 0,0005 % 0,020 0,024 0,030 0,058 0,070 0,074 0,052 0,030 0,065 NRP mg/l 0,002 0,002 0,002 0,001 0,004 0,005 0,002 0,002 0,001 % 0,135 0,158 0,201 0,083 0,402 0,529 0,208 0,200 0,130 2. frakcia SRP mg/l 0,020 0,080 0,068 0,029 0,033 0,024 0,019 0,026 0,021 % 1,349 6,314 6,836 2,416 3,320 2,541 1,979 2,600 2,728 NRP mg/l 0,006 0,027 0,021 0,027 0,020 0,022 0,005 0,006 0,005 % 0,405 2,131 2,111 2,249 2,012 2,329 0,521 0,600 0,649 3. frakcia SRP mg/l 0,414 0,236 0,236 0,329 0,329 0,232 0,099 0,107 0,053 % 27,93 18,63 23,73 27,40 33,10 24,56 10,31 10,70 6,88 NRP mg/l 0,141 0,166 0,117 0,193 0,069 0,153 0,057 0,061 0,071 % 9,511 13,101 11,762 16,076 6,942 16,199 5,937 6,100 9,222 4. frakcia SRP mg/l 0,011 0,050 0,009 0,009 0,009 0,017 0,020 0,017 0,014 % 0,742 3,946 0,905 0,750 0,905 1,800 2,083 1,700 1,818 NRP mg/l 0,000 0,000 0,000 0,034 0,027 0,028 0,000 0,000 0,000 % 0,000 0,000 0,000 2,832 2,716 2,964 0,000 0,000 0,000 5. frakcia SRP mg/l 0,116 0,064 0,062 0,114 0,108 0,058 0,072 0,088 0,042 % 7,825 5,051 6,233 9,496 10,865 6,141 7,499 8,800 5,455 NRP mg/l 0,049 0,044 0,050 0,145 0,060 0,090 0,062 0,077 0,052 % 3,305 3,473 5,027 12,078 6,036 9,529 6,458 7,700 6,754 Uvoľnený fosfor mg/l 0,759 0,669 0,566 0,886 0,660 0,630 0,337 0,384 0,260 % 51,20 52,80 56,90 73,80 66,40 66,70 35,10 38,40 33,77 Poznámky: SRP rozpustený reaktívny fosfor, NRP nereaktívny fosfor Označenie vzoriek sedimentov: pozri tabuľku 2 Bukovec A Bukovec B Bukovec C Starina A Starina B Starina C 188

100% 90% 1.frakcia 2.frakcia 3.frakcia 4.frakcia 5.frakcia 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Klen A Klen B Klen D Buk A Buk B Buk C Star A Star B Star C Obrázok 1 Percentuálne zastúpenie rozpusteného reaktívneho fosforu extrahovaného zo sedimentov vodárenských nádrží v jednotlivých frakciách 100% 90% 1.frakcia 2.frakcia 3.frakcia 4.frakcia 5.frakcia 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Klen A Klen B Klen D Buk A Buk B Buk C Star A Star B Star C Obrázok 2 Percentuálne zastúpenie nerozpusteného fosforu extrahovaného zo sedimentov vodárenských nádrží v jednotlivých frakciách 189

0,60 0,55 1.frakcia 2.frakcia 3.frakcia 4.frakcia 5.frakcia c (P) [mg/l] 0,50 0,45 0,40 0,35 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00 Klen A Klen B Klen D Buk A Buk B Buk C Star A Star B Star C Obrázok 3 Rozpustený reaktívny fosfor extrahovaný zo sedimentov vodárenských nádrží 0,45 0,40 1.frakcia 2.frakcia 3.frakcia 4.frakcia 5.frakcia 0,35 0,30 c (P) [mg/l] 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00 Klen A Klen B Klen D Buk A Buk B Buk C Star A Star B Star C Obrázok 4 Nerozpustený fosfor extrahovaný zo sedimentov vodárenských nádrží 190

4. ZÁVERY Obsah živín v sedimentoch vodných nádrží predstavuje potenciálne riziko, ktoré je spojené s možnosťou ich postupného uvoľňovania do vodného prostredia. Tým sa môžu vytvárať priaznivé podmienky pre rozvoj eutrofizačných procesov. Zo získaných výsledkov stanovenia N celk a P celk v sedimentoch sledovaných vodných nádrží vyplýva pomerne široké rozpätie výskytu týchto ukazovateľov. Maximálna hodnota N celk 7 155 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Palcmanská Maša a minimálna hodnota N celk 1 110 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Krpeľany. V prípade P celk maximálna hodnota 3 420 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Veľké Kozmálovce a minimálna hodnota P celk 140 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Nitrianske Rudno. Je len otázne do akej miery sa tieto živiny môžu podieľať na formovaní kvality vody vo vodných nádržiach. Porovnanie obsahu živín (fosforu a dusíka) v sedimentoch vodárenských nádrží Klenovec, Bukovec a Starina ukazuje, že najvyššie hodnoty dusíka a fosforu boli stanovené v sedimentoch VN Klenovec. Naopak najnižšie hodnoty dusíka boli zistené vo VN Bukovec a fosforu vo VN Starina. Najvyšší obsah fosforu bol ale zistený vo vodárenskej nádrži Málinec, na ktorej sa nevykonala frakcionácia fosforu. Z výsledkov frakcionácie fosforu v sedimentoch troch vyššie uvedených vodárenských nádrží vyplýva, že najvyššie množstvo rozpusteného reaktívneho fosforu (SRP) sa uvoľňovalo do 3. frakcie extrakcie. Najvyššia priemerná hodnota SRP bola stanovená v tejto frakcii v sedimentoch VN Bukovec, naopak najnižšia v sedimentoch VN Starina. Z prvých troch frakcií bolo v 3. stanovené najvyššie množstvo SRP v sedimentoch VN Bukovec. Hodnoty v tejto frakcii boli o jeden poriadok vyššie než v predchádzajúcej 2. frakcii. Experimentmi sa preukázalo, že fosfor sa v rozpustenej, fytoplanktónu prípustnej forme SRP (1. 4. frakcia), uvoľňuje vo VN Klenovec priemerne na 30,15 %, vo VN Bukovec priemerne na 32,33 % a vo VN Starina na 13,65 % z celkového množstva fosforu v sedimente. 5. LITERATÚRA [1] HUCKO, P. PIŠOFT, O.: Odbery a rozbory sedimentov z vodárenskej nádrže Starina. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2000. [2] HUCKO, P. PIŠOFT, O.: Sledovanie ťažkých kovov v sedimentoch a vo vodách lokality vodárenskej nádrže Bukovec. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2001. [3] MATOK, P. HUCKO, P.: Erózno-sedimentačné procesy na VN Klenovec. Časť C Kvalitatívne zloženie sedimentov so zameraním na obsah látok podmieňujúcich eutrofizáciu. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2001. 191

[4] HUCKO, P. LUTHER, S. WEIGELTOVÁ, S. HUDEC, I.: Vodárenské nádrže návrh a opatrenia na zachovanie kvality vody. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2003. [5] HUCKO, P.: Hodnotenie environmentálnych vplyvov sedimentov vodných nádrží a možnosti ich riešenia. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2007. [6] HUCKO, P.: Hodnotenie environmentálnych vplyvov sedimentov malých vodných nádrží a možnosti ich riešenia. Záverečná správa, VÚVH Bratislava, 2011. [7] HEJZLAR, J. BOROVEC, J. PORCAL, P. DUŠEK, D.: Nádrž Jordán: Současný stav eutrofizace a návrh revitalizačních opatření, s. 113-118. In: Zborník z konferencie Pitná voda 1999. Tábor, 1999. [8] PSENER, R. PUCSKO, R. SAGER, M.: Die Fractionierrung organischer und anorganischer Phosphorverbindungen von Sedimenten. Versuch einer Definition ökologisch wichtiger Fraktionen. Arch. Hydrobiol. Soppl. 70: 115-155. 1984 SUMMARY In the present paper, results of nutrients (N tot and P tot ) are evaluated from the monitoring in sediments accumulated in the selected water reservoirs, including drinking water reservoirs. Results of the determination of N tot and P tot in sediments of the monitored water reservoirs show a fairly wide range of occurrence of these indicators. Nutrients in sediments of water reservoirs are a potential risk that is associated with the possibility of their release into the aquatic environment. Thus it is possible to create favourable conditions for the development of eutrophication processes. The results of the phosphorus fractionation show that the highest amount of dissolved reactive phosphorus (SRP) is released into 3 rd fraction of extraction. The highest average value of the SRP was identified in this fraction in sediments of the Bukovec water reservoir, while the lowest in sediment of the Starina water reservoir. Ing. Pavel Hucko, CSc. tel.: +421259343424, e-mail: hucko@vuvh.sk Výskumný ústav vodného hospodárstva Nábr. arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava 1, Slovenská republika 192

VYUŽITÍ POTRUBÍ Z TVÁRNÉ LITINY S MINIMALIZACÍ SEDIMENTŮ V POTRUBÍ PRO ODVÁDĚNÍ A OCHRANU VOD J. Barborik 1. ÚVOD Příspěvek předkládá investorům, projektantům, vlastníkům, provozovatelům vodovodů, kanalizací a vodních toků technické informace, konstrukční řešení kanalizačních sítí a stok z potrubního kanalizačního systému z tvárné litiny v maximální míře chránícího znečištění podzemních a povrchových vod, s aplikacemi uložení do vodních toků, nádrží a s použitím i v oblastech ochranných pásem vodních zdrojů. Těsnost, spolehlivost a životnost kanalizačních trub do DN 2000 je daná mechanickými parametry trub, konstrukcí spojů, provedením povrchových ochran a dalšími technickými atributy. Umožňují navrhování a realizaci kanalizačních stok s velkými spády a rychlostmi proudění s minimalizací sedimentů, s uzavřeným průchodem potrubí šachtou, s uzávěry, s čistícími a revizními vstupy. Uzavřený průchod potrubí šachtou zamezí únikům odpadních vod při hydraulických krizových stavech. Vzhledem k technickým a mechanickým parametrům lze potrubní systém z tvárné litiny navrhnout jako jedno-trubní systém v tocích a nádržích. Systém nabízí i ekologické a finančně úsporné křížení chráněných území, vodních ploch a vodních toků s využitím bezvýkopových metod. 2. JEDNO-KLOUBOVÉ NAPOJENÍ NA ŠACHTY A OBJEKTY U materiálů se sklonem k lomu (tvrdé materiály) a u materiálů se sklonem k deformaci (měkké materiály) má požadavek dvou-kloubového napojení k šachtám přes krátké (cca 1 m dlouhé) kloubové kusy smysl. Tento požadavek v případě použití kanalizačních trub z tvárné litiny s odpovídajícím šachtovým připojovacím kusem odpadá, neboť tvárná litina je schopna přenášet a vyrovnávat sily vznikající při rozdílném sedání trouby a šachty. Šachtový připojovací kus z tvárné litiny je opatřen násuvným hrdlem jako u trouby. Násuvný hrdlový spoj, a tím i celý šachtový připojovací kus, umožňuje v závislosti na jmenovité světlosti úhlové odklonění až do 5 o. Jedno-kloubové napojení litinových trub na šachty a objekty je výhodné a možné bez statického přetížení systému. 193

Obrázek 1 Betonová šachta nesená 3 troubami, zkouška pevnosti a těsnosti při tang. zatížení 3. ODOLNOST VŮČI PRORŮSTÁNÍ KOŘENŮ ROSTLIN V klasifikaci škod tvoří škody způsobené kořeny stromů jednu z hlavních položek výskytu škod na potrubí. Přibližně 6 % všech škod vzniká prorůstáním kořenů. Prorůstání kořenů vytváří místa s tvorbou sedimentů. Mechanické odstraňování kořenů je navíc problematické, protože každý řez kořenů, podobně jako prořezávání korun stromů, stimuluje nový, intenzivnější růst kořenů, což vede k ucpávání kanalizací a narušení těsnosti spojů. Podstatným ochranným faktorem proti prorůstání kořenů je přítlačná síla těsnícího kroužku na hrdlo a hladký konec trouby. Těsnění násuvných hrdlových spojů používaných u litinových trub disponuje takovou přítlačnou silou, že k prorůstání kořenů nedochází. Výrobní norma EN 598 v příloze E.2 uvádí, že spoje litinových trub s využitím stlačování elastomerového těsnění zajišťují odolnost proti prorůstání kořeny. Škody a poruchy u pryžového těsnění litinových trub se nevyskytují. Obrázek 2 Prorůstání kořenů, konstrukce spojů litinových trub odolných vůči prorůstání 4. ODOLNOST PROTI OTĚRU, RYCHLOSTI PROUDĚNÍ, ČIŠTĚNÍ Trouby z tvárné litiny pro kanalizační potrubí musí být podle výrobní normy EN 598 odolné proti otěru vznikajícímu působením pevných látek obsažených ve splaškových i dešťových odpadních vodách. Odolnost proti otěru se zpravidla prokazuje tzv. Darmstadtskou zkouškou se sklopným žlabem. Podle normy EN 598 odstavce 5.9 nesmí být otěr u trub z tvárné litiny s vyložením z malty z hlinitanového cementu po nejméně 100 000 cyklech větší než 0,6 mm a 0,2 mm pro vyložení polyuretanem. 194

Vyložení maltou z hlinitanového cementu ještě i po 400 000 cyklech uvedenou podmínku s rezervou splňuje. Praktické zkoušky potvrzují po 400 000 cyklech úbytek na vnitřním vyložení 0,5 mm a po 1 000 000 cyklů pouze 0,8 1,2 mm. Výsledky zkoušek abraze litinových trub s vyložením odstředivě nanášenou hlinitanovou cementovou maltou řadí toto potrubí na přední místo za čedičem a kaučukem. Standardní trvalé rychlosti proudění se mohou pohybovat v rozmezí 7 až 10 m/s při splaškových a dešťových vodách obsahujících i abrazivní částice. Praktické zkušenosti potvrzují bezproblémový provoz i při rychlostech proudění až do 20 m/s. Obrázek 4 ukazuje kanalizační stoku ve městě Bad Liebenzell po 15 letech provozu s maximální rychlostí průtoku 18 m/s. Spirální kruhy v trubce jsou stopy z výroby po továrním hlazení/broušení povrchu trouby. I když v kanalizační stoce proudí velké množství sedimentu (štěrku a písku) je vidět, že vyložení cementovou maltou je bez oděru. U velkých rychlostech odpadních vod s velkým obsahem sedimentů je vhodné posoudit dané konkrétní podmínky. Velké spády (i přes 50 %) a rychlosti proudění zamezují vznikání sedimentů. Obrázek 3 Výsledky Darmstadské metody po 400 tisících a 1 milionu cyklů Výrobní EN 598 příloha E.1 uvádí, že trouby z tvárné litiny mohou být čištěny všemi normalizovanými zařízeními bez poškození. Obrázek 4 Zkoušky vyložení cementovou maltou, stav vyložení při v = 18 m/s po 15 letech 195

5. SPOLEHLIVÉ NAPOJENÍ Více než jednu třetinu škod na kanalizačních stokách zhotovených z tuhých a měkkých potrubí tvoří škody na přípojkách. Analýza škod reprezentuje téměř 20 poruch/km u instalované kanalizační sítě z těchto materiálů. Potrubí z tvárné litiny s přípojkami z tvárné litiny díky charakteru materiálu je bezpečné a těsné. Vyhovují zkušebnímu tlaku až PEA = 2,4 bar. Samotné potrubí je vhodné pro použití v oblastech pod hladinou spodní vody až do 60 m a ochranného pásma vodních zdrojů. Obrázek 5 Kompletní nabídka tvarovek a navrtávacích sedlových odboček pro přípojky 6. BEZPEČNÉ ULOŽENÍ Díky své veliké konstrukční stavební délce 6 8 m jsou kanalizační trouby z tvárné litiny velmi odolné i z hlediska změny polohy v důsledku sedání či nerovnoměrně upraveného podkladu. Vzhledem ke své značné podélné pevnosti v ohybu jsou schopné překlenout nedostatky v přípravě lože, aniž by došlo k přetížení a následnému lomu trouby. Sedání podloží většího rozsahu neovlivní negativně těsnost systému a případná napětí nebudou přenášena z jedné trouby na druhou. Konstrukční délka min. 6 m znamená též cca 2/3 úsporu spojů. To přináší úsporu času a snižuje možnost vzniku potenciálních chyb a netěsnosti při pokládce. Trouby z tvárné litiny zajišťují vysoký stupeň bezpečnosti a mohou být vystaveny vysokým namáháním v důsledku ohybových momentů vyvolaných například poklesem půdy nebo nestejnoměrným sedáním. 196

Obrázek 6 Výhody litinového potrubí dané stavební délkou a mechanickými parametry trub 7. STATICKÁ BEZPEČNOST, VÝŠKA KRYTÍ, SPECIÁLNÍ ULOŽENÍ Kanalizační trouby z tvárné litiny snášejí velké vnější zatížení, které je dáno tlakem zeminy a dopravním zatížením. V závislosti na jmenovitém průměru, zatížení a podmínkách stavby se přípustná výška krytí pohybuje od 0,3 do 9 m i při dopravním zatíženi nákladní dopravou. Je to umožněno vysokou kruhovou a podélnou tuhostí v ohybu. EN 598 Příloha F uvádí výpočtovou metodu a tabulkový přehled výšek krytí. Výpočtová metoda je založená na dovolené kruhové tuhosti, uložení uložení nad nebo pod hladinou spodní vody, zatížení půdou a dopravou, modulu reakce zeminy a bočního tlaku. Pro větší hloubky a extrémní případy uložení výrobci nabízí provedení statického výpočtu. Obrázek 7 Zkoušky podélné a kruhové tuhosti, porovnání s jinými materiály 197

Obrázek 8 Příklady ze staveb s malou a velkou výškou krytí potrubí Pokládka na piloty, mosty, povrch, v kolektorech nepředstavuje statický problém. Postačí pouze jedna podpěra na jednu troubu. Obrázek 9 Uložení na pilotách v neúnosných půdách, trubka z tvárné litiny do DN 2000 8. ROZMĚRY TRUB Velká kruhová tuhost umožňuje velmi malé tlouštky stěn, čímž se dosahuje i zmenšení vnějšího průměru těla trouby. Menší vnější průměr v porovnání s jinými materiály povoluje realizovat při výstavbě i užší potrubní rýhy. To přináší úsporu stavebních nákladů za zemní práce užším výkopem, včetně menšího zásahu do komunikace a nákladů na zásyp potrubní rýhy. Velká konstrukční délka kanalizačních trub z tvárné litiny (6 8 m) umožňuje vysoký výkon pokládání, což opět znamená úsporu času a nákladů. 198

Obrázek 10 Příklad rozdílu šířky rýhy u trub z tvárné litiny a betonových trub 9. TĚSNOST Kanalizační trouby z tvárné litiny jsou těsné ve více ohledech. Prostřednictvím trubního materiálu z tvárné litiny je zajištěna difúzní těsnost stěny trouby. Znamená to, že stěnou trouby nemůže pronikat nic zvnitřku ven, ani naopak. Násuvný hrdlový spoj netěsní pouze vůči vnitřnímu tlaku v desítkách barů, nýbrž i vůči vnějšímu tlaku do hodnoty nejméně 6 barů. To odpovídá uložení pod vodou výšky 60 m nad spodním okrajem trouby. Z toho vyplývá, že nejsou možné úniky z kanalizace do půdního prostředí a podzemních vod a také, aby podzemní či jiná externí voda pronikala do kanalizace. Těsnění spoje je vyrobeno z pryže NBR (Perbunan). Tento materiál splňuje požadavky na odolnost proti účinkům odpadních vod, vod kontaminovaných olejem či benzinem, nebo nasycenými CKW. Spoje jsou těsné i při všesměrném odklonění v závislosti na jmenovité světlosti úhlové až do 5 o. Obrázek 11 Zkouška těsnosti na vnější přetlak a vnitřní přetlak s rotací spoje 199

10. VYLOŽENÍ CEMENTOVOU MALTOU NEBO POLYURETANEM Kanalizační trouby z tvárné litiny jsou opatřeny vyložením z cementové malty na bázi hlinitanového cementu. Toto vyložení se nanáší odstředivou metodou, čímž se dosahuje stejnoměrného rozložení materiálu vyložení. Velkou odstředivou silou dochází ke značnému zhuštění cementové malty a na jejím povrchu se vytváří hladká jemnozrnná vrstva. Oba tyto faktory přispívají ke zvýšení odolnosti vyložení z cementové malty z hlinitanového cementu vůči korozi biogenní kyselinou (BSK). Primární odolnost vyloženi vůči tomuto vlivu je již dána chemickým složením. EN 598 Příloha C uvádí, že vnitřní vyložení cementovou maltou vyhovuje odvádění všech povrchových, domovních a průmyslových vod ph 4 až ph 12. Pro ostatní a zvláštní použití jsou k dispozici speciální ochrany např. polyuretan pro ph 1 14. Obrázek 12 Vyložení z cementové malty z hlinitanového cementu, vyložení polyuretanem 11. POVRCHOVÉ OCHRANY, ULOŽENÍ, BEZVÝKOPOVÉ METODY Kanalizační trouby z tvárné litiny jsou podle EN 598 opatřeny základní ochrannou vrstvou žárového zinku nebo zesílenou ochranou slitinou zinku a hliníku s krycí červenohnědou vrstvou. Hmotnost zinkového povlaku je 200 g/m 2 a povlaku slitinou zinku a hliníku je 400 g/m 2. Rozsah použití je uveden v normě EN 598 Příloha D. Pro speciální případy velmi vysoké agresivity půdního prostředí jsou k dispozici speciální povrchové ochrany vrstvou extrudovaného polyetylénu, polyuretanu nebo cementové malty. Potrubí lze uložit na urovnané nekamenité dno rýhy a zasypat vytěženou zeminou, aniž by musel být prováděn odvoz vytěžené zeminy a dovoz zeminy na zásyp. To přináší značne úspory nákladů, např. za uložení na skládku, za nákup obsypového materiálu a přepravu materiálů. Použitím stávající/vytěžené půdy znovu pro zához potrubní rýhy se vyhneme nežádoucímu drenážnímu efektu, k němuž dochází při zásypu rýhy pískem, štěrkopískem. 200

Obrázek 13 Vzorové uložení potrubí, vnější ochrana žárovým zinkováním Zinalium Trouby se speciální ochranou je možno použít i při pokládce bezvýkopovou technologií, jako jsou např. berstlining, relining, horizontalní vrtání, raketový pluh. 12. HYDRAULIKA, PROVOZNÍ DRSNOST Pro kanalizační stoky a potrubí z tvárné litiny jsou stanoveny provozní efektivní drsnosti. Provozní efektivní drsnosti jsou charakteristiky drsnosti, jejichž použití při výpočtu v tzv. paušálním konceptu vede k stejným celkovým ztrátám energetické výšky, jako při sečtení všech samostatně určených kontinuálních a lokálních ztrát energetické výšky. Paušální vyjádření zahrnuje zpravidla vlivy: drsnosti stěn, nepřesnosti a změny polohy, trubních spojů, přítokových tvarovek, šachtových objektů. U trub z tvárné litiny se započítává drsnost stěn 0,1 mm. V paušálním vyjádření nejsou zahrnuty vlivy, které musí být zohledněny: rozdíly mezi nominální a skutečnou světlostí, propojení se stavebními objekty, vstupní a výstupní objekty škrtících tratí, tlakových potrubí shybek, vzdutí a zahlcení. 13. KONSTRUKČNÍ ŘEŠENÍ KANALIZAČNÍCH STOK S OCHRANOU VOD A PŮDNÍHO PROSTŘEDÍ PŘED ZNEČIŠTĚNÍM 13.1. Napojení na šachty a objekty Je možné realizovat napojením trubkou celé stavební délky 6 8 m: s šachtovým připojovacím kusem, s přivařenou kotvící přírubou do zdi, těsněním v mezikružním prostoru. 201

Obrázek 14 Typy napojení na šachty a objekty 13.2. Uzavřený průchod šachtou Konstrukčně lze navrhnout jedno-potrubní uzavřený průchod potrubí úsekovou šachtou jako: 1. trubní čistící víko dle EN 598 pro potrubí s volnou hladinou, 2. trubní čistící kus s hrdly dle EN 598 s násuvným hrdlovým spojem pro potrubí s volnou hladinou a tlaková kanalizační potrubí do 10 bar, 3. trubní čistící kus s přírubami dle EN 598 a uzávěrem pro potrubí s volnou hladinou a tlaková kanalizační potrubí do 10 bar, 4. hrdlovou tvarovku s přírubovou odbočkou od DN 400/400 dle EN 545 s násuvným hrdlovým spojem pro potrubí s volnou hladinou a tlaková kanalizační potrubí. Všechna provedení jsou vhodná jako vstup pro kameru a čistící zařízení. Obrázek 15 Typy přímého uzavřeného průchodu šachet 1 4 Řešení úsekových šachet se změnou směru: 1. šachty s uzavřeným průchodem trouby a svařovaným revizním a čistícím kusem, 2. šachty s uzavřeným průchodem trouby, s revizním a čistícím kusem hrdlovou tvarovkou s přírubovou odbočkou a s koleny na změnu směru vně šachty, 3. úsekové šachty s uzavřeným průchodem trouby, s revizním a čistícím kusem přírubovou tvarovkou s přírubovou odbočkou, uzávěrem a s koleny na změnu směru vně šachty, 4. šachty s trubním čistícím kusem ve svařovaném konstrukčním provedení s odvětrávací trubkou se zajištěním proti zpětnému proudění (větrání a odvětrání přes poklop šachty) nebo větrání a odvětrání mimo šachtu (poklop šachty těsný proti zpětnému vzdutí do 1 baru). Úsekový uzávěr lze využívat i k odstranění sedimentů proplachováním stok. 202

Obrázek 16 Typy šachet se změnou směru s uzavřeným průchodem potrubí 1 4 Úsekové šachty systému dvojitých trub s uzavřeným průchodem trouby. Kanalizační trouby z tvárné litiny jako plášťové trouby i jako trouby pro medium. Obrázek 17 Šachty s uzavřeným průchodem trouby a svařovaným revizním a čistícím kusem Obrázek 18 Revizní a čistící víka, hrdlové a přírubové tvarovky pro vstup do potrubí Obrázek 19 Trouby se svařovanou odbočkou, speciální nabídka pro systémy pod hladinou vody 203

13.3. Zkouška těsnosti SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Při zkoušce těsnosti se využívají metody: přetlaková a podtlaková zkouška vzduchem a přetlaková zkouška s vodou. Zasahuje-li potrubí do oblasti pod hladinou vody, je třeba u zkoušeného úseku zohlednit maximální úroveň hladiny spodní vody. Zkušební tlak je třeba zvýšit o výšku hladiny spodní vody nad niveletou trouby. Zkoušky vzduchem je možné využívat i v průběhu provozu na ověření těsnosti u kanalizací pod hladinou vody a v ochranných pásmech zdrojů pitných vod. 14. PŘÍKLADY PRAKTICKÝCH APLIKACÍ ZE STAVEB Obrázek 20 Kanalizační šachty s uzavřeným průchodem potrubí, revizní a čistící víko, navrtávací sedlové odbočky pro přípojky Obrázek 21 Kanalizační gravitační stoky z trub z tvárné litiny DN 600 1400 položené v těsné blízkosti vodního toku, v toku u opěrné zdi, ve dně toku 204

Obrázek 22 Kanalizační výtlak DN 400 v délce 1,3 km z tvárné litiny položený na dno jezera Obrázek 23 Křížení vodních toků naplavovanou shybkou 2xDN 800 a využití bezvýkopové metody horizontálního vrtání, instalace kanalizace při křížení vodních toků, ploch a chráněných území 15. ZÁVĚR Kanalizační trouby z tvárné litiny umožňují realizaci kanalizačních stok s velkými spády a rychlostmi proudění. Zajišťují dostatečnou unášecí sílu a proplachování kanalizačních stok. Provedením uzavřeného průchodu potrubí šachtou chrání půdní prostředí, podzemní a povrchovou vodu před znečištění při hydraulickém přetížení. Jednoduché osazení uzávěrů v těchto šachtách lze využít k čištění stok proplachováním nárazovou umělou vlnou odpadních vod. Kanalizační stoky z tvárné litiny jsou těsné na přetlak a kanalizace může pracovat i jako tlakový systém s vysokou mírou bezpečnosti. Specifickým rysem beztlakového turbulentního proudění v kanalizačních stokách je, že dopravovanou látkou není čistá voda, ale disperzní soustava s rozdílným podílem pevných látek a proměnlivé teploty. Při 205

velkých sklonech potrubí stok, které umožňuje potrubí z tvárné litiny, je nutné brát při výpočtech v úvahu tvorbu provzdušněného proudu. Objem směsi vody a vzduchu je sice větší než objem vody, ale odpory při proudění jsou nižší. Tvárná litina je kompromisem spojujícím pružnost s pevností. Konstrukce hrdlových spojů, výjimečné mechanické a protikorozní vlastnosti trubek z tvárné litiny zajišťují provozní životnost přesahující 100 let. Potrubní systém z tvárné litiny je vhodný pro výstavbu kanalizačních stok ve všech terénech, pro všechny aplikace použití, zejména v místech se zvýšenou ochranou před znečištěním podzemních vod, povrchových vod a půdního profilu. Pokládka potrubí je náročná investice a změny veškerých podmínek po dobu životnosti není možné předem stanovit. Potrubní systém z tvárné litiny odolává nepředvídatelnému vnitřnímu a vnějšímu statickému a dynamickému namáhání bez porušení stěny a těsnosti potrubí, se zachováním stejných mechanických parametrů nezávislých na čase. Z technického a ekonomického hlediska je vhodné volit systém potrubí, který vykazuje vysokou míru bezpečnosti a provozní spolehlivosti. Potrubní systémy z tvárné litiny minimalizují náklady v celém životním cyklu. Jsou nejenom ekonomické, ale zejména ekologické. LITERATURA [1] EN 598: 2010 Trubky, tvarovky a příslušenství z tvárné litiny a jejich spoje pro kanalizační potrubí. [2] Katalog SAINT-GOBAIN PAM Kanalizačních systémy z tvárné litiny. [3] Katalog Duktus Potrubí z tvárné litiny pro odpadní vodu. [4] FGR Informační odborný časopis Gussrohr-technik. Ing. Juraj Barborik tel.: +420 606 938 254, e-mail: juraj.barborik@saint-gobain.com SAINT-GOBAIN PAM CZ s.r.o. Kancelář Hradec Králové Bratří Štefanů 979, 500 03 Hradec Králové, Česká republika 206

VÝSKYT STOPOVÝCH PRVKOV V SEDIMENTOCH VODNÝCH NÁDRŽÍ SR VÝSLEDKY MONITORINGU 2016 P. Hucko, V. Roško, L. Babej, D. Lenártová 1. ÚVOD Cieľom systematického sledovania kvality sedimentov má byť identifikácia časových zmien prítomných látok v sedimentoch a zhodnotenie potenciálneho rizika ohrozenia prirodzenej rovnováhy vo vodnom ekosystéme. Zmena environmentálnych podmienok, či už prírodných alebo antropogénnych, môže silne ovplyvniť správanie sa toxických prvkov a organických látok, pričom ich synergický účinok môže následne negatívne pôsobiť na celý vodný ekosystém. Význam riešenia kvalitatívnych vlastností sedimentov podporila aj Európska únia, keď Európsky parlament a Rada vydali 16. decembra 2008 smernicu 2008/105/ES o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky [1]. Podľa tejto smernice by mali členské štáty zlepšiť informovanosť a dostupné údaje o zdrojoch prioritných látok a spôsoboch znečisťovania s cieľom identifikovať možnosti cielených a účinných opatrení. Okrem iného by mali členské štáty podľa potreby a s primeranou frekvenciou monitorovať sediment a biotu a zabezpečiť tak dostatok údajov na vykonanie spoľahlivej analýzy dlhodobého trendu výskytu tých prioritných látok, ktoré majú tendenciu akumulovať sa v sedimente a/alebo v biote. Pre obdobie rokov 2016 2021 bol vypracovaný Rámcový program monitorovania vôd Slovenska na roky 2016 2021 [2] (ďalej Program ). Program nadväzuje na predchádzajúce rámcové programy monitorovania (2008 2010, 2010 2015) a bol vypracovaný v súlade s požiadavkami národnej a medzinárodnej legislatívy. Vytvára sa tak dostatočná informačná báza pre splnenie požiadaviek uvedenej legislatívy. V roku 2016 sa do Programu monitoringu zaradilo sledovanie sedimentov z 23 vodných nádrží [3]. Tým sa Program dopĺňa o každoročné sledovanie trendov v sedimentoch vodných nádrží. Pre sledovanie trendov sa odoberá 1 zmiešaná vzorka sedimentov z odberového miesta spravidla lokalizovaného pri priehradnom múre (z vrchných 10 cm vrstvy sedimentov) z každej nádrže. Cieľom predloženého príspevku je zhodnotenie výsledkov kvality sedimentov akumulovaných vo vodných nádržiach zaradených do programu monitoringu na obdobie rokov 2016 2021, ktoré boli odobraté v roku 2016. 207

2. METODIKA RIEŠENIA SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 2.1. Odbery vzoriek sedimentov Samotný odber vzoriek sedimentov sa riadil požiadavkami noriem ISO 5667 časť 1, 4, 12, 14 a 15 a Guidance document No. 25 on Chemical monitoring of sediment and biota under the Water Famework Directive [4]. Monitorovanie kvality sedimentov sa vykonávalo v súlade s článkom 3 ods. 2 smernice 2008/105/ES o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky [1] transponovanej do našej právnej úpravy nariadením vlády SR č. 270/2010 Z. z. [5] a vyhlášky Ministerstva pôdohospodárstva, životného prostredia a regionálneho rozvoja Slovenskej republiky č. 418/2010 Z. z., 4, ods. 5, bod f [6]. Pre odber vzoriek sedimentov sme použili odberové zariadenie CORER 90 od firmy UWITEC (obrázok 1) v súlade s STN EN 5667-12: 2001 Kvalita vody. Odber vzoriek. Časť 12: Pokyny na odber dnových sedimentov [7]. Obrázok 1 Jadrovnicový odoberák UWITEC používaný vo VÚVH 208

Pre účely monitoringu sedimentov vo vodných nádržiach sa odoberala jedna zmiešaná vzorka z miesta lokalizovaného čo najbližšie k priehradnému múru (obvykle na úrovni jeho stredu). Zmiešaná vzorka pre účely monitoringu kvality sedimentov sa vytvorila z 5-tich jednoduchých vzoriek z vrchných 10 cm vrstvy sedimentu, na rozdiel od odberov vykonávaných v minulosti, napr. [8 10]. Zoznam sledovaných vodných nádrží (VN) je uvedený v tabuľke 1. V tabuľke je zaradená aj vodná nádrž Kunov, ktorá bola v roku 2016 ešte vypustená. Tabuľka 1 Vodné nádrže zahrnuté do monitoringu sedimentov v rokoch 2016 2021 Por. číslo Kód Názov Vc (tis. m 3 ) Plocha (km 2 ) 1 SKA1001 VN Bukovec 23 400 1,020 2 SKB1001 VN Starina 59 900 3,110 3 SKB1002 VN Veľká Domaša 187 500 15,100 4 SKB1003 VN Zemplínska šírava 334 000 30,400 5 SKH1001 VN Ružín 59 000 3,910 6 SKH1002 VN Palcmanská Maša 11 050 0,860 7 SKI1001 VN Málinec 26 621 1,380 8 SKI1002 VN Ľuboreč 3 780 0,730 9 SKI1003 VN Ružiná 14 760 1,760 10 SKM1001 VN Kunov 3 140 0,630 11 SKN1001 VN Nitrianske Rudno 3 730 0,770 12 SKR1001 VN Hriňová 7 380 0,550 13 SKR1002 VN Môťová 3 598 0,700 14 SKS1001 VN Petrovce 2 490 0,625 15 SKS1002 VN Teplý Vrch 5 280 1,050 16 SKS1003 VN Klenovec 8 431 0,650 17 SKV1001 VN Liptovská Mara 360 500 21,600 18 SKV1002 VN Sĺňava 12 500 4,300 19 SKV1003 VN Kráľová 65 470 11,700 20 SKV1004 VN Orava 345 900 35,060 21 SKV1005 VN Turček 10 800 0,500 22 SKV1006 VN Nová Bystrica 32 800 1,880 23 SKV1007 VN Budmerice 2 200 0,720 V c (celkový objem vodnej nádrže) a plocha podľa ICOLD 209

2.2. Spracovanie vzoriek a sledované ukazovatele Vzorky boli odoberané do dvoch druhov vzorkovníc. Zo skla pre stanovenie organických látok a z plastu pre stanovenie stopových anorganických prvkov. Po dobu transportu bola vzorka uchovávaná v autochladničke, resp. v izotermnom boxe. Vzhľadom k tomu, že na analýzu sa použila iba frakcia sedimentu < 63 µm, bolo potrebné dovezené vzorky následne spracovať v laboratóriu. Vzorky sme sitovali zamokra na site o veľkosti 63 µm. Presitovanú vzorku sme kvantitatívne preniesli do odstreďovacích kyviet a odstreďovali pri otáčkach 6 000 RPM a dobe odstreďovania 30 minút. Vzorka bola následne vysušená pri laboratórnej teplote, po vysušení podrvená v trecej miske na veľmi jemný prášok a v takomto stave odovzdaná do laboratória na ďalšie spracovanie. Vo vzorkách sedimentov sa stanovili nasledovné stopové prvky: arzén (As), kadmium (Cd), celkový chróm (Cr celk ), meď (Cu), ortuť (Hg), nikel (Ni), olovo (Pb) a zinok (Zn). 3. VÝSLEDKY Výsledky stanovenia vybraných stopových prvkov v sedimentoch sledovaných vodných nádrží vo frakcii < 63 µm sú uvedené v tabuľke 2. Pre každý prvok a všetky nádrže sú ďalšie výsledky znázornené na obrázkoch 1 8. Okrem nameraných hodnôt sú na obrázkoch uvedené aj priemerné hodnoty jednotlivých prvkov zo všetkých nádrží. Pre účely grafov sa pri výpočte priemernej hodnoty v prípade kadmia u hodnôt menej ako detekčný limit použila polovica detekčného limitu. Hodnotenie je uvedené len vo vzťahu k absolútnemu obsahu daného prvku a navzájom sú porovnané zistené výsledky. Dôvodom tohto spôsobu hodnotenia je, že na Slovensku nie sú zatiaľ pre uvedené prvky v sedimentoch stanovené environmentálne normy kvality (ENK). Žiaľ nie je možné získané výsledky porovnať so staršími údajmi, kde sa analyzovali celkové vzorky sedimentov (nielen vrchných 10 cm). Hodnoty arzénu sa vo vzorkách sedimentov v sledovaných vodných nádržiach vyskytovali v rozsahu od 2,96 mg/kg do 121,0 mg/kg s priemernou hodnotou 13,99 mg/kg. Najvyššia hodnota arzénu 121,0 mg/kg bola zistená v sedimente z vodnej nádrže (VN) Bukovec. Priemernú hodnotu prekročil ešte sediment z VN Ružín a Ružiná. V prípade kadmia sa väčšina výsledkov vyskytovala pod detekčným limitom použitej analytickej metódy. Najvyššia hodnota 2,35 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Bukovec. Priemernú hodnotu bez zohľadnenia detekčných limitov ešte prekročil sediment z VN Ružín. 210

Celkový chróm sa v sedimentoch sledovaných vodných nádrží vyskytoval v rozsahu od 23,0 mg/kg do 187,0 mg/kg s priemernou hodnotou 46,62 mg/kg. Maximálna hodnota 187,0 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Liptovská Mara. Priemernú hodnotu zo všetkých VN prekročili ešte sedimenty z VN Zemplínska šírava, Veľká Domaša, Ružín, Nová Bystrica a Orava. Meď sa v sedimentoch sledovaných vodných nádrží vyskytovala v rozsahu od 7,78 mg/kg do 243,0 mg/kg s priemernou hodnotou 42,72 mg/kg. Najvyššia hodnota 243,0 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Ružín. Priemernú hodnotu zo všetkých VN prekročili ešte sedimenty z VN Starina, Palcmanská Maša, Nová Bystrica, Môťová, Kráľová a Sĺňava. Ortuť sa v sedimentoch sledovaných VN vyskytovala v rozsahu od 0,057 mg/kg do 4,11 mg/kg s priemernou hodnotou 0,35 mg/kg. Najvyššia hodnota 4,11 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Ružín. Priemernú hodnotu zo všetkých VN prekročili ešte sedimenty z VN Bukovec a Palcmanská Maša. Nikel sa v sedimentoch sledovaných VN vyskytoval v rozsahu od 15,4 mg/kg do 184,0 mg/kg s priemernou hodnotou 56,0 mg/kg. Najvyššia hodnota 184,0 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Môťová. Priemernú hodnotu zo všetkých VN prekročili ešte sedimenty z VN Veľká Domaša, Bukovec, Ružín, Palcmanská Maša, Nová Bystrica, Orava a Kráľová. Olovo sa v sedimentoch sledovaných VN vyskytovalo v rozsahu od 10,2 mg/kg do 98,6 mg/kg s priemernou hodnotou 30,87 mg/kg. Najvyššia hodnota 98,6 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Bukovec. Priemernú hodnotu zo všetkých VN prekročili ešte sedimenty z VN Ružín, Palcmanská Maša, Turček, Klenovec, Málinec, Ružiná, a Nitrianske Rudno. Zinok sa v sedimentoch sledovaných VN vyskytoval v rozsahu od 43,2 mg/kg do 443,0 mg/kg s priemernou hodnotou 146,92 mg/kg. Najvyššia hodnota 443,0 mg/kg bola zistená v sedimente z VN Ružín. Priemernú hodnotu zo všetkých VN prekročili ešte sedimenty z VN Bukovec, Palcmanská Maša, Liptovská Mara, Turček, Hriňová, Môťová a Málinec. Z hľadiska výskytu maximálnych hodnôt sme zistili, že maximálne hodnoty sledovaných stopových prvkov boli dosiahnuté u štyroch nádrží, a to VN Bukovec, Ružín, Liptovská Mara a Môťová. V prípade VN Bukovec tri ukazovatele dosiahli maximálnu hodnotu, jednalo sa o arzén, kadmium a olovo. V prípade VN Ružín sa jednalo o meď, ortuť a zinok. V prípade ďalších dvoch nádrží sa jednalo o jeden ukazovateľ, a to v prípade VN Liptovská Mara celkový chróm a v prípade VN Môťová sa jednalo o nikel. 211

Tabuľka 2 Výskyt stopových prvkov v sedimentoch vodných nádrží (frakcia < 63 µm) Vodná nádrž As Cd Cd* CrCelk Cu Hg Ni Pb Zn Jednotka mg/kg Zemplínska šírava 6,06 <0,363 0,182 61,80 29,10 0,095 51,10 19,80 112,00 Starina 8,64 <0,347 0,174 39,30 47,60 0,120 54,80 20,90 132,00 Veľká Domaša 6,65 <0,355 0,178 55,20 39,20 0,109 72,20 19,40 110,00 Bukovec 121,00 2,350 2,350 24,20 39,60 0,729 98,60 98,60 232,00 Ružín 30,40 1,110 1,110 58,00 243,00 4,110 82,60 58,50 443,00 Palcmanská Maša 10,80 0,650 0,650 34,80 53,80 0,538 90,70 39,30 169,00 Nová Bystrica 5,29 < 0,35 0,175 54,30 47,90 0,135 51,80 25,40 129,00 Orava 3,55 < 0,35 0,175 72,70 39,70 0,103 67,30 26,80 141,00 Liptovská Mara 9,82 0,790 0,790 187,00 37,80 0,126 50,20 28,20 150,00 Turček 6,00 0,440 0,440 23,70 25,70 0,162 37,90 33,20 167,00 Hriňová 2,96 < 0,35 0,175 25,70 19,70 0,123 25,10 30,40 147,00 Klenovec 8,24 < 0,34 0,170 41,30 23,70 0,130 48,20 35,80 138,00 Môťová 7,03 <0,35 0,175 34,70 55,10 0,126 184,00 22,90 169,00 Málinec 12,70 < 0,34 0,170 35,20 25,00 0,165 40,60 31,00 165,00 Ružiná 17,60 < 0,34 0,170 36,30 24,50 0,151 26,80 35,80 118,00 Petrovce 4,85 < 0,34 0,170 23,50 7,78 0,057 15,40 10,20 43,20 Ľuboreč 5,65 < 0,35 0,175 23,00 19,90 0,075 21,20 18,30 91,40 Teplý vrch 10,50 < 0,34 0,170 42,30 24,50 0,102 33,40 21,70 99,70 Nitrianske Rudno 8,91 < 0,34 0,170 29,10 22,00 0,117 30,50 42,60 124,00 Budmerice 4,87 < 0,34 0,170 34,10 20,60 0,122 35,60 14,70 85,00 Kráľová 9,26 < 0,34 0,170 43,10 49,20 0,141 62,30 25,20 132,00 Sĺňava 6,99 < 0,34 0,170 46,40 44,50 0,155 51,80 20,40 135,00 Priemer 13,99 1,068 0,376 46,62 42,72 0,350 56,00 30,87 146,92 Minimum 2,96 0,44 0,170 23,00 7,78 0,057 15,40 10,20 43,20 Maximum 121,00 2,35 2,350 187,00 243,00 4,11 184,00 98,60 443,00 *Pre účely grafov Cd-hodnoty menej ako detekčný limit sú pre výpočet brané ako polovica limitu Tučne sú označené maximálne hodnoty a tučne kurzívou priemerné hodnoty. 212

mg/kg 140 As v sedimentoch vodných nádrží v roku 2016 120 100 80 60 40 20 0 Obrázok 2 Hodnoty arzénu v sedimentoch sledovaných vodných nádrží mg/kg Cd v sedimentoch vodných nádrží v roku 2016 2,40 2,20 2,00 1,80 1,60 1,40 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 Obrázok 3 Hodnoty kadmia v sedimentoch sledovaných vodných nádrží (hodnoty menšie ako detekčný limit sú zobrazené ako polovica detekčného limitu) 213

mg/kg 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 Cr celk v sedimentoch vodných nádrží v roku 2016 Obrázok 4 Hodnoty celkového chrómu v sedimentoch sledovaných vodných nádrží mg/kg 260 240 220 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 Cu v sedimentoch vodných nádrží v roku 2016 Obrázok 5 Hodnoty medi v sedimentoch sledovaných vodných nádrží 214

mg/kg 4,50 Hg v sedimentoch vodnách nádrží v roku 2016 4,00 3,50 3,00 2,50 2,00 1,50 1,00 0,50 0,00 Obrázok 6 Hodnoty ortuti v sedimentoch sledovaných vodných nádrží mg/kg 200 Ni v sedimentoch vodných nádrží v roku 2016 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 Obrázok 7 Hodnoty niklu v sedimentoch sledovaných vodných nádrží 215

mg/kg 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Pb v sedimentoch vodných nádrží v roku 2016 Obrázok 8 Hodnoty olova v sedimentoch sledovaných vodných nádrží mg/kg 450 Zn v sedimentoch vodných nádrží v roku 2016 400 350 300 250 200 150 100 50 0 Obrázok 9 Hodnoty zinku v sedimentoch sledovaných vodných nádrží 216

4. ZÁVERY V predloženom príspevku sú vyhodnotené prvé výsledky monitoringu sedimentov akumulovaných vo vybraných vodných nádržiach (celkovo zaradených 23 nádrží a v roku 2016 sledovaných 22), zaradených do Rámcového programu monitorovania vôd Slovenska na obdobie rokov 2016 2021 z hľadiska výskytu stopových prvkov pre sledovanie trendov. Za uvedeným účelom sa odobrala 1 zmiešaná vzorka sedimentov z odberového miesta spravidla pri priehradnom múre (z vrchných 10 cm vrstvy sedimentov) z každej nádrže. Z odobratej vzorky sa odseparovala frakcia < 63 µm, ktorá sa následne podrobila analýze na obsah stopových prvkov. Slovensku nie sú pre sedimenty stanovené environmentálne normy kvality (ENK). Z uvedeného dôvodu sú výsledky získané v rámci sledovania kvality sedimentov vo vodných nádržiach zhodnotené len k absolútnemu obsahu daného prvku. Výsledky sú navzájom porovnané medzi nádržami. Pokiaľ hodnotíme výskyt maximálnych hodnôt jednotlivých stopových prvkov zistili sme, že maximálne hodnoty boli dosiahnuté u štyroch nádrží z 22 sledovaných, a to VN Bukovec, Ružín, Liptovská Mara a Môťová. V prípade VN Bukovec tri ukazovatele dosiahli maximálnu hodnotu. Jednalo sa o arzén, kadmium a olovo. V prípade VN Ružín sa jednalo o meď, ortuť a zinok. V ďalších dvoch nádržiach sa jednalo o jeden ukazovateľ, a to v prípade VN Liptovská Mara celkový chróm a v prípade VN Môťová sa jednalo o nikel. 5. LITERATÚRA [1] Smernica Európskeho parlamentu a Rady 2008/105/ES zo 16. decembra 2008 o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky, o zmene a doplnení a následnom zrušení smerníc Rady 82/176/EHS, 83/513/EHS, 84/156/EHS, 84/491/EHS a 86/280/EHS a o zmene a doplnení smernice Európskeho parlamentu a Rady 2000/60/ES (Ú. v. EÚ L 348, 24.12.2008, s. 84). [2] KOŠOVSKÝ, P. a kol.: Rámcový program monitorovania vôd Slovenska na obdobie rokov 2016 2021. Ministerstvo životného prostredia SR. Bratislava, december 2015. http://www.vuvh.sk/rsv2/download/02_dokumenty/26_ramcovy_program_mo nitorovania_vod/rpm_2016_2021.pdf [3] KOŠOVSKÝ, P. a kol.: DODATOK k Rámcovému programu monitorovania vôd Slovenska na obdobie rokov 2016 2021 na rok 2017. Ministerstvo životného prostredia SR. Bratislava, december 2016. http://www.vuvh.sk/rsv2/default.aspx?pn=rpmv2podod2016 [4] Guidance document No: 25 on Chemical monitoring of sediment and biota under the Water Famework Directive. Technical Report 2010.3991. Common 217

Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC). Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg, 2010. [5] Nariadenie vlády SR č. 270/2010 Z. z. z 25. mája 2010 o environmentálnych normách kvality v oblasti vodnej politiky. [6] Vyhláška Ministerstva pôdohospodárstva, životného prostredia a regionálneho rozvoja Slovenskej republiky č. 418/2010 Z. z. zo 14. októbra 2010 o vykonaní niektorých ustanovení vodného zákona uvádza. [7] STN EN 5667-12: 2001 Kvalita vody. Odber vzoriek. Časť 12: Pokyny na odber dnových sedimentov. [8] HUCKO, P.: Hodnotenie environmentálnych vplyvov sedimentov vodných nádrží a možnosti ich riešenia. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2007. [9] HUCKO, P.: Hodnotenie environmentálnych vplyvov sedimentov malých vodných nádrží a možnosti ich riešenia. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2011. [10] HUCKO, P. JUHÁS, M.: Vyhodnotenie vzoriek sedimentov zo zdrže Hrušov. Záverečná správa. VÚVH Bratislava, 2012. SUMMARY In the present paper, first results from the monitoring of trace elements in sediment accumulated in selected water reservoirs (22No. reservoirs), included in the Water Framework Monitoring Program of Slovakia for the period from 2016 to 2021, are evaluated. For the evaluation 1No. of mixed sediment sample was collected from each reservoir at a sampling point usually close to dam wall (the upper 10 cm layer of sediment). The results are assessed in relation to the absolute content of an element in the sediment and are compared with each other. The maximum values of individual trace elements, were determined in the sediment samples from four out of 22No. monitored water reservoirs: Bukovec, Ružín, Liptovská Mara and Môťová. Ing. Pavel Hucko, CSc. tel.: +421259343424, e-mail: hucko@vuvh.sk Ing. Vladimír Roško tel.: +421259343493, e-mail: vladimir.rosko@vuvh.sk Ing. Ladislav Babej tel.: +421259343424, e-mail: ladislav.babej@vuvh.sk Mgr. Daniela Lenátrová tel.: +421259343428, e-mail: daniela.lenartova@vuvh.sk Výskumný ústav vodného hospodárstva Nábr. arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava 1, Slovenská republika 218

MOŽNOSTI OMEZENÍ ZNEČIŠTĚNÍ POVRCHOVÝCH VOD Z PLOŠNÝCH ZDROJŮ V POVODÍ ŘEKY JIHLAVY J. Konečná, J. Podhrázská, P. Karásek, P. Fučík 1. ÚVOD Zachování a zlepšování kvantity a kvality vod je jedním z klíčových předpokladů trvale udržitelného života na Zemi. Proto jsou zákonem č. 254/2001 Sb. [1] stanoveny mj. podmínky pro hospodárné využívání vodních zdrojů a ochranu jakosti povrchových vod. V mezinárodním měřítku se ochrana vod opírá o směrnici Evropského parlamentu a Rady č. 2000/60/ES z 23. října 2000 [2]. Zdroje znečištění povrchových vod se obecně rozdělují na plošné a bodové, mezi plošnými zdroji ve venkovské krajině hraje významnou roli znečištění pocházející ze zemědělské půdy. V letech 2012 až 2013 byl pro povodí řeky Jihlavy řešen komplexně pojatý projekt zahrnující identifikaci a kvantifikaci jak bodových, tak plošných zdrojů znečištění povrchových vod nerozpustnými látkami, dusíkem a fosforem. Vliv zdrojů a tok látek v povodí byl simulován pomocí jakostního modelu [3]. Výsledkem projektu byl návrh systému opatření pro zachování a případně zlepšení jakosti vody v uzávěrovém profilu, kterým bylo vodní dílo Dalešice. Prezentovaný příspěvek je zaměřen na dílčí část projektu, a sice na problematiku ochrany vody vůči plošným zemědělským zdrojům znečištění. 2. METODIKA Zájmové povodí řeky Jihlavy se rozkládá nad vodním dílem Dalešice (plocha 1 155 km 2 ) s uzávěrem na hrázi u Mohelna. Nachází se na Českomoravské vrchovině zdejší krajina je zvlněná, rozčleněná táhlými kopci a údolími, s množstvím lesů (32 % plochy), hájků, luk a pastvin. V současnosti je celé povodí intenzivně zemědělsky využívané. Zemědělská půda pokrývá 50 % plochy povodí, při čemž orná půda se podílí 37 % z plochy povodí a trvalé travní porosty 13 %. Půdní podmínky jsou dány geologickými, klimatickými faktory a charakterem reliéfu. Protože se území nachází v pahorkatinách, převládají zde kambizemě v různých subtypech (modální, oglejená, dystrická aj.) a to na 77 % zemědělské půdy. Ve vyšších polohách se vyvinuly kryptopodzoly. Mozaiku půdního pokryvu dále doplňují hlavně pseudogleje, luvizemě a gleje. V zrnitostním složení se jedná o půdy písčito-hlinité, místy hlinité. Převažujícím substrátem jsou kyselé a mezobazické horniny krystalinika. V studovaném povodí se vyskytuje celkem 7 473 ha mělkých 219

půd (podskupina v rámci kambizemí a kryptopodzolů). Z toho 5 884 ha připadá na zemědělsky využívané pozemky (tj. 10 % celkové plochy zemědělské půdy). Průměrná svažitost povodí činí 5, avšak více než 80 % území spadá do kategorie do 7 a silně sklonitá území nad 7 zaujímají 20 % plochy povodí. Z uvedených přírodních a antropických charakteristik vyplývá, že svým vlivem se uplatňují tři skupiny plošného potenciálního zemědělského znečištění povrchových vod: - plochy zemědělské půdy v nivních polohách ležící bezprostředně při březích povrchových vodních toků a ploch, - erozně ohrožené svahy orné půdy, - lokality s výskytem půd s rizikem zrychlené infiltrace a vyplavování živin, včetně ploch orné půdy navazující na vybudované odvodňovací systémy. Z hlediska vodní eroze jsou pro znečištění vod nejvíce rizikové svahy orné půdy přiléhající k vodním útvarům. Transport půdních částic povrchovým odtokem je intenzivní zejména z dlouhých svažitých bloků orné půdy s nízkou odolností vůči působení eroze. Erozní ohroženost povodí byla po jednotlivých blocích zemědělské půdy stanovena pomocí aktualizované univerzální rovnice USLE [4] s faktorem erozní účinnosti deště R = 40 MJ.ha -1.cm.h -1, při čemž analýza proběhla v prostředí GIS na základě digitálního modelu terénu a vektorových vrstev hranic bloků zemědělské půdy (dle LPIS) a charakteristik půdního pokryvu podle bonitovaných půdně ekologických jednotek. Výpočty dlouhodobého průměrného smyvu půdy vodní erozí byly provedeny v plochách 122 dílčích povodí, s jejichž uzávěrovými profily pracoval výsledný jakostní model firmy Pöyry Environment a.s. [3]. Objem erozí smyté půdy, který potenciálně může být transportován až do vodního toku, byl stanoven s využitím poměru odnosu podle ROBINSONA [5]. Zatížení povrchových vod dusíkem a fosforem v důsledku vodní eroze bylo odhadnuto na základě znalosti objemu sedimentu a obsahu uvedených prvků v půdách podle vlastních rozborů a dat ÚKZÚZ, uvažován byl také tzv. poměr obohacení [4]. Účinnost protierozních opatření byla posuzována na základě potenciálního snížení průměrného dlouhodobého smyvu půdy oproti současnému stavu. Mělké, písčité a skeletovité půdy se vyznačují nízkou retenční schopností a relativně vysokou rychlostí infiltrace vody z povrchu do nižších vrstev půdního profilu. Při tomto procesu, zejména pokud se tyto půdy využívají jako orné, dochází i k vyplavování a zrychlenému transportu především rozpustných látek, včetně dusíkatých. Ty pak mohou být snadno podpovrchovým nebo až podzemním odtokem transportovány do povrchových vod. Riziko kontaminace se zvyšuje, pokud se v infiltrační oblasti nachází zemědělské drenážní odvodnění, resp. jeho tzv. zdrojová oblast. Zranitelné půdy se zrychlenou infiltrací byly identifikovány na základě bonitovaných půdně ekologických jednotek, které JANGLOVÁ, KVÍTEK a NOVÁK [6] roztřídili do 5 relativních kategorií infiltrace. Vrstva zranitelných oblastí půdy z hlediska zrychlené infiltrace byla vypracována v GIS pomocí Syntetické mapy zranitelnosti podzemních vod [7] a byl vytvořen její průnik s mapovou vrstvou staveb zemědělského odvodnění, která byla převzata z databáze bývalé ZVHS. V důsledku zrychlené infiltrace jsou z půdního profilu do podpovrchových a následně 220

povrchových vod vyplavovány zejména dusičnany [8]. Proto vyplavování dusíku a jeho teoretické změny vyvolané návrhy opatření byly počítány nejdříve pro dusičnanovou formu, která pak byla převáděna pro účely jakostního modelu na koncentrace a odnosy celkového dusíku. Účinnost každoročního pěstování meziplodin na zachycení půdního dusíku byla odvozena z prací HABERLEHO a KÁŠE [9,10], podle kterých odnosy N-NO 3 z orné půdy, kde se pěstují meziplodiny, jsou v průměru o 32 % nižší než z ploch bez meziplodin (ve srovnatelných půdních podmínkách). V případě vyloučení pěstování širokořádkových plodin jsou tyto odnosy nižší průměrně o 42 % [11,12]. Celkové odnosy dusíku ze zemědělské půdy po návrhu opatření byly vypočteny jako vážený průměr odnosů z ploch s opatřeními a bez nich. Vliv zatravnění na změnu vyplavování dusíku byl počítán pomocí rovnice, odvozené na základě účelových měření v povodí Jihlavy [3]. 3. VÝSLEDKY Na základě průniku vektorových vrstev reprezentujících jednotlivá dílčí rizika plošného zemědělského znečištění v povodí (tabulka 1) byly metodou multikriteriální analýzy s využitím vah jednotlivých jevů identifikovány oblasti s vysokým rizikem vstupu dusíku a fosforu do povrchových vod ze zemědělské půdy na celkové ploše 64 km 2 (5,5 % z celkové plochy povodí) a do těchto lokalit byly následně zaměřeny návrhy opatření pro ochranu půdy a jakosti vod (tabulka 2). Tabulka 1 Plošná bilance rizik zemědělského znečištění Původ rizika (hodnotící kritérium) Vodní eroze (G v t/ha/rok) Infiltrace (rychlost) Ohrožení Hodnota kritéria Podíl v ploše povodí (%) Nevýznamné 0 4 32,2 Slabé 4 8 10,3 Střední 8 12 3,9 Vysoké 12 24 2,8 Velmi vysoké Více než 24 0,6 Vysoké Vysoká 18,2 Velmi vysoké Velmi vysoká 1,7 Odvodnění (plocha v km 2 ) Vysoké pro propust. půdy 81,1 7,0 Blízkost zemědělské půdy a břehů vodních útvarů (vzdálenost v m) Pozn. plocha zemědělské půdy podle výměry celých předmětných bloků ZPF Nevýznamné 100 11,0 Slabé 50,1 100 5,5 Střední 25,1 50 1,1 Vysoké 5,1 25 2,1 Velmi vysoké 5 5,8 221

Tabulka 2 Přehled variant opatření pro omezení plošného zemědělského znečištění Varianta Opatření pro omezení účinků vodní eroze Opatření pro omezení vyplavování rizikových látek 1a 1b 2a Vyloučení pěstování širokořádkových plodin na vybraných * blocích (VENP) Ochranné agrotechnologie (setí do mulče či strniště) na blocích vybraných pro variantu 1a Organizační a technická protierozní opatření (zatravnění, průlehy) VENP Pěstování meziplodin na vybraných blocích (stejných jako var. 1a) Zatravnění infiltračně zranitelných oblastí 2b Organizační a technická protierozní opatření (zatravnění, průlehy) Pěstování meziplodin v infiltračně zranitelných oblastech 3 Organizační a technická opatření (včetně zatravnění infiltračně zranitelných a příbřežních oblastí) doplněná VENP Protierozní zatravnění na vybraných blocích (stejných jako var. 1a), 4 zatravnění infiltračně zranitelných a příbřežních oblastí * = identifikovaných analýzou rizik Synergické působení protierozních opatření dle var. 3 a zatravnění infiltračně zranitelných oblastí Protierozní zatravnění na vybraných blocích (stejných jako var. 1a), zatravnění infiltračně zranitelných a příbřežních oblastí Modelově vypočtená účinnost navržených opatření sumarizovaná za 122 dílčích povodí je uvedena v tabulce 3. Účinnost protierozních opatření je vyjádřena v procentuálním podílu snížení transportu erozních splavenin, omezení vstupu dusíku a fosforu oproti současnému stavu je tomuto podílu adekvátní. Tabulka 3 Potenciální účinnost opatření pro omezení plošného zemědělského znečištění Varianta 1a Transport plavenin stávající (t/rok) Snížení transportu plavenin (%) 19,7 Vyplavování Ncelk stávající (t/rok) Snížení vyplavování Ncelk (%) 1b 35,7 7,6 2a 5,7 12,0 48 930 1 015 2b 5,7 1,3 3 26,5 22,8 4 48,8 68,5 9,9 222

Z výsledků vyplynulo, že v zemědělsky využívaných povodích následkem vodní plošné eroze potenciální dlouhodobá roční dotace celkového dusíku do povrchových vod dosahuje 1,4 kg/ha, u fosforu až 2,9 kg/ha. Pokud sečteme dotace ze všech 122 dílčích povodí, získáme pro orientaci roční sumu cca 170 t P celk a 80 t N celk. Vzhledem k celkovému zatížení vody v Jihlavě těmito látkami a epizodnímu charakteru eroze jsou tyto vstupy velmi nízké [3]. Podle předpokladů [4] vychází vyšší hodnoty pro fosfor než dusík. Avšak KRÁSA a kol. [13] upozorňují, že takzvaný erozní fosfor je transportován převážně v nerozpustné formě a vázán na částice sedimentu a tudíž zpravidla není spouštěčem eutrofizačního procesu. Přes specifika erozních procesů a jejich často pouze lokální vliv na kvalitu povrchových vod, nelze jejich dopady podceňovat. Při vodní erozi dochází k selektivnímu odnosu jemných půdních částic, které mají klíčový význam pro úrodnost půdy, její vlastnosti a jsou na ně vázány živiny. Při intenzivních anebo opakujících se srážko-odtokových událostech může dojít ke smytí celého svrchního humusového horizontu. Vodní eroze má tedy za následek degradaci fyzikálních, chemických a biologických vlastností půdy [4]. V podmínkách Českomoravské vrchoviny se v důsledku erozního smyvu zvyšuje skeletovitost půd, snižuje se její retenční potenciál a zhoršují se sorpční schopnosti. Půda je chudá na organickou hmotu, protože zemědělské podniky preferují často průmyslová hnojiva před statkovými a osevní postupy často nerespektují agronomická pravidla na udržení půdní úrodnosti. Celkově se na erozí poškozených půdách zvyšuje na jedné straně potřeba dotací živin hnojením a na druhé straně se zvyšuje rychlost infiltrace. Potenciálně se tak vytvářejí podmínky pro další akceleraci kontaminace povrchových vod vymýváním dusíku z půdního profilu [3]. Výzkumy sledující vyplavování N z orné půdy se zabývají možnostmi snižování hnojení, používání meziplodin či ozimů a změn agrotechniky a vzájemných kombinací těchto variant, za zachování výnosů plodin. Obecně je konstatována značná meziroční variabilita ve vyplavování N z půdy, způsobená zejména průběhem počasí (srážky, teplota a vlhkost půdy), obsahem akumulovaného N v půdě a intenzitou jeho mineralizace (např. [14]). LAURENT a RUELLAND [15] prováděli dlouhodobé modelové hodnocení různých variant osevních postupů a hnojení a zjistili, že nejnáchylnější k vyplavení N byly lehké půdy při pěstování kukuřice. Použití meziplodin (zejména oves), které byly aplikovány na 16 % plochy povodí, znamenaly průměrný pokles NO 3 - ve vodách okolo 11 15%. Výsledky uvedené v tabulce 3 s těmito poznatky korespondují. 223

4. ZÁVĚRY Omezení plošného zemědělského znečištění bylo v rámci projektu řešeno s ohledem na snížení vlivu vodní eroze a omezení vyplavování dusíku z infiltračně zranitelných oblastí zejména s napojením na zemědělské odvodnění. Obě tato hlediska v sobě vyváženě spojuje varianta 3 návrhu opatření. Tato varianta obsahuje cílené zatravnění erozně rizikových oblastí, technická protierozní opatření (průlehy), zatravnění infiltračně zranitelných oblastí a vyloučení pěstování širokořádkových plodin na ostatní ploše erozně silně ohrožených bloků orné půdy. Realizací podle varianty 3 by bylo možné předpokládat snížení dopadů vodní eroze na kvalitu povrchových vod o 26,5 % a zároveň snížení množství celkového vyplaveného dusíku o 22,8 %. Nejvyšší účinnost vykazuje varianta 4, která však předpokládá zatravnění všech identifikovaných rizikových ploch a tím se stává obtížně realizovatelnou v praxi. Opatření v krajině, která by měla snižovat vstupy polutantů z nebodových zdrojů do vodního prostředí, je nutné navrhovat a realizovat v komplexním multioborovém pojetí; tj. ve vazbě na jejich účinnost, realizovatelnost. Přes veškeré dosud vyvinuté legislativní úsilí konstatujeme, že současná zemědělská ani vodohospodářská politika stále zatím dostatečně nezohledňuje aktuální potřeby ochrany půdy a vody v podmínkách ČR. Navíc účelová preference vybraných komodit se promítá v plošném pěstování těchto plodin, což způsobuje extrémní zátěž povrchových vod rizikovými látkami, zejména prostředky na ochranu rostlin a některými živinami. Je tedy nutné v plné míře využívat stávající nástroje zemědělské politiky, vyžadovat dodržování podmínek ochrany půdy a vody a rozvíjet a inovovat možnosti a zásady trvale udržitelného rozvoje venkova s ohledem na cíle ochrany přírody a krajiny. Určitý prostor pro realizaci navržených opatření v povodí Jihlavy otvírají komplexní pozemkové úpravy, protože plány společných zařízení mimo jiné řeší protierozní ochranu, vodohospodářské aspekty a požadavky ochrany životního prostředí v dotčených katastrálních územích. Se záměrem možného využití pozemkových úprav jako realizačního nástroje byly výsledky studie poskytnuty Kraji Vysočina a Státnímu pozemkovému úřadu. 5. LITERATURA [1] Zákon č. 254/2001 Sb. o vodách ve znění pozdějších předpisů. [2] Směrnice Evropského parlamentu a Rady 2000/60/ES ze dne 23. října 2000, kterou se stanoví rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky. [3] RYŠAVÝ, S. a kol.: Jakostní model povodí Jihlavy nad VD Dalešice. Brno: Pöyry Environment, a.s., 279 s., 2013. [4] JANEČEK, M. a kol.: Ochrana zemědělské půdy před erozí. Metodika. Praha: Powerprint, s.r.o., 113 s., 2012. 224

[5] ROBINSON, A.R.: Relationship between soil erosion and sediment delivery. In: Erosion and Solid Matter Transport in Inland Waters Symposium. IAHS AISH Publication, No. 122, pp. 159-167, 1977. [6] JANGLOVÁ, R. KVÍTEK, T. NOVÁK, P.: Kategorizace infiltrační kapacity půd na základě geoinformatického zpracování dat půdních průzkumů. Soil and Water, 2: 61-81, 2003. [7] KVÍTEK, T. NOVÁK, P. MICHLÍČEK, E. SLAVÍK, J. FILLIPI, R.: Syntetická mapa zranitelnosti podzemních vod. Užitný vzor 20352. Praha: VÚMOP, v.v.i., Geotest Brno, a.s., UPV 6, 2009. [8] DOLEŽAL, F. VACEK, J. ZAVADIL, J.: Problems of potato growing and irrigation in highland regions of Czechia with regard to water resources protection. In: Integrated Land and Water Resources Management: Towards Sustainable Rural Development. 21st European Regional Conference ICID, Frankfurt (Oder) and Słubice, 15. 19. 5. 2005. (Proceedings on CD.) [9] HABERLE, J. KÁŠ, M.: Význam strniskových meziplodin z hlediska ztrát dusíku. Úroda, 10: 42-43, 2007. [10] HABERLE, J. KÁŠ, M.: Simulation of nitrogen leaching and nitrate concentration in a long-term field experiment. Journal of Central European Agriculture, 13(3): 416-425, 2012. [11] DUFFKOVÁ, R. MÜHLBACHOVÁ, G.: Vliv aplikace digestátu na produkci kukuřice. Energie, 21(2): 22-24, 2015. [12] FUČÍK, P. a kol.: Nové metody kontinuálního sledování jakosti vody v malých povodích a výzkumu její geneze. Periodická zpráva etapy výzkumného záměru VÚMOP, v.v.i. Praha : VÚMOP, v.v.i., 20 s., 2012. [13] KRÁSA, J. a kol.: Hodnocení ohroženosti vodních nádrží sedimentem a eutrofizací podmíněnou erozí zemědělské půdy. Certifikovaná metodika. Praha: ČVUT v Praze, 55 s., 2013. [14] KASPAR, T.C. et al. Effectiveness of oat and rye cover crops in reducing nitrate losses in drainage water. Agricultural Water Management, 110: 25-33, 2012. [15] LAURENT, F. RUELLAND, D.: Assessing impacts of alternative land use and agricultural practices on nitrate pollution at the catchment scale. Journal of Hydrology, 409: 440-450, 2011. PODĚKOVÁNÍ Příspěvek vznikl v návaznosti na projekt VÚMOP, v.v.i. č. 444/2400/2012-2013 a díky podpoře MZe ČR v rámci výzkumného záměru ústavu č. MZE RO0216 a QJ1620040. 225

SUMMARY Decreasing of nitrogen and phosphorus inputs into surface waters from non-point agricultural sources requires targeted implementation of differed measures. Within a study aimed to soil and water conservation in the Jihlava river basin up to the Dalešice reservoir, there were identified areas with potential risk of water erosion, elevated infiltration and nutrient leaching, tile-drained areas and vulnerable riparian zones of water bodies. Subsequently, a system of complex protective measures was designed for this river basin in more variants. Efficiency of these various measures on reduction of pollution from non-point agricultural sources was estimated using simple empiric model calculations and research knowledge. The study results are a partial component of the Qualitative model of the Jihlava river basin and they were devolved to use on the Vysočina Region authorities and the State land office. Ing. Jana Konečná, Ph.D., doc. Ing. Jana Podhrázská, Ph.D., Mgr. Petr Karásek tel.: +420 725 775 781, e-mail: konecna.jana@vumop.cz Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy, v.v.i., Oddělení pozemkové úpravy a využití krajiny, Lidická 25/27, 602 00 Brno, Česká republika Ing. Petr Fučík, Ph.D. Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy, v.v.i., Žabovřeská 250, 156 27 Praha, Česká republika 226

KONCENTRACE VYBRANÝCH CHEMICKÝCH LÁTEK VE SLOŽKÁCH VODNÍHO PROSTŘEDÍ POVODÍ LABE BĚHEM EXTRÉMNÍCH VODNÍCH STAVŮ P. Stierand 1. ÚVOD V minulých desetiletích byly na území ČR zaznamenány extrémní hydrologické situace. V důsledku nadměrného množství srážek v krajině došlo při povodních k rozlití vody mimo koryta vodních toků a následně k erozi půdy a významnému transportu látek. Zároveň v minulých letech bylo území ČR také postiženo opačným jevem, kdy při nedostatku srážkové a podzemní vody byly vodní toky zasaženy suchem. V příspěvku jsou porovnány koncentrace látek v různých matricích (povrchová voda, plavenina, sediment) zjištěných nejen za normálních stavů, ale i při extrémních vodních stavech se záměrem ověřit závislost koncentrací látek na srážkových epizodách, tání sněhové pokrývky, popř. na období sucha. 2. METODIKA Ke každému odebranému vzorku vody, sedimentu, plavenin byl zjištěn z dostupných databázových informací vodní stav v době odběru vzorku a odpovídající průtok vody. Pro hodnocení byly využity zaznamenané údaje o stavu vody a průtocích během 16-tiletého období (2000 2015) na sledovaných hydrologických stanicích. Zpracovány byly údaje ze tří pozorovacích stanic v síti ČHMU, stanice Němčice na středním Labi, stanice Děčín na dolním Labi a stanice Březiny na Ploučnici, která jako pravostranný přítok řeky reprezentuje dílčí povodí, které odvodňuje území uranového ložiska v okolí Stráže pod Ralskem. Vzorky povrchové vody jsou odebírány 12x ročně. Pro každý z intervalů M-denních průtoků na vodoměrných stanicích v členění 30, 60, 90, 120, 150, 180, 210, 240, 270, 300, 330, 355 a 364 dnů v roce, ve kterém byly odebrány vzorky vody, byly zjištěny minimální, maximální koncentrace látek ve vzorcích a vypočteny základní statistické charakteristiky (median, 25% percentil, 75% percentil). Tyto popisné statistické údaje byly též zjištěny pro n-leté průtoky v případě vyšších povodňových stavů. 227

Vzorky pevných matric byly odebírány s nižší četností, vzorky sedimentů 2x ročně, vzorky plavenin 4x ročně. Z důvodu menšího počtu vzorků pevných matric byla na základě hydrologické charakteristiky každého ze tří sledovaných profilů odlišena období normálního stavu, období sucha a období zvýšeného vodního stavu a stavu povodňové aktivity. Obrázek 1 Lokalizace odběrových míst 3. VÝSLEDKY A DISKUSE Základní údaje popisné statistiky byly zjištěny pro všechny sledované ukazatele, zde na jednotlivých vybraných případech jsou uvedeny a popsány rozdíly při extrémních vodních stavech. Střední hodnota koncentrací Cd v sedimentu je mezi 0,6 2,8 mg/kg, obdobně v plaveninách 1,6 3,8 mg/kg. Nejvyšší koncentrace Cd v pevných matricích byla zjištěna za normálního vodního stavu, a to 16,3 mg/kg pro plaveniny a pro sedimenty 5,7 mg/kg. Naproti tomu ve vodě byla nejvyšší koncentrace Cd za povodňového stavu a ověřena byla také zvýšená střední hodnota koncentrace Cd za povodňového stavu. Aktivita beta v rozpuštěných látkách v povrchové vodě byla pro každý vodní stav ve velkém rozsahu hodnot kromě údajů na profilu Labe Děčín, kde počet odběrů vzorků byl nízký a během odběrů nebyly dokumentovány všechny vodní stavy. Střední hodnota aktivity pro konkrétní profil nabývá pro každý vodní stav hodnot shodných, přičemž jednotlivé profily se hodnotou mediánu od sebe navzájem liší. 228

Obrázek 2a Koncentrace Cd při různých vodních stavech v povrchové vodě Obrázek 2b Koncentrace Cd při různých vodních stavech v matrici plaveniny 229

Obrázek 2c Koncentrace Cd při různých vodních stavech v matrici sediment Obrázek 3 Beta aktivita v rozpuštěných látkách při různých vodních stavech v povrchové vodě 230

Obrázek 4 Koncentrace karbamazepinu při různých vodních stavech v matrici povrchová voda Koncentrace karbamazepinu klesá se vzrůstajícím průtokem, nejvýrazněji je tento pokles zřetelný na profilu Labe Děčín, na ostatních profilech není tato závislost jednoznačná. 4. ZÁVĚRY Porovnáním koncentrací vybraných chemických látek (léčiva, pesticidy, radioaktivní izotopy, organické látky, kovy) při různých vodních stavech (sucho, normální, zvýšený, povodňový stav) bylo ověřeno, že nelze nalézt a popsat jednoznačný vztah mezi koncentrací látek a průtokem při odběru. Byly vysledovány případy, kdy zvýšené koncentrace látek byly prokázány při nízkém vodním stavu [karbamazepin ve vodě] a naopak s vyšším průtokem se zvýšily koncentrace látek ve vodním prostředí [kadmium ve vodě]. V případě aktivity beta v rozpuštěných látkách ve vodě bylo ověřeno, že naměřené hodnoty nezávisí na velikosti průtoku. Koncentrace látek pro jednotlivé matrice na profilu se lišily více než 100-krát, přesto vliv průtoku na koncentrace není možno považovat za rozhodující faktor. Odlišnosti vztahu mezi koncentrací látky a průtokem byla ověřena mezi různými profily, na jednom profilu byla koncentrace téměř konstantní pro všechny vodní stavy a na druhém byly vyšší hodnoty mediánu pro nízké vodní stavy a na dalším profilu až při povodňových stavech. Rozsah hodnocených analýz pro jednotlivé matrice v závislosti na průtoku přesahuje zde předložené a v diskusi uvedené příklady. Vliv průtoků při extrémních vodních 231

stavech na koncentrace látek v jednotlivých matricích nelze jednoznačně doložit, koncentrace látek ovlivňuje řada dalších faktorů. Při sledování a hodnocení koncentrací látek ve vodním prostředí je třeba posoudit vliv bodových, plošných a difúzních zdrojů znečištění i náhodných jevů (havárií) příležitostně zvyšujících chemickou zátěž vodního prostředí. 5. LITERATURA [1] DAŇHELKA, J. KUBÁT, J. (EDS.): Přívalové povodně na území České republiky v červnu a červenci 2009. Ministerstvo životního prostředí České Republiky, Český hydrometeorologický ústav. 72 s. ISBN 978-80-86690-75-9, 2009. [2] HYPR, D. HALÍŘOVÁ, J.: Stav a vývoj znečištění plavenin a sedimentů v tocích ČR na základě monitoringu ČHMÚ. Hydrologické dny 2010 sborník, s. 177-186. ISBN 978-80-86690-84-1, 2010. [3] VLNAS, R. et al.: Časová a plošná variabilita hydrologického sucha v podmínkách klimatické změny na území České republiky. VÚV T.G.M., ISBN 978-80-87402-11-5, 2010. SUMMARY This study compares concentrations during periods with altered water levels; particularly drought and flood episodes. However, normal water levels were also evaluated for more detailed overview. Relevant hydrological and chemical data were collected at several gauging stations at Elbe river and in outlet sections of its significant tributaries in 16-years long period (2000-2015). Representatives of diverse chemical groups (e.g. radionuclides, heavy metals, organic substances) based on regular long-term monitoring conducted by CHMI were selected for an assessment. Data from station Děčín near state border where Elbe river leaves Czech territory, station Němčice at Elbe river in the middle part of Elbe river basin and station Benešov at Ploučnice river whose basin is known as an area of uranium deposits were used in the assessment. It was shown that amounts of some of transported chemicals differ significantly with changing water level. Computations were performed for each matrix separately. Differences in concentrations of selected chemicals vary more than hundredfold. The various situations as described above were observed for surface water, transported suspended solids or sediments. RNDr. Pavel Stierand tel.: +420 541 421 049, e-mail: pavel.stierand@chmi.cz Český hydrometeorologický ústav Kroftova 2578/43, 616 67 Brno, Česká republika 232

VÝSKYT TRICLOSANU V POVRCHOVÝCH VODÁCH, SEDIMENTECH A PLAVENINÁCH J. Halířová 1. ÚVOD Triclosan (polychlorovaný phenoxy fenol) je syntetická látka s antimikrobiálním účinkem, pro který je přidávána do mnohých spotřebních produktů k redukci nebo prevenci bakteriální kontaminace. Je hojně užívaná v produktech osobní péče, čisticích přípravcích, humánních a veterinárních léčivech a v průmyslu. Do prostředí uniká při výrobě, ale zejména při použití výrobků, ve kterých je obsažen. V důsledku nadměrného užívání a jeho nedokonalého odstraňování při čištění odpadních vod (58% až 99% účinnost) vstupuje triclosan do životního prostředí, kde je detekován jak v povrchových vodách, sedimentech či půdách, tak ve vodních i suchozemských organismech včetně lidských tkání. Přestože triclosan není akutně toxický, mutagenní ani teratogenní pro savce, může mít nepříznivý vliv na ostatní organismy, obzvlášť při jejich dlouhodobém působení. Mezi mechanismy účinku patří narušování hormonální regulace a signálování, což ho řadí mezi tzv. endokrinní disruptory. Triclosan v chlorované pitné vodě může reagovat na chloroform, látku řazenou mezi pravděpodobné karcinogeny. Některé studie přisuzují triclosanu možnost vlivu na vznik rezistence bakterií vůči antibiotikům. Přesto, že jde o látku široce kontaminující životní prostředí, je běžně sledován v tocích ČR až v posledních letech. Přítomnost triclosanu byla v povrchových vodách ČR poprvé ověřena v letech 2006 2009 v rámci projektu zaměřeného na vliv městské aglomerace Brno na znečištění jednotlivých složek vodního ekosystému toku Svratky. Na základě výsledků projektu byl od roku 2010 triclosan zařazen do systematického sledování v rámci monitoringu pevných matric ČHMÚ a současně mezi kvalitativní parametry sledování jakosti povrchových vod. Příspěvek uvádí souhrnné informace o výskytu triclosanu, případně jeho metabolitu methyltriclosanu v jednotlivých složkách vodního prostředí v profilech sledování jakosti vody v povodí Labe a Lužické Nisy. 2. METODIKA Zpracována byla data koncentrací triclosanu v sedimentech, plaveninách a sedimentovatelných plaveninách získána v rámci monitoringu pevných matric ČHMÚ. Pro zhodnocení výskytu v povrchových vodách byla využita data 233

koncentrací triclosanu pořízená správci povodí (Povodí Labe, s.p.) v rámci provozního monitoringu povrchových vod v letech 2010 až 2015. Naměřené koncentrace byly zhodnoceny z pohledu časové distribuce a relevance výskytu pro jednotlivé matrice. Míra výskytu byla posouzena vzhledem k neexistenci kvalitativního limitu na základě porovnání s publikovanými nálezy látky v dalších evropských povodích. Pozornost byla věnována také změnám koncentrací triclosanu při minimálních průtocích vody během epizod hydrologického sucha. 3. VÝSLEDKY 3.1. Výskyt triclosanu v povrchových vodách V povodí Labe byl analyzován triclosan ve 2 797 vzorcích povrchových vod. 92 % hodnot koncentrací bylo pod mezí stanovitelnosti (MS = 5 ng/l, resp. 10 ng/l). Měřitelné koncentrace se pohybovaly v rozmezí 5 až 67 ng/l. Z hlediska porovnání s publikovanými údaji o výskytu triclosanu v evropských povodích lze konstatovat, že nálezy v povodí Labe jsou ve shodě a nepřekračují uváděné hodnoty pro povrchové vody (11 98 ng/l) [1]. Nejvyšší počet nálezů triclosanu nad MS byl zaznamenán v letech 2010 2011. Přehled uvádí tabulka 1. Tabulka 1 Přehled měřených hodnot triclosanu v povodí Labe povodí Labe 2010 2011 2012 2013 2014 2015 koncentrační rozpětí [ng/l] < LOQ - 24 < LOQ - 62 < LOQ - 14 < LOQ - 54 < LOQ - 25 < LOQ - 67 průměr 9 12 20 21 medián 7 9 12 16 počet hodnot 298 506 461 499 495 494 počet hodnot >LOQ 128 62 1 5 1 25 Z hlediska prostorové distribuce byl zaznamenán v roce 2010 častější výskyt triclosanu nad MS a celkově vyšší hodnoty na tocích s menšími vodnostmi (Úpa, Loučná, Cidlina, Chrudimka, Orlice, Jizera). Na profilech toku Labe byly dlouhodobě koncentrace ve většině případů pod MS, měřitelné koncentrace byly relativně stabilní s hodnotami 5 až 20 ng/l (ojediněle Lysá n. L. až 62 ng/l). V letech 2012 2014 byly nálezy triclosanu v povrchových vodách sporadické. Vzestup počtu měřitelných hodnot byl zaznamenán v roce 2015, a to nejčastěji v období měsíců s výskytem hydrologického sucha. Nejvyšší hodnoty okolo 60 ng/l byly podobně jako v letech 2010 2011 zjištěny na přítocích Labe. Přehled časové distribuce výskytu triclosanu na profilech Labe a jeho přítocích uvádí obrázek 1. Nejvyšší hodnoty triclosanu v povrchových vodách mimo oblast povodí Labe byly zaznamenány v roce 2015 v závěrovém profilu Lužické Nisy v Hrádku n. N. (458 234

ng/l). Lužická Nisa dlouhodobě vykazuje vysoký počet pozitivních nálezů triclosanu. Přehled časové distribuce výskytu triclosanu v povodí Lužické Nisy uvádí obrázek 3. Obrázek 1 Přehled časové distribuce triclosanu v povrchové vodě na Labi a na přítocích Labe Obrázek 2 Přehled časové distribuce triclosanu v povrchové vodě na Lužické Nise 235

3.2. Výskyt triclosanu v sedimentech a plaveninách Relevance pevných matric pro sledování triclosanu je dána vysokým rozdělovacím koeficientem octanol-voda (log Kow 4,8) a vysokým potenciálem pro sorpci na organickou hmotu [2]. V sedimentech povodí Labe byl triclosan analyzován ve 264 vzorcích, 60 % hodnot bylo pod MS. Měřitelné koncentrace se pohybovaly v rozmezí 5 až 123 µg/kg, median 15 µg/kg, průměr 24 µg/kg. Odlehlé vysoké hodnoty byly zaznamenány ojediněle na Labi v Lysé n. L., setrvale vyšší hodnoty byly měřeny na Bílině v Ústí n. L. (medián 54 µg/kg). Methyltriclosan byl detekován v sedimentech nad MS jen v 5 % případů v rozmezí 6 až 23 µg/kg. V plaveninách byl v porovnání se sedimenty zaznamenán vyšší počet měřitelných hodnot (z 682 vzorků bylo 80 % nad MS) a rovněž vyšší koncentrace triclosanu mezi 5 až 341 µg/kg (viz obrázek 3). Z přítoků stabilně nejvyšší hodnoty vykazuje Bílina. Hodnoty methyltriclosanu byly měřitelné v plaveninách ve 25 % vzorků a pohybují se mezi 5 až 75 µg/kg (median 7 µg/kg). Roční maxima methyltriclosanu byla měřena opakovaně na Bílině v Ústí n. L. (median 21 µg/kg). Koncentrace triclosanu na Labi a ostatních přítocích jsou jak v sedimentech tak plaveninách srovnatelné. Zjištěné hodnoty jsou ve shodě s publikovanými údaji z Německa a Švýcarska [1,3]. Podobně jako v povrchových vodách byly celkově nejvyšší hodnoty triclosanu vyhodnoceny v plaveninách na Lužické Nise v Hrádku n. N. Triclosan byl nalezen v rozmezí 6 966 µg/kg (median 169 µg/kg), methyltriclosan mezi 6 až 32 µg/kg. Obrázek 3 Charakteristika výskytu triclosanu v sedimentech a plaveninách 236

Obrázek 4 Časová distribuce triclosanu v plaveninách na Lužické Nise v Hrádku n. N. 4. ZÁVĚRY Triclosan je přítomen v tocích povodí Labe v měřitelných koncentracích s různou frekvencí jak v povrchových vodách, tak v sedimentech a plaveninách. Hodnoty nad MS jsou častěji měřeny v pevných matricích (40 až 80 % vzorků). Počet pozitivních nálezů v povrchových vodách je nízký (8 % vzorků). V povrchových vodách byly detekovány vyšší koncentrace častěji na menších tocích s nižšími vodnostmi. V sedimentech a plaveninách vykazují nejvyšší koncentrace dlouhodobě zatížené toky střední Labe, Bílina. Zjištěné koncentrace triclosanu v povodí Labe jsou v souladu s publikovanými údaji, pokud jde o výskyt v povrchových vodách jiných evropských povodí a nepřekračují významně uváděné nálezy (11 až 98 ng/l). Nejvyšší kontaminace triclosanem byla vyhodnocena v povodí Lužické Nisy, kde jeho koncentrace v povrchových vodách a zejména v plaveninách několikanásobně převyšuje průměrné hodnoty měřené v povodí Labe. Lužická Nisa v Hrádku n. N. je tokem s malou vodností (Q a = 5,401 m 3 /s) pod velkou městskou a průmyslovou aglomerací Liberec Jablonec n. N. a pod ČOV. Koncentrace triclosanu zde mohou představovat pro vodní ekosystém potenciální riziko zejména v období hydrologického sucha, kdy se jeho koncentrace v toku prokazatelně zvyšují. 237

5. LITERATURA SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 [1] SINGER, H. MÜLLER, S. TIXIER, C. PILLONEL, L.: Triclosan occurrence and fate of a widely used biocide in the aquatic environment: field measurements in wastewater treatment plants, surface waters, and lake sediments. Environ. Sci. Technol., 36, pp. 4998-5004, 2002. [2] YING, G.-G. YU, X.-Y. KOOKANA, R.S.: Biological degradation of triclocarban and triclosan in a soil under aerobic and anaerobic conditions and comparison with environmental fate modelling. Environ. Pollut., 150, pp. 300-305, 2007. [3] ZHAO, J.L. YING, G.-G. LIU, Y.-S. CHEN, F. YANG J.-F.: Occurrence and risks of triclosan and triclocarban in the Pearl River system, South China: From source to the receiving environment J. Hazard. Mater., 179, pp. 215-222, 2010. SUMMARY This paper presents information regarding the occurrence of triclosan and its metabolite methyltriclosan in individual water ecosystem matrices in profiles of the water quality monitoring in the 2010 2015 period, especially in the Elbe river basin and Lužická Nisa basin. Triclosan is a polychlorinated phenoxy-phenol with antibacterial and antifungal activity. It is an ingredient added to many consumer products as antibacterial agent. Studies have shown that triclosan alters hormone regulation in animals, it could contribute to the development of antibiotic-resistant germs and might be harmful to the immune system. Because of its widespread use, triclosan finds its way to waste water treatment plants. Depending on the technical capabilities of the plant, between 58% and 99% of the triclosan is removed before the treated water is released, but the rest will end up in surface waters. In the surface waters, sediments and SPMs of Elbe river basin, triclosan occurs at measurable concentrations with variable frequency. In case of the surface waters, higher concentrations are observed at smaller watercourses, in case of the sediments and SPMs, the highest concentrations are found in watercourses that are contaminated in long term middle Elbe and Bílina rivers. A significant triclosan contamination was found in the Lužická Nisa river basin, where the concentrations in surface waters and especially in SPMs, exceeded the average values measured in the Elbe basin severalfold. Lužická Nisa river as a water course with low discharge and high triclosan concentrations can therefore present a potential risk for its water ecosystems, in particular during periods of hydrological drought. RNDr. Jarmila Halířová tel.: +420 541 421 047, e-mail: jarmila.halirova@chmi.cz Český hydrometeorologický ústav Na Šabatce 17, 143 06 Praha Česká republika 238

PALEOLIMNOLOGICKÉ LABORATÓRIUM PRE VÝSKUM DNOVÝCH USADENÍN VODNÝCH NÁDRŽÍ A JAZIER R. Pipík, D. Starek, R. Milovský, J. Šurka 1. ÚVOD Moderné analytické metódy poskytujú rôznorodý a detailný geochemický, mineralogický a paleobiologický rozbor alebo meranie mechanických a fyzikálnych vlastností sedimentárneho materiálu a vyvodenie záverov o charaktere, zmenách a vývoji prostredia. Pre správnu interpretáciu je však nevyhnutný spoľahlivý odber nezmiešaných a neporušených sedimentov v čo najväčšej dĺžke, čo je v prípade vodných nádrží problémovým a najkritickejším procesom vzhľadom na hĺbku vodného stĺpca, prúdenie vody, hrúbku a litologické zloženie sedimentov a v neposlednom rade aj vzhľadom na počasie. Je to proces vyžadujúci si určité technické skúsenosti so zariadením ako aj odoberaným sedimentom, logistikou dopravy a skladovaním pri väčších vzdialenostiach (GLEW et al. [1]). Za týmto účelom boli vyvinuté viaceré limnologické technológie a postupy, o ktorých detailný prehľad podávajú LAST a SMOL [2]. Z prostriedkov Štrukturálnych fondov EÚ bolo na Ústave vied o Zemi SAV vybudované Paleolimnologické laboratórium pre prieskum a odber dnových usadenín vodných nádrží a jazier. 2. METODIKA 2.1. Sonar Prieskum dna sa vykonáva sonarom SB-216S typu chirp (tabuľka 1), ktorého zvukové vlny prenikajú dnovým sedimentom, čo je hlavný rozdiel oproti side sonaru zobrazujúcemu povrch dna. Na fyzikálnych rozhraniach dochádza k spätnému odrazu vĺn, ich registrácii a vytvoreniu digitálneho sonarového obrazu o topografii dna nádrže, celkovej hrúbke usadenín v jazere (nádrži), ich štruktúre a genetickom type v 2D líniových rezoch. Zároveň sonar umožňuje vyhľadávanie objektov iného než sedimentárneho pôvodu. Vysielaný zvukový FM signál je lineárne modulovaný na frekvenciu v rozmedzí 2 15 khz pri rýchlosti vĺn 20 m/s. FM zdroj je obyčajne nastavený na 2 kw výstup a 6 8 zvukových pulzov/s. Minimálna pracovná hĺbka vody je 3 m. Pri menšej hĺbke 239

vody je signál nečitateľný. Rýchlosť pohybu sonaru je 2 m/s a jeho pozícia je zaznamenávaná cez GPS. Sonar je upevnený na limnickej plošine vpredu (pozri bod 2.2), aby signál nebol rušený motorom, ktorý zabezpečuje pohyb plošiny. Napájanie sonaru je riešené systémom autobatérií alebo elektrocentrálou. Tabuľka 1 Technické parametre sonaru SB-216S od spol. EdgeTech Rozmery 105 x 67 x 40 cm Hmotnosť Pracovná frekvencia Vlnová dĺžka Vertikálne rozlíšenie 72 kg 2 16 khz 20 ms 6 10 cm Šírka lúča 17 24 Optimálna pracovná hĺbka Hĺbkový dosah Pracovná stanica Zobrazenie signálu Penetrácia signálu do dna Napájacie napätie Pohyb po vodnej hladine Obsluha 3 5 m nad dnom 300 m laptop, signál zo sonaru je prenášaný spevneným kevlarovým káblom okamžité s možnosťou registrácie do rôznych grafických formátov a s GPS súradnicami profilu zrnité vápnité piesky 6 m; íly 80 m 110/220 V alebo 12 V zavesený vpredu na plávajúcej plošine; pri ťahaní za člnom je sonar uchytený na plaváku 2 3 osoby 2.2. Limnická plošina Odber sedimentov sa uskutočňuje limnickou plošinou od rakúskej spol. UWITEC (tabuľka 2). Základným prvkom celej sústavy je hydraulický oceľový jadrovač zavesený na tripóde, ktorý je ukotvený na hliníkovej platforme a ovládaný systémom troch navijakov. Zjednodušená forma plošiny bez platformy a nafukovacích plavákov vo forme tripódu pripevnenom na drevenom ráme je využívaná na odber z vysušeného dna alebo ľadu vodnej nádrže. Hliníková konštrukcia dovoľuje jadrovanie až 23 m do dna sedimentov a max. hĺbke vody 100 m. Pri použití plošiny na vodnej hladine je potrebné celú sústavu pevne ukotviť pomocou štyroch 240

oceľových kotiev do dna, pričom dĺžka kotevného lana je dvojnásobkom hĺbky vody. Sedimentárne jadro sa odoberá mechanickým zatláčaním hydraulického oceľového jadrovača, vnútri ktorého sa nachádza plastová trubka (obrázok 1). Získané jadro uložené v plastovej trubke má dĺžku 2 m a priemer 6 cm. Následné jadro sa odoberá z toho istého vrtu, pričom odobratie je zabezpečené práve pevným ukotvením plošiny do dna. Pri jadrovaní dochádza k strate asi 20 cm sedimentu medzi dvoma jadrami ako nutný následok technologického postupu, preto je nevyhnutné realizovať dva paralelné vrty a následne ich korelovať. Odber v druhom paralelnom vrte začína na úrovni -1 m oproti prvému vrtu. Pohyb plošiny po jazere je zabezpečený benzínovým lodným motorom alebo elektrickým motorom napájaným elektrocentrálou v prípade chránených území. Tabuľka 2 Technické parametre limnologickej plošiny od spol. UWITEC Rozmery (š x d x h) 3,6 x 2,8 x 0,76 m Hmotnosť Materiál Vznášanie po vodnej hladine Pohyb po vodnej hladine Kotvenie Hĺbka vody Spôsob odberu sedimentov Penetrácia do dna Dĺžka sedimentárneho jadra Priemer sedimentárneho jadra Vhodnosť sedimentov pre vŕtanie Obsluha 450 kg hliníková konštrukcia 4 gumenné dvojkomorové plaváky elektrický alebo benzínový motor 4 kotvy min. 1,5 m; max. 100 m mechanické zatláčanie jadrovača pomocou kladiva a kladky upevnených na 3 m vysokom tripóde max. 23 m 2 m 6 cm íly až strednozrnné piesky 3 4 osoby 241

1 2 3 4 5 6 7 Obrázok 1 Hydraulický oceľový jadrovač (1) pre odber sedimentov sa zatláča spolu s plastovou trubkou (2) do sedimentu. Tesniaci krúžok (3), tesniaci rukáv (4) a jadrovacia korunka (5) zabezpečujú ostré prenikanie jadrovača do sedimentu a jeho udržanie v jadrovači pri extrúzii. Oceľový kužeľ (7) upevnený na tripóde prostredníctvom oceľového lanka (6) sa pri kontakte s dnom sedimentu zaaretuje na danej nadmorskej výške. Do dna zatláčaný jadrovač sa napĺňa sedimentom 242

2.3. Transport, uskladnenie a laboratórne spracovanie Sedimentárne jadrá v plastových trubkách sú pred náhodným poškodením chránené plastovou fóliou a uskladnené v transportnom boxe. Sedimenty sa skladujú v stabilných teplotných podmienkach pri teplote +4 C, aby nedošlo k rozkladu organických látok. Pre rozdelenie jadier na dve polovice sa využíva rezač jadier od spol. Geotek. Plastový obal je rozpolený dvoma elektrickými vibračnými brúskami alebo dvoma listovými nožmi, za ktorými nasleduje oceľové lanko deliace sediment na dve polovice. 3. VÝSLEDKY A DISKUSIA 3.1. Prieskum dna sonarom Systém sonarovania bol v našich podmienkach testovaný a využitý na Popradskom plese, Batizovskom plese a Velickom plese, na Malom Dunaji v úseku medzi obcami Tomášov-Jelka-Madarász-Čierna voda, na Karloveskom ramene v Bratislave, v zatopenom starom ílovisku v Pezinku a tajchoch v okolí Banskej Štiavnice. Účelom bolo predovšetkým overenie hrúbky sedimentov v plesách a tajchoch a nájdenie najvhodnejšieho miesta pre jadrovanie. Na ostatných lokalitách bol prevedený test na zisťovanie sedimentárnych štruktúr a kvartérnych tektonických porúch. Sonarovanie plies a tajchov, odhliadnuc od genetického typu vodnej plochy, sa vykonávalo na sedimentoch rovnakého litologického charakteru, preto aj výsledky sú v interpretácii sonarového záznamu veľmi podobné. Okraje a dno všetkých plies sú vyplnené veľkými a chaoticky usporiadanými granitovými blokmi z ľadovcových morén, na ktorých sú uložené limnické nespevnené sedimenty tvorené pelitmi a organickým sedimentom typu gyttja. Sonarovanie troch tatranských plies však poukazuje na významné rozdiely v hrúbke a priestorovej distribúcii sedimentov v jazerách aj medzi jazerami. V Popradskom plese (obrázok 2) sa najhrubšie akumulácie (až do 6 m) nachádzajú v JZ časti plesa v oblasti čelnej morény, pričom v centrálnej a najhlbšej časti sú akumulácie tenšie, do 3 m. Sedimenty vo Velickom plese dosahujú iba hrúbku do 0,75 m. Zisťovanie sedimentárnych štruktúr a tektonických porúch na Malom Dunaji a Karloveskom ramene bolo poznačené malou hĺbkou vody, ktorá iba zriedkavo presiahla 2,5 m, a prevládajúcou štrkovou sedimentáciou, ktorá umožňuje iba plytký prienik zvukových vĺn do sedimentu. Sonarový obraz v takomto prostredí bol nečitateľný a zložený zo sekundárnych odrazov. V miestach s hĺbkou vody väčšou ako 2,5 m poskytol sonarový záznam obraz o korytových štruktúrach, avšak žiadne recentné tektonické poruchy neboli zistené. 243

Neogénne ílové a pieskové sedimenty v okolí Pezinka sú známe svojou pestrosťou zloženia a vrstevnatosťou, preto bolo sonarovanie vykonané v zatopenom starom ílovisku pri Pezinku. Neogénne podložie je však z pohľadu zvukových vĺn už konsolidovaným sedimentom, preto nebola pozorovaná žiadna štruktúrovanosť sedimentov. Sonarový záznam poskytol obraz iba o antropogénnych zosuvoch a lokálnych akumuláciách ťaženého materiálu v ílovisku (obrázok 3). Obrázok 2 Pozdĺžny sonografický profil v Popradskom plese. Najväčšia hrúbka limnických sedimentov sa nachádza v juhozápadnej časti plesa blízko čelnej morény Obrázok 3 Sonografický profil v zatopenom ílovisku v Pezinku. Vrstevnaté sedimenty neogénu sú pre prenikajúce zvukové vlny homogénnym prostredím a vytvárajú výrazné sekundárne odrazy. Sonografický obraz poskytol iba informáciu o lokálnych akumuláciách ťaženého materiálu 244

3.2. Jadrovanie sedimentov SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Systém jadrovania z limnickej plošiny bol testovaný na Popradskom plese, Batizovskom plese, Velickom plese a tajchoch v okolí Banskej Štiavnice za účelom paleolimnologického a paleoekologického výskumu a na vodnom diele Gabčíkovo pre zistenie mechanických vlastností sedimentu. V tatranských plesách s veľmi pomalou sedimentáciou sú sedimenty silne zvodnené, preto bola namiesto systému tesnení, korunky a oceľového kužeľa (obrázok 1) použitá pre jadrovanie iba korunka s protistojnými lamelami. Osvedčil sa aj odber Kajakovým jadrovačom, ktorým sa odoberie iba najvrchnejší sediment o hrúbke 1 m a následne sa jadruje hydraulickým jadrovačom. Pri jadrovaní dochádza k ohybu vrstiev na rozhraní sediment / plastová trubka ako dôsledok trenia (GLEW et al. [1]), preto je nevyhnutné zvoliť primeraný tlak pri zatláčaní jadrovača (obrázok 4). Pri vysokom prítlaku môže dôjsť k ohnutiu sedimentu v celej šírke plastovej trubky. Určitou nevýhodou systému sa ukazuje vysoká hmotnosť konštrukcie, a to najmä pri montovaní a rozoberaní plošiny, pri ktorom je nevyhnutná súčinnosť min. 4 osôb, a pri prenášaní plošiny v podmienkach tatranských plies. Pevná a tuhá konštrukcia plošiny bola naopak veľmi výhodná pri jadrovaní na vodnom diele Gabčíkovo. Na súši skompletizovaná plošina bola žeriavom prenesená na vodnú plochu, kde sa pre ukotvenie a stabilizáciu plošiny v prúdiacej vode využil aj motorový čln. Výhodou konštrukcie je variabilita plošiny, ktorá umožňuje samostatné použitie celej hliníkovej platformy alebo iba jej časti pre upevnenie sonaru a prevoz jeho súčastí. Samostatne, bez platformy bol využitý aj tripód pre jadrovanie na tajchu Veľká Richňava s hrúbkou sedimentov 184 cm (BITUŠÍK et al. [3]). Pre zisťovanie textúrnych vlastností sedimentu a tafonomické vyhodnotenie sedimentárnych procesov sa osvedčil nedeštrukčný prieskum sedimentárneho jadra metódami 3D počítačovej tomografie, po ktorom nasleduje rozdelenie jadra rezačom a vzorkovanie sedimentu (obrázok 4). 245

Obrázok 4 Limnické nespevnené sedimenty tvorené svetlosivými pelitmi a tmavým organickým sedimentom typu gyttja z Popradského plesa (vľavo). Mikrotomografický záznam jadra so sedimentárnou výplňou z Batizovského plesa ukazujúci laminárny charakter sedimentu, v ktorom sa striedajú laminy ílu a prachu. Biela škvrna v ľavej dolnej časti záznamu je agregát fosfátového minerálu vivianit. Čierne škvrny sú vzduchové bubliny 246

4. ZÁVERY Paleolimnologické laboratórium pozostávajúce zo sonaru a hliníkovej limnickej plošiny umožňuje prieskum a odber vzoriek usadenín z dna jazier a vodných nádrží pre stanovenie mechanických, fyzikálnych alebo chemických vlastností usadenín predovšetkým pri riešení problematiky ekologických záťaží, zanášania vodných nádrží a výskume paleoklimatických zmien. Tento kombinovaný systém bol testovaný na viacerých vodných plochách Slovenska s kľudnou a tečúcou vodou a na pelitických až hruboklastických sedimentoch. Poukázal na dobrú zhodu predpokladanej hrúbky a typu sedimentov zo sonarového záznamu a následného odberu hydraulickým jadrovačom. 5. LITERATÚRA [1] GLEW, J.R. SMOL, W.M. LAST W.M.: Sediment core collection and extrusion. In: Last, W.M., Smol, J.P. (eds.).: Tracking environmental change using lake sediments. Volume 1: Basin analysis, coring, and chronological techniques. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 73-105, 2001. [2] LAST, W.M. SMOL, J.P. (eds.).: Tracking environmental change using lake sediments. Volume 1: Basin analysis, coring, and chronological techniques. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 548 pp, 2001. [3] BITUŠÍK, P. PIPÍK, R. TRNKOVÁ, K. SZARLOWICZ, K. JAKUBOWSKA, M. RECZYNSKI, W. MAJER, J. THOMKOVÁ, K. CHAMUTIOVÁ, T. ŠPORKA, F. STAREK, D. MILOVSKÝ, R. ŠURKA, J. HAMERLÍK, L.: Sedimenty banskoštiavnických vodných nádrží ako archív historických zmien prostredia. In: Sedimenty vodných tokov a nádrží. 17. 18. mája 2017, Bratislava, Slovenská republika. Pavel Hucko, Peter Tolgyessy (Edit.). Slovenská vodohospodárska spoločnosť pri VÚVH. Bratislava 2017, str. 159-170. POĎAKOVANIE Príspevok vznikol za finančnej podpory Agentúry na podporu výskumu a vývoja pre projekt APVV-15-0292. 247

SUMMARY The Paleolimnological laboratory at the Earth Science Institute allows a lake and dam sonar survey and coring of the bottom sediments. Inspection of bottom is conducted by chirp sonar SB-216S of the company EdgeTech to indicate the lake bottom topography and the total thickness of lake sediment in line sections. Limnic platform of the Austrian company UWITEC allows a coring of the lake sediments and examination of their paleontological record or mechanical, physical and chemical properties in laboratory, especially in fields of Quaternary climate change and environmental research. The article discusses the methods and our experiences of the sonar survey from the mountain lakes, dams and from the Little Danube River. Limnic platform was successfully used for the coring at the three alpine lakes in the High Tatra Mts., dams and Gabčíkovo dam at the Danube River. Before splitting the sedimentary cores by the core splitter of the company Geotek, non-destructive micro- CT inspection was applied for observation of the internal sedimentary structures. Dr. Radovan Pipík tel.: +421 48 321 3211, e-mail: pipik@savbb.sk Ústav vied o Zemi Slovenská akadémia vied Ďumbierska 1, 974 01 Banská Bystrica, Slovensko Mgr. DušanStarek, PhD. tel.: +421 2 3229 3219, e-mail: geolstar@savba.sk Ústav vied o Zemi Slovenská akadémia vied Dúbravská cesta 9, P.O.Box 106, 840 05 Bratislava, Slovensko Mgr. Rastislav Milovský, PhD. tel.: +421 48 321 3211, e-mail: milovsky@savbb.sk Mgr. Juraj Šurka tel.: +421 48 321 3211, e-mail: surka@savbb.sk Ústav vied o Zemi Slovenská akadémia vied Ďumbierska 1, 974 01 Banská Bystrica, Slovensko 248

VYUŽITÍ VÝZKUMNÉHO SONARU PRO STANOVENÍ MOCNOSTI SEDIMENTŮ J. Borovec, J. Vrzák, J. Knotek 1. ÚVOD Stanovením mocnosti sedimentů rozumíme zjištění horní a spodní úrovně sedimentu v různých částech nádrže. V případě horní úrovně sedimentu se jedná o styk sedimentu s vodou, v případě dolní úrovně o stanovení hranice původního terénu. Ani v jednom případě se nejedná o zcela přesně a jednoduše stanovitelnou hodnotu. V případě zjišťování horní úrovně sedimentu při napuštěné nádrži je hranice v mnoha případech obtížně definovatelná, neboť procento sušiny se v horní vrstvě pohybuje v jednotkách procent. Vlastní hranice se může lišit běžně o 10 cm, v extrémním případě i více. Záleží na zkušenostech řešitele, aby správně nakalibroval měřící zařízení a použil postupy, které eliminují následné nesrovnalosti při dokladování vytěžené kubatury. Vzhledem k uvažovaným velkým plochám může odchylka 10 cm znamenat významný rozdíl v celkové kubatuře sedimentu při deklaraci vytěžených kubatur jak ve prospěch, tak v neprospěch zainteresovaných stran. Při zaměření vypuštěné nádrže lze jednoznačně zaměřit horní úroveň sedimentu, nicméně v závislosti na době vypuštění a následného odvodnění, charakteru, procentu sušiny v sedimentu, apod., se bude tato úroveň v čase měnit. Při stanovení spodní úrovně sedimentu se v naprosté většině případů ocitáme v situaci, že není k dispozici dostatečně přesné a podrobné zaměření zátopy vodní nádrže před jejím zatopením. Zjištění spodní úrovně se tedy provádí pomocí stanovení mocnosti sedimentu. K dispozici je několik metod. Mezi klasické lze řadit například penetrační sondy, různé druhy jádrových či jiných vpichovaných nebo šroubovaných odběrů, velkoobjemové odběry, případně další. Z modernějších metod lze uvést geofyzikální metody (především georadar) a speciální sonary. V obou případech je nutná kombinace s jádrovými odběry, potažmo laboratorními rozbory, které slouží ke kalibraci jednotlivých modelů. Metody a způsoby použití se neustále vyvíjejí a upřesňují i v závislosti na technických parametrech jednotlivých používaných přístrojů. 249

2. METODIKA SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 Nejpokročilejším nástrojem pro stanovení povrchu i objemu sedimentů je výzkumný sonar s velkým výkonem, který je možné regulovat podle aktuálních podmínek (např. Simrad EK 50, Simrad, Norsko). Velkou výhodou těchto sonarů je i možnost nastavení doby trvání jednoho zvukového pulzu (pingu). Energie vložená do pulzu tak ovlivňuje hloubku penetrace do sedimentu, délka pulzu pak rozlišení sonaru, přičemž platí pravidlo čím kratší pulz, tím větší rozlišení záznamu. Při práci s výzkumným sonarem jsou zpravidla používány vysílače o dvou frekvencích, nižší (např. 38 khz) pro stanovení mocnosti sedimentů, a vyšší (např. 200 khz) pro přesnější stanovení povrchu sedimentů. 2D výstup signálu obou frekvencí včetně GPS polohy je kontinuálně zaznamenáván a ukládán pro další zpracování (obrázek 1). Obrázek 1 Plavidlo vybavené zařízením pro lokalizaci sedimentů, strukturu sedimentů, se sběrem dat pro tvorbu batygrafických map a map mocnosti sedimentů Následné zpracování záznamů zahrnuje postupně tyto kroky: stanovení čáry dna, integrace pingů do zvolených časových úseků a přepočet vertikální složky signálu na diskrétní vrstvy o tloušťce 2 5 cm. Takto upravený záznam poté vstupuje do speciálního převodníku obsahujícího algoritmy pro stanovení hloubky původního dna před zatopením, odhad množství vody a obsahu organických látek ve svrchní části sedimentů. 250

Jedná se o nepřímou metodu, se kterou je ale možné velmi efektivně pracovat v malém měřítku a získat detailní představu o horizontální i vertikální heterogenitě sedimentů a zejména jejich mocnosti. Model je nutno kalibrovat ze vzorků dlouhých kórů, průměr vzorku min. 100 mm. Minimální počet vzorků je u protáhlé nádrže 9 ks/km, ideálně 3 příčné transekty pro třech kórech, u široké nádrže 5 ks/10 ha. U nádrží středně velkých a velkých je doporučeno provést zrnitostní analýzy za účelem potenciálního rozdružení sedimentu na dílčí složky. V případě, že lze na základě analýz uvažovat s možností rozdružení, následují laboratorní testování, případně terénní poloprovozní zkoušky. Použití pro nádrže od 50 000 m 3 nebo od 50 ha nebo od 5 m hloubky. 2.1. Odběr hlubokých kórů pomocí zatloukacího odběráku Jedná se o přímé stanovení, při kterém je sediment z kóru po vrstvách vytlačen. Dále je slovně popsáno jeho makroskopické složení a následně je ve vrstvách provedeno stanovení obsahu sušiny (např. gravimetricky při 105 C do konstantní hmotnosti) a podílu organických látek v ní (např. gravimetricky jako ztráta žíháním při 550 C po dobu 2 hodin). Tloušťka jednotlivých vrstev je volena v závislosti na budoucí interpretaci výsledků, mocnosti sedimentů, analytických možnostech, apod. Při použití dlouhých kórů pro kalibraci sonarových záznamů je vhodné zvolit tloušťku vrstvy 5 6 cm, která odpovídá rozlišení sonarů s nižší frekvencí, nezbytných pro průzkum vertikálního profilu dna. Z výsledků stanovení lze snadno identifikovat vrstvy s hrubším materiálem nebo původní dno zatopené nivy (obrázek 2). Horní grafy na obrázku 2 (Obsah sušiny) znázorňují obsah pevného podílu po vysušení, dolní grafy (Ztráta žíháním) obsah organické hmoty v suchém pevném podílu. Hnědé čáry (zobrazené v rámečku) označují původní dno. Na kóru S10 je jasně zřetelná vrstva materiálu s nízkým obsahem organických látek (19 38 cm), v tomto případě hrubý písek. Náznak této vrstvy je patrný i na kóru S11, vrstva 19 cm zcela mizí v kóru S12. Takto byla lokalizována lavice hrubšího materiálu, včetně přibližného rozsahu. Rovněž lze konstatovat, že vrstva 70 115 cm (S11) odpovídá vrstvě 51 98 cm (S12) a pravděpodobně vrstva 26 64 cm (S11) odpovídá vrstvě 32 45 cm (S12). Odebraný materiál je následně možné použít pro další analýzy. Po identifikaci jednotlivých vrstev (např. povodně, 80. léta, aj.) je počet vzorků vhodné redukovat jejich proporcionálním spojením. Například u sedimentu o mocnosti 150 cm lze definovat 3 vrstvy po cca 50 cm. 251

Mocnost (cm) Mocnost (cm) Mocnost (cm) Mocnost (cm) Mocnost (cm) Mocnost (cm) SEDIMENTY VODNÝCH TOKOV A NÁDRŽÍ 2017 0 6 13 19 26 32 38 45 51 58 64 70 77 83 89 96 102 109 115 121 128 134 141 S10 Obsah sušiny (%) 0 20 40 60 80 0 6 13 19 26 32 38 45 51 58 64 70 77 83 89 96 102 109 115 121 128 134 141 S11 Obsah sušiny (%) 0 20 40 60 80 0 6 13 19 26 32 38 45 51 58 64 70 77 83 89 96 102 109 115 121 128 134 141 S12 Obsah sušiny (%) 0 20 40 60 80 0 6 13 19 26 32 38 45 51 58 64 70 77 83 89 96 102 109 115 121 128 134 141 S10 Ztráta žíháním (%) 0 5 10 15 20 25 0 6 13 19 26 32 38 45 51 58 64 70 77 83 89 96 102 109 115 121 128 134 141 S11 Ztráta žíháním (%) 0 5 10 15 20 25 0 6 13 19 26 32 38 45 51 58 64 70 77 83 89 96 102 109 115 121 128 134 141 S12 Ztráta žíháním (%) 0 5 10 15 20 25 Obrázek 2 Hluboké kóry použité pro kalibraci sonarových záznamů mocnosti sedimentů odebrané v příčném profilu nádrže 2.2. Stanovení množství sedimentu Stanovení množství sedimentu na základě DMT horní a spodní úrovně sedimentu je na první pohled poměrně jednoduchá úloha, kterou dostatečně fundovaný projektant či uživatel zvládne během relativně krátké doby. Předpokladem je, že předchozí kroky (DMT) byly vytvořeny správně. Přesto je nutno uvažovat s dalšími faktory, 252

které mohou dokladování kubatury značně zkomplikovat. Rozhodujícím kritériem jsou vlastnosti sedimentu (zrnitost, podíl organických látek) a podíl sušiny. Pro zpracování dat z DMT lze použít standardní softwarové vybavení, např. AutoCad, ale i další. Speciálně pro výpočet kubatur, částečnou analýzu a prezentaci výstupů byl vyvinut program SedimentAnalyzátor (sestávající se ze dvou součástí SonarSed a SonarCAD), který dokáže přes speciální převodník interpretovat data z výstupu výzkumného sonaru. Tento program je nadstavbou programu AutoCAD Civil 3D 2016 a byl vytvořen za účelem analyzování bodů a jejich interpretace jako sady povrchů znázorňující rozhraní mezi jednotlivými vrstvami o rozdílných vlastnostech. Program na základě vstupního textového souboru zpracuje data a vytvoří povrchy se zadanými parametry, které je možné dále zpracovávat a vytvářet z nich libovolné kombinace výstupů. Alternativně lze použít i jiné softwarové vybavení, např. Atlas. Informace o obsahu sušiny nebo organických látek jsou důležitými parametry, které mohou být využity při stanovení technologie těžby jako podklad pro návrh zkušební těžby (především z hlediska umístění zkušebního pole, ale i rozsahu a sledovaných parametrů při zkušební těžbě) nebo možného ovlivnění vodního prostředí v nádrži pod těžbou. Pomocí SedimentAnalyzátoru lze interpretovat: - pevné dno spodní úroveň sedimentu, - horní úroveň sedimentu, - mocnost sedimentu, - obsah sušiny, - obsah organických látek, - příčné a podélné profily nádrží s vyznačením sedimentu. 3. ZÁVĚRY Předložený text shrnuje výsledky výzkumu zaměřeného na identifikaci a kvantifikaci sedimentů ve vodních nádržích. Byl vyvinut algoritmus pro interpretaci sonarových záznamů a výpočet mocnosti a odhadu základních vlastností sedimentů. Dále bylo představeno zařízení pro odběr zatloukaných hlubokých kórů, které slouží pro kalibraci sonarových výstupů. PODĚKOVÁNÍ Tento příspěvek byl realizován s výhradní podporou projektu TAČR č. TA04021342 Sedimenty vodních děl nalezení, kvantifikace, popis, sanace nové postupy s ekonomickou efektivitou. 253

SUMMARY Here we summarize research results of a study aimed at the identification and quantification of sediments in freshwater reservoirs. We developed an algorithm for the interpretation of sonar data, and the calculation of sediment thickness as well as for the estimation of basic sediment characteristics. We have also introduced a device for the collection of sediment cores, which are used for the calibration of sonar output data. RNDr. Jakub Borovec, Ph.D. tel.: +420605159995, e-mail: jakub.borovec@bc.cas.cz Biologické centrum AVČR, v.v.i., SoWa Výzkumná Infrastruktura, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice, Česká Republika Ing. Jaroslav Vrzák HG partner, s.r.o., Smetanova 200, 250 82 Úvaly, Česká Republika Jaroslav Knotek PS PROFI, s.r.o., Traubova 6, 602 00 Brno, Česká Republika 254

SPOJENÍ VÝSLEDKŮ ANALÝZ SLOŽENÍ ČÁSTIC A PÓROVÉ VODY NASTAVENÍ ROZHODOVACÍCH KRITÉRIÍ PRO MANAGEMENT SEDIMENTŮ J. Borovec, J. Jan, T. Hubáček, I. Tomková 1. ÚVOD Sedimenty nádrží nepředstavují pouze celkové obsahy živin nebo toxických látek v sušině, ale jsou součástí nádrže a podléhají sezónním změnám podobně jako sama nádrž. Díky heterogennímu rozmístění sedimentu uvnitř nádrží je důležité nalézt hodnotící kritéria rizikovosti daných sedimentů, neboť klasické bilanční modely neobsáhnou tuto heterogenitu a řeší sediment pouze jako jeden celek uvnitř sledované nádrže. Iontové složení pórové vody slouží k objasnění procesů probíhajících uvnitř sedimentu a určení aktuálního množství látek rozpuštěných v sedimentu. Ionty v pórové vodě, včetně fosforu, se mohou uvolňovat ze sedimentu přímou difúzí, nebo rychleji díky bioturbaci bezobratlých živočichů (např. larvy pakomárů) a ryb, nebo resuspenzí sedimentu díky pohybům vody a expanzi (WETZEL [1]). Pokud je sediment anoxický (vyčerpán obsah rozpuštěného kyslíku a dále pak NO 3 - ) dochází k redukci sloučenin Fe III na Fe II a jejich rozpouštění. Díky tomu, že Fe III sloučeniny a zejména jeho (hydr)oxidy jsou hlavním vazebným partnerem pro P, dochází k současnému rozpouštění P do pórové vody. Další zdroj uvolňovaného P ze sedimentu představuje zejména bakteriální mineralizace fosforem bohatých organických látek. V tomto příspěvku bude představen metodický postup a hodnotící kritéria k posouzení dlouhodobého vlivu sedimentů na jakost vody v nádržích. Kritéria jsou založena na dvou laboratorních postupech analýze pórové vody a složení částic sedimentu. Výsledky vyplívají z průzkumu sedimentů z 10 nádrží, vybraných na široké škále trofie. 2. METODIKA 2.1. Analýza pórové vody Jako nejvhodnější metoda pro extrakci pórové vody se dnes jeví použití tzv. gelových minipeeperů (anglicky DET Diffusive Equilibration in Thin films, pro naše účely dále pouze minipeepery). Metoda využívá principu ustavení koncentrační rovnováhy mezi volně vázanou vodou v akrylamidovém gelu (91 % H 2 O) a okolní pórovou vodou (ZHANG a DAVISON [2], BOROVEC et al. [3]). Gelový minipeeper (DET) pro analýzu pórové vody se skládá z plexisklové destičky, vlastního gelu (viz dále), 255

polyethersulfonové membrány (porozita 0,4 µm) a krycího rámečku (obrázek 1). Minipeeper se zasune do sedimentu, kde je ponechán po dobu 24 hodin. Po vytažení je rozebrán, gel nařezán po požadovaném intervalu a zpětně vyextrahován v H 2 O a 1 % HNO 3 (pro více informací viz JAN et al. [4]). Tyto extrakty jsou dále analyzovány pro stanovení rozpuštěných iontů. Obrázek 1 Fotografie minipeeperu a schéma částí jeho sestavy 2.2. Frakcionační analýza P, Fe a Al Frakcionační analýza je sekvenční extrakce (obrázek 2) sedimentu sloužící ke stanovení koncentrací různých forem P, Fe, Al, které mají obecné vzorce chování (JAN et al. [5],[6]). Na základě extrakce analytů v postupných extrakčních krocích, které simulují extrémní situace jako anoxii či změnu ph, usuzujeme potenciál daných látek k rozpouštění za různých podmínek. Potencionálně uvolnitelným (rizikovým) P pak označujeme pouze určitou část P v sedimentu, např. P uvolnitelný pouhým vymytím (H 2 O frakce), P uvolnitelný v anoxii, tzn. P navázaný na amorfní Fe (hydr)oxidy (P v BD-I frakci) a dále pak organický fosfor označovaný jako NRP nereaktivní rozpuštěný P, který se stanovuje jako rozdíl mezi veškerým P (VP) a rozpuštěným reaktivním P (RRP). Tohoto P bývá nejvíce v NaOH extrakcích. Naopak formy P, které jsou pevnou součástí sedimentu a můžeme je označit jako stabilní, jsou anorganické formy vázané se sloučeninami Al (NaOH-I+II). 2.3. Kombinace frakcionační analýzy a složení pórové vody Pomocí kombinace stanovení složení částic (frakcionace), za současného stanovení složení pórové vody (minipeepery), lze odvodit, v jakém stavu se sedimenty v různých částech nádrže nachází, a jak mohou jakost vody ovlivňovat. Analýzy částic a iontového složení pórové vody je NUTNÉ provádět v odebraných kórech sedimentů, tedy neporušených vzorcích se zachovalým vertikálním profilem s přirozenými gradienty. 256

Obrázek 2 Schéma frakcionace dle JAN et al. [6] Ve schématu jsou popsány jednotlivé kroky, doba extrakce jednotlivými extrakčními činidly, jejich ph a teplota. V pravé části jsou popsány hlavní formy reaktivního P (RRP), nereaktivního P tvořeného organickými formami (NRP), železa (Fe) a hliníku (Al) extrahovaného v jednotlivých krocích. NRP je stanoven rozdílově jako veškerý P (VP) (RRP). 3. VÝSLEDKY Správné posouzení vlastností sedimentů ve vztahu k jakosti vody je vysoce expertní činnost vyžadující rozsáhlé zkušenosti. Na základě datového souboru řešitele a interpretace frakcionace a analýz pórové vody byly vytvořeny metriky, na základě kterých je možné sedimenty, dle vlivu na nádrž, pracovně rozdělit do tří kategorií (tabulka 1). 257

Tabulka 1 Kritéria k hodnocení rizikovosti sedimentu na nádrž a jejich rozdělení do kategorií Hodnocená metrika / Riziko uvolňování P ze sedimentu Vysoké Střední Nízké pokles P ve vertikálním profilu 0 10 cm strmý pomalý žádný pokles P ve frakci BD-I ve vertikálním profilu (0 10 cm) strmý malý žádný pokles NRP ve frakci NaOH-I ve vertikálním profilu (0 10 cm) strmý malý žádný poměr Fe/P v BD-I frakci ve svrchní vrstvě (0 2 cm) <10 10 20 >20 poměr Al/P v NaOH-I frakci ve svrchní vrstvě (0 2 cm) <10 10 20 >20 koncentrace celkového P v pórové vodě ve vrstvě 0 1 cm (mg/l) >1 1 0,2 < 0,2 nepřítomnost O2 nebo NO3 - ve vodě nad sedimentem ano epizodně ne 3.1. Sediment s vysokým rizikem uvolňování P Strmý pokles koncentrace celkového P ve vertikálním profilu sedimentu 0 10 cm ukazuje postupné uvolňování P z částic sedimentu. Trend v P BD-I (stejně jako Fe BD-I ) ukazuje na redukční rozpouštění aktivních (hydr)oxidů Fe s navázaným P nebo/a současně pokles NRP NaOH-I ukazuje na P uvolňovaný během mineralizace organických látek. Pro tyto sedimenty jsou dále typické nízké molární poměry Fe/P ve frakci BD-I (hodnoty < 10) a stejně nízké molární poměry Al/P ve frakci NaOH-I. Poměry ukazují vysokou saturaci sedimentu fosforem ať už díky jeho vysokým koncentracím nebo nízkým koncentracím vazebných složek pro P, tedy (hydr)oxidy jak Fe i Al. Sedimenty dále obsahují vysoké koncentrace P v pórové vodě ve svrchním profilu sedimentu (0 10 cm), které i v nejsvrchnější vrstvě (0 1 cm) neklesají pod 1 mg/l. Vysoký rozdíl mezi koncentrací P v sedimentu a vodě nad sedimentem jasně ukazuje na probíhající uvolňování P difúzí po koncentračním gradientu. Nepřítomnost dusičnanů a rapidní snižování koncentrace síranů s hloubkou sedimentu v pórové vodě jsou dalšími indikátory silně redukčního prostředí, které vedou k uvolňování P díky rozpouštění železitých sloučenin s P. 3.2. Sediment se středním rizikem uvolňování P Koncentrace celkového P v jednotlivých vrstvách s přibývající hloubkou klesají pozvolna. Podobně klesají i koncentrace RRP BD-I tak NRP NaOH-I a ukazují na stabilnější materiál sedimentu. Hodnoty poměrů Fe/P a Al/P v rozmezí 10 20 ukazují na nižší saturaci P než v předešlém případě a určitou volnou kapacitu sorpčního komplexu. Celkově nižší koncentrace P v pórové vodě a zejména koncentrace P nižší než 1 mg/l ve vrstvě pod rozhraním sedimentu s vodou (0 1 cm) ukazují na nízké uvolňování P ze sedimentu. Z případné přítomnosti NO 3 - můžeme usuzovat, že nedochází k rozpouštění Fe III sloučenin a uvolňování P z nich. Rizikovost tohoto sedimentu představuje možná sedimentace organických zbytků fytoplanktonu a rychlý rozklad tohoto materiálu v letní sezóně. V tomto období se 258

může koncentrace P v pórové vodě zvýšit, a tím docházet i k uvolňování P. Při rychlém rozkladu může dojít k vyčerpání kyslíku a dusičnanů a následnému rozpouštění (hydr)oxidů Fe a P i v nejsvrchnější vrstvě (za současné mineralizace organického P). Za takových podmínek nemusí být sorpční komplex k zadržení P v sedimentu dostačující. Proto je nutné monitorovat koncentrace kyslíku a dusičnanů ve vodě nad sedimentem v průběhu sezóny a nejlépe provést analýzu pórové vody alespoň dvakrát ročně, a sice během nebo po období sedimentace odumřelé biomasy sinic a řas v nádrži (srpen-září) a současně po zimě před začátkem produkčního období (duben). Období se mohou lišit v koncentracích P v nejsvrchnějších vrstvách a na základě jejich rozdílu můžeme určit změny, které se v sedimentu odehrály. Změny zahrnují zejména úbytek celkového P ve svrchní (0 1) cm vrstvě, změnu poměrů Fe/P a Al/P v daných frakcích a složení pórové vody. 3.3. Sediment s nízkým rizikem uvolňování P Sediment je typický stabilní koncentrací P v celé vrstvě 0 10 cm. Díky vysoké koncentraci vazebného komplexu tvořeného (hydr)oxidy Fe a Al (molární poměry Fe/P a Al/P >20) dochází k permanentnímu zadržování P. Při případném redukčním uvolňování P z (hydr)oxidů Fe může docházet k jeho opětovnému navázání na nenasycené (hydr)oxidy Al. Stabilní zadržování P je patrné z velice nízké koncentrace P v pórové vodě během celého roku. Přítomnost kyslíku a/nebo NO 3 - ve vodě nad sedimentem přispívá ke zdravému stavu sedimentu. 4. ZÁVĚR Na základě vertikálního profilu sedimentu, přesněji složení rozpuštěných iontů v pórové vodě a specifického složení částic sedimentu v těchto vrstvách, je možné stanovit chování sedimentu za podmínek v dané části nádrže a určit jeho rizikovost, kterou představuje uvolňování P do vody v nádrži. Sedimenty a procesy v nich se liší nejenom mezi jednotlivými nádržemi, ale výrazně také mezi podélnými a příčnými úseky uvnitř jedné nádrže v závislosti na vnitřní hydraulice, chemickém složení a biologických procesech jak ve vodním sloupci, tak uvnitř sedimentu. Proto je pro přímé stanovení vlivu sedimentu na kvalitu vody v nádrži nutné provést tyto analýzy v různých částech nádrže a nejlépe ve dvou obdobích roku. 5. LITERATURA [1] WETZEL, R.G.: Limnology: lake and river ecosystems, 3rd ed. Academia Press, San Diego, 2001. [2] ZHANG, H. DAVISON, W.: Diffusional characteristics of hydrogels used in DGT and DET techniques. Analytica Chimica Acta 398, 329-340, 1999. 259

[3] BOROVEC, J. JAN, J. JAROLÍMOVÁ, Z.: Využití gelových minipeeperů při sledování složení pórové vody v sedimentech. Zborník prednášok z V. konferencie s medzinárodnou účasťou Sedimenty vodných tokov a nádrží. [4] JAN, J. BOROVEC, J. HUBÁČEK, T.: Co umíme říct o sedimentech, aneb hodnocení sedimentů v nádržích ve vztahu k eutrofizaci. Vodní nádrže 2015. Sborník vodohospodářské konference 6. 7. října 2015. [5] JAN, J. BOROVEC, J. KOPÁČEK, J. HEJZLAR, J.: What do results of common sequential fractionation and single-step extractions tell us about P binding with Fe and Al compounds in non-calcareous sediments? Water Research 47, 547-557, 2013. [6] JAN, J. BOROVEC, J. KOPÁČEK, J. HEJZLAR, J.: Assessment of phosphorus associated with Fe and Al (hydr)oxides in sediments and soils. Journal of Soils and Sediments 15, 1620-1629, 2015. PODĚKOVÁNÍ Tento příspěvek byl realizován s výhradní podporou projektu TAČR č. TA04021342 Sedimenty vodních děl nalezení, kvantifikace, popis, sanace nové postupy s ekonomickou efektivitou. SUMMARY It is possible to predict the behavior of sediments in specific locations within the reservoir, and to determine the risks they pose in terms of P release into the water column, based on the results from the following two analyses: the vertical profiling of dissolved cations in the pore water and the specific composition of particles in the corresponding sediment layers. Due to the heterogeneity of sediment properties along both the longitudinal and transverse profiles of the reservoir, it is imperative to carry out these analyses on samples from several locations and even twice during the year. RNDr. Jakub Borovec, Ph.D. tel.: + 420605159995, e-mail: Jakub.Borovec@bc.cas.cz RNDr. Jiří Jan, Ph.D. tel.: +420387775890, e-mail: blondos@email.cz Ing. Tomáš Hubáček, Ph.D. tel.: +420387775865, e-mail: hubacektom@gmail.com Ing. Iva Tomková tel.: +420387775840, e-mail: iva.tomkova@seznam.cz Biologické centrum AVČR, v.v.i., SoWa Výzkumná Infrastruktura Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice, Česká republika 260

OBSAH Prednášky Str. Jiří Medek Koncepce Mezinárodní komise pro ochranu Labe pro nakládání se sedimenty... 3 Pavla Štěpánková, Martin Caletka, Robert Knap, Aleš Dráb Systém řízení monitoringu a údržbu VH infrastruktury... 11 Ladislav Kubík, Pavel Němec Sedimenty, jejich monitoring v kompetenci ÚKZÚZ a využití na zemědělské půdě v ČR... 21 Hana Hudcová, Miloš Rozkošný, Radek Novotný, Pavel Sedláček, Miriam Dzuráková Složení sedimentů malých retenčních vodních nádrží v zemědělské krajině a porovnání se sedimenty produkčních rybníků... 33 Radek Novotný, Miloš Rozkošný, Hana Hudcová, Tereza Hnátková, Michal Šereš Znečištění sedimentů vodních ploch určených k retenci smyvů z komunikací a vliv na kvalitu vod... 47 Dagmar Chalupová, Bohumír Janský Znečištění sedimentů postranních struktur Labe výsledky dosavadního výzkumu... 59 Miroslav Lukáč, Katarína Holubová, Radoslav Čuban, Peter Matok, Katarína Mravcová Modelové hodnotenie zmien v transporte sedimentov Dunaja na úseku medzi Devínom a Čunovom... 69 Jana Bernsteinová, Eva Ingeduldová, Petr Jiřinec Numerické modelování remobilizace silně znečištěných jemnozrnných říčních sedimentů... 79 Petr Jiřinec, Bertram Monninkhoff Posouzení morfologické stability revitalizačních úprav na řece Havole (Braniborsko, Německo) na 2D numerickém modelu... 87 261

Jakub Borovec, Jiří Jan, Jaroslav Vrzák, Jaroslav Knotek Metodika identifikace a kvantifikace sedimentů ve vodních nádržích... 95 Jaroslav Vrzák Postupy a identifikace možných rizik při realizaci záměru odstranění sedimentu z významné vodní nádrže příklady z praxe... 101 Petra Mončeková, Matej Béreš Vplyv kvality sedimentu na jeho ťažbu, transport a strojné odvodnenie... 109 Valentín Sočuvka Analýza zanášania vodného diela Veľké Kozmálovce... 117 Peter Ivan, Juraj Jurica, Jarmila Michalková Vodná stavba Veľké Kozmálovce problém zanášania zdrže a návrhy riešenia... 129 Radoslav Čuban Sedimenty vo vzťahu k zmene objemu VN Krpeľany... 139 Ľuboš Jurík, Miroslava Sedmáková, Jakub Fuska Analýza sedimentov tajchu Veľká Richňava... 149 Peter Bitušík, Radovan Pipík, Katarína Trnková, Katarzyna Szarlowicz, Małgosia Jakubowska, Witold Reczynski Juraj Majer, Katarína Thomková, Tímea Chamutiová, Ferdinand Šporka, Dušan Starek, Rastislav Milovský, Juraj Šurka, Ladislav Hamerlík Sedimenty banskoštiavnických vodných nádrží ako archív historických zmien prostredia... 159 Jarmila Makovinská, Elena Rajczyková Kvalita sedimentov vybraných tokov Slovenska... 171 Pavel Hucko Živiny v sedimentoch vodných nádrží... 183 Juraj Barborik Využití potrubí z tvárné litiny s minimalizací sedimentů v potrubí pro odvádění, akumulaci a dopravu vod... 193 Pavel Hucko, Vladimír Roško, Ladislav Babej, Daniela Lenártová Výskyt stopových prvkov v sedimentoch vodných nádrží SR výsledky monitoringu 2016... 207 262

Postery Jana Konečná, Jana Podhrázská, Petr Karásek, Petr Fučík Možnosti omezení znečištění povrchových vod z plošných zdrojů v povodí řeky Jihlavy... 219 Pavel Stierand Koncentrace vybraných chemických látek ve složkách vodního prostředí povodí Labe během extrémních vodních stavů... 227 Jarmila Halířová Výskyt triclosanu v povrchových vodách, sedimentech a plaveninách toků ČR... 233 Radovan Pipík, Dušan Starek, Rastislav Milovský, Juraj Šurka Paleolimnologické laboratórium pre výskum dnových usadenín vodných nádrží a jazier... 239 Jakub Borovec, Jaroslav Vrzák, Jaroslav Knotek Využití výzkumného sonaru pro stanovení mocnosti sedimentů... 249 Jakub Borovec, Jiří Jan, Tomáš Hubáček, Iva Tomková Spojení výsledků analýz složení částic a pórové vody nastavení rozhodovacích kritérií pro management sedimentů... 255 OBSAH... 261 263

264

V Ý S K U M N Ý Ú S T A V V O D N É H O H O S P O D Á R S T V A Komplexné vedecké pracovisko s aplikovaným výskumom v oblasti vodného hospodárstva Rozsahom svojich práca a výskumov jediné na Slovensku Poskytuje kvalifikované riešenia v oblastiach: Znečistenie povrchových a podzemných vôd Dodávka pitnej vody a bezpečnosť Odvádzanie a čistenie odpadových vôd, nakladanie s čistiarenským kalom Ochrana vodných zdrojov Ochrana podzemných vôd pred dusičnanmi a znečistením pesticídami Zmena klímy a jej vplyv na vodné hospodárstvo adaptačné opatrenia Protipovodňové opatrenia a ochrana vôd pred povodňami Hydromorfologické zmeny na tokoch, rybovody Nábrežie arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava 1 tel.: +421/2/5 9 3 4 3 336, fax: +421/2/5 4 4 1 8 4 7 9, e-mail: riaditel@vuvh.sk www.vuvh.sk 265