image
image
image
image
image
image
image
image
Čištění důlních vod
a napouštění zbytkových jam
Část II
Posouzení hydrochemických rizik vodních
útvarů povrchových vod vzniklých v důsledku
báňské činnosti a návrh jejich eliminace

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 2
Obsah
1.
IDENTIFIKAČNÍ ÚDAJE
............................................................................................................ 6
1.1.
Identifikační údaje objednavatele
........................................................................................... 6
1.2.
Identifikační údaje zpracovatele
.............................................................................................. 6
1.3.
Identifikace díla
.............................................................................................................................. 6
2.
PŘEDMĚT DÍLA
.......................................................................................................................... 7
3. ZPRACOVATELSKÝ
KOLEKTIV
.............................................................................................. 8
4.
ÚVOD
............................................................................................................................................. 9
5.
REŠERŠE
.................................................................................................................................... 14
5.1.
Vznik a složení důlních vod a průsaků z výsypek vytěženého materiálu
............. 14
5.2.
Charakteristika důlních vod a průsaků z výsypek
......................................................... 16
5.3.
Způsoby čištění důlních vod a průsaků z důlních výsypek
......................................... 17
5.3.1.
Abiotické způsoby čištění důlních vod a průsaků z výsypek
....................................18
5.3.2.
Biotické způsoby čištění důlních vod a průsaků z výsypek
......................................19
6.
LEGISLATIVA ........................................................................................................................... 31
7.
METODIKA................................................................................................................................ 34
7.1.
Podkladový
materiál
.................................................................................................................. 34
7.2.
Lokality ........................................................................................................................................... 34
7.3.
Statistické zpracování
............................................................................................................... 37
7.4.
Definování potenciálních rizik ohrožujících kvalitu vody ve vodních nádržích.
37
7.5.
Stupně trofie
................................................................................................................................. 38
7.6.
Kategorizace nádrží
................................................................................................................... 38
Podle stáří
........................................................................................................................................................38
Podle velikosti nádrže
................................................................................................................................38
7.7.
Vyhodnocení planktonu
........................................................................................................... 38
8.
VYHODNOCENÍ HYDROCHEMICKÝCH RIZIK VODNÍCH ÚTVARŮ POVRCHOVÝCH
VOD VZNIKLÝCH V DŮSLEDKU BÁŇSKÉ ČINNOSTI
............................................................ 40
8.1.
Úvodem
........................................................................................................................................... 40
8.2.
Potenciální riziko 1: Eutrofizace
........................................................................................... 41
8.2.1.
Vyhodnocení
rizika –
„Eutrofizace“
.................................................................................46
8.3.
Potenciální riziko 2: Rybářské využití
................................................................................ 47
8.3.1.
Vyhodnocení rizika –
„Rybářské využití“
......................................................................49
8.4.
Potenciální riziko 3
-
Postupné zazemňování nádrží
.................................................... 52
8.4.1.
Vyhodnocení rizika – „
Zazemnění nádrží“
...................................................................55
8.5.
Potenciální riziko 4: Změna chemismu vod
...................................................................... 55
8.5.1.
Vyhodnocení rizika –
„Změna chemismu vod“
..........................................................65
8.6.
Potenciální riziko 5: Rekreace
............................................................................................... 65
8.6.1.
Vyhodnocení rizika
-
„Rekreace“
.......................................................................................68
8.7.
Potenciální riziko 6: Specifické polutanty
......................................................................... 68
8.7.1.
Vyhodnocení rizika –
„Specifické polutanty“
..............................................................69

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 3
8.8.
Potenciální riziko 7: Fytoplankton s
ohledem na rozvoj sinic ................................... 69
8.8.1.
Kvantitativní hodnocení fytoplanktonu
...........................................................................70
8.8.2.
Kvalitativní hodnocení fytoplanktonu
..............................................................................71
8.8.3.
Porovnání nádrží podle výskytu sinic
...............................................................................74
8.8.4.
Poměrné zastoupení skupin v jednotlivých skupinách nádrží
................................75
8.8.5.
Saprobita .......................................................................................................................................76
8.8.6.
Shrnutí
............................................................................................................................................76
9.
CELKOVÉ ZHODNOCENÍ
KVALITY VODY DLE TYPU
VODNÍCH ÚTVARŮ A,
B, C, D
78
9.1.
Eutrofizace ..................................................................................................................................... 79
9.2.
Rybářské využití
.......................................................................................................................... 81
9.3.
Zazemňování
................................................................................................................................. 82
9.4.
Změna chemismu vod
............................................................................................................... 84
9.4.1.
Rekultivační vodní nádrže A1 až A6
..................................................................................85
9.4.2.
Vodní
plochy vzniklé na neupraveném rekultivačním terénu (B1 až B6)
.........86
9.4.3.
Vodní plochy vzniklé samovolně v rekultivovaném území (C1 až C6)
................86
9.4.4.
Vodní plochy vzniklé při patě výsypky (D1 až D6)
......................................................87
9.5.
Rekreace ......................................................................................................................................... 88
9.6.
Specifické
polutanty
................................................................................................................... 89
9.7.
Fytoplankton s ohledem na rozvoj sinic ............................................................................ 89
10.
VYHODNOCENÍ VÝSLEDKŮ
Z MONITORINGU KVALITY
ZDROJOVÝCH VOD
ZATOPENÝCH JAM BÝVALÝCH LOMŮ –
MOST, CHABAŘOVICE,
BARBORA.
................ 90
10.1. Jezero Barbora ............................................................................................................................. 90
10.1.1.
Metodika ........................................................................................................................................91
10.1.2.
Vyhodnocení přítoků
................................................................................................................92
10.1.3.
Celkové vyhodnocení kvality vod vodních příkopů v povodí jezera Barbora
...96
10.2.
Jezero Chabařovice (Milada)
.................................................................................................. 98
10.2.1.
Metodika ........................................................................................................................................99
10.2.2.
Vyhodnocení přítoků
............................................................................................................. 101
10.2.3.
Celkové vyhodnocení kvality vod vodních příkopů v povodí jezera Chabařovice
112
10.3. Jezero Most ..................................................................................................................................115
10.3.1.
Metodika ..................................................................................................................................... 116
10.3.2.
Vyhodnocení přítoků
............................................................................................................. 117
10.3.3.
Celkové vyhodnocení kvality vod vodních příkopů v povodí jezera Most
....... 130
11.
DOPORUČENÍ OPTIMÁLNÍCH ZPŮSOBŮ EKONOMICKY NENÁROČNÉHO A
DLOUHODOBĚ UDRŽITELNÉHO ZPŮSOBU ČIŠTĚNÍ DLE PŘEVAŽUJÍCÍCH
RIZIKOVÝCH FAKTORŮ..............................................................................................................
132
11.1.
Umělé mokřady pro čištění důlních a výsypkových vod s vyšším obsahem železa
a manganu .................................................................................................................................................132
11.1.1.
Hloubka vody ............................................................................................................................ 133
11.1.2.
Konfigurace mokřadního
systému................................................................................... 133
11.1.3.
Filtrační materiály
................................................................................................................. 134

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 4
11.2.
Umělé mokřady pro čištění důlních a výsypkových vod s vyšším obsahem
síranů
134
11.3.
Systémy pro zvýšení alkality drenážních vod
................................................................135
12.
ROZPRACOVÁNÍ JEDNOHO ČI VÍCE VYBRANÝCH VZOROVÝCH PŘÍKLADŮ NA
ELIMINACI TĚCHTO RIZIKOVÝCH FAKTORŮ.
..................................................................... 136
12.1.
Vzorové příklady využití umělých mokřadů
..................................................................137
13.
ZÁVĚR
...................................................................................................................................... 143
14. DER ABSCHLUSS ................................................................................................................... 145
15. LITERATURA .......................................................................................................................... 148
16.
SEZNAM OBRÁZKŮ
.............................................................................................................. 156
17. SEZNAM TABULEK ............................................................................................................... 158
18.
PŘÍLOHY
.................................................................................................................................. 159

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 5
Seznam zkratek
ALD
anoxic limestone drainage -
anoxické vápencové drenáže
SAPS
successive alkalinity producing systems -
systémy zvyšující alkalitu
UM
umělý mokřad
KČOV
kořenová čistírna odpadních vod
RAPS
reducing and alkalinity producing systems -
systémy produkující alkalitu
HF systémy
systémy s horizontálním průtokem
PRB
permeable reactive barriers -
propustné reaktivní bariéry
BSK
5
biochemická spotřeba kyslíku
CHSK
Cr
chemická spotřeba kyslíku
t
teplota
TOC
celkový organický uhlík
TP, Pcelk.
celkový fosfor
TN, Ncelk.
celkový dusík
RL105
rozpuštěné látky sušené při 105°C
RL550
rozpuštěné látky žíhané při 550°C
NL105
nerozpuštěné látky sušené při 105°C
Cd-rozp.
kadmium rozpuštěné formy
Ni-rozp.
nikl
rozpuštěné formy
Pb-rozp.
olovo rozpuštěné formy
Hg-rozp.
rtuť rozpuštěné formy
PAU
polycyklické aromatické uhlovodíky
PCB
polychlorované bifenyly
KNK-4,5
kyselinová neutralizační kapacita při pH 4,5
KNK-8,3
kyselinová neutralizační kapacita při pH
8,3
ZNK-4,5
zásadová neutralizační kapacita při pH 4,5
ZNK-8,3
zásadová neutralizační kapacita při pH 8,3
Chl
a
chlorofyl
KTJ
kolonii tvořící jednotka
NEK-RP
norma environmentální kvality vyjádřená
jako
celoroční průměrná hodnota
NEK-NPK
norma environmentální kvality vyjádřená jako nejvyšší přípustná koncentrace

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 6
1.
I
DENTIFIKAČNÍ ÚDAJE
1.1.
Identifikační údaje objednavatele
Název:
Ústecký kraj
sídlo:
Velká Hradební 3118/48, 400 02 Ústí nad Labem
zastoupený:
Oldřichem Bubeníčkem, hejtmanem Ústeckého kraje
IČ:
70892156
DIČ:
CZ70892156
bankovní spojení: Česká spořitelna a.s., č. ú.: 1983272/0800
pro věcná jednání: Ing. Jana Nedrdová, vedoucí oddělení strategie
tel.:
+420 475 657 944
e-mail:
nedrdova.j@kr-ustecky.cz
1.2.
Identifikační údaje zpracovatele
Název:
R-PRINCIP Most s. r. o.
sídlo:
Zdeňka Fibicha 2670/81,
434 01 Most
zastoupený:
Mgr. Martinem Kabrnou, Ph.D., jednatelem
IČ:
61326216
DIČ:
CZ61326216
registrace:
Krajský soud v Ústí nad Labem, oddíl C, složka
7024
bankovní spojení: ČSOB v Mostě, č. ú.:
715215873/0300
tel.:
+420 724 302 256
kontakt:
rprincip@rprincip.cz
1.3.
Identifikace díla
Název:
„Čištění důlních vod a napouštění zbytkových jam“
v
rámci
projektu Vita-Min,
č. 100266035
část
II:
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
SoD
č:
18/SML2600/SoD/SPRP
ze dne:
4. 6. 2018
termín plnění díla: do 6 měsíců od podpisu smlouvy (3.
12. 2018)

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 7
2.
P
ŘEDMĚT DÍLA
V souladu se
smlouvou o dílo je předmětem II. části plnění díla:
Jedním z výchozích podkladů pro zpracování této dílčí části budou výsledky a
závěrečná zpráva z hydrochemického monitoringu, který v roce 2017 probíhal na vybraných
24 vodních útvarech situovaných na hnědouhelných výsypkách v Ústeckém kraji.
Hydrochemický monitoring probíhal od března do prosince s měsíčním intervalem odběru
vzorků tak, aby byl zastižen celý hydrologický rok. Celkem bylo tedy provedeno 10 měsíčních
odběrů.
Výstupem této části bude souhrnná textová zpráva ve formátu WORD (min. rozsah
200 normostran) s doprovodnými přílohami (textové, tabulkové a grafické přílohy). Zpráva
bude mít následující základní osnovu:
1.
Rešerše dostupných způsobů čištění vod charakteru důlních vod s využitím mokřadů
a podobných způsobů biologického čištění
a)
Úvod do problematiky, shrnutí dosavadního vývoje, základní definice, legislativní
aspekty apod.
b)
Teoretické principy čištění vod – popis procesů z hlediska
fyzikálně-chemických
a
biologických jevů, které se na čištění podílejí
c)
Praktické možnosti čištění vod – rešerše praktických příkladů použití
biologických způsobů čištění ve světě a ČR, dosahované účinnosti čištění
u
jednotlivých kontaminantů, ekonomická náročnost, prostorové
požadavky
apod.
2.
Hodnocení kvality vod vodních útvarů na výsypkách
a)
Vodní útvary na výsypkách (24 lokalit) – vyhodnocení a posouzení výsledků
hydro-chemického
monitoringu prováděného v roce 2017
b)
Výrony a přítoky vod z podpovodí jezer vzniklých v zatopených zbytkových
jámách bývalých lomů (Most, Milada, Barbora) – posouzení výsledků
z
monitoringu kvality vod v příkopovém systému těchto jezer
c)
Celkové vyhodnocení kvality vod vodních útvarů na výsypkách a v okolí jezer a
definování klíčových rizikových faktorů podle typů vodních útvarů (nebeská
jezírka, výrony podpovrchových vod, akumulace vody při patě výsypky apod.)
3.
Doporučení optimálních způsobů ekonomicky nenáročného a dlouhodobě
udržitelného způsobu čištění dle převažujících (rizikových) faktorů
4.
Rozpracování jednoho či více vybraných vzorových příkladů na eliminaci těchto
rizikových faktorů (např. návrh založení mokřadu a jeho základních parametrů na
konkrétní typ vod charakteru důlních vod s predikcí potenciálního snížení
kvalitativních ukazatelů na výstupu z mokřadu, požadavky na následný
management atd.).
Předkládaná souhrnná zpráva je zpracována dle výše uvedené osnovy a obsahuje
s
doprovodnými přílohami celkem
201 normostran.
S
ohledem na omezené možnosti formátování tabulek v
programu WORD byly
přílohové tabulky č.
1,
3, 4 a 5 zpracovány v tabulkovém procesoru EXCEL, který
umožňuje pokročilé
automatické
formátování tabulky podle obsahu (barevné škály
apod.).
Tyto tabulky jsou pak ve zprávě vloženy ve formě obrázků a originální tabulky

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 8
v
editovatelné verzi
jsou pak v
samostatné příloze v
souborech .xls.
Celkový počet
normostran
souhrnné textové zprávy je následující:
Průvodní
text
138,7 NS
Příloha č. 1
3,7 NS
Příloha č. 2
4,0 NS
Příloha č. 3
27,4 NS
Příloha č. 4
23,8 NS
Příloha č. 5
3,4 NS
3.
ZPRACOVATELSKÝ
KOLEKTIV
Spolupráce na části II:
ENKI, o. p. s.,
Dukelská 145, 37901, Třeboň
www.enki.cz
Ing. Lenka Kröpfelová, Ph.D.
Ing. Marek Baxa, Ph.D.
Prof. Ing. Jan Vymazal, CSc.
Ing. Zdeňka Benedová
Ing. Jana
Šulcová
V
Mostě dne 15. listopadu 2018
Autorský kolektiv
R-PRINCIP Most, s.r.o.
Vedoucí kolektivu:
Mgr. Martin Kabrna, Ph.D.
……………………

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 9
4.
Ú
VOD
Povrchová těžba ovlivňuje všechny složky a funkce krajiny. Krajina započetím
těžby ztrácí logiku relativně plynulého vývoje, dochází k likvidaci ekosystémů,
k
nevratným změnám reliéfu, k oslabení až k likvidaci ekologických vazeb, ke snížení
biodiverzity,
zpravidla ke snížení rozmanitosti struktury krajiny, ve výsledku pak
k
celkovému snížení ekologické stability, k závažnému narušení estetických hodnot a
spolu s
výše uvedeným ke snížení obytného a rekreačního potenciálu krajiny
(Obrázek 1).
Někteří autoři označují těžební krajiny jako
krajiny se ztrátou
paměti.
Obrázek
1.
Povrchový důl Jiří
V krajinách narušených povrchovou těžbou se vyskytují území s rozdílným
stupněm narušení přirozeného oběhu vody, a to v celé pozemní části hydrologického
cyklu. Z hlediska
hydrologické funkce krajiny jsou nejpodstatnější změny reliéfu, které
zcela zásadně mění odtok vody do vodotečí, resp. často voda odtéká místo do toku do
těžební či zbytkové jámy. Druhým silným efektem zahloubených jam a čerpání vody z nich
je rozsáhlý pokles hladiny podzemní vody a narušení jejího přirozeného proudění
v
okolním
území.
Dalším zcela zásadním zásahem je zlikvidování podstatné části původní říční sítě
a její náhrada soustavou betonových koryt, potrubí,
stok atd. (Obrázek 2),
které vesměs
mají rozměry neodpovídající přirozeným průtokům, neboť byly záměrně
předimenzovány ve snaze zajistit extrémně bezpečnou ochranu důlních jam před
povodněmi. Dalším specifikem je hydrologický režim výsypek, který je dílem uměle
navozen drenáží. Ten se dlouhodobě postupně vyvíjí v závislosti na konsolidaci výsypky
a vývoji půdního profilu na jejím povrchu.
U výsypek i dalších rekultivovaných ploch se projevují další dvě zásadní odlišnosti
od přirozeného stavu povodí. Povrch výsypek v naprosté většině případů není vytvořen

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 10
tak, aby se podobal obvyklým
přirozeným morfologickým tvarům hydrologických povodí.
Totéž platí o drobných vodotečích na výsypkách, které téměř nikdy nemají typický
podélný profil s postupným ubýváním sklonu od pramene k ústí, ale naopak často střídají
sklonité úseky s "horizontálně" vedenými úseky.
Obrázek
2.
Příklady umělých stok, příkopů a odvodňovacích kanálů
Uměle vytvořený monotónní reliéf a sít' vodotečí jsou mnohem méně odolné vůči
procesu eroze, transportu splavenin a jejich sedimentaci. Lze očekávat,
že i v
měřítku
desetiletí se objeví (v závislosti na náhodném výskytu extrémních přívalových dešťů)
s
říční sítí značné problémy.
Dalším typem specifického území jsou zaplavené propadliny (pinky), důsledek
hlubinné těžby. V porovnání s destrukcí odtokového systému povrchovou těžbou jsou
hydrologické následky propadlin v podstatě příznivé, přispívají k zadržení
vody v krajině,
a pokud jsou ponechány přirozenému vývoji, vytváří se na nich hydrologické poměry i pro
okolní území často prospěšné.
Specifickým jevem je také vznik zamokřených území u pat výsypek nebo u pat etáží
výsypek. Při vhodném návrhu rekultivace lze tato území využít pro zlepšení
hydrologického režimu obnovené krajiny.
Povrch důlních jam, povrch výsypek, budovy a manipulační plochy závodů jsou
zbaveny vegetace a půdy a chovají se jako poušť, nezadržují vodu a
dopadající
sluneční
energie se mění na teplo nebo se odráží. Za slunečného počasí se tedy tyto povrchy
přehřívají,
a naopak v
noci rychle chladnou vyzařováním tepla. Vytvářejí se tak velké
rozdíly teplot mezi dnem a nocí. Krajina se chová jako poušť, protože postrádá hlavní
klimatizační složky – vegetaci a vodu. Voda a vegetace totiž
váže
sluneční záření do
skupenského tepla vody, tedy do vodní páry.
Z
funkční vegetace se odpaří (transpirací)

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 11
při dostatku vody 3 – 6 litrů vody z metru čtverečného za den, tímto způsobem se
váže a
disipuje (účelně rozptyluje) více než polovina dopadající sluneční energie. V
noci pak
vodní pára zkondenzuje a uvolní vázanou energii v podobě tepla zpět do svého okolí.
V
krajině s funkční
vegetací,
dobře zásobené vodou jsou nízké rozdíly mezi denními
a
nočními teplotami. Absence tohoto procesu na velkých plochách má za následek jak
změnu hydrologického cyklu (voda odtéká, neodpařuje se, otevírá se velký vodní cyklus)
tak i změnu teplotních poměrů a následkem toho změnu distribuce místních srážek i
proudění
vzduchu. Velké odvodněné plochy jsou patrné na družicových snímcích
v
teplotní oblasti spektra. Následky plošného odstranění vegetace a odvodnění lze
pozorovat a hodnotit sledováním změn odtoků vody, distribuce srážek (v čase a prostoru),
diurnálními změnami teplot (změny
teplot v
průběhu dne a noci) a změnami teplotního
rozložení na velkých plochách v čase.
Z
odvodněných ploch při slunečném počasí stoupá vzhůru teplý a suchý vzduch,
který může nepříznivě ovlivnit vývoj vegetace na svazích, a hlavně ve vrcholových partiích
hor v
době letního přísušku.
S
hydrologickou funkcí je spojen též transport živin a
rozpuštěných látek z povodí vodotečemi nevratně do moře. Z narušené krajiny bez
vegetace odtéká více látek nežli z
krajiny s
uzavřeným vodním cyklem, snižování ztrát
látek z povodí je tedy měřítkem funkčnosti krajiny a uzavírání koloběhu
látek.
Funkční
krajina vodu zadrží,
voda z
ní odtéká pravidelně, nezávisle na srážkách a obsahuje nízké
koncentrace rozpuštěných látek (alkalických kovů,
uhličitanů).
Velkoplošná hnědouhelná těžba v České republice se významně podílí na destrukci
všech těžbou dotčených přírodních a sociálních složek krajiny v Mostecké a Sokolovské
pánvi. Již 60 let je zde realizována rekultivace, jejíž nedílnou složkou je i soubor
hydrologických
rekultivací. V obou těchto revírech bylo do roku 2010 ukončeno a
rozpracováno 1 496 ha hydrologických rekultivací s významnou ekologickou,
ekonomickou a sociální funkcí. Rekultivační vodní díla se postupně stávají významnou
složkou a součástí nově vznikajícího Genia loci
post-těžební
podkrušnohorské pánevní
krajiny (Lhotský ed., 2013).

image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 12
Obrázek
3.
Příklady rekultivované krajiny
Za největší pozitivum považují obyvatelé kraje okolní přírodu a zlepšující se stav
životního prostředí
(Obrázek 3).
Vodní zdroje ČR jsou prakticky závislé na množství a rozdělení atmosférických
srážek a naprostá většina vodních zdrojů závisí na zadržení a akumulaci vody na našem
území. Česká republika má omezené vodní zdroje, až na malé výjimky na naše území
nepřitéká voda povrchová, jsme závislí na vodě ze srážek. Prakticky veškerá voda
odtud
řekami odtéká do okolních moří. Proto je nesmírně důležité, abychom maximálně
zpomalili odtok povrchových vod, zvyšovali retenční schopnost krajiny a vytvořili co
nejvíce akumulačního prostoru, který by pojal nejen vody z jarního tání, ale i z přívalových
dešťů (Štýs, 2004).
Vláda ČR v roce 2017 schválila strategický dokument „Koncepce ochrany před
následky sucha pro území České republiky“. Hlavním cílem této koncepce je vytvoření
strategického rámce pro přijetí účinných legislativních, organizačních, technických a
ekonomických opatření k minimalizaci dopadů sucha a nedostatku vody na životy a
zdraví obyvatel, hospodářství, životní prostředí a na celkovou kvalitu života v ČR.
Koncepce mj. navrhuje komplex opatření, kterými je možné nepříznivé důsledky sucha a
nedostatku vody zmírnit či zcela eliminovat.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 13
Jedním z cílů opatření je zvýšení retence vody v krajině a zvyšování odolnosti
vodních ekosystémů vůči hydrologickým extrémům. Na většině území České republiky
brání uplatnění tohoto opatření v praxi náročný proces řešení majetkových vztahů na
dotčených lokalitách. Tento náročný proces zcela odpadá v rekultivovaných územích po
povrchové těžbě nerostných surovin, kde je jen jeden majitel. Dalším opatřením výše
uvedené koncepce je obnova přirozených vodních prvků v krajině. Tyto vodní prvky jsou
klíčové pro zachování biologické rozmanitosti krajiny, tedy je na nich vázáno významné
množství vzácných a ohrožených druhů a plní řadu ekosystémových služeb. Přispívají ke
zpomalení odtoku vody z území, podporují zachycení živin a eliminaci transportovaného
znečištění.
Mokřady přispívají k procesu fixace uhlíku v sedimentech a přispívají
k
posilování procesů krátkého koloběhu vody.
Vytvářejí
podmínky pro udržení příznivých
klimatických parametrů v krajině
v
období sucha. Mokřady představují významné
stabilizační prvky v krajině.
Mokřady jsou ekosystémy, ve kterých se vyvíjí vegetace adaptovaná k zaplavení.
Vyznačují se přítomností vody sahající buď k povrchu půdy, nebo alespoň do kořenové
zóny. Mokřadní půda má zvláštní vlastnosti a liší se od ostatních půd, např. nízkým
obsahem kyslíku (Mitsch a Gosselink, 2007). Mokřadní rostliny zadržují a váží živiny,
umožňují jejich recyklaci a snižují stupeň trofie vody. Mokřady jsou významnými
krajinnými prvky, které mají nezastupitelnou úlohu v hydrologickém cyklu. Jsou schopny
zadržovat vodu, zmírňovat povodňové vlny v dolních částech
povodí.
V
posttěžební krajině mokřady mohou plnit řadu ekosystémových služeb.
Jejich
uplatnění nemusí být omezené jen na hydrické rekultivace, ale zejména v
oblastech
s
lesnickou, zemědělskou a kombinovanou rekultivací se mohou stát významnými
biocentry, podporujícími
biologickou rozmanitost druhů, zlepšovat hydrologický režim a
podobně.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 14
5.
R
EŠERŠE
5.1.
Vznik a složení důlních vod a průsaků z výsypek vytěženého materiálu
Haldy jsou vytvářeny odpadním materiálem z podzemní těžby, lomů a povrchové
těžby. Důlní
haldy jsou považovány za prostředí velmi narušené a velmi chudé z hlediska
živin a
mikrobiálního
oživení, což má negativní environmentální dopad (Wijesekara et al.,
2016).
Kyselé drenážní vody vznikají v důlních oblastech nebo v jejich blízkosti (Moodley
et al., 2018). Tyto oblasti typicky zahrnují aktivní nebo opuštěné doly jak povrchové nebo
hlubinné (Udayabhanu a Prasad, 2010; Măicăneanu et al., 2013). Sekundární zdroje
kyselých důlních vod zahrnují výsypky, zásobní haldy kovových rud, důlní laguny, cesty,
po nichž se ruda dopravuje, zaplavené lomy a kalová důlní pole (Gray, 1997; Johnson a
Hallberg, 2005; Weisener a Weber, 2010; Dold, 2017).
Drenážní vody z důlní činnosti a výsypek
s
vyšším obsahem síranů vznikají, když
se sirníky (sulfidy) dostanou do kontaktu s kyslíkem a vodou. Ačkoliv tento proces vzniká
i přirozenou cestou, důlní činnost podporuje tento proces tím, že zvyšuje množství
sirníků, které se dostávají do styku se vzduchem (kyslíkem) a
vodou (Akcil a Koldas,
2006). Nejčastějším sirníkem, který ovlivňuje složení drenážních vod, je pyrit (FeS
2
).
Všeobecně se předpokládá, že proces zvětrávání pyritu není jenom chemický proces, ale
také biogeochemický a některé baktérie mohou hrát roli katalyzátoru, který může
rychlost zvětrávání zvýšit až stonásobně (Kelly, 1991).
Reakce, které charakterizují rozpouštění pyritu, jsou dobře známy a jejich
výsledkem je produkce kyseliny sírové (2 moly kyseliny na 1 mol pyritu), která vytváří
podmínky pro rozpouštění železa (Kelly, 1991; Elberling et al., 2003; Chou et al., 2013):
FeS
2
+
7
/
2
O
2
+ H
2
O → Fe
2+
+ 2 SO
42-
+ 2H
+
(1)
Fe
2+
+
¼
O
2
+ H
+
→ Fe
3+
+ ½ H
2
O
(2)
Fe
3+
+ 3 H
2
O → Fe(OH)
3
+ 3H
+
(3)
FeS
2
+ 14 Fe
3+
+ 8 H
2
O → 15 Fe
2
+ + 2 SO
42-
+ 16 H
+
(4)

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 15
Biogeochemický model oxidativního zvětrávání pyritu tedy může být popsán třemi
hlavními kroky (Johnson a Hallberg, 2003; Wei and Wolfe, 2013; Nordstrom et al., 2015):
1. V první fázi je pH neutrální a oxidace pyritu je zapříčiněna působením
kyslíku (rovnice 1) a mikrobiální činností, především baktériemi
Thiobacillus
ferrooxidans
,
Leptospirillum ferrooxidans
a
Acidithiobacillus ferrooxidans
. Oxidace
probíhá pomalu, a to i při vysokých koncentracích pyritu. Přirozená alkalita vody
je vždy dostačující na potlačení acidity, která vzniká. Tvorba hydroxidu železa
(rovnice 2 a 3), která zahrnuje hydrolýzu železitých iontů, probíhá abioticky za
současného snížení pH, které zůstává na hodnotách kolem 4,5. Koncentrace síranů
je v této fázi vysoká.
2.
Ve druhé fázi, kdy je přirozená neutralizační kapacita vyčerpána, se
kumuluje vytvořená acidita, která způsobuje pokles pH. Jako odezva na zvýšenou
aciditu se zvyšuje mikrobiální aktivita za současného poklesu množství pyritu,
který je oxidován. Oxidace pyritu podle rovnice (1) pokračuje na rozdíl od oxidace
železitých iontů (rovnice 2), která je především kontrolována mikrobiální
aktivitou. Koncentrace síranů zůstává vysoká a celková koncentrace železa se
zvyšuje. Poměr Fe
3+
/Fe
2+
je velmi nízký a pH prostředí se pohybuje v rozmezí
2,5
4,5.
3. Ve třetí fázi je pH v blízkosti pyritových částic <3 a rychlost tvorby
kyseliny kolísá v závislosti na rozpustnosti Fe a také na snížené tvorbě sraženin
Fe-oxidů
a hydroxidů. Oxidace železnatých iontů je určována mikroorganizmy, což
nepřímo ovlivňuje oxidaci pyritu ionty
Fe
3+
(rovnice 4). Z toho vyplývá, že ustálená
aktivita iontů
Fe
3+
je kontrolována kombinovaným působením bakteriální oxidace
iontů
Fe
2+
, redukcí iontů
Fe
3+
pyritem a tvorbou Fe-síranů
a komplexních
hydroxidů. V této fázi je pH <2,5. Acidita, koncentrace síranů a
celkového Fe je
vysoká a stejně tak vysoký je i poměr
Fe
3+
/Fe
2+
.
Biogeochemická oxidace pyritu může probíhat dvěma oxidačními
mechanismy: a) anorganická oxidace a biologická oxidace. Oba
mechanismy se
mohou vyskytovat současně a jejich míra je určována pH a Eh (redoxním
potenciálem) v prostředí a faktory
limitujícími
bakteriální růst. Oproti tomu,
anorganické mechanismy jsou a) přímá oxidace kyslíkem a b) nepřímý efekt, kde
oxidačním činidlem je železitý ion (Favas et al., 2016).

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 16
V případě zvětrávání jiných sirníků, je produkovaná kyselina stejná, jen se mění
složení kovů v roztoku, které závisí na složení sirníku. Oxidace sirníků může být
schematicky zapsána takto (Cidu et al., 1997,
rovnice 5, 6):
(Fe, Me) S
2
+
7
/
2
O
2
+ H
2
O →
Fe
2+
aq, Me
2+
aq + 2 SO
42-
+ 2H
+
(5)
Fe
2+
aq +
½
O
2
+ H
+
→ Fe
3
+aq+ H
2
O
(6)
Oxidativní zvětrávání pyritu a dalších sirníků může být popsáno různými
rovnicemi, ale všechny v podstatě reprezentují komplexní přirozené procesy, které berou
v potaz následující faktory:
rozpouštění kovových iontů nebo jejich srážení ve formě
stabilních,
nerozpustných forem jako hydratované oxidy, karbonáty, sírany, fosfáty,
silikáty a sirníky
konverze síry na sírany
produkce acidických roztoků (Seal a Shanks, 2008; Kim, 2015).
Nejčastějším
znečištěním
důlních vod a průsaků z hald
je
zvýšený obsah železa
a
síranů, které vznikají při oxidaci pyritu.
5.2.
Charakteristika důlních vod a průsaků z výsypek
Důlní vody a průsaky z výsypek jsou většinou charakterizovány těmito parametry:
pH, acidita, železo, mangan, hliník, sírany a arsen. Příklady složení důlních vod a průsaků
z
výsypek
viz Tabulka 1, Tabulka 2, Tabulka 3.
Tabulka 1.
Hodnoty pH a acidity (mg/l CaCO
3
) v důlních drenážních vodách a v průsacích z výsypek.
Lokalita
Původ vod
pH
Acidita
Reference
Ohio, USA
Uhelný důl
2,82
1514
Mitsch a Wise (1988)
Rio Tinto, Španělsko
Výsypky z dolů kovových rud
0,96-3,25
Hubbard et al.(2009)
Benhar, Skotsko
Výsypka
2,6-3,2
551
Heal a Salt (1999)
USA, 142 UM
Drenáž uhelných dolů
257
Wieder (1989
Jižní Afrika,
6 uhelných dolů
2,65-29
Bell et al.(2001)
Anglie
Průsak z výsypky
3,29-4,17
1360-3322
Jarvis et al. (2006)
Pennsylvánie, USA
34 uhelných dolů
4,67
149
Girts et al. (1987)
Pennsylvánie, USA
11 uhelných dolů
4,9
170
Girts a Kleinmann (1986)
Tennessee, USA
Uhelný důl
5,7
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
3,1
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
5,7
Brodie (1991)

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 17
Tennessee, USA
Uhelný důl
5,6
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
5,6
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
3,5
Brodie (1991)
Tabulka 2.
Koncentrace železa, managnu a hliníku (v mg/l) v důlních drenážních vodách a v průsacích z
výsypek.
Lokalita
Původ vod
Fe
Mn
Al
Reference
Ohio, USA
Coal mine
366
6,5
139
Mitsch a Wise (1988)
Rio Tinto,
Španělsko
Výsypky z dolů kovových rud
682-
45595
26-202
390-
3796
Hubbard et al.(2009)
Benhar, Skotsko
Výsypka
247
70
68
Heal a Salt (1999)
USA, 142 UM
Drenáž uhelných dolů
61
38
21
Wieder(1989)
Jižní Afrika
6 uhelných dolů
77-726
3,9-49
32-87
Bell et al. (2001)
Anglie
Uhelné výsypky
278-688
165-
238
97-298
Jarvis et al. (2006)
Pennsylvánie, USA
34 uhelných dolů
16,1
16,1
4,51
Girts et al. (1987)
Pennsylvánie, USA
11 uhelných dolů
33
26
Girts a Kleinmann
(1986)
Tennessee, USA
Uhelný důl
12
8,0
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
69
9,3
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
65
16,8
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
150
6,8
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
17,9
6,9
Brodie (1991)
Tennessee, USA
Uhelný důl
40
13,0
Brodie (1991)
Tabulka 3
. Koncentrace síranů a arsenu (mg/l) v důlních drenážních vodách a v průsacích z výsypek.
Lokalita
Původ vod
SO
4
2-
As
Reference
Ohio, USA
Uhelný důl
2193
Mitsch a Wise (1988)
Rio Tinto, Španělsko
Výsypky z dolů kovových rud
10752-116160
0,1-222
Hubbard et al. (2009)
Benhar, Skotsko
Výsypka
2416
Heal a Salt (1999)
Jižní Afrika
6 uhelných dolů
910-3840
Bell et al. (2001)
Anglie
Uhelné výsypky
6334-11176
Jarvis et al. (2006)
Pennsylvánie, USA
34 uhelných dolů
131
Girts et al. (1987)
Pennsylvánie, USA
11 uhelných dolů
270-1600
Girts a Kleinmann (1986)
5.3.
Způsoby čištění důlních vod a průsaků z důlních výsypek
Základní způsoby čištění drenážních důlních vod a průsaků z hald vytěženého
materiálu lze rozdělit na abiotické a biotické (Johnson a Hallberg, 2005):
Abiotické
:
aktivní systémy
“:
aerace, přídavek
neutralizačních
činidel
pasivní systémy
“: anoxické vápencové drenáže (ALD –
anoxic limestone
drainage)

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 18
Biotické
:
aktivní systémy
”:
sulfidogenní
bioreaktory
pasivní systémy
”: aerobní mokřady
(anaerobní)
mokřady s přídavkem kompostu
propustné reaktivní bariéry (PRB –
permeable reactive
barriers)
kompaktní bioreaktory pro oxidaci železa
systémy produkující
alkalitu (RAPS- reducing and alkalinity
producing systems nebo SAPS - successive alkalinity
producing systems)
5.3.1.
Abiotické způsoby čištění důlních vod a průsaků z výsypek
Aktivní technologie
Běžný způsob úpravy kyselých důlních vod je přídavek neutralizačního činidla.
Přídavek alkalického činidla způsobí nárůst hodnoty pH, zvýší rychlost chemické oxidace
železnatých iontů a způsobí, že většina kovů, která je v roztoku, se vysráží v podobě
hydroxidů a uhličitanů (Coulton et al., 2003). Výsledkem procesu je vznik kalů s vysokým
obsahem železa, případně dalších kovů. Jako neutralizační činidlo se používá CaO, CaCO
3
,
Na
2
CO
3
, NaOH MgO a Mg(OH)
2
. Neutralizační metody poskytují
velmi
efektivní čištění.
Nevýhodou těchto metod jsou velké provozní náklady a vznik velkého množství kalu.
(Johnson a Hallberg, 2005).
Při
aeraci
důlních vod dochází k efektivnímu srážení železa, ale aerace nemá příliš
velký vliv na aciditu vody.
Pasivní
technologie
Alternativní způsob zvýšení alkality kyselých důlních vod je použití anoxických
vápencových drenáží (Kleinmann et al., 1998). Tyto systémy se nazývají v angličtině
„anoxic limestone drains“ a v literatuře jsou nazývány zkráceně ALD. Úkolem těchto
systémů je dodat alkalitu do kyselých drenážních vod a přitom udržet železo v rozpuštěné
formě (Fe
2+
) a zabránit vysrážení Fe
3+
na povrchu vápence, což omezuje funkci alkalizace
vody. V drenáži se zvyšuje parciální tlak CO
2
, což podporuje rozpouštění vápence, čímž se
zvyšuje alkalita prostředí. Šířka ALD se pohybuje od úzkých (0,6 – 1,0 m) do širokých (10

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 19
– 20 m), jsou typicky 1,5 m hluboké a dlouhé cca 30 metrů (Johnson a Hallberg, 2005).
ALD se však nehodí jako jediný způsob čištění kyselých drenážních vod, protože sraženiny
železa mohou postupně zacpávat filtr. Dalším problémem mohou být aerované vody,
které mají potenciál srážet železo. ALD jsou většinou využívány jako jedna část čištění
kyselých důlních vod ve spojení
s aerobními
nebo anaerobními (s přídavkem kompostu)
mokřady (Kleinmann et al., 1998). Příklad této technologie znázorňuje Obrázek
4.
Výhodou ALD je nízká pořizovací cena, malé nároky na půdu, nízké náklady na
údržbu a výborná krátkodobá účinnost. Mezi nevýhody patří skutečnost, že není
jednoduché udržovat anoxické podmínky, systém se snadno ucpává, odstraňuje sírany
v
nízkých koncentracích, může odstraňovat pouze kovy v oxidované formě (Santomartino
a Webb, 2007; Gilbert et al., 2011; Quakibi et al., 2014).
Obrázek
4.
Schematické
znázornění možného systému pro pasivní čištění důlních vod a průsaků z výsypek
využívajících
ALD, SAPS, oxidační
rybník
a aerobní mokřad (Favas et al., 2016). A. Horní pohled, B. boční
pohled, C. deatil ALD.
Sche
5.3.2.
Biotické způsoby čištění důlních vod a průsaků z výsypek
Biotické aktivní systémy
Sulfidogenní bioreaktory
představují zcela odlišný přístup k čištění kyselých
důlních vod (Johnson, 2000; Boonstra et al., 1999). Tyto technické systémy mají několik
výhod proti pasivním biotickým způsobům: a) jejich účinnost je lépe předvídatelná a

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 20
kontrolovatelná, b) umožňuje selektivní znovuvyužití zachycených kovů, jako je zinek
nebo měď, c) koncentrace síranů v čištěných vodách může být výrazně snížena.
Sulfidogenní bioreaktory využívají biologickou produkci sulfanu na produkci
alkality a vysrážení nerozpustných sulfidů, což jsou procesy, které se také vyskytují
v
kompostových bioreaktorech nebo propustných reaktivních bariérách, ale sulfidogenní
bioreaktory jsou navrhovány a provozovány tak, aby produkce sulfanu byla optimální.
Navíc
sulfát-redukující
baktérie používané v těchto reaktorech, jsou velmi citlivé na
jakoukoliv aciditu, a proto je snaha zabránit styku mikroorganismů s kyselými důlními
vodami (Johnson a Hallbeg, 2005).
Nejvíce jsou používány dvě technologie – Biosulfide a Thiopaq. Biosulfide systém
se skládá ze dvou technologií – biologické a chemické, které operují samostatně (Rowley
et al., 1997). Surové kyselé důlní vody vstupují do chemického okruhu, kde se dostávají
do styku se sulfanem, který se vytváří v biologickém okruhu. Thiopaq systém se liší od
Biosulfide
procesu tím, že využívá dvě určité mikrobiální populace a procesy: a) konverzi
síranů na sulfan mikrobiální činností a srážení kovových sulfidů a b) konverzi
přebytečného sulfanu na elementární síru s využitím baktérií oxidujících sulfidy.
Biotické pasivní systémy
Mezi nejčastěji používané pasivní metody čištění důlních drenážních vod a
průsaků z výsypek patří především: aerobní mokřady, anaerobní mokřady s přísadou
kompostu, systémy produkující alkalitu, kompaktní bioreaktory pro oxidaci železa,
případně propustné reaktivní bariéry (Favas et al., 2016; Fernando et al., 2018).
Aerobní mokřady
Umělé mokřady (UM) pro čištění vod se v průběhu posledních čtyřiceti let vyvinuly
v technologii čištění, kterou lze aplikovat na prakticky všechny druhy
odpadních vod.
V
současné době lze rozlišit celou řadu typů umělých mokřadů, které jsou využívány pro
čištění vod (Obrázek
5).
Základní dělení umělých mokřadů se většinou provádí podle
druhu mokřadní vegetace (volně plovoucí, s plovoucími listy, submerzní a emerzní). Další
dělení lze provést podle přítomnosti nebo absence volné vodní hladiny (mokřady s

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 21
povrchovým a podpovrchovým průtokem). Mokřady s podpovrchovým průtokem lze dále
rozdělit podle směru průtoku na horizontální a vertikální systémy. Kombinace
jednotlivých typů umělých mokřadů se běžně nazývá hybridní umělý mokřad (Vymazal,
2001).
Mezi aerobní mokřady patří především mokřady s volnou vodní hladinou a umělé
mokřady s vertikálním přerušovaným průtokem. Pro čištění důlních vod a drenážních vod
z výsypek se nepoužívají vertikální umělé mokřady, protože hrozí nebezpečí ucpání
vegetačních filtrů sraženinami, které vznikají v aerobních podmínkách, a to především
oxidy, hydroxidy a oxihydroxidy železa a manganu.
Nejčastěji jsou používány umělé mokřady s volnou vodní hladinou a emerzní
(vynořenou) vegetací (Obrázek
6).
Umělé mokřady s emerzní (vynořenou) vegetací a
volnou vodní hladinou jsou většinou tvořeny mělkými nádržemi, kde nejsou kladeny
specifické požadavky na kvalitu půdního substrátu na dně nádrží. Hlavní funkcí této
vrstvy je především vytvářet substrát pro růst rostlin. Vlastní proces čištění odpadních
vod probíhá především ve vodním sloupci (obvykle 5 – 40 cm), který je hustě prorůstán
emerzní vegetací. Ponořené části živých rostlin a zetlelé části rostlin na dně nádrží slouží
jako mechanický filtr pro suspendované látky a jako podklad pro baktérie, které se
významnou měrou podílejí na odstraňování znečištění. Nejčastěji používané rostliny
Obrázek
5.
Rozdělení umělých mokřadů (Vymazal, 2001)

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 22
v
umělých mokřadech určených pro čištění důlních vod a průsaků z výsypek, jsou různé
orobince (
Typha spp.
), zvláště potom orobinec širokolistý (
Typha latifolia
), který toleruje
velmi nízké hodnoty pH (Vymazal a Kröpfelová,
2008).
Aerobní mokřady se používají především pro čištění vod s neutrálním nebo mírně
alkalickým pH (Obrázek
7,
Obrázek
9,
Obrázek
10,
Obrázek
11).
V aerobních umělých
mokřadech dochází především k účinnému srážení železa ve formě
hydroxidu
železitého
- Fe(OH)
3
a oxihydroxidů železa –
FeOOH
(rovnice 2 a 3) a ke snižování acidity. Jelikož je
kyslík volně dostupný, dochází ve vodním sloupci k intenzivnímu srážení železa a
manganu. Ke srážení železa dochází nejen v aerobní vrstvě vody na povrchu mokřadu, ale
i v okolí kořenů mokřadních
rostlin (Obrázek 8),
kam difunduje kyslík, který nebyl
spotřebován pro respiraci. Srážení železitého povlaku na povrchu kořenů, tzv. plaku
(angl. plaque) je katalyzováno i bakteriální činností
(Otte et al., 1989; St.Cyr and Crowder,
1990; Crowder and St-Cyr, 1991; Ye et al., 1997, 1998).
Současně dochází ke zvyšování
pH působením řas a sinic při fotosyntéze:
6 HCO
3-
+ 6 H
2
O → C
6
H
12
O
6
+ 6 O
2
+ 6 OH
-
(7)
Mokřadní vegetace především podporuje mikrobiální aktivitu v kořenové zóně
(difúze kyslíku) (Collins et al., 2004; Gagnon et al., 2007). Oxygenace kořenové zóny
stimuluje odstraňování znečištění, především oxidaci rozpuštěného Fe
2+
na nerozpuštěné
formy Fe
3+
(Stottmeister et al., 2003; Johnson a Hallberg, 2005; Johnson a Younger, 2006).
Kromě toho vegetace reguluje průtok drenážních vod, filtruje a stabilizuje železité
sraženiny, které se
zde
kumulují. Navíc poskytují stonky ve vodě podklad pro srážení
železitých sloučenin (Johnson a Hallberg, 2005).
Obrázek
6.
Schematické znázornění umělého mokřadu s emerzní vegetací a volnou
vodní hladinou (Vymazal, 2001).

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 23
Obrázek
7.
Umělý mokřad pro čištění alkalických důlních vod. Monastery Run, Pennsylvánie
.
Obrázek
8.
Železité povlaky na kořenech a oddencích orobince širokolistého (
Typha latifolia
). Velká
Podkrušnohorská výsypka. Foto Jan Vymazal.

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 24
Obrázek
9.
Schéma systému na čištění důlních vod Hope Pit ve Velké Británii. Žluté čtverce = usazovací
rybníky, žluté obdélníky s černými tečkami – vyrovnávací nádrž (Obrázek
10),
modré obdélníky – aerobní
mokřady s povrchovým tokem (Obrázek
11).
Obrázek
10.
Vyrovnávací nádrž na čistírně Hope Pit, která je navržená pro čištění důlních vod.

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 25
Obrázek
11.
Aerobní umělý mokřad pro čištění důlních drenážních vod v Hope Pit ve Velké Británii
Velmi důležitým procesem, který probíhá v aerobních mokřadech, je odstraňování
arsenu. Oxidativním
rozpouštěním arsenopyritu (FeAsS) se dostává arsen do vody.
Rozpuštěný arsen, který
je v
důlních vodách většinou přítomen
jako anion As
5+
(AsO
43-
),
může být odstraněn především adsorpcí na pozitivně nabité Fe
3+
koloidy a teoreticky také
vznikem skoroditu (FeAsO
4
).
Anaerobní umělé mokřady
Technologie čištění odpadních vod v umělých mokřadech s horizontálním
podpovrchovým průtokem byla
vyvinuta
již
v 60. letech 20. století
v Německu Käthe
Seidelovou (Seidel, 1961, 1964, 1965 a,b, 1966) a později
upravena Reinholdem
Kickuthem v 70. letech (e.g., Kickuth, 1977, 1978, 1980, 1981) a v
80. letech poté na
základě výzkumů v Dánsku a velké Británii. (Brix a Schierup, 1989a,b) Základním
principem tohoto systému je horizontální průtok odpadní vody propustným substrátem,
který je osázen mokřadními rostlinami. Při průtoku odpadní vody filtračním materiálem
dochází k odstraňování znečištění kombinací fyzikálních, chemických a biologických
procesů. Název „kořenová čistírna“ (KČOV) vznikl z anglického „Root Zone Method“, což

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 26
bylo pojmenování umělých mokřadů s podpovrchovým horizontálním průtokem, které se
používalo v 70. a 80. letech 20. století (Končalová a Květ, 1987). V anglické literatuře jsou
tyto systému označovány jako HF (z angl. horizontal flow) systémy.
Anaerobní umělé mokřady se používají pro čištění kyselých důlních vod, protože
potřebná alkalita se vytváří při redukci síranů a železitých sloučenin (rovnice 8 a 9, Egger,
1994):
2 CH
2
O + SO
42-
→ H
2
S + 2 HCO
3-
(8)
Fe(OH)
3
+ 3 H
+
+ e
-
→ Fe
2+
+ 3 H
2
O
(9)
Jako substrát do těchto umělých mokřadů se nejčastěji využívají levné nebo
odpadní materiály, které jsou zdrojem organického uhlíku, který je nutný pro redukci
síranů (rovnice 8). Mezi tyto substráty patří především koňský a kravský hnůj, rašelina,
balíky slámy, piliny, štěpka nebo použitý kompost pro pěstování žampionů (Vile a Wieder,
1993; Gazea et al., 1996). Schéma anaerobního umělého mokřadu znázorňuje Obrázek
12.
Obrázek
12
. Schematické znázornění anaerobního mokřadu (Vymazal, 2001).
1-rozvodná
zóna,
2-plastová
fólie,
3-filtrační
materiál,
4-
mokřadní vegetace,
5-hladina vod, 6-sběrná
zóna,
7-odtok
vyčištěné vody,
8-
regulace
výšky vodní hladiny ve filtračním poli.
Anaerobní mokřady s přídavkem kompostu
Klíčové
reakce, které probíhají při čištění kyselých důlních vod
v
anaerobních
mokřadech s přídavkem kompostu, jsou anaerobního charakteru. Johnson a Hallberg
(2005) však zpochybňují výraz „mokřad“, protože tyto systémy nepoužívají rostliny, které
by mohly uvolňovat do bioreaktoru kyslík, což je v tomto případě nežádoucí.

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 27
Mikrobiálně
katalyzovaná reakce, která
probíhá
v kompostových bioreaktorech,
produkuje alkalitu a biogenní sulfan (rovnice
10):
SO
42-
+ 2 CH
2
O + 2 H
+
→ H
2
S + 2H
2
CO
3
(10)
Z
tohoto důvodu mohou být tyto systémy použity pro důlní vody, které jsou
acidické a obsahují těžké kovy. Na rozdíl od aerobních mokřadů jsou reduktivní reakce,
které probíhají v kompostu, podpořeny donory elektronů, které se generují z organické
hmoty kompostu (Johnson and Hallberg, 2005). Jako náplň do těchto bioreaktorů se
většinou používá směs dobře rozložitelné organické hmoty (kravský nebo koňský hnůj,
použitý kompost z pěstování žampionů) a relativně hůře rozložitelných materiálů (piliny,
sláma, rašelina). Kromě biologických procesů, jsou kyselé důlní vody také čištěny filtrací
nerozpuštěných a koloidních látek a adsorpcí kovů na organickou matrici (Favas et al.,
2016).
Systémy produkující alkalitu
Jednou z variant
použití kompostových
bioreaktorů
je jejich kombinace se
systémy, které produkují alkalitu (Younger et al., 2003). Tyto systémy jsou nazývány
RAPS (z angl.. reducing and alkalinity producing systems) nebo SAPS (z angl.. successive
alkalinity producing systems) (Kepler a McCleary, 1994). V
těchto systémech (Obrázek
13)
protéká drenážní voda vertikálně přes vrstvu kompostu, přičemž se z vody odstraní
kyslík a redukuje se železo a sírany a poté protéká vrstvou vápencového štěrku, který zde
plní funkci anoxické drenáže.
Obrázek
13.
Schematické znázornění RAPS systému (Younger et al., 2003).

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 28
Propustné reaktivní bariéry
Tento způsob čištění se používá především pro čištění znečištěných podzemních
vod a pracuje
na stejné bázi jako anaerobní kompostové bioreaktory (mokřady) (Benner
et al., 1997). Propustné reaktivní bariéry se vytváří tak, že
se
reaktivní materiál zakope
do země do místa proudění. Materiál je většinou směs organického substrátu (např.
koňský hnůj, sláma) a vápencového štěrku, který je dostatečně propustný, aby proudění
vody nebylo ovlivněno. Reduktivní mikrobiologické procesy v těchto bariérách produkují
alkalitu (která vzniká také při rozpouštění vápence nebo dalších bazických minerálů) a
odstraňují kovy ve formě sirníků, hydroxidů a uhličitanů
(Tabulka 4). Sasaki et al. (2008)
popisuje
jako náplň do propustné reaktivní bariéry, využití granulované škváry
z
vysokých pecí, která neobsahuje železo.
Mezi
výhody tohoto způsobu patří malé nároky na plochu, nízké provozní náklady
a skutečnost, že nevzniká žádný odpad, který je nutné likvidovat. Nevýhodou je nutnost
několika substrátů, vyšší pořizovací cena u velkých systémů, použití je specifické pro
každou lokalitu a je omezeno na průtok drenáže <20 cm pod povrchem terénu a není
známa dlouhodobá účinnost (Blowes et al., 2000; Gavaskar et al., 2000; Moraci a Calabro,
2010).
Tabulka 4.
Složení matricí pro propustné reaktivní bariéry
(Gilbert et al., 2011).
Lokalita
Složení náplně
Koncentrace síranů
na přítoku (mg/l)
Účinnost
(%)
Sudbury, Kanada
Městský kompost (20%)
Mulč z listí (20%)
Štěpka (9%)
Štěrk (50%)
Vápenec (1%)
2500-5200
25-78
Vancouver, Kanada
Mulč z listí (15%)
Štěrk
(84%)
Vápenec (1%)
Charleston, USA
Mulč z listí (30%)
Fe
0
(20%)
Štěrk (45%)
Vápenec (5%)
1800-49500
83-99
Shilbottle, V. Británie
Kompost z
koňského
hnoje a slámy (25%)
Zelený kompost (25%)
Vápenec (50%)

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 29
Kompaktní bioreaktory pro oxidaci železa
Oxidace Fe
2+
na Fe
3+
v kyselých
(pH < 4) důlních vodách je velmi zrychlená
působením
Fe-oxidujících
prokaryot (baktérie a archea), z nichž mnohé jsou autotrofní.
Nejčastěji
studovanou
baktérií
je
Acidithiobacillus ferrooxidans
, striktní acidofilní
baktérie,
která také oxiduje řadu redukovaných sloučenin síry. Limitním faktorem pro
použití těchto baktérií je jejich množství, což se většinou řeší imobilizací baktérií na pevný
nosič (Long et al., 2003). Jak uvádějí Hallberg a Johnson (2001), většina
výzkumu v
této
oblasti se soustředí především na různé nosiče a pouze baktérii
A. ferrooxidans
, přesto, že
existuje celá řada dalších baktérií tohoto typu.
Mokřadní systémy pro odstranění organických látek a dusíku
Organické látky a dusík nebývají většinou přítomny v důlních vodách a průsacích
z
výsypek ve vyšších koncentracích. Pokud by bylo nutné tyto látky odstraňovat, jako
efektivní způsob, který není náročný na investiční a provozní náklady, se jeví umělé
mokřady s povrchovým tokem. Principiálně jsou tyto mokřady shodné s mokřady pro
odstraňování železa a manganu. Rozdíl je pouze v návrhových parametrech, kde plocha
mokřadu se počítá podle vzorce:
A = Q (ln C
vstup
ln C
výstup
)/ k,
kde:
A = plocha mokřadu
(m
2
)
Q = průměrný denní přítok (m
3
/d)
C
vstup
= koncentrace BSK
5
nebo N-NH
4+
na přítoku (mg/l)
C
výstup
= koncentrace BSK
5
nebo N-NH
4+
na odtoku (mg/l)
k = rychlostní konstanta prvního řádu (0,1 m/d pro BSK
5
, 0,05 m/d pro N-NH
4+
)
účinnost pro BSK
5
:
C
výstup
= 0,173C
vstup
+ 4,70
pro
amoniakální dusík:
C
výstup
= 0,336q
0,456
x C
vstup0,728
q = hydraulické zatížení (cm/d) tj. nápustná výška

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 30
Účinnost určena na základě analýzy 440 umělých mokřadů s povrchovým tokem
podle Kadlec a Knight (1996).
Jako vegetace je nejvhodnější rákos obecný (
Phragmites australis
), hloubka vody
se doporučuje mezi 10 a 40 cm.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 31
6.
LEGISLATIVA
Při posuzování rizik hodnocených lokalit jsme vycházeli z platné legislativy týkající
se kvality povrchových vod. Naměřené hodnoty jednotlivých ukazatelů byly porovnány
s
limitními hodnotami. Vyhodnocení dat dle níže uvedené legislativy je pouze orientační,
neboť data nesplňují podmínky dané touto legislativou týkající se především četnosti
odběrů a strukturou
dat.
Vypouštění
důlních vod do toků je umožněno za méně přísných podmínek, pro
přítok do velkých zbytkových jam dodržení obecných limitů často není
nezbytné.
Ve studii jsme vycházeli z následujících dokumentů:
Zákon č. 254/2001 Sb., o vodách
a o změně některých zákonů, v platném znění
.
Účelem tohoto zákona je chránit povrchové a podzemní vody, stanovit podmínky pro
hospodárné využívání vodních zdrojů a pro zachování i zlepšení jakosti povrchových a
podzemních vod, vytvořit podmínky pro snižování nepříznivých účinků povodní a sucha
a zajistit bezpečnost vodních děl v souladu s právem Evropských společenství. Účelem
tohoto zákona je též přispívat k zajištění zásobování obyvatelstva pitnou vodou a k
ochraně vodních ekosystémů a na nich přímo závisejících suchozemských
ekosystémů.
Důlní vody se pro účely tohoto zákona považují za vody povrchové, popřípadě podzemní
a tento zákon se na ně vztahuje, pokud zvláštní zákon nestanoví jinak.
Nařízení vlády č. 401/2015 Sb., o ukazatelích a hodnotách přípustného
znečištění povrchových vod a odpadních vod, náležitostech povolení k vypouštění
odpadních vod do vod povrchových a do kanalizací a o citlivých oblastech,
v
platném znění.
Příloha č. 3. A. Povrchové vody, Tabulka 1a: Ukazatele vyjadřující stav povrchové
vody, normy environmentální kvality a požadavky na užívání vod. Jde o ukazatele
přípustného znečištění povrchových vod, určených pro vodárenské účely, koupání a
lososové a kaprové vody. Vybrané limitní hodnoty uvádí příloha 2.
Česká technická norma, ČSN 75 7221, Kvalita vod –
Klasifikace kvality
povrchových vod.
Tato norma platí především pro jednotné určování třídy kvality

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 32
tekoucích
povrchových vod – klasifikace, která slouží k porovnání jejich kvality na
různých místech a v různém čase, a pro orientační posouzení kvality vody. Tekoucí
povrchové vody se podle kvality vody zařazují do pěti tříd kvality
(Tabulka 5).
Základní
klasifikace
kvality vody je založena na klasifikaci vybraných ukazatelů kvality vody: BSK
5
,
CHSK
Cr
, N-NO
3-
, N-NH
4-
, Pcelk. a saprobní index makrozoobentosu. Výsledná třída se určí
podle nejnepříznivějšího zatřídění zjištěného u jednotlivých vybraných ukazatelů.
Tabulka 5.
Třídy kvality tekoucí povrchové vody dle ČSN 75 7221
Třídy kvality
I.
Neznečištěná voda
II.
Mírně znečištěná voda
III.
Znečištěná voda
IV.
Silně znečištěná voda
V.
Velmi silně znečištěná voda
Klasifikace kvality vody vychází z hodnocení údajů vybraných ukazatelů kvality
vody. Kvalita vody se klasifikuje na základě výsledků monitoringu z delšího uceleného
období. Doporučuje se klasifikovat výsledky monitoringu pro dvouletí, aby pro výpočet
charakteristické
hodnoty bylo k dispozici alespoň 24 hodnot. Kvalita vody se klasifikuje
pro každý jednotlivý parametr zvlášť. Vybrané limitní hodnoty uvádí příloha 2.
Vyhláška č. 238/2011 Sb. Stanovení hygienických požadavků na koupaliště,
sauny a hygienické
limity písku v pískovištích venkovních hracích ploch
Vyhláška mimo jiné hodnotí kvalitu koupacích vod z hlediska výskytu sinic podle
tří stupňů znečištění
(Tabulka 6).
Tabulka 6
Ukazatele a jejich limitní hodnoty pro přírodní koupaliště provozované na povrchových
vodách, dalších povrchových vodách ke koupání a vodních plochách ke koupání vzniklých těžební činností
se zvýšeným rizikem vzniku masového rozvoje sinic
Ukazatel
Jednotka I. stupeň II. stupeň III. stupeň
1a Sinice
buňky/ml 20000
100000
250000
1b Sinice
mm
3
/l
2
10
20
2
chlorofyl-a μg/l
10
50
100

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 33
Česká technická norma, ČSN 75 7716, Jakost vod – Biologický rozbor –
Stanovení saprobního indexu
.
Stanovení slouží pro posuzování jakosti vod podzemních, povrchových i
odpadních. Výsledek stanovení kvantifikuje celou stupnici jakosti vody z biologického
hlediska.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 34
7.
METODIKA
7.1.
Podkladový materiál
Originální data
z
Hydrochemického monitoringu vod prováděného firmou
BIOANALYTIKA CZ, s.r.o. v roce 2017, data v
elektronické podobě
Závěrečná zpráva projektu
Vita-Min
– Leben mit dem Bergbau / Život s těžbou –
„Hydrochemický monitoring vod“, pro Ústecký kraj
zhotovitelem BIOANALYTIKA CZ,
s.r.o., 2018
V. etapa -
závěrečná zpráva
REAL&PROJEKT, 2018
: Mapování a průzkum drobných
vodních útvarů vzniklých v důsledku báňské činnosti z hlediska jejich možných rizik
ovlivnění ostatních vodních útvarů
Mapové podklady
Výsledkové
tabulky fytoplanktonu
(březen až prosinec 2017) z 24 sledovaných vodních
útvarů na výsypkách, excelový soubor obsahuje informace o přítomnosti jednotlivých
druhů
Výsledkové tabulky zooplanktonu
(březen až prosinec 2017)
z
24 sledovaných vodních
útvarů na výsypkách, excelový soubor obsahuje informace o přítomnosti jednotlivých
druhů
7.2.
Lokality
Stěžejním úkolem této studie bylo vyhodnotit data
z hydrochemického a
hydrobiologického monitoringu,
který zahrnoval odběry a analýzy vzorků povrchových
vod na 24
vybraných reprezentativních drobných vodních útvarech situovaných na
hnědouhelných výsypkách v Ústeckém kraji na území okresů Chomutov, Most, Teplice a
Ústí nad Labem. Tyto drobné vodní útvary byly zadavatelem rozděleny do čtyř skupin
podle svého původu:
A
Rekultivační vodní nádrže
– jde o vodní nádrže cíleně vybudované
v
rámci rekultivačních prací, mohou být se zemní hrází a odtokovým objektem, často
bývají umístěné na odvodňovacím příkopu a jsou tedy průtočné, v jejich okolí je pak
provedena biologická rekultivace (lesnická, zemědělská, ostatní)
B
Vodní plochy vzniklé na neupraveném výsypkovém terénu
jde o
vodní plochy spontánně vzniklé v terénních depresích na částech výsypky ponechané

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 35
cíleně či náhodně samovolnému vývoji, což je patrné díky charakteristické „hřebínkové“
struktuře povrchu výsypky
C
Vodní plochy vzniklé samovolně v rekultivovaném území
– jde o vodní
plochy, které vznikly spontánně v terénních depresích v rekultivačních porostech, a to
většinou v důsledku konsolidace výsypky, která se projevuje nerovnoměrným sedáním a
poklesy terénu
D
Vodní plochy vzniklé při patě výsypky
– jde o vodní plochy vzniklé
přirozenou akumulací povrchových či mělkých podpovrchových vod v terénních
depresích při okrajích výsypek, a to v důsledku změny původních odtokových poměrů,
kdy morfologie terénu neumožňuje gravitační odtok povrchové vody či těleso výsypky
svou hmotností vytlačuje mělké podzemní vody na povrch terénu, někdy mohou být tyto
vodní akumulace upraveny v rámci rekultivačních prací na vodní nádrž
Poskytnutá
data byla z
monitoringu
vodních útvarů, který probíhal 1x měsíčně od
března 2017 do prosince 2017. Celkem bylo provedeno 10 měsíčních odběrů.
Byly
sledovány
chemické, mikrobiologické a hydrobiologické ukazatele
(Tabulka 7).
Kompletní výsledky jsou v závěrečné zprávě
projektu Vita-Min
(Novotná, 2018).
Tabulka 7.
Chemické, mikrobiologické a hydrobiologické ukazatele sledované v povrchových vodách
drobných vodních útvarů
Ukazatel
Parametry
Všeobecné ukazatele
t, pH, O
2
, BSK
5
, CHSK
Cr
, TOC, Pcelk., Ncelk., N-NO
3
-
, N-NO
2-
, N-
NH
4
+
, RL105, RL550, NL105, Cl
-
, SO
42-
, Mg, Ca
Mikrobiologické
ukazatele
ECOLI, ENT, FC
Vybrané prioritní
látky
Cd-rozp., Ni-rozp., Pb-rozp., Hg-rozp.
Vybrané specifické
znečišťující látky
Sb, As, Ba, Be, B, Sn, Al, Cr, Co, Mn, Cu, Mo, Se, Ag, V, Zn, Fe,
Suma-PAU, Suma-PCB,
Uhlovodíky C10-C40
Doplňkové chemické
ukazatele
vodivost, Na, K, P-PO
4
3-
, KNK-4,5, KNK-8,3, ZNK-4,5, ZNK-8,3
Biologické ukazatele
chlorofyl-a, zooplankton, fytoplankton, makrozoobentos
Cílem této studie bylo zhodnotit hydrochemická rizika vodních útvarů
povrchových vod vzniklých v důsledku báňské činnosti
(Tabulka 8).

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 36
Tabulka 8.
Seznam a souřadnice odběrných míst
-
malé vodní plochy (převzato z Novotná, 2018)
Typ a název nádrže
A. Rekultivační vodní nádrže
souřadnice X souřadnice Y
A.1. Hetov na Radovesické výsypce
777 928
988 293
A.2. Syčivka na Radovesické výsypce
778 846
987 074
A.3. Merkur V
817 142
998 364
A.4. Prunéřov VII
818 268
996 414
A.5. Vršany II. etapa vnitřní výsypka
797 525
991 884
A.6. Slatinická výsypka IV. etapa
793 940
991 027
B. Vodní plochy vzniklé na neupraveném
výsypkovém povrchu
souřadnice X souřadnice Y
B.1. Radovesice sever
777 161
986 242
B.2. Radovesice jih
777 178
987 763
B.3. vnitřní výsypka DJŠ 13. část
801 288
988 432
B.4. Hornojiřetínská výsypka I. etapa
793 653
980 342
B.5. Kopistská výsypka II. etapa
792 481
985 046
B.6. Růžodolská výsypka u Pluta
791 101
980 473
C. Vodní plochy vzniklé samovolně v
rekultivovaném území
souřadnice X souřadnice Y
C.1. Merkur VIII
815 750
997 580
C.2. Prunéřov VIII
818 894
995 438
C.3. výsypka Obránců míru V. etapa
796 004
985 027
C.4. Hornojiřetínská výsypka III. etapa
793 745
980 123
C.5. vnitřní výsypka DJŠ 11. část
800 724
987 872
C.6. Růžodolská výsypka Z a JV svahy
791 931
980 418
D. Vodní plochy vzniklé při patě výsypky
souřadnice X souřadnice Y
D.1. výsypka Obránců míru (IV. etapa)
794 286
983 969
D.2. výsypka Pokrok (XI. etapa)
786 216
978 991
D.3. Radovesická výsypka (Štěpánov)
775 448
988 428
D.4. Hornojiřetínská výsypka
795 682
981 773
D.5. Kopistská výsypka
792 156
985 405
D.6. Růžodolská výsypka
790 109
982 258

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 37
7.3.
Statistické zpracování
Výsledková databáze byla vytvořena a vedena v programu MS EXCEL 2010. Pro
strukturování dat byl použit nástroj kontingenční tabulka. Hledání vzájemných vztahů
mezi typem nádrží a jednotlivými parametry vodního prostředí bylo
provedeno
analýzami
„One-way
ANOVA“,
„Kruskal-Wallis
test“ a Column statistics“ v programu
GraphPad PRISM 7 (PRISM 1992)
s využitím zobrazení dat pomocí tzv. „scatter plot
graphs“
(Weissgerber et al. 2015). Na grafech
červená linie
značí průměr,
černá vertikální
úsečka
směrodatnou odchylku a
ohraničené tečky
značí uspořádání bodů. Pro každý vodní
útvar A1 až D6 byly vytvořeny grafy časového průběhu jednotlivých
ukazatelů.
Jedním z důležitých parametrů pro vyhodnocení stavu a fungování nádrží je
znalost
průtokových režimů jednotlivých nádrží.
Tato data nebyla k dispozici.
U
některých ukazatelů leží mnoho hodnot pod mezí stanovitelnosti. Takovéto
koncentrace
nepředstavují žádné riziko pro životní prostředí. Pro účely grafického a
statistického zpracování bylo u těchto hodnot odstraněno znaménko méně než a číselná
hodnota byla
ponechána. Byly vytvořeny tabulky s modifikovanými číselnými hodnotami
použitelnými pro výpočty a vytvoření kontingenční tabulky dat.
7.4.
Definování potenciálních rizik
ohrožujících kvalitu
vody ve vodních
nádržích.
Na základě dlouhodobého monitoringu a sledování stojatých povrchových vod
byla definována následující možná rizika:
Eutrofizace
Rybářské využití
Zazemnění mělkých nádrží
Změna chemismu vod
Rekreace
Specifické
polutanty
Fytoplankton s ohledem na rozvoj sinic
Naměřená data byla porovnána s limity uvedenými v Nařízení vlády č. 401/2015
Sb. o ukazatelích a hodnotách přípustného znečištění povrchových vod a odpadních vod,
náležitostech povolení k vypouštění odpadních vod do vod povrchových a do kanalizací a
o citlivých oblastech, v platném znění. Byly použity limity uvedené v „
příloze č.
3., Tabulka

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 38
1a -
Ukazatele vyjadřující stav povrchové vody, normy environmentální kvality
“. Jde o
ukazatele přípustného znečištění povrchových vod, určených pro vodárenské účely,
koupání a lososové a kaprové vody.
7.5.
Stupně trofie
Pro posouzení znečištění povrchových vod živinami byla provedena klasifikace
stojatých vod dle úživnosti (OECD,
1992, Tabulka 9).
Trofie neboli úživnost charakterizuje
určitý hydrochemický režim a s ním související biologii vodních ekosystémů. Je určena
množstvím základních živin,
které
jsou udržovány v koloběhu (Hartman et al.
2005).
Tabulka 9.
Stupně trofie dle OECD 1992
Trofie
Oligotrofie
Mezotrofie
Eutrofie
Slabá
hypertrofie
Silná
hypertrofie
P -
celkový (mg/l)
< 0,02
0,02
0,05
0,1 - 0,2
0,2 - 0,8
> 0,8
Chlorofyl
a
(µg/l)
< 3
3
7
7
30
30
500
> 500
Průhlednost (m)
> 5
2
5
0,5
2
0,2
0,5
< 0,2
7.6.
Kategorizace nádrží
Při vyhodnocování dat byly vodní nádrže rozděleny do následujících skupin:
Podle stáří
do 10 let
10
20 let
Nad 20 let
Podle velikosti nádrže
Do 1 ha
1
2 ha
Nad 2 ha
Podle převládající hloubky
Do 1 m
Nad 1m
7.7.
Vyhodnocení planktonu
Při hodnocení zooplanktonu jsme vycházeli z předložených seznamů druhů.
Interpretace výsledků je pravděpodobně zatížena značnou chybou v determinaci druhů.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 39
Perloočky a buchanky jsou velmi nevěrohodné, zjevně špatně určené. Častější jsou
v
tamních
podmínkách
D. longispina
a
D. cucullata
. U rodu
Ceriodaphnia
by alespoň
někde
měla být
C. pulchella
. Chybí
Tropocyclops prasinus
, naproti tomu pravidelně v létě
Cyclops
insignis
(velký časně jarní druh tůní v zimě s deficitem kyslíku) a nejsou další druhy rodu
Cyclops, Megacyclops, Macrocyclops
a
Mesocyclops
.
Diacyclops languidoides
uváděný skoro
ze všech nádrží žije v kyselých vodách a zde je prakticky vyloučený.
Při hodnocení fytoplanktonu jsme vycházeli z předloženého seznamu druhů, jako
ukazatele kvality. Nebyly k
dispozici abundance druhů, a proto byl použit parametr
množství
chlorofylu-a
jako ukazatele kvantity. Při hodnocení jsme se
zaměřili
zejména na
výskyt sinic, které mohou být potenciálně rizikové.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 40
8.
V
YHODNOCENÍ HYDROCHEMICKÝCH RIZIK VODNÍCH ÚTVARŮ POVRCHOVÝCH
VOD
VZNIKLÝCH V DŮSLEDKU BÁŇSKÉ ČINNOSTI
8.1.
Úvodem
Rekultivace je víceoborový proces řízených úprav silně poškozeného území, jejichž
smyslem je uvedení narušených pozemků do společensky žádoucího stavu.
„Rekultivačním výrobkem“ nejsou jen hospodářsky či sociálně využitelné pozemky, ale
současně i určitý prostor krajiny, který je pro přírodu součástí ekosystémů a pro lidi
životním prostředím. Rekultivace je dlouhodobým procesem, který se skládá z mnoha
různých kroků. Na obnovu krajiny narušené povrchovou těžbou se mj. využívají vhodné
kombinace zemědělských, lesnických, hydrických a rekreačních rekultivací. Původní
charakter krajiny, která byla silně narušena povrchovou těžbou hnědého uhlí, je postupně
přetvářen do dnešní podoby. Vyznačuje se nepřirozenými odtokovými poměry,
vynuceným převodem vod mezi povodími, narušeným krátkým vodním cyklem,
nepřirozenými podélnými profily nově vznikajících vodotečí na výsypkách, malou
pestrostí vodních a mokřadních prvků v rekultivované krajině a dalšími negativními
atributy.
Území po těžbě mají obecně velkou diverzitu podmínek a velkou biodiverzitu
s
vysokou koncentrací chráněných a ohrožených druhů.
Obnova funkce
krajiny
vyžaduje, jako jednu z
mnoha podmínek
úspěšnosti,
vytváření členitého území, a to nejen pro vlastní modelování reliéfu krajiny, ale i pro
zbytkové jámy, a to zejména v případě jejich zatápění vodou. Jestliže se při báňské
činnosti vychází z principu rychlého odvodu vody mimo plochy jednotlivých těžebních
řezů a výsypkových etáží, potom při obnově funkce krajiny je prioritou princip zcela
opačný, a to maximální zdržení vody v zájmovém území (Lhotský ed., 2013).
Prvořadou snahou při obnově vodního režimu těžbou narušené krajiny je zvýšení
retenční schopnosti rekultivovaného území. Toho lze dosáhnout cílenou realizací vodních
a mokřadních prvků v rámci rekultivační činnosti, ale i zachováním nejrůznějších
zavodněných terénních depresí, které samovolně vznikají nerovnoměrným sedáním
povrchu výsypek nebo akumulací mělkých podzemních vod při patách výsypek, jejich
založením často vznikla místa bez přirozeného odtoku. Pokud takto vzniklé vodní plochy
či mokřady neohrožují stabilitu výsypky, měly by být citlivě začleňovány do rekultivované
krajiny (Doležalová et al, 2012). Z hlediska posílení malého vodního cyklu, schopnosti

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 41
zadržovat vodu v krajině nebo zvyšování stanovištní i druhové diverzity mohou tyto nové
krajinné prvky hrát významnou roli.
Hydrické
rekultivace jsou uplatňovány roztroušeně řadou malých vodních ploch,
které mají v krajině především ekologické funkce. A v konečné etapě životnosti lomu
výstavbou velké vodní nádrže.
V
rámci monitoringu bylo vymezeno užší zájmové území, které zahrnovalo
jednotlivá tělesa vnitřních a vnějších hnědouhelných výsypek. Před těžbou se zde
nacházelo 184 vodních ploch o celkové rozloze 175,31ha, což odpovídá zhruba 1%
velikosti souhrnné plochy výsypek. Kvůli těžbě pak byla většina vodních ploch zrušena.
Současné vodní plochy vznikly cíleně nebo spontánně a oproti předtěžební krajině
zaujímají více jak dvojnásobnou rozlohu a jsou také početnější. Na druhou stranu jsou
vzájemně více izolované a mají menší relativní délku břehové linie (V. etapa
-
závěrečná
zpráva
R&P, 2018).
8.2.
Potenciální riziko 1: Eutrofizace
Rizika spojená s eutrofií byla hodnocena na základě standardních parametrů: TP,
TN a chlorofyl-a.
Rizikové hodnoty TP vykazují lokality ze skupin C (vodní plochy vzniklé
samovolně v rekultivovaném území) a D (vodní plochy vzniklé při patě výsypky)
-
Obrázek
15.
Na lokalitách C1 a C3 byly hodnoty TP prakticky trvale nad 0,1mg/l. Tyto
lokality už lze hodnotit jako hypertrofní (OECD,
1992, Tabulka 9). V
podmínkách stojatých
vod jsou takovéto hodnoty potenciálním rizikem pro rozvoj vodních květů sinic, snižování
průhlednosti, výskytu kyslíkových deficitů a v konečném důsledku snížení druhové
diverzity. Obdobně se chovají nádrže D4 a D5, přičemž překročení hranice 0,1 mg/l
nastalo až v červenci a trvalo až do konce roku. Zdrojem fosforu v obdobných typech
nádrží bývá splach z okolních pozemků, rybářské hospodaření, zásoby v
sedimentu a
přítok z povodí. Zpravidla se jedná o souběh několika zmiňovaných faktorů. I přes výše
popsané ze souboru vyčnívající 4 nádrže lze celkově zařadit zbylé lokality na rozmezí
mezo až eutrofie. To svědčí o nižší živinové zátěži v porovnání např. s rybničními
oblastmi. V
případě, že okolní pozemky nebudou zemědělsky využívané, budou hlavními
riziky zvyšující obsah TP v nádržích přítomná ichtyofauna a na vodu vázané ptactvo.

image
image
image
image
image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 42
Obrázek
14.
Roční průběh hodnot
TN
(mg/l) ve vodních nádržích A4 až D6 (2017)
Obrázek
15.
Roční průběh hodnot
TP
(mg/l) ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)

image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 43
Obrázek
16.
Roční průběh hodnot chlorofylu (µg/l) ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0 .0
0 .5
1 .0
L o k a lita
TP (m g/l)
H y p e r t r o f ie
E u tro fie
M e zo -o lig o tro fie
0,15 (lim it NV 401/2015 Sb.)
Obrázek
17.
hodnocení trofie
dle TP

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 44
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
100
200
300
L o k a lita
Chl
a
(
g/l)
H y p e r t r o f ie
E u tro fie
M e zo -o lig o tro fie
Obrázek
18.
Hodnocení trofie dle
chlorofylu-
a
Ačkoliv se
lokality ze skupiny C z
hlediska hodnocení TP jeví jako nejrizikovější,
hodnoty chlorofylu tomu nenapovídají
(Obrázek 16).
Až na výjimku na lokalitě C5 (srpen
2017
– 102 µg/l), na celém souboru lokalit
ze skupiny C
nepřesáhly hodnoty chlorofylu
70 µg/l. To je bezpochyby pozitivní zjištění. Výrazně ohroženější se z
hlediska chlorofylu
jeví lokality ze skupiny A a D. V datových souborech se běžně objevují hodnoty kolem
50
µg/l, přičemž na lokalitách A3, D4 a D5 dosahují často hodnoty více jak 100 µg/l. Z
tohoto
pohledu lze tyto lokality zařadit do eutrofní až hypertrofní úrovně. Zbylé nádrže mají
spíše mezotrofní charakter.
Hodnoty celkového dusíku lze považovat vesměs jako nízké, výjimku a spíše
nahodilou událost vykazovala nádrž D2 v jarních měsících, kdy většinu celkového dusíku
(max. 25mg/l) tvořil dusík dusičnanový (max. 22,7mg/l)
-
Obrázek
14.
K
největším
problémům,
spojených s eutrofizací nádrží s rekreačním
využitím,
patří rozvoj sinic vodního květu způsobující zdravotní problémy. Problematika sinic
vodního květu se v
minulosti
plošně řešila především v
60. a 70. letech 20. století
a po
krátké přestávce se stala opět závažnou od 90. let, přestože kvalita vody se mezitím
významně zlepšila a došlo i k poklesu koncentrace minerálních živin. Souvisí to nesporně
s
účinnějším zadržováním dusíku v čistírnách odpadních vod všech velikostí a
s
omezením používání dusíkatých hnojiv v zemědělství. Navíc u dusíkatých látek dochází
v
povrchových vodách k chemickým změnám umožňujícím únik významné části dusíku
do ovzduší ve formě molekulárního dusíku a amoniaku. Naproti tomu koncentrace
fosforu
ve vodách se snížily relativně méně a v
souvislosti s
budováním malých čistíren

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 45
odpadních vod jsou dokonce horní toky řek tímto prvkem zatěžovány více než v
minulosti.
Fosfor se z
vodních ploch nemůže uvolňovat do ovzduší. Hromadí se v
sedimentech a jen
menší část odtéká s
vodou z
nádrží. Výsledkem je pozorovatelný plošný pokles poměru
celkového dusíku k celkovému fosforu ve vodním sloupci. Při poklesu pod určitou úroveň
jsou pak ve fytoplanktonu ve výhodě sinice, které umějí vázat vzdušný dusík a které
ve
fytoplanktonu, charakteristicky v
letním období, následně převládnou.
V biomase fytoplanktonu se v
širokém průměru udává atomový poměr základních
biogenních prvků C : N : P = 106 : 16 : 1. To se po přepočtu na hmotnostní poměr dá upravit
na C : N : P = 41 : 7 : 1. Pokud je v
prostředí (ve vodním sloupci) některého prvku méně
než v uvedeném poměru, stává se limitujícím pro růst fytoplanktonu. Ve vodních
ekosystémech České republiky je prakticky vždy nadbytek uhlíku, limitující tudíž může
být jen dusík nebo fosfor (Přikryl, 2015). V hydrobiologii platilo, že v kontinentálních
vodách je skoro vždy limitujícím prvkem fosfor. Zpočátku se naše životní prostředí včetně
vod obohacovalo oběma prvky a fosfor tak zůstával limitující živinou. Kumulace fosforu
v sedimentech
na rozdíl od průběžného úniku dusíku z vodních ekosystémů a účinnější
odstraňování dusíku z odpadních vod však vede ke změně, takže se v některých vodách
alespoň dočasně (část roku nebo třeba jen část dne) stává limitujícím prvkem dusík.
K
tomu dříve docházelo
v
úživnějších vodách (například eutrofní a hypertrofní rybníky,
kde je často zjišťován váhový poměr dusíku k
fosforu 5
– 10 : 1), ale poměr se mění
i
v
čistých nádržích s živinově
chudou vodou.
Dalo by se zjednodušeně očekávat, že dusík začne být limitující při poklesu poměru
celkového dusíku k celkovému fosforu pod 7. Ve skutečnosti jde jen o hrubé měřítko. Ne
všechny formy fosforu a dusíku jsou dostupné nebo dobře využitelné fytoplanktonem.
Empirický výzkum českých nádrží provedený B. Maršálkem prokázal, že sklon k tvorbě
vodních květů sinic mají nádrže s poměrem celkového dusíku k celkovému fosforu nižším
než 30.
Ve sledovaných vodních nádržích A1 až D6 byl vypočítán hmotnostní poměr
TN/TP. Vzhledem k
tomu, že většina hodnot celkového dusíku a fosforu byla pod mezí
stanovitelnosti, nebylo možno provést hodnocení poměru těchto dvou základních
biogenních prvků.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 46
do
10
let
10
-
20
let
nad
20
let
0.0
0.5
1.0
1.5
TP
Stáří nádrže
m g/l
do
10
let
10
-
20
let
nad
20
let
0
10
20
30
TN
Stáří nádrže
m g/l
do
10
let
10
-
20
let
nad
20
let
0
100
200
300
C H la
Stáří nádrže
g
/l
Obrázek
19.
Závislost TN, TP a Chla na stáří vodní nádrže
Čím starší jsou vodní útvary, tím je větší procento lokalit, které hodnotou
chlorofylu spadají do hypertrofie, ale v průměru se posuzované vodní útvary stále drží na
hodnotách mezo až eutrofie. Stejně tak z hlediska celkového fosforu lze až na výjimky
konstatovat, že s přibývajícím stářím vodních útvarů koncentrace TP nenarůstají
(Obrázek 19).
8.2.1.
Vyhodnocení rizika –
„Eutrofizace“
Jako celek lze, z
hlediska trofie, hodnotit monitorované nádrže příznivě. Naprostá
většina lokalit se v průměru pohybuje na úrovni mezo až eutrofie. A to v podmínkách, kdy
se v
souboru sledovaných lokalit vyskytují nádrže více jak 2 desítky let staré, na kterých
by
bylo již možné očekávat projevy spojené s eutrofizací. Většina nádrží vznikla na
přelomu tisíciletí a později. Ze Zprávy o stavu životního prostředí ČR, která vyhodnocuje

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 47
dlouhodobé trendy, vyplývá, že za poslední dvě desítky let dochází v tekoucích vodách ke
stagnaci až k mírnému poklesu hodnot celkového fosforu a chlorofylu. Nedochází tak
k
plošnému zhoršování podmínek v povodí.
Z
dlouhodobého měření a sledování
(akreditovaná laboratoř ENKI, o.p.s) vyplývá, že jsou důlní vody obecně živinově chudé.
To může být důvod, proč si tyto nádrže stále zachovávají nízkou živinovou zátěž. Na rozdíl
od
rybníků, které jsou mnohonásobně starší a nesou v sobě historickou zátěž zejména
z 60.
– 80. let minulého
století.
Povrchové
vody ve studované posttěžební
krajině mají, z
hlediska posuzovaných
dat, v
současné době potenciál zachovat si nízkou živinovou zátěž na úrovni mezo až
maximálně eutrofie. Další vývoj bude záviset na celkovém managementu v dotčeném
území.
8.3.
Potenciální riziko
2:
Rybářské využití
Zarybnění se ve zkoumané oblasti jeví jako nejrizikovější faktor. Nevhodná
struktura rybí obsádky, vzniklá rybářským hospodařením či samovolně jako důsledek
přirozené sukcese, zapříčiňuje dlouhodobé problémy, zejména
v
neslovitelných nádržích.
V
případě vysokých obsádek s dominancí kapra obecného dochází ke zvyšování
turbidity (zákalu), obohacování vodního sloupce o nerozpuštěné látky a živiny ze
sedimentu. Dlouhodobé působení takových to obsádek zapříčiňuje i
pravidelnou
absenci dafniového zooplanktonu.
V
podmínkách s výskytem planktonofágních ryb (např. střevlička východní, karas
obecný, plotice obecná či okoun říční) dochází k silnému vyžíracímu tlaku na
zooplanktonní organismy = trvalá absence dafnií. U prvních dvou zmiňovaných ryb
se jedná o nepůvodní a invazní druhy.
V mezotrofních až mírně eutrofních podmínkách se optimálně chovají nádrže bez
ryb případně s obsádkami, ve kterých převládají dravé druhy ryb.
Obecně rybářské hospodaření s sebou přináší rizika spojená s
vnosem
organických látek do vodních ekosystémů zejména v podobě krmení a hnojení.
Z
výše uvedených bodů vyplývá, že jakékoliv rybářské hospodaření musí být
důsledně
plánováno.
Vliv rybí obsádky na fungování nádrže lze na základě dostupných
dat hodnotit
z
hlediska struktury zooplanktonu (tj. výše vyžíracího tlaku) a případně z hlediska

image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 48
množství nerozpuštěných látek ve vodním sloupci. Suspendované látky ve vodním sloupci
způsobují zvýšenou turbiditu, která
omezuje
množství pronikajícího světla, a tím snižuje
fotosyntézu. Dalším nežádoucím vlivem suspendovaných látek je jejich vypadávání
z
roztoku a následná sedimentace. Depozice těchto látek může značně změnit charakter
dna, který následně ovlivní růst rostlin a živočichů a rozmnožovaní ryb
(Adámek et al,
2008).
Obrázek
20
. Roční průběh hodnot nerozpuštěných látek na vodních nádržích A1 až D6 (2017)
Vodní nádrže s nejvyššími průměrnými hodnotami nerozpuštěných látek (nad 20
mg/l) jsou vesměs v
typu A
– rekultivační vodní nádrže. Takto zvýšené hodnoty již
nebývají důsledkem přirozených procesů uvnitř nádrže, tj. míchání vody vlivem
teplotních změn a větrné činnosti, nýbrž důsledkem bioturbace sedimentu přítomnou
rybí obsádkou případně erozním smyvem částic z okolních pozemků. Pokud terén v okolí
nádrže není náchylný k vodní erozi lze předpokládat, u nádrží typu A, že za zvýšené
množství NL je zodpovědná přítomná rybí obsádka
(Obrázek 21).
Nejohroženějšími
lokalitami z
hlediska nerozpuštěných látek jsou A1, A3, A4, B3, D4 a D5. Na ostatních
lokalitách jsou průměrné hodnoty pod úrovní 20 mg/l (Obrázek
22).

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 49
Obrázek
21.
Vodní nádrž A4
-
Prunéřov VII (zarybnění) a B3 – vnitřní výsypka DJŠ 13. část (půdní eroze)
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
50
100
NL
L o k alita
m g/l
20
(lim it NV 401/2015 Sb.)
Obrázek
22.
Nerozpuštěné látky – porovnání lokalit
8.3.1.
Vyhodnocení rizika –
„Rybářské využití“
A1 -
Hetov na Radovesické výsypce (rekultivační vodní nádrž)
Nejvyšší hodnoty NL byly zjištěny v březnu a září. Naměřené hodnoty NL mohou
signalizovat vliv rybí obsádky na zooplankton, resp. rycí činnost ryb do dna. Zatímco
v
březnu lze malé druhové zastoupení zooplanktonních společenstvech přisoudit chladné
vodě a začátku sezony, druhová struktura v září indikuje přítomnost většího množství
hospodářských druhů ryb (zejména kapr obecný). V nádrži se vyskytují druhy
zooplanktonu běžné v chovných rybnících. Po celou sezónu byla zaznamenána
přítomnost perlooček
-
Bosmina longirostris
, vířníků
Asplanchna sp
., případně
Keratella
cochlearis
. Dle fotodokumentace se nádrž jeví jako klasický produkční rybník, ale rozsah
litorální vegetace nenasvědčuje vysokému tlaku kapří obsádky do sedimentu. Lze tedy
usuzovat, že za vyšší obsah nerozpuštěných látek může pravděpodobně větrná činnost,
která zvedne částice ode dna do vodního sloupce (převládající hloubka nádrže je 0,8m). A

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 50
za strukturu zooplanktonu je pravděpodobně zodpovědná přítomnost drobných
planktonofágních druhů ryb.
A3
– Merkur V (rekultivační vodní nádrž)
Na této lokalitě je velmi pravděpodobné, že zvýšený obsah NL způsobuje vítr
v kombinaci s
disturbanční činností prasete divokého, jehož výskyt popisuje Real
&
Projekt ve své studii. Vysvětluje to prakticky celoroční přítomnost perloočky
Daphnia
pulex
, která by se v podmínkách s vyššími rybími obsádkami nevyskytovala celoročně.
Z
dodaného fotografického materiálu lze vytušit přítomnost minimálně jednoho páru
vrubozobé kachny pravděpodobně poláka chocholačky. Přítomnost
tohoto druhu na
rybnících signalizuje dlouhodobý rozvoj hrubého dafniového zooplanktonu, neboť ten je
prakticky výhradní potravní složkou pro vyvedená mláďata. I rozsah a struktura litorální
vegetace podporuje hypotézu o absenci vysoké rybí obsádky.
A4
– Prunéřov VII (rekultivační vodní nádrž)
Zvýšené obsahy nerozpuštěných látek vlivem větru jsou pouze krátkodobé.
Dlouhodobé zvýšení množství nerozpuštěných látek v letních a podzimních měsících
zapříčiňuje rycí aktivita rybí obsádky. Dokládají to i pravidelné nálezy perloočky
Chydorus
sphaericus
, která je vázána na dnový sediment. Pravděpodobně celkově i velikostní
struktura zooplanktonu byla malá, neboť ve vzorcích byly pravidelně nalézány pouze
menší druhy zooplanktonu (např.
Bosmina longirostris
,
Ceriodaphnia affinis
,
Keratella
quadrata
či
Polyathra sp
.). Lze tedy vyvodit, že se v nádrži vyskytuje kombinace kapří
obsádky s planktonofágními druhy ryb. I přes veškeré indicie ukazující na nežádoucí
přítomnost ryb je stav litorální vegetace nenarušený a příznivý.
B3
– vnitřní výsypka DJŠ 13. část (vodní plocha vzniklá na neupraveném
výsypkovém povrchu)
I přes fakt, že druhové zastoupení zooplanktonu v průběhu celé sezóny připomíná
nádrže s vyšší rybí obsádkou, domníváme se, že za krátkodobé zvýšení nerozpuštěných
látek (v březnu, červen, říjen a listopad) jsou zodpovědné spíše srážky a s nimi spojený
erozní smyv do nádrže. Analyzované materiály při hodnocení této nádrže často obsahují
protichůdné informace – nelze tedy s jistotou říci, zda je nádrž vystavena nežádoucímu
predačnímu tlaku ryb.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 51
D4
– Hornojiřetínská výsypka (vodní plocha vzniklá při patě výsypky)
Jedná se o starou nádrž, která vznikla při patě výsypky. Z toho vyplývá, že nádrž
bude výrazně zazemněna a vystavena erozním
procesům z
přilehlého okolí. I přes fakt, že
se v
průběhu sezóny vyskytují periody s vyšším obsahem NL nelze tyto hodnoty přičítat
rycí činnosti kapra, přestože struktura zooplanktonu tomu mírně napovídá. Nicméně
celosezónní přítomnost vířníka
Brachionus calyciflorus
ukazuje spíše na vyžírací tlak
drobných
planktonofágních ryb v
pelagiální zóně nádrže.
D5
– Kopistská výsypka (vodní plocha vzniklá při patě výsypky)
Dle fotografického materiálu lze poměrně s velkou jistotou říci, že v nádrži není
vysoká rybí obsádka, periody se zvýšeným obsahem nerozpuštěných látek jsou
zapříčiněny s velkou pravděpodobností větrem nebo zvířením sedimentu v době odběru.
Jedná se o malou (0,34 ha) a mělkou (0,6 m) nádrž, která v letních měsících zarůstá
rákosinami. Přítomnost perloočky
Daphnia pulex
posiluje tvrzení o nízké rybí obsádce.
Druhová struktura zooplanktonu na všech nádržích nasvědčuje stavu, kdy lze
obecně pro tyto nádrže říci, že tlak rybí obsádky (vyžírací tlak kapra nebo planktonofágů)
není výrazný. Toto tvrzení lze opřít o velký druh perloočky
Daphnia pulex
, která byla
zjištěna na 20 nádržích z celkových 24. Z toho na 12 nádržích byla zjištěna více než
jedenkrát ve sledované sezóně (Příloha
1). Je
však důležité nahlížet na nádrže přísně
individuálně. V takovém případě lze
z
daného souboru vytipovat nádrže potenciálně
problematické z hlediska nežádoucí rybí obsádky. Riziko představují neslovitelné či
obtížně slovitelné nádrže, ve kterých bude probíhat přirozená sukcese nejen ichtyofauny.
Výsledkem bývá převaha planktonofágních druhů ryb, která v konečném důsledku citelně
devastuje zejména zooplanktonní společenstva. U nádrží slovitelných lze doporučit
každoroční lovení s důsledným zaměřením na eliminaci zmiňovaných planktonofágních
druhů ryb. Tímto způsobem by měl být negativní efekt rybích obsádek na těchto
slovitelných nádržích výrazně eliminován.
Zdrojem nerozpuštěných látek u důlních vod s vysokým obsahem železa a
manganu mohou být sraženiny oxidovaných forem zmiňovaných prvků. Pro železo a
mangan jsou normy environmentální kvality vod dle NV 401/2015 Sb., příloha č. 3, tab.
1c -1 mg/l, resp. 0,3 mg/l. Ve
sledovaných vodních nádržích se hodnoty Fe a Mn pohybují
pod těmito limity
(Obrázek 23,
Obrázek
24)
a je tedy zřejmé, že vyšší hodnoty

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 52
nerozpuštěných látek nejsou způsobené výskytem oxidovaných forem Fe a Mn. Pouze na
lokalitě D4 byly naměřeny vyšší hodnoty celkového železa a manganu.
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
10
20
30
40
Mn
L o k alita
m g/l
0 ,3
( lim it N V
401/2015 S b.)
Obrázek
23. Mn
– porovnání lokalit
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
2
4
Fe
L o k alita
m g/l
1
(lim it NV
401/2015 S b.)
Obrázek
24. Fe
– porovnání lokalit
8.4.
Potenciální riziko 3
-
Postupné zazemňování nádrží
Po svém vzniku se vodní nádrže vyvíjejí s tendencí k postupnému zazemnění a
k
zániku. Tento proces je velmi rychlý u mělkých úživných nádrží a poměrně pomalý u
hlubokých jezer. Morfologie nádrže totiž výrazně ovlivňuje intenzitu a způsob koloběhu
živin mezi dnem (sedimenty) a vodním sloupcem. Čím intenzivnější je koloběh živin, tím
více živé hmoty se vyprodukuje a tím rychleji se nádrž zanáší (Přikryl, 2005).
Dynamika postupného specifického zarůstání vodních nádrží a přírůstku hmoty
usazené na dně si vyžaduje z hlediska systémového přístupu k hodnocení vodních nádrží

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 53
změnu rozlišení ploch v krajině. Vedle hranice katastrálního území a vodní plochy je
nutno rozlišovat ještě plochu litorálního pásma. Pokud je tento požadavek v
praxi
dodržován, existuje soulad mezi hydrologickými funkcemi a přírodním prostředím.
Pokud dochází
k
výraznému zazemňování nádrží, dochází též k neúměrnému
zmenšování akumulačního prostoru nádrže i její vodní plochy ve prospěch litorálního
pásma a úbytek litorálního pásma ve prospěch sousedních pozemků typu podmáčených
luk.
Sedimentaci nelze chápat jako jednostranný děj, zachycující pouze průběh klesání
částic ve vodním prostředí, ale jako proces, který současně ovlivňuje jakost vody i
přítomné vodní organismy. Sedimentací částic se významně snižuje podíl fosforu,
uhličitanů, kovů a řady dalších látek ve vodním sloupci. Ani po usazení však nepřestává
vzájemné spolupůsobení vody se sedimentem. V případě nepříznivých podmínek
(zvýšení teploty, snížení množství rozpuštěného kyslíku ve vodním sloupci, snížení
redoxpotenciálu atd.) se mohou živiny (zejména fosfor) nekontrolovaně uvolnit zpět do
vodního sloupce a tak zhoršit kvalitu vody.
K
největší intenzitě zazemňování dochází v okrajových částech nádrží, v
tzv.
litorálním pásmu. Jestliže poklesne hladina volné vody pod 60 –
40
cm začíná nárůst tvrdé
vodní flory. Na větší části vodní plochy narůstají bohatá společenstva rostlin. Místy se
tvoří útvary z rostlinné hmoty 10 –
20
cm nad úrovní stálého zdržení vody v nádrži. Tyto
útvary jsou vítanou nikou pro řadu vodních organizmů zejména ptáků. Ptačí trus tak
obohacuje
plochu litorálního pásma o další živiny, především fosfor. Vodní a mokřadní
druhy rostlin jsou postupně nahrazovány suchozemskými, neustále se zmenšuje
akumulační prostor nádrže, mění se společenstva živočichů v neprospěch vodních druhů
a může dojít až k pomalému zániku nádrže
(Gergel.2002).
U vodních nádrží, v jejichž okolí převládají zemědělské rekultivace spojené se
svažitým terénem může docházet, při nedodržení zásad správné zemědělské praxe, mj. ke
zvýšenému vnosu nerozpuštěných látek do
nádrže (Obrázek 25).
Rychlost zazemnění vodních nádrží ovlivňují převážně tyto faktory:
Svažitost okolního terénu
Nedostatečný vegetační pokryv okolního terénu
Malá převládající hloubka vodní nádrže

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 54
Velikost nádrže
Výskyt extrémních klimatických jevů (např. přívalové deště, bouřky)
Zastoupení vodní vegetace
Způsob hospodaření v okolní krajině
Obrázek
25.
Příklad vodní eroze ve svažitém zemědělském terénu
Chceme-li
tento proces zmírnit je zapotřebí výše uvedená rizika minimalizovat.
U malých nádrží s bujnou litorální vegetací nelze rychlý proces
zazemňovaní
řešit
jinak než mechanickým odstraňováním biomasy rostlin nebo přímým odtěžením
sedimentu,
případně vyššími obsádkami kapra, který litorální pásma efektivně
narušuje.
Litorální pásmo je však natolik cenným biotopem (ekotonem), že
se jeho redukce
musí
provádět s rozmyslem a velice citlivě.
U větších nádrží
se
strmým přechodem břehové části do nádrže bude proces
zazemňování výrazně pomalejší a minimálně v horizontu několika desítek let se není

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 55
třeba obávat tohoto fenoménu. Obzvláště
bude-li
okolní krajina obhospodařována dle
výše zmiňovaných zásad správné zemědělské
praxe.
8.4.1.
Vyhodnocení rizika
– „
Zazemnění nádrží“
V
tuto chvíli nelze odhadnout, které nádrže z hodnoceného souboru budou
vystaveny výraznému zazemňování. Určitým vodítkem může být množství
nerozpuštěných látek ve vodním sloupci. Tzn. nádrže s vyšším obsahem NL se již
pravděpodobně intenzivně zanášejí a
v
blízké budoucnosti bude tento problém zapotřebí
řešit.
Častější je riziko vyschnutí nádrže v důsledku zmenšení přítoku z
povodí.
8.5.
Potenciální riziko 4: Změna chemismu vod
Změny složení povrchových vod mohou být buď krátkodobé, nebo dlouhodobé.
Krátkodobé změny jsou způsobeny převážně hydrologickými nebo klimatickými poměry.
Dlouhodobější, trvalejší změny jsou způsobeny zejména antropogenní činností,
spočívající v chemizaci zemědělství, urbanizaci a industrializaci. Významnými časovými
změnami v chemickém složení se povrchové vody odlišují od podzemní, u nichž kolísání
v
dané lokalitě bývá podstatně menší
(Pitter, 2009).
S
postupným vývojem nádrží v rekultivovaném území a s celkovým utvářením
krajinného rázu je spojena i změna v chemickém složení vody. Prvním a jednoduše
měřitelným ukazatelem je
VODIVOST
, která vystihuje celkovou koncentraci látek
vedoucích ve vodě elektrický proud, tedy prakticky sumu minerálních kationtů a aniontů.
Úzce souvisí s rozpuštěnými látkami ve vodě. Její hodnoty se mohou pohybovat v rozpětí
mnoha řádů, přičemž velmi přibližně platí:
rozpuštěné látky (mg/l) = 10* vodivost (mS/m)

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 56
Obrázek
26.
Roční průběh hodnot vodivosti (mS/m) ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)
Nejnižší průměrné hodnoty vodivosti byly zaznamenány na vodních nádržích C5,
D1 (57 mS/m) resp. B2, D4 (66 mS/m). Naopak
nejvyšší průměrné hodnoty vodivosti
(nad 300 mS/m) byly zaznamenány na vodních nádržích A3, A4, C1 a C3. Nařízení vlády
č.401/2015 Sb. neuvádí limit pro vodivost. Z hlediska rekreace i oživení vodními
organismy je významná až úroveň kolem 500 mS/m. Sledované vodní nádrže A1 až D6
nepřekračují tuto kritickou hodnotu ani v jednom případě. Roční průběhy ukazuje
Obrázek
26.
Problematika
ROZPUŠTĚNÝCH LÁTEK
je velmi podobná
jako u vodivosti.
Sledované vodní nádrže A1 až D6, které mají nejnižší, resp. nejvyšší průměrnou hodnotu
rozpuštěných látek, jsou shodné s
hodnotami vodivosti.
Obrázek
27
porovnává
hodnoty
RL 105°C s limitem Nařízení vlády č.401/2015 Sb, který je 750 mg/l. Vodní nádrže typu
C, vodní plochy vzniklé samovolně v rekultivovaném území, (vyjma C5) překračují
všechny tento stanovený limit. Lokality C1 a C3 vykazují velkou
variabilitu hodnot, naopak
lokality C2, C4, C5 a C6 se jeví jako ustálené. V kategoriích nádrží A, B a D lze nalézt lokality,
jak s
nízkými, tak i limit překračujícími hodnotami rozpuštěných látek. Jinými slovy
nebyly zjištěny rozdíly mezi jednotlivými typy
(A -
D) sledovaných nádrží. Obrázek
28
znázorňuje, že hodnoty rozpuštěných látek v průběhu sezóny nekolísají.

image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 57
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
1000
2000
3000
4000
5000
R L
(105)
L o k alita
m g/l
750
(lim it NV
401/2015 S b.)
Obrázek
27. RL
(105)
– porovnání lokalit
Obrázek
28.
Roční průběh hodnot
RL
(105)
ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)
Počátek jakékoliv sukcese sebou přináší rozmanité a rychle viditelné změny
prostředí, než dojde k ustálení podmínek a krajina se začne přibližovat klimaxovému
stádiu. Rekultivovanou krajinu po těžbě uhlí lze bezpochyby považovat za počátek
sukcese. Na sledovaném
území to dokumentuje vývoj rozpuštěných látek v průběhu let.
Jak ukazuje
Obrázek
29, k
razantnímu nárůstu rozpuštěných látek ve vodních nádržích

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 58
dochází v
prvních
20 letech od vzniku nádrže. U starších nádrží (nad 20 let) se hodnoty
RL v
průměru ani nezvyšují ani nesnižují. Efekt vyplavování látek z okolní krajiny je
zřetelný pouze prvních 20 let od vzniku nádrže. Lze tak předpokládat, že
nebude-li
v
povodí provozována hospodářská činnost s intenzivním vnosem látek (zejména živin),
nebudou se nádrže v budoucnu potýkat s výrazně zhoršenou kvalitou povrchových vod.
do
10
let
10
-
20
let
nad
20
let
0
1000
2000
3000
4000
5000
RL (105)
Stáří nádrže
m g/l
Obrázek
29.
Závislost RL
(105)
na stáří vodní nádrže
Na celkové koncentraci rozpuštěných látek se v důlních vodách a nádržích
ovlivněných důlními vodami zpravidla nejvíce podílejí
SÍRANY
. Koncentrace síranů trvale
převyšují u 21 z 24 celkově sledovaných vodních nádrží normu environmentální kvality
(NEK-RP),
která je 200 mg/l
(Obrázek 30).
Pouze vodní nádrže B2, C5 a D3 splňují limit
výše uvedené normy. Nejvyšších hodnot koncentrací síranů bylo dosaženo na vodní
nádrži C3 (výsypka Obránců míru V. etapa) a nejnižších na C5 (vnitřní výsypka DJŠ 13,
část). Obě extrémní hodnoty koncentrací síranů byly naměřeny ve skupině vodních nádrží
spadající do kategorie – vodní plochy vzniklé samovolně v
rekultivovaném
území.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 59
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
1000
2000
SO
4
2-
L o k alita
m g/l
200
(lim it NV
401/2015 S b.)
Obrázek
30. SO
42-
– porovnání lokalit
ORGANICKÉ LÁTKY
tvoří nejvýznamnější složku znečištění vod po kvalitativní i
kvantitativní stránce. Zatížení prostředí organickými látkami vzrůstá s využíváním stále
širšího spektra nejrůznějších výrobků. Organické látky v povrchových vodách jsou jednak
přírodního původu (huminové látky a produkty životní činnosti vodních organismů),
jednak původu antropogenního (ze splaškových a průmyslových odpadních vod a ze
zemědělství).
Hodnota
BSK
5
vyjadřuje koncentraci lehce rozložitelných organických látek, které
mohou
nepříznivě ovlivnit koncentraci kyslíku ve vodě. To je významné zejména při
sledování znečištění vod z bodových zdrojů. Ve stojatých vodách vyjadřuje BSK
5
množství
organické biomasy živých organismů a jimi vyloučených organických látek. Rozpuštěné
organické látky se do přirozených vod dostávají výluhem půd z povodí, výluhem
rozkládajících se organických materiálů na povrchu půd (dřevo, listí), především však
vznikají ve vodách vylučováním organismů a uvolňují se při jejich rozkladu (Adámek,
2008). Na vodních nádržích A a D (lokality s předpokladem přítoků) lze očekávat vyšší
aktivitu živých organismů spojenou s pravděpodobným výskytem rybí obsádky.
S
tím se
pojí vyšší biomasy mikroorganismů (bakterie, fytoplankton, zooplankton).
To potvrzuje
vzájemné porovnání lokalit
(Obrázek 33).
Také porovnání sezónních průběhů na
jednotlivých nádržích potvrzuje větší rozkolísanost na lokalitách z
kategorie A a D
(Obrázek 32).
Vyhodnocením dat, porovnáním grafů a korelačních závislostí lze konstatovat, že
většinu organického znečištění nesou
NEROZPUŠTĚNÉ LÁTKY
(Obrázek 31),
tj. látky,
které zůstanou po filtraci vzorku na GF/C filtru.

image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 60
0
50
100
150
0
10
20
30
40
50
N L (m g/l)
T O C (m g/l)
r = 0.245
Y = 0.1357*X + 8.713
Obrázek
31.
Závislost organických látek vyjádřených jako TOC na nerozpuštěných látkách
Obrázek
32.
Roční průběh hodnot BSK
5
ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 61
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
20
40
60
BSK
5
L o k alita
m g/l
3,8
(lim it N V
401/2015 Sb.)
Obrázek
33. BSK
5
– porovnání lokalit
Dalším parametrem, který vyjadřuje míru zatížení vody organickými látkami, je
chemická spotřeba kyslíku dichromanovou metodou
-
CHSK
Cr
. Touto metodou se stanoví
prakticky všechny organické látky včetně látek biologicky nerozložitelných nebo
nesnadno rozložitelných. Nemá tedy tak úzký vztah ke kyslíkovému režimu.
Podobnost
nádrží z kategorií A a D ukazují také roční průběhy
tohoto parametru (Obrázek 34).
Distribuci lokalit překračující limit 26
mg/l zobrazuje
Obrázek
35.

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 62
Obrázek
34.
Roční průběh hodnot CHSK
Cr
ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
50
100
150
200
CHSK
Cr
L o k alita
m g/l
26
(lim it N V
401/2015 Sb.)
Obrázek
35. CHSK
Cr
– porovnání lokalit
Podle chování organických látek ve vodě a schopnosti mikroorganismů využívat
tyto látky jako zdroj energie a transformovat je na látky jednodušší, se dělí organické látky
na lehce nebo obtížně rozložitelné, biochemicky stabilní a rezistentní. První informaci o
zastoupení rozložitelných a nerozložitelných látek poskytuje poměr BSK
5
:CHSK
Cr,
který je
u dobře rozložitelných látek asi 0,4 až 0,7, u obtížně rozložitelných 0,25 až 0,4 (Adámek,
2008). U všech sledovaných vodních nádrží A1 až D6 se poměr pohyboval vesměs
pod
hodnotou 0,4 (Obrázek 36). Z toho lze vyvodit
převládající přítomnost obtížně
rozložitelných organických látek, které jsou odrazem geologického podloží zájmového
území.

image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 63
Obrázek
36.
Roční průběh poměrů BSK
5
/CHSK
Cr
ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)
ALKALITA
u přírodních vod poukazuje na schopnost vody vyrovnávat se do určité
míry s kyselými nebo zásaditými přítokovými vodami (sněhová voda, odpadní vody,
apod.), aniž dojde k významnému poklesu nebo vzrůstu pH.
Rok
2017 neprokázal výrazný sezónní trend ve vývoji alkality (Obrázek
37).
Vyhodnocovaná data ukazují nízkou rozkolísanost hodnot alkality na jednotlivých
lokalitách (Obrázek
38,
zřetelná i nízká variabilita u každé nádrže). Z dlouhodobého
hlediska však alkalita narůstá (Obrázek
40).
To lze přičíst intenzivnějším respiračním
procesům
souvisejícím
se zvyšujícím se oživením vodního ekosystému v průběhu let.
Hodnoty alkality (průměrná hodnota 7,5 mmol/l; min 1,1 mmol/l;
max 19,7 mmol/l) jsou
ve většině případů vyšší ve srovnání s běžnými povrchovými vodami v ČR (průměrná
hodnota okolo 2 mmol/l), to by nemělo být chápáno jako znečištění, ale jako přirozená
vlastnost vody v
daném území.
Obrázek
38
ukazuje na rozdílné fungování alkality mezi jednotlivými nádržemi.
U
běžných povrchových vod alkalitu ovlivňuje zejména suma Ca, Mg. Na testovaném
souboru se ukázalo, že samotný
Ca a Mg s
alkalitou výrazně nekorespondují. Nicméně

image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 64
suma všech kationtů již s alkalitou koresponduje spolehlivě (Obrázek
39). Potvrzuje se
tak odlišné chování nádrží od běžných povrchových vod, které z velké části odrážejí stav
podloží a povodí. Na uhličitanové rovnováze se tak na dotčeném území významně podílejí
i kationty K a Na.
Obrázek
37.
Roční průběh KNK
4,5
ve
vodních nádržích A1 až D6 (2017)
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
5
10
15
20
25
K N K
4,5
L o k alita
m m
o l/l
Obrázek
38. KNK
4,5
– porovnání
lokalit

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 65
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
500
1000
1500
Ca + Mg + Na + K
L o k alita
m g/l
Obrázek
39.
Suma kationtů – porovnání
lokalit
do
10
let
10
-
20
let
nad
20
let
0
5
10
15
20
25
K N K
4,5
Stáří nádrže
m m o l/l
Obrázek
40.
Závislost
KNK
4,5
na stáří nádrže
8.5.1.
Vyhodnocení rizika –
„Změna chemismu vod“
Sledovaný soubor nádrží ukazuje na známý fakt, že vodní ekosystémy, zvláště
nádrže rybničního
charakteru, nelze z
větší části paušálně hodnotit. Výrazná heterogenita
a chování nádrží z hlediska chemických pochodů je natolik zřejmá, že lze obtížně
vyvodit/definovat
rizika závisející například na typu, stáří, či hloubce nádrže. Nicméně je
zřejmé, že do budoucna nehrozí zhoršení kvality vody, způsobené chemickými změnami.
8.6.
Potenciální riziko 5: Rekreace
Naprostá většina vodních ploch v dotčeném území byla vytvořena samovolně, či
jako rekultivační prvek, bez přímého ovlivnění lidskými aktivitami. Otevření
prostoru
veřejnosti logicky přinese kvalitativní změny vodního prostředí a bezprostředního okolí.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 66
Rekreace často významně ovlivní živinovou bilanci v nádrži. Obzvláště patrné to
bývá na nádržích s menší kubaturou vody. Nepředpokládáme však, že například koupání,
bude probíhat na nádržích s převládající hloubkou do 1,5 m.
Rekreace s
sebou přináší i potenciální sportovní rybáře, případně jen snahy
o
zarybnění vod. Rizika spojená se zarybněním jsou uvedena v samostatné kapitole.
Nepřehlédnutelným aspektem spojeným s rekreací je zvyšování počtu fekálních
bakterií ve vodním prostředí.
Indikátorem fekálního znečištění je bakteriální druh
Escherichia coli
. Tento druh je
součástí střevní mikroflóry teplokrevných živočichů i člověka, ve vodě se nepomnožuje,
přežívá v závislosti na přírodních podmínkách pouze omezenou dobu a lze jej specificky
detekovat. Intestinální enterokoky jsou též dobrým indikátorem fekálního znečištění a
svým charakterem doplňují stanovení termotolerantních koliformních bakterií, resp.
E.
coli
. Hlavními problémy, se kterými je třeba počítat při hodnocení výsledků, jsou nejistoty
stanovení mikrobiologických ukazatelů a velké výkyvy počtu sledovaných bakterií
v
povrchové tekoucí vodě v souvislosti se změnami průtoků (Baudišová a Mlejnková,
2017).
Ve
vybraných vodních nádržích bylo 1x měsíčně sledováno mikrobiální znečištění
pomocí stanovení
Escherichia coli
, intestinálních enterokoků a termotoleratních
koliformních bakterií. I přes velmi nízké hodnoty bakteriálního znečištěni (desítky KTJ)
se lze domnívat, že zatížení těmito bakteriemi je v průběhu
roku
víceméně konstantní
(Obrázek 41,
Obrázek
42,
Obrázek
43).
O tom,
zda bakteriální zatížení ve vodě přetrvá, může rozhodovat nasycení vody
kyslíkem. V
podmínkách s vyšším obsahem kyslíku střevní bakterie pravděpodobně
z
velké části hynou a nepředstavují tak výraznější riziko pro povrchové vody dle NV
č.401/2015 Sb. V případě, že se nádrž potýká s kyslíkovými propady (běžné situace
v
letních měsících
s
vyšší teplotou vody) mohou bakterie v takovémto prostředí lépe
prospívat.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 67
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
50
100
150
E .coli
L o k a lita
K TJ/100m l
Obrázek
41.
E. coli
– porovnání lokalit
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
50
100
150
Intestinální E nterokoky
L o k a lita
K TJ/100m l
Obrázek
42.
Intestinální
enterokoky
– porovnání lokalit
A1
A2
A3
A4
A5
A6
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
C3
C4
C5
C6
D1
D2
D3
D4
D5
D6
0
50
100
150
Term otolerantní koliform ní bakterie
L o k a lita
K TJ/100m l
Obrázek
43.
Termotolerantní koliformní bakterie – porovnání lokalit

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 68
8.6.1.
Vyhodnocení rizika
-
„Rekreace“
Na základě získaných hodnot lze konstatovat, že všechny lokality spadají do
nejlepších jakosti dle NV č. 401/2015 Sb. a ČSN EN 75 7221.
8.7.
Potenciální riziko 6: Specifické polutanty
Ve vzorcích vody z vodních nádrží byly 2x během sezóny (březen, září) stanoveny
obsahy rozpuštěných forem potenciálně rizikových prvků a specifických polutantů.
Přehled měřených parametrů ukazuje
Tabulka 7.
Naměřené koncentrace byly u velké
části polutantů pod mezí stanovitelnosti.
U
prvků
- Al, Ba,
B, Mo a Ni byly naměřeny
koncentrace vyšší než je mez stanovitelnosti, ale přesto se jednalo o velmi nízké hodnoty.
V Nařízení vlády č. 401/2015 Sb. NEK jsou uvedeny limity pouze pro hliník (1000µg/l) a
molybden (18µg/l). Ani jedna naměřená hodnota Al a Mo nepřekračovala limity dané
tímto nařízením. Hodnota pH má zásadní vliv na rozpustnost i toxicitu mnoha látek ve
vodním prostředí. V kyselých vodách se snižující hodnotou pH se zvyšuje rozpustnost
potenciálně rizikových látek (toxické kovy) a rizikové prvky se uvolňují do vodního
sloupce. Extrémní hodnoty mají mj. vliv na druhové spektrum vodních organismů. Na
sledovaných vodních nádržích se hodnoty pH pohybovaly v slabě alkalické oblasti bez
výraznějších sezónních výkyvů (Obrázek
44).

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 69
Obrázek
44.
Roční průběh pH ve vodních nádržích A1 až D6 (2017)
8.7.1.
Vyhodnocení rizika –
„Specifické polutanty“
Lze tedy konstatovat, že znečištění výše uvedenými specifickými polutanty a
potenciálně rizikovými prvky v současné době nepředstavuje ve sledovaných vodních
nádržích prakticky žádné hydrochemické riziko.
8.8.
Potenciální riziko 7: Fytoplankton s
ohledem na rozvoj sinic
Fytoplankton tvoří
dvě
skupiny
organismů – sinice a řasy. Sinice jsou vývojově
starší s prokaryotní stavbou buněk blízké bakteriím, většinou obsahují toxiny. Řasy jsou
eukaryotní organismy, mají diferencovanou stavbu buňky a jsou blízké vyšším rostlinám.
Obě skupiny zajišťují primární produkci a jsou přirozenou součástí vodních ekosystémů.
Riziko pro nádrže představují zejména sinice v případě, když dojde k jejich masovému
rozvoji.
Abundance k
jednotlivým taxonům nebyly k
dispozici. Spolehlivou informaci
o
celkovém množství fytoplanktonu dává parametr
chlorofyl-a (Chl-a),
ale není možné
z
něj určit, jaké množství náleží jednotlivým druhům, ani oddělit sinice a řasy. Dalším
ukazatelem množství fytoplanktonu je počet buněk v
1 ml. Kvantifikace byla provedena
v
laboratořích VÚV TGM, v.v.i., Praha. Dominantní taxony nebyly stanoveny ani podíl sinic
ve vzorcích není znám. Kalkulace na úrovni jednotlivých taxonů nebyla prováděna.
Výsledkem je počet jedinců v ml vzorku. Vzhledem k absenci proporčního zastoupení
druhů nebylo možné kvantifikovat a detailně vyhodnotit fytoplankton.
Pro kvantitativní hodnocení fytoplanktonu byl použit parametr
Chl-
a
a počet
buněk na 1 ml. Pro kvalitativní hodnocení jsme vycházeli ze seznamu zjištěných druhů.
Pozornost byla věnována zejména sinicím. Dále byly k jednotlivým taxonům přiřazeny

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 70
stupně saprobity. Abundance k jednotlivým druhům nebyly k dispozici, hodnocení
saprobity je pouze informativní.
Z
výše uvedených důvodů lze obtížně definovat potenciální rizika spojená s
množstvím
fytoplanktonu.
Následující text tak vychází zejména z dosavadních zkušeností
z
nádrží obdobného charakteru.
Sinice jsou všudypřítomné a riziko představuje jejich přemnožení. Ukazatel „vodní
květ“ v
souboru dat nebyl. Z
dat nelze jednoznačně vyčíst, zda k těmto
situacím na
nádržích dochází. Obdobně lze nahlížet na pikosinice, které mohou tvořit velké
abundance, ale nepředstavují výrazné riziko pro běžné povrchové vody.
8.8.1.
Kvantitativní hodnocení fytoplanktonu
Chlorofyl
a
V
průběhu monitorovacího období byl
stanoven chlorofyl-
a
na všech nádržích
v
deseti odběrových termínech. Naměřené hodnoty byly porovnány s normou ČSN
757221 Kvalita vod
– Klasifikace povrchových vod
(Obrázek 16).
Ze všech 240 naměřených hodnot bylo pouze 7 (necelá 3%) klasifikováno
stupněm V. Konkrétně na 4 nádržích (A3, C5, D4, D5). Tyto nádrže lze považovat za
nejrizikovější z hlediska vyššího výskytu fytoplanktonu v případech, kdy v druhovém
složení budou dominovat sinice. Stupeň IV překročilo 13 hodnot (5%) na 5 nádržích (A1,
B3, B5, C1 D1) a stupeň III 43 hodnot (18%) na 7 nádržích. Jako znečištěná až silně
znečištěná voda byla tedy hodnocena pouze čtvrtina z celkového množství hodnot, ale
více než polovina nádrží měla aspoň v jednom odběru hodnocení znečištěná voda. Více
než 50% všech hodnot bylo přiřazeno stupni I neznečištěná voda, ale celou sezonu se
kvalita na stupni
I udržela pouze na dvou nádržích (B1, C2) a na 6 nádržích (A2, A6, B2,
B4,
C4, C6) se udržela kvalita na stupni
II celou sezonu.
Množství fytoplanktonu měřené parametrem
Chl-a
je během sezóny velmi
proměnlivé. Z hlediska sezónního vývoje je nejrizikovější období s vyššími teplotami a
delší dobou oslunění, které je pro růst fytoplanktonu nejpříznivější. Většina nadlimitních
hodnot, tedy stupeň 5, byly naměřeny v období květen až srpen.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 71
Počet buněk
V
průběhu monitorovacího období byly stanoveny počty buněk na všech nádržích
v
deseti odběrových termínech. Biomasa fytoplanktonu ani podíl sinic na celkové biomase
nebyly k dispozici.
Hodnocení fytoplanktonu není v podmínkách legislativy ČR zakotveno.
Řasy jsou přirozenou součástí vodních ekosystémů a není důvod je
z hlediska
potenciálních zdravotních rizik sledovat. Riziko představují pouze sinice, pokud dojde k
jejich
masovému rozvoji. Počty buněk sinic jsou sledovány při potenciálním využití
povrchových vod pro vodárenské nebo rekreační účely. Limity stanoví vyhláška
č. 238/2011 Sb. pro koupací vody. Podle této vyhlášky se
za vody,
u nichž lze očekávat
s
velkou pravděpodobností rozmnožení sinic, považují zejména vody, kde byl alespoň
jednou za poslední 3 roky zaznamenán výskyt sinic překračující limity II. stupně podle
odstavce 2 nebo v předcházející sezóně zaznamenán výskyt sinic překračující limity I.
stupně (Tabulka 10).
Tabulka 10.
Ukazatele a jejich limitní hodnoty pro přírodní koupaliště provozované na povrchových
vodách, dalších povrchových vodách ke koupání a vodních plochách ke koupání vzniklých těžební činností
se zvýšeným rizikem vzniku masového rozvoje sinic
Ukazatel
Jednotka I. stupeň II. stupeň III. stupeň
1a Sinice
buňky/ml
20000
100000
250000
1b Sinice
mm
3
/l
2
10
20
2
chlorofyl-a μg/l
10
50
100
3
vodní květ stupeň
2
V
daném souboru dat byly stanoveny počty buněk fytoplanktonu celkem, ale
nebyla informace o počtu buněk sinic. Pro vyhodnocení k této zprávě
byly
orientačně
porovnány
počty buněk veškerého fytoplanktonu s výše uvedenou tabulkou. Ze všech 240
odběrů na sledovaných deseti lokalitách bylo 187 hodnot pod limitem I. stupně a pouze 3
hodnoty překročily stupeň III. (A1 v září a říjnu a D4 v říjnu). Ani na jedné z těchto lokalit
v daném
termínu nebyly determinovány
sinice.
Posouzení rizik podle celkového počtu
buněk (tj. řasy a sinice dohromady) není v tuto chvíli relevantní.
8.8.2.
Kvalitativní hodnocení fytoplanktonu
Pro kvalitativní
hodnocení fytoplanktonu byl k dispozici seznam výskytu
determinovaných druhů na jednotlivých nádržích v jednotlivých odběrech. Seznam byl
rozdělen podle taxonomických skupin.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 72
Sinice
V daných nádržích byl počet druhů sinic nízký. Sinice tvořily maximálně
2-4 %
z
celkového počtu determinovaných druhů na monitorovaných lokalitách.
Nejméně druhů sinic bylo determinováno u skupiny A a nejvíce u skupiny D,
přičemž v nádrži D6 bylo určeno nejvíc různých druhů sinic. To samo o sobě nemusí být
špatné, záleží na druhu sinic a množství jejich biomasy. Pro vyhodnocení nebyla
k
dispozici informace o počtu buněk jednotlivých rizikových druhů ve vzorcích ani o
celkové biomase jednotlivých druhů, aby bylo možné konkrétně posoudit aktuální riziko.
Největší riziko představují sinice, které mohou tvořit tzv. “vodní květy“. Z druhů
určených na monitorovaných nádržích to jsou následující taxony:
Dolichospermum (dříve
Anabaena) solitaria
Dolichospermum (dříve
Anabaena) sp.
Aphanizomenon cf. flos-aquae
Planktothrix agardhii
Woronichinia cf.compacta
Woronichinia naegeliana .
K
těmto taxonům byly dohledány údaje o koncentraci
chorofylu-a,
počtu buněk a
celkovém počtu determinovaných taxonů v daném odběru a podílu sinic v
odběru.
Přehled ukazuje
Tabulka 11.
Tabulka 11.
Lokality s výskytem sinic tvořících vodní květy
Taxon
Datum
Typ
Lokalita
Chla a
*
Buňky
**
Počet
druhů/počet
sinic
µg/l
Anabaena sp.
28.8.17
B
B2
4
9369
16/2
Anabaena sp.
16.10.17
B
B2
7
5844
16/1
Anabaena sp.
17.7.17
C
C3
5
316
6/1
Anabaena sp.
17.7.17
C
C4
14
7761
6/1
Anabaena solitaria
28.8.17
D
D1
6
4423
11/1
Aphanizomenon cf. flos-aquae
28.8.17
C
C5
102
35137
1/1
Planktothrix agardhii
17.7.17
B
B3
74
20910
10/1
Planktothrix agardhii
26.4.17
B
B5
17
4 970
12/1
Planktothrix agardhii
5.4.17
D
D3
49
37798
12/1
Planktothrix agardhii
26.4.17
D
D3
30
18 256
10/1

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 73
Planktothrix agardhii
5.4.17
D
D5
17
2477
14/1
Planktothrix agardhii
5.4.17
D
D6
18
1314
12/2
Planktothrix agardhii
20.6.17
D
D6
1
1271
7/2
Planktothrix agardhii
17.7.17
D
D6
7
4643
8/3
Woronichinia cf.compacta
16.10.17
B
B4
9
19100
9/1
Woronichinia naegeliana
28.8.17
C
C4
5
5629
8/1
*Chla-
barevná škála podle normy ČSN 75 7221 stupeň I až V
** Buňky barevná škála dle vyhlášky č. 238/2011 Sb. stupeň
1-3.
Tyto nejrizikovější druhy nebyly determinovány na nádržích skupiny A, byly na
téměř všech nádržích skupiny B (kromě B1) a na polovině nádrží skupin C a D.
Významný je nález druhu
Aphanizomenon flos-aquae
na lokalitě
C5 v srpnu
.
V
daném odběru byl na lokalitě určen pouze tento jeden druh, to znamená, že naměřené
množství
chla- a 102 ug/l a 35 tis. jedinců
v ml byl
Aphanizomenon flos-aquae
. V
porovnání
s
vyhláškou č. 238/2011 Sb. byly překročeny
limity pro přírodní koupaliště provozované
na povrchových vodách, dalších povrchových vodách ke koupání a vodních plochách ke
koupání vzniklých těžební činností se zvýšeným rizikem vzniku masového rozvoje sinic
.
V
dalším odběru o měsíc později už určen nebyl. Lze předpokládat, že nadlimitní výskyt
sinic může běžně nastávat i v dalších letech, ale nemusí. Sinice mohou být doplněny nebo
nahrazeny jinými primárními producenty. Záleží na průběhu sezóny a celkovém stavu
ekosystému v nádrži.
Limity prvního stupně byly překročeny ještě na lokalitě
B3 v
červenci a na D3
v dubnu
. V
obou případech byla zaznamenána přítomnost druhu
Planktothrix aghadhii.
Spolu s
touto sinicí se na těchto lokalitách vyskytovalo ještě 9 respektive 11 jiných druhů.
Informace o počtu buněk jednotlivých taxonů nebyla k dispozici. Lze předpokládat, že
sinice nebyly dominantní. Ostatní druhy sinic s potenciálem tvorby vodních květů byly
zpravidla determinovány v jednotlivých nádržích v jednom odběru, nebyl tedy
zaznamenán souvislý výskyt druhu v několika odběrech po sobě. Kromě těchto rizikových
sinic bylo v
daném odběru určeno ještě 6 – 12 dalších druhů jiných taxonomických skupin.
Tyto tři nádrže vzhledem k množství chlorofylu se jeví zatím jako nejrizikovější
z
hlediska výskytu sinic. V dalších nádržích je množství sinic tvořících vodní květy zatím
hygienicky
nevýznamné a riziko masového rozvoje sinic prozatím malé.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 74
Další rizikovou sinicí je
Limnothrix redekei
, tenká vláknitá sinice s maximálním
výskytem v zimních měsících, jejíž toxiny při přemnožení pravděpodobně působí na
nervovou soustavu akvatických
živočichů. Výskyt výše zmíněného druhu byl zaznamenán
na nádrži B6 v
dubnu.
Významnou skupinou jsou ještě pikosinice, které tvoří kolonie. Byl zaznamenán
souvislý výskyt
Aphanocapsa sp.
na nádrži D6 téměř po celou sezónu a navíc se zde
vyskytoval i
Planktothrix agardhii.
Nádrž D6 se jeví z tohoto hlediska jako nejhorší.
Ostatní druhy sinic a pikosinic by neměly být potenciálně významně rizikové.
V
budoucnu bude záležet na vývoji nádrží. V případě zvýšeného přísunu živin z okolní
krajiny a
optimálních teplotních podmínek, lze předpokládat zvyšování biomas sinic.
Řasy
Řasy ve vodních
nádržích
jsou primárními producenty. Druhové složení se mění
v
průběhu sezóny i podle fyzikálně chemických vlastností vodního prostředí, na druhé
straně jsou vystaveny predačnímu tlaku. Dlouhodobé zkušenosti ukazují, že v jarních
měsících dominují zpravidla rozsivky (
Bacillariophyta
), v
letních měsících chlorokokální
řasy (
Chlorophyta
). V
nádržích s větším podílem organického uhlíku dominují
Euglenophyta
a
Cryptophyta
(viz saprobita). Hodnocená data vykazují podobné trendy.
Řasy nepředstavují zdravotní riziko, jejich přemnožení způsobuje problémy spíše
technického rázu a esteticky nepůsobí dobře. Zpravidla neobsahují nebezpečné toxiny a
hladinové vodní květy tvoří pouze vyjímečně. Vodní květy mohou tvořit některé vláknité
řasy ze skupiny
xantofyt
,
eugleny
a drobná plovoucí makrofyta (např.
Lemna minor
).
Xantofyta
nebyla determinována,
eugleny
se vyskytovaly hojně, ale není informace o jejich
abundanci. Spolu s nimi
byly determinovány další skupiny řas, je tedy předpoklad, že
nebyly dominantní.
8.8.3.
Porovnání nádrží podle výskytu sinic
Nádrže byly rozděleny do tří skupin podle výskytu sinic a sledovány vůči řadě
fyzikálně-chemických
parametrů. Z hlediska přítomnosti sinic jsou nejvíce skloňovány
prvky N a P.
Typ lokalit:
1. Nádrže s výskytem sinic tvořících vodní květy

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 75
2. Nádrže s
ostatními
sinicemi
3. Nádrže, ve kterých sinice determinovány nebyly.
1
2
3
0
10
20
30
Typ lokalit
m g/l
TN
1
2
3
0.0
0.5
1.0
1.5
Typ lokalit
m g/l
TP
Obrázek
45.
Porovnání TN a TP na jednotlivých typech lokalit podle výskytu sinic
Na
posuzovaném souboru dat se mezi jednotlivými lokalitami neprokázal žádný
signifikantní rozdíl u prvků N a P
(Obrázek 45).
Obdobně se chovaly ostatní testované
parametry.
8.8.4.
Poměrné zastoupení skupin v jednotlivých skupinách nádrží
V průběhu monitoringu bylo determinováno cca 250 taxonů (včetně sinic.)
Největší biodiverzita byla u nádrží typu A (průměr 68 taxonů) a nejmenší u typu C (39
taxonů). U nádrží typu D je to nevyrovnané od 34 –
79.
Obrázek
46 zobrazuje procentuální
zastoupení jednotlivých taxonomických
skupin fytoplanktonu v jednotlivých typech nádrží. Nejvyrovnanější jsou nádrže typu A a
B, a částečně i D. V nádržích typu C jsou největší rozdíly v počtech determinovaných druhů
i taxonomických skupin.
Obrázek
46.
Procentuální
zastoupení jednotlivých skupin fytoplanktonu na nádržích A1
- D6
Obrázek
47
graficky znázorňuje průměrné zastoupení taxonomických skupiny
fytoplanktonu v jednotlivých typech
nádrží.

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 76
Obrázek
47.
Průměrné
zastoupení taxonomických skupin fytoplanktonu na jednotlivých typech nádrží A
-
D
Ve všech typech nádrží je nejvíce druhů ve skupině chlorokokálních řas, následují
rozsivky, kryptomonády a zlativky (
Chrysophyta
). V
nádržích typu A je nejvíce druhů
chlorokokálních řas, nejméně kryptomonád a
sinic v porovnání
s ostatními typy.
V
nádržích typu B je nejvíce krásivek (
Conjugatophyta
) v
porovnání s ostatními typy,
v
nádržích C je nejvíce druhů rozsivek a kryptomonad, nejméně početnou skupinou jsou
euglenofyta
a chlorokokální řasy. Nádrže typu D mají nejvíce druhů
euglenofyt
v
porovnání s ostatními typy nádrží.
8.8.5. Saprobita
K
determinovaným druhům byly přiřazeny saprobní indexy podle technické
normy ČSN 75 7716
Jakost vod
– Biologický
rozbor
– Stanovení saprobního indexu
.
Abundance nebyly k dispozici,
pouze výskyty v jednotlivých odběrech, nebylo tedy možné
vypočítat saprobní index společenstva fytoplanktonu. Saprobní indexy druhů byly
v
rozmezí od 1,2 do 2,7. Průměrná hodnota byla 2,0, což odpovídá beta – mesosaprobitě.
Jednotlivé skupiny nádrží se nelišily.
8.8.6.
Shrnutí
Sledované nádrže v roce 2017 byly hodnoceny z hlediska fytoplanktonu
kvantitativně i kvalitativně. Přestože byly ve všech typech nádrží zjišťovány v letních
měsících nadlimitní hodnoty koncentrací chlorofylu a na některých lokalitách se
vyskytovaly sinice
s potenciálem tvorby vodních květů, nepředstavuje fytoplankton

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 77
v
současné době výrazné riziko. Pozornost je však potřeba věnovat výskytu sinic
v
lokalitách C5, B3, D3. Pokud bude docházet k eutrofizaci území, může se výskyt
rizikových sinic zvyšovat i na dalších nádržích.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 78
9.
C
ELKOVÉ
ZHODNOCENÍ
KVALITY VODY DLE TYPU VODNÍCH ÚTVARŮ
A, B, C, D
Výsypky představují jeden z doprovodných jevů těžby nerostných surovin,
v
Ústeckém kraji tedy především těžby hnědého uhlí. V zájmu obyvatel pánevních okresů
i těžebních podniků je jejich co nejrychlejší úprava a postupné začlenění takto nově
vzniklé krajiny do ekosystému území. Jde o procesy, které by bez zásahu člověka trvaly
minimálně desítky let, ovšem v případě nepříznivého složení hornin sypaných na výsypku
by k nim
patrně vůbec nedošlo. Proto nabývají rekultivační práce na výsypkách
severočeské pánve stále většího významu. Povrchová těžba se, oproti hlubinné, vyznačuje
vyšší roční těžbou, nižšími těžebními náklady, ale hlavně také devastací všech složek
prostředí, ve kterém je provozována (Štýs,
2004).
Negativními vlivy je zasaženo velké
množství obyvatel. Z těchto důvodů je rychlost a kvalita rekultivací ploch zasažených
těžbou nerostných surovin významným faktorem krajinotvorby.
Z
hlediska umístění výsypek se rozlišují výsypky vnější, které jsou zakládány mimo
prostor povrchového dolu, a výsypky vnitřní, kdy jsou nadložní zeminy ukládány zpět do
vyuhleného prostoru povrchového dolu. Někdy však vnější výsypka může plynule
přecházet do výsypky vnitřní. Po dosypání výsypky je její povrch většinou upraven
buldozerem a následně rekultivován. Někdy byly části některých výsypek ponechány bez
terénní úpravy, což je dodnes patrné díky typické „hřebínkové“ struktuře povrchu
výsypky. Po ukončení těžby zůstávají v krajině různě velké vodní plochy, od velkých jezer
až po menší vodní nádrže a mokřady.
Vedle velkých a hlubokých zbytkových jam po povrchové těžbě uhlí se
v
rekultivované krajině vyskytuje velký počet menších a mělčích zbytkových jam, malých
a mělkých rekultivačních nádrží, propadlin, jezírek a toků na výsypkách i mělké bažiny
u
paty výsypky.
Vlastnosti vody ve vodních nádržích se mění nejenom v průběhu let, ale liší
se i mezi jednotlivými povodími. Změny budou patrné i při výjimečných a extrémních
událostech, jako je jarní tání, přívalové deště, apod. Tak jak dochází k postupné konsolidaci
výsypek, stabilizaci krajiny, většímu zapojování vegetace v krajině dotčené povrchovou těžbou,
tak dochází postupem let k ustálení látkového zatížení vod. Vlivem přísunu nerozpuštěných
látek a opadem z vegetace v okolí nádrže dochází k postupnému zvyšování vrstvy sedimentu
na dně nádrží, který funguje jako živinový rezervoár.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 79
V
předkládané studii bylo vyhodnocováno 24 vodních nádrží vzniklých na
hnědouhelných výsypkách. V závislosti na původu a okolnostech jejich vzniku byly
rozděleny do 4 hlavních typů:
A
Rekultivační vodní nádrže
B
Vodní plochy vzniklé na neupraveném výsypkovém terénu
C
Vodní plochy vzniklé samovolně v rekultivovaném území
D
Vodní plochy vzniklé při patě výsypky
Pro posouzení hydrochemických rizik lokalit dle typu vzniku byla použita stejná
rizika jako u vyhodnocování jednotlivých vodních nádrží.
9.1.
Eutrofizace
Ochranu před eutrofizací poskytuje především udržitelné využívání krajiny
v
povodí příslušné vodní nádrže. To zahrnuje hlavně omezení půdní eroze a aplikaci
hnojiv na zemědělských pozemcích pouze v množstvích využitelných polními a travními
porosty (Čížková, Vlasáková a Květ, eds., 2017). Tato opatření je ovšem třeba zavádět ve
spojení s ohleduplným obecným nakládáním s
vodami, a to v
celých povodích stojatých i
tekoucích vod (Pokorný&Květ 2001).
A
B
C
D
0.0
0.5
1.0
1.5
TP
m g/l
A
B
C
D
0
10
20
30
TN
m g/l

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 80
A
B
C
D
0
100
200
300
C hl
a
g /l
A
B
C
D
0
10
20
30
N-NO
3
m g/l
Obrázek
48.
Porovnání TP, TN, CHla a
N-NO
3
na jednotlivých
typech nádrží A, B, C,
D
V
současné době se čím dál více limitujícím prvkem, zejména z
pohledu rozvoje
sinic,
stává fosfor. Ve vodních nádržích se stává klíčovým prvkem, který rozhoduje o tom
jak „bude nádrž vypadat“. Naprostá většina
hodnot ve vyhodnoceném
souboru je pod
mezí stanovitelnosti 0,04 mg/l TP. Z toho lze vyvodit, že téměř všechny lokality, bez
ohledu
na jejich typ (A, B, C či D) nemají problém se zatížením fosforem.
Přesto se ukazuje,
že některé lokality ze skupiny C (tj. vodní plochy vzniklé samovolně v rekultivovaném
území) mají koncentrace TP vyšší a mohou tak být více náchylné k projevům
eutrofizace
(Obrázek 48).
S
úvahou výše však nekoresponduje parametr
chlorofyl-
a
. Ten je na lokalitách ze
skupiny C průměrně nejnižší. Nejnáchylněji k rozvoji řas, případně sinic se jeví lokality ze
skupiny D a následně A. Obdobný výsledek je pozorovatelný i u parametru TN.
Spíše výjimečné vysoké hodnoty dusičnanů, způsobené pravděpodobně nějakým
lokálním povrchovým
smyvem,
poukazují na nízké živinové zatížení monitorovaného
území.
Výsledky naznačují, že z hlediska rizika eutrofizace, rozdělení nádrží podle typu
vzniku nedává příliš velký smysl. Potvrzuje se individuální vývoj nádrží, realizace živin
v
potravním řetězci a jejich vzájemný poměr.
Až na některé
výjimky,
však stále celkově hovoříme o stavu vodních nádrží
příznivém
s
potenciálem zachovat nízkou úroveň živin
a
s méně výraznými projevy
eutrofizace.

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 81
9.2.
Rybářské využití
Riziko spojené s přítomností rybí obsádky lze vyhodnotit na základě
stavu
zooplanktonu. Z
dat bylo možno porovnat počet výskytů u jednotlivých druhů. O vlivu rybí
obsádky na vodní ekosystém nejlépe vypovídá přítomnost a struktura perlooček. Pro
porovnání jednotlivých typů lokalit byly vybrány 4 druhy perlooček (
Bosmina longirostris
,
Ceriodaphnia affinis
,
Daphnia pulex
, a
Chydorus sphaericus
).
Obrázek
49.
Procentuální vyjádření výskytu vybraných druhů perlooček
na typech lokalit A, B, C, D z
celkového počtu zjištěných výskytů na všech
lokalitách.
Základ 100% je
přenesen
na jednotlivý druh
perloočky (tj. 100% dává součet hodnot ve stejných barevných polích).
Přítomnost
Daphnia pulex
jako zástupce velkého druhu perloočky signalizuje malý
vliv rybí obsádky na ekosystém. Nutná je však alespoň orientační znalost abundance.
Nicméně i fakt, že se tento druh vyskytuje prakticky celoročně na konkrétní nádrži,
vypovídá spíše o nižším vlivu ryb na zooplankton, potažmo celkově na ekosystém nádrže.
Na lokalitách ze skupiny nádrží B byl zjištěn nejnižší výskyt
D. pulex
(Obrázek 49). Lze
z toho
vyvodit, že v
tomto typu lokalit (B)
je nejvíce nádrží
s
potenciálním rizikem
spojeným s rybí obsádkou. Obrázek
50
ukazuje, že množství nerozpuštěných látek na
skupině nádrží B nebývá vysoké. Lze se oprávněně domnívat, že lokality typu B jsou
vystaveny vyžíracímu tlaku zejména drobných planktonofágních druhů ryb jako jsou
střevlička východní, karas stříbřitý, plotice
obecná, apod.
Vyšší obsádky kapra by
bezpochyby zapříčinily i vyšší hodnoty nerozpuštěných látek. Vyšší biomasy druhu
Bosmina longirostris
naopak signalizují významný vliv rybí obsádky na zooplankton.
Porovnáním výskytů (Obrázek
49) lze
ukázat, že
B. longirostris
byla nejčastěji nalézána na

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 82
lokalitách ze skupiny B. Potvrzuje se tak domněnka, o výraznějším vlivu rybí obsádky na
ekosystém nádrže na lokalitách typu B oproti typům A, C a D.
Časté nálezy druhu
Chydorus sphaericus
poukazují na vířený sediment, neboť tento
druh je svým životem vázaný spíše na dno nádrží. Nejčastěji byl výskyt zjištěn na
lokalitách ze skupiny C, na kterých je však zjišťována i průměrně nejnižší hodnota
nerozpuštěných látek
(Obrázek 50).
Bezpečně tak lze, na lokalitách ze skupiny C, vyloučit
výrazný vliv kapřích obsádek. Nádrže ze skupiny C jsou pravděpodobně mělčí a rozvíření
sedimentu mohl
způsobit
samotný
odběr
zooplanktonu.
A
B
C
D
0
50
100
150
N L
(105)
m g/l
Obrázek
50.
Porovnání nerozpuštěných látek na typech lokalit A, B, C a D
9.3.
Zazemňování
U mělkých vodních nádrží s výskytem litorálních porostů může za nedlouhou
dobu, závislou na rozloze a hloubce nádrže, dojít vlivem zarůstání postupně se
zvětšujícího podílu plochy vodní nádrže hydrofyty k úplnému zazemnění. Výsledkem
takového sukcesního vývoje je náhrada vodní nádrže bažinou, případně močálem.
Zarůstání nádrží emerzními makrofyty je možno v počátečních fázích bránit zvýšením
vodní hladiny. Nejjednodušším způsobem mechanického omezování růstu makrofyt je
jejich kosení ve vegetačním období, nejlépe opakovaně, ale mimo období hnízdění
vodních ptáků. Omezující účinek kosení zpravidla posílí následné úplné zaplavení zbylých
nadzemních částí rostlin. Technicky i finančně náročnější je vyhrnování litorálních
sedimentů i s většinou podzemních částí vytrvalých makrofyt s použitím těžké
mechanizace (Čížková, Vlasáková a Květ, eds., 2017). Zazemňování nádrží výrazně

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 83
ovlivňuje/urychluje morfologie a využívání okolní krajiny. Přeměna vodních nádrží na
mokřady zarostlé emerzní vegetací nevadí, je rovněž funkční jak z
hlediska biodiverzity,
tak malého vodního oběhu a zadržení vody v krajině.
Na většině sledovaných lokalit nelze manipulovat s výškou vodní hladiny z důvodu
jejich neprůtočnosti a množství přitékané vody je zde závislé na ročním srážkovém úhrnu,
množství sněhu a dotaci vodní nádrže podzemními vodami či průsaky z podloží.
A
B
C
D
0
20
40
60
80
100
Rozsah vegetace
%
Obrázek
51.
porovnání rozsahu litorální vegetace na jednotlivých typech vodních nádrží
Potenciál k zazemňování lze odhadnout ze současného rozsahu litorální vegetace.
Jak ukazuje
Obrázek
51,
nádrže procentuálně s nejmenší zarostlou plochou vodní vegetací
spadají do typu nádrží A (tj. rekultivační vodní nádrže). To znamená, nádrže uměle
vytvořené, pravděpodobně se strmějším přechodem břehů do vody, neumožňující
intenzivní rozvoj litorální vegetace. Obráceně, nejvyšší potenciál k zazemňování mají
lokality ze skupiny D (tj. vodní
plochy vzniklé při patě výsypky). I přes to, že se průměrné
hodnoty téměř shodují se skupinou nádrží C, u typu D je výrazně menší variabilita.
Na
nádržích spadajících do kategorie D lze očekávat rozsah vodní vegetace v průměru kolem
40% z
celkové vodní plochy. Riziko zazemnění na kategorii D umocňuje i fakt, že se tyto
nádrže nachází nejníže ve sledovaném území a budou vystaveny největšímu smyvu částic
vodní erozí
z
okolních pozemků.
Obecně vliv stáří na zarůstání nádrží vodní vegetací nebyl
potvrzen.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 84
9.4.
Změna chemismu vod
Obdobně jako u jednotlivých nádrží byly vyhodnoceny klíčové parametry pro
jednotlivé typy nádrží A, B, C a D. Obrázek
52
naznačuje, že nejméně náchylné na chemické
změny v prostředí jsou lokality ze skupiny B (tj.
vodní
plochy vzniklé na neupraveném
výsypkovém povrchu). Tyto lokality jsou v rámci hodnoceného datového souboru
u
jednotlivých parametrů (vyjma alkality) nejvíce homogenní. Tzn., že se jednotlivé
nádrže z kategorie B zpravidla chovají podobně a lze je bezpečně hodnotit dle dosažených
průměrných hodnot. Ostatní typy nádrží (A, C a D) vykazují v rámci svého souboru
většinou zřetelnější variabilitu. Na jednotlivé nádrže v těchto typech (A, C a D) je tak nutno
nahlížet více individuálně.
Obecně lze
těžko, z hlediska chemismu vod,
vyvozovat signifikantní závěry
na
jednotlivých typech nádrží A, B, C a D.
A
B
C
D
0
100
200
300
400
500
V o d iv o s t
m S /m
A
B
C
D
0
1000
2000
3000
4000
5000
R L
(105)
m
g/l
A
B
C
D
0
1000
2000
3000
SO
4
2-
m g/l
A
B
C
D
0
20
40
BSK
5
m g/l

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 85
A
B
C
D
0
50
100
150
200
CHSK
Cr
m g/l
A
B
C
D
0
5
10
15
20
25
K N K
4,5
m g/l
Obrázek
52.
porovnání klíčových ukazatelů chemismu vod mezi jednotlivými typy nádrží A, B, C a D
Průměrné, maximální a minimální hodnoty, včetně porovnání s nařízeními uvádí
Závěrečná zpráva
Vita-Min (Novotná 2018).
9.4.1.
Rekultivační vodní nádrže A1 až A6
Voda těchto vodních útvarů má průměrný obsah rozpuštěných látek 500 –
3000
mg/l, jedná se tedy o vodu se zvýšenou až velmi vysokou mineralizací. Je slabě alkalická,
průměrné hodnoty pH byly zaznamenány v rozmezí 7,8 až 8,2. Neutralizační kapacita
vody nevykazuje během monitorovacího období výrazné změny. Obsah organických látek,
vyjádřený jako CHSK
Cr
, dosahoval
nejvyšších průměrných hodnot na profilu A6, stejně
jako zjištěné hodnoty TOC. Maximální hodnota CHSK
Cr
100 mg/l byla naměřena na profilu
A3.
Na profilech A3 a A4 byly v
jarním období zjištěny koncentrace celkového dusíku
nad 10 mg/l, při dalším sledování jejich koncentrace poklesly na 2 –
3 mg/l. Jednalo se o
dusík v převážně dusičnanové formě. Amoniakální dusík byl na těchto profilech
detekován od srpna, kdy jeho koncentrace postupně narůstaly až na cca 0,5 mg/l.
Koncentrace fosforu na těchto odběrových místech byla velmi nízká, ve všech
případech nižší, než 0,1 mg/l. Podle pětistupňové škály tvrdosti (NV č. 401/2015 Sb.,
příloha č. 3, tab. 1b) je povrchová voda zařazena do třídy 5 (koncentrace CaCO
3
vyšší než
200 mg/l). Nejvyšší koncentrace vápníku byly měřeny na profilu A4 (max. 350 mg/l) a A6
(max. 250 mg/l). Na těchto profilech a rovněž na profilu A3 byly opakovaně stanoveny
vysoké koncentrace hořčíku (max. 250 mg/l). Pokud jde o specifické znečišťující látky a
vybrané prioritní kontaminanty, obsah železa byl ve většině měření pod 0,5 mg/l, obsah
manganu byl po celé sledované období velmi nízký.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 86
9.4.2.
Vodní plochy vzniklé na neupraveném rekultivačním terénu (B1 až B6)
Voda těchto vodních útvarů má obsah rozpuštěných látek do 2000 mg/l, jedná se
rovněž o vody se zvýšenou až velmi vysokou mineralizací. Průměrné hodnoty pH byly
zaznamenány v rozmezí 7,6 až 8,2, jedná se o vody slabě alkalické. Neutralizační kapacita
vykazuje mírný pokles na konci letního období a poté se vrací k předchozímu stavu.
Voda v
těchto útvarech obsahovala nižší koncentrace organických látek, než bylo
zjištěno v jiných typech vodních ploch. Maxima zjištěných hodnot CHSK
Cr
leží okolo 60
mg/l, maximální hodnota TOC 20 mg/l.
Koncentrace celkového dusíku i všech jeho anorganických forem byly po celé
monitorovací období velmi nízké, stejně tak i koncentrace fosforu. Podle pětistupňové
škály tvrdosti (NV č. 401/2015 Sb., příloha č. 3, tab. 1b) jsou povrchové vody z většiny
profilů zařazeny do třídy 5 (koncentrace CaCO
3
vyšší
než 200 mg/l), kromě profilu B2,
který náleží do třídy 4 (100 –
200 mg/l CaCO
3
). Průměrné koncentrace vápníku byly okolo
100 mg/l). Koncentrace hořčíku byly na některých profilech vyšší, než koncentrace
vápníku (B5 250 mg/l). Pokud jde o specifické znečišťující látky a vybrané prioritní
kontaminanty, obsah železa nepřekročil po celou dobu monitoringu na žádném profilu
hodnotu 0,5 mg/l. Obsah manganu byl rovněž většinou velmi nízký, jedinou výjimkou byl
říjnový odběr na profilu B6, kdy byla
naměřena koncentrace manganu 3,78 mg/l.
V
dalších odběrech se tato situace neopakovala, bylo naměřeno 0,12 mg/l v
listopadu a
0,33 mg/l v prosinci.
9.4.3.
Vodní plochy vzniklé samovolně v rekultivovaném území (C1 až C6)
Voda těchto vodních útvarů obsahuje nejvyšší koncentrace rozpuštěných látek.
Kromě profilu C5 přesahují průměrné koncentrace rozpuštěných látek na ostatních
profilech 1000 mg/l. Maximální koncentrace byla zaznamenána na profilu C3 a je vyšší,
než 4500 mg/l. Tyto vodní útvary vykazují rovněž největší variabilitu průměrných hodnot
pH
– zatímco na profilu C3 byla naměřena průměrná hodnota pH
7,6, na profilu C1 je
průměrná hodnota pH 8,6. Neutralizační kapacita na profilech C3 a C4 vykazovala během
monitorovacího období největší výkyvy, kdy v červnu a v srpnu
došlo k
náhlému poklesu.
Obsah organických látek, vyjádřených jako CHSK
Cr
, většinou nepřekračoval 60
mg/l, hodnoty TOC v
průměru nepřekračovaly 15 mg/l.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 87
Koncentrace celkového dusíku na profilech C4 a C6 byly po celou dobu sledování
velmi nízké (<1 mg/l), na ostatních profilech v průměru 2 –
3 mg/l. V listopadu byl
zaznamenán nárůst koncentrace amoniakálního dusíku na profilu C3.
Pokud jde o celkový fosfor, na profilech C1 byly naměřeny nejvyšší koncentrace ze
všech sledovaných vodních ploch. Koncentrace se zvyšovaly od června a tento trend trval
až do prosince. Max. hodnota cca 1 mg/l byla naměřena v červenci.
Podle pětistupňové škály tvrdosti (NV č. 401/2015 Sb., příloha č. 3, tab. 1b) jsou
povrchové vody z profilů C1, C2,
C3
a C6 zařazeny do třídy 5
(koncentrace CaCO
3
vyšší
než 200 mg/l), profily C4 a C5 do třídy 4 (100 –
200 mg/l CaCO
3
). Koncentrace hořčíku je
na všech profilech srovnatelná nebo vyšší, než koncentrace vápníku. Pokud jde
o
specifické znečišťující látky a vybrané prioritní kontaminanty, na
profilu C3 byly
zaznamenány koncentrace železa a manganu větší, než 1 mg/l.
9.4.4.
Vodní plochy vzniklé při patě výsypky (D1 až D6)
Tyto vodní plochy vykazují velkou variabilitu vlastností. Průměrná koncentrace
rozpuštěných látek na profilech D1 až D4 má hodnotu nižší, než 1000 mg/l, profil D6 je
výrazně odlišný. Maximální obsah rozpuštěných látek na tomto profilu překračuje 3500
mg/l.
Průměrné hodnoty pH na těchto profilech se pohybuje v rozmezí 7,4 – 8,0, jedná se
o vodu neutrální až slabě alkalickou. Neutralizační kapacita na profilech D1 až D4
nevykazuje v
průběhu monitorovacího období výraznější změny, na rozdíl od profilů D5
a D6.
Organické látky, vyjádřené jako CHSK
Cr
, dosahují na profilech D4, D5 a D6
nejvyšších průměrných hodnot, naměřených v rámci tohoto monitoringu. Maximální
hodnota 166 mg/l byla zaznamenána na profilu D5. S tím koreluje i nejvyšší naměřená
hodnota TOC 41 mg/l v
červenci.
Vysoké hodnoty celkového dusíku a dusičnanového dusíku byly zaznamenány od
března do června na profilu D2. Maximální koncentrace 20 mg/l byla zjištěna v
dubnu.
Dusitanový dusík byl detekován na profilu D2 ve všech monitorovacích cyklech,
maximální koncentrace 0,15 mg/l byla naměřena v květnu. V říjnu, listopadu a prosinci
byly pozorovány rostoucí koncentrace amoniakálního dusíku. Celkový fosfor je
v
koncentracích
do 0,2 mg/l.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 88
Podle pětistupňové škály tvrdosti (NV č. 401/2015 Sb., příloha č. 3, tab. 1b) jsou
povrchové vody z profilů
D3 a D6
zařazeny do třídy 5 (koncentrace CaCO
3
vyšší než 200
mg/l), ostatní profily do třídy 4 (100 –
200 mg/l CaCO
3
). Pokud jde o specifické
znečišťující látky a vybrané prioritní kontaminanty,
byly na profilu D-4 byly po celou dobu
monitoringu měřeny koncentrace železa větší, než 1 mg/l. Maximální hodnota 4 mg/l byla
zjištěna v říjnu. Koncentrace manganu na tomto profilu dramaticky rostly od října do
prosince, maximální naměřená hodnota byla 40 mg/l.
9.5.
Rekreace
Vzhledem k rozmanitosti
jednotlivých nádrží není možné v současné době
hodnotit
vliv rekreace na jednotlivé typy nádrží A, B, C a D. Tím spíše, že s největší
pravděpodobností není, naprostá většina nádrží, ve sledovaném území rekreačně
využívána.
Rekreační aktivity ovlivňují řadu parametrů a složek životního prostředí v nádrži
a jejím bezprostředním okolí. Klíčovým parametrem pro fungování nádrží, vyrovnáváním
se se znečištěním, apod. je množství kyslíku ve vodě. Kyslík například rozhoduje, zda
v
prostředí převládnou anaerobní procesy, zda budou přežívat fekální bakteriální
společenstva, aj. Porovnáním jednotlivých typů lokalit z
hlediska
kyslíkového režimu
nelze prokázat, že by některý typ lokalit byl náchylnější ke kyslíkovým deficitům.
V
každém souboru 4 hodnocených typů lokalit se vyskytují nádrže s nižšími i vyššími
hodnotami kyslíku
(Obrázek 53).
A
B
C
D
0
5
10
15
O
2
m g/l
Obrázek
53.
Porovnání kyslíkových poměrů mezi jednotlivými typy lokalit A, B, C a D

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 89
9.6.
Specifické polutanty
Množství dat u specifických polutantů je natolik malé, že daný soubor nelze
statisticky vyhodnotit. Obecně platí totéž, co v
kapitole 8.7.
Naprostá většina naměřených
hodnot byla pod mezí stanovitelnosti. Koncentrace specifických
polutantů tak v
současné
době nepředstavují hydrochemické riziko.
9.7.
Fytoplankton s ohledem na rozvoj sinic
Porovnáme-li
počty buněk v
1 ml a chlorofyl
a
na jednotlivých typech nádrží,
dojdeme k
závěru, že nejlépe ze souboru vychází lokality z kategorie C (tj. vodní plochy
vzniklé samovolně v rekultivovaném území). Jak hodnoty chlorofylu
a
, tak počty buněk
jsou u této kategorie v průměru nejnižší (Obrázek
54). Lze z
toho vyvodit závěr, že vodní
plochy vzniklé samovolně budou na sledovaném území nejméně náchylné k masivnímu
rozvoji fytoplanktonu,
včetně sinic a vodních květů.
A
B
C
D
0
100
200
300
C hlorofyl
a
g /l
A
B
C
D
0
50000
100000
150000
Počet buněk
buňky/m l
Obrázek
54.
Porovnání chlorofylu
a
a počtu buněk na jednotlivých typech lokalit A, B, C a D

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 90
10.
V
YHODNOCENÍ VÝSLEDKŮ
Z MONITORINGU KVALITY
ZDROJOVÝCH VOD
ZATOPENÝCH JAM BÝVALÝCH LOMŮ –
MOST, C
HABAŘOVICE
, BARBORA.
10.1. Jezero Barbora
Dnešní nádrž Barbora se nachází v území, ze kterého pochází jedny z nejstarších
zmínek o těžbě uhlí a kde se zároveň nacházelo největší množství starých dolů. Kvalita
vody na počátku samovolné akumulace byla ovlivněna kontaktem s uhelnou slojí, která
tvořila část dna nádrže, neboť nebyla úplně vytěžena.
K rekultivaci prostoru Otakar
– Barbora bylo přistoupeno v
roce 1981. Nejprve
byla stabilizována vodní hladina Barbory vybudováním přepadu do nedalekého potoka
Bouřlivec. Vznikly dvě vodní plochy o výměře 73 ha – oba bývalé doly s nestejnou výškou
vodní hladiny
byly
propojeny systémem přepadových zařízení. V další fázi bylo
provedeno
ozelenění břehů a vnitřní výsypky, později
bylo
vybudováno parkoviště, pláže,
autocamping a sociální zařízení v jižní části, v jihozápadní části pak dětské brouzdaliště,
zpevnění břehů proti vymílání, cesty pro pěší a cyklisty a další záchytné parkoviště.
Nestabilní svahy lomu Otakar musely být sanovány. Rekultivace související s vodní
plochou byla ukončena v roce 1988 a vodní plocha
byla
předána MNV Oldřichov, práce na
lesnické rekultivaci pokračovaly do roku 1994, kdy byla plocha předána OÚ Jeníkov.
Začátkem 90. let bylo tvrdě opevněno přítokové koryto z potoka Bouřlivce do
nádrže Otakar. Odtokové koryto z Otakaru bylo vystaveno silné erozi a bylo proto rovněž
několikrát opevňováno. Během přívalových dešťů v roce 2002 se vylila voda z přeložky
Bouřlivce do Otakaru v nové trase po svazích lomu a zneprůtočnila začátek regulérního
přítokového koryta. Následně nebyl přítok z Bouřlivce obnoven a obě nádrže jsou
v
současnosti odkázány na přítoky z vlastního povodí. V letech 2003 –
2005 byla
provedena sanace
severních svahů Barbory, které trpěly zátrhy a sesuvy a byl rovněž
masivně opevněn odtok z Otakaru do Barbory (Přikryl, 2013). Následkem toho také přítok
z Otakaru do Barbory klesl na zanedbatelnou úroveň (méně než 10 l/s, zpravidla méně
než 3 l/s), ale z Barbory nadále odtékalo v průměru několik desítek l/s. Odtok z Barbory
byl i dříve větší než přítok do Barbory z Otakaru, ale teprve po zastavení přítoku z
Bouřlivce to začalo být nápadné. To ukazuje na zásadní význam přítoků z vlastního povodí
Barbory. Ty
jsou ovšem rozptýleny po jejím obvodu a zřejmě částečně zaústěny i pod
hladinou. Průzkumem v roce 2004 se podařilo najít několik přítoků s vydatností
odpovídající jen asi třetině odtoku z Barbory. Od roku 2006 je navíc pravidelně vzorkován

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 91
poměrně vydatný trvalý přítok ústící u severního okraje nudistické pláže (označen jako
přítok SZ), který zřejmě drénuje vodu ze zemědělských pozemků na svazích pod obcí
Hrob. Obecně přítoky do obou nádrží i odtoky z nich jsou větší v jarním období než při
odběrech koncem léta.
Nádrž Barbora i její blízké okolí je stále intenzivněji využíváno k řadě rekreačních
aktivit, zejména potápění, jachting a koupání. Barbora i Otakar jsou vyhlášeny jako
rybářské revíry.
10.1.1. Metodika
Podkladový materiál
Odborná zpráva Přikryl, I.: Zhodnocení sledování Barbory a Bouřlivce v
profilu
Jeníkov v
letech 1985-1988, ENKI, o.p.s., 1998
Odborná studie Přikryl, I.: Přínos sledování nádrží Barbora a Otakar, ENKI,
o.p.s., 2005
Odborná studie Přikryl, I.: Hodnocení dlouhodobého sledování jezer
v
zatopených lomech Barbora a Otakar, ENKI, o.p.s., 2013
Pro hodnocení přítoků do jezera Barbora byla využita data, která poskytla
společnost
R-Princip. Jednalo se o
xls. soubor, který obsahoval data ze dvou přítoků do
jezera -
přítok z Otakaru a přítok SZ. Odběry na přítoku z Otakaru probíhaly průměrně 2x
ročně od roku 1995 do roku 2015. Odběry na lokalitě přítok SZ probíhaly od roku 2006
do roku 2014 s
periodicitou max. 2x ročně. Na zpracování vzorků se v průběhu let podílely
různé laboratoře s různým laboratorním přístrojovým vybavením a s rozdílnou
metodikou z
čehož vyplývá, že chyba měření nebyla po celou dobu sledování konstantní.
Tabulka 12
uvádí přehled stanovovaných parametrů. Sledované parametry byly
měřeny s různou periodicitou.
Tabulka 12.
Přehled měřených parametrů v přítocích do jezera Barbora
Ukazatele
Parametry
Všeobecné ukazatele
pH, O
2
, BSK
5
, CHSK
Cr
, CHSK
Mn
, TC, IC, TOC, TP, TN, N-NO
3-
, N-NO
2-
, N-NH
4+
, RL105, NL105, Cl
-
, SO
42-
,
Mg, Ca
Vybrané specifické znečišťující
látky
Al, Zn, Fe, Mn
Doplňkové
chemické ukazatele
vodivost, Na, K, P-PO
43-
, KNK-4,5, KNK-8,3, ZNK-4,5, ZNK-8,3, turbidita
Biologické
ukazatele
chlorofyl-a, fluorescence

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 92
Kompletní tabulky s naměřenými daty jsou v tabulkové příloze č. 5, která je
součástí této studie. Data jsou porovnána s limity NV č. 401/2015 Sb. a technickou
normou ČSN 75 7221.
10.1.2.
Vyhodnocení přítoků
V
tekoucí vodě jsou obsaženy jak rozpuštěné látky (vesměs v iontové formě), tak
pevné částice. V průběhu let došlo u sledovaných přítoků do jezera Barbora k významné
změně u parametru vodivosti, který vyjadřuje souhrnný ukazatel koncentrace iontů. Na
obou přítocích došlo ve vyhodnocovaném období k ustálení hodnot vodivosti, ale
s
opačným trendem vývoje hodnot
(Obrázek 55).
Přítok z Otakaru měl od počátku
sledování vzrůstající trend, který se v
cca v
roce 2003 ustálil na hodnotách okolo 700
µS/cm. Nižší hodnoty vodivosti v Otakaru byly důsledkem intenzivnějšího proplachování
vodou z
Bouřlivce. Po omezení přítoku z Bouřlivce došlo k navýšení hodnot vodivosti.
Naproti tomu vyšší hodnoty vodivosti (v roce 2006) na přítoku SZ cca od roku 2008
klesly na hodnoty pod 200 µS/cm. Naměřené hodnoty vodivosti korelují s obsahem síranů
v
přítocích do jezera. Dá se předpokládat, že oba přítoky na konci vyhodnocovaného
období dosáhly hodnoty vodivosti blízké konstantní hodnotě.
Obrázek
55.
Vývoj vodivosti na jednotlivých přítocích do Barbory
Vývoj hodnot alkality byl podobný. Hodnoty alkality KNK
4,5
v
přítoku z
Otakaru se
od roku 1995 postupně zvyšovaly a přibližně v roce 2005 došlo k zastavení rostoucího
trendu a hodnoty se ustálily pod hodnotou 3 mmol/l. Hodnoty alkality v přítoku SZ byly
v roce 2006 -
2008 cca 3 mmol/l a poté došlo k
poklesu na hodnoty okolo 0,5 mmol/l
(Obrázek 56). Alkalita v
povrchových vodách se běžně pohybuje okolo cca 2,5mmol/l.
Alkalita ovlivňuje stabilitu pH vody a při vyšších hodnotách může vyvolávat v důsledku

image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 93
srážení uhličitanů u hladiny a jejich opětovného rozpouštění u dna gradient hustoty vody,
který zpomaluje její promíchávání v chladném ročním období (Přikryl, 2013).
Obrázek
56.
Vývoj alkality na jednotlivých přítocích do Barbory
Ve sledovaných přítocích byly pravidelně sledovány parametry určující živinovou
zátěž. Na obou přítocích došlo na konci sledovaného období
(2014-2015) k
vyrovnání
průměrných hodnot celkového fosforu kolem hodnoty 0,05
mg/l.
U přítoku z
Otakaru byl
pozorován nárůst hodnot od roku 2009, maxima dosáhl v roce 2012. Od té doby klesal, až
na výše zmiňovanou hodnotu okolo 0,05 mg/l. Obdobná situace byla na přítoku SZ.
Průběhy jednotlivých živin a základních forem znázorňuje Obrázek
58. Je
zřejmé,
že celkový dusík v přítoku z Otakaru měl stále klesající tendenci a na konci sledovaného
období dosáhl průměrné hodnoty okolo 0,5 mg/l. Hodnoty celkového dusíku na přítoku
SZ se po počátečním růstu ustálily na hodnotách blízkých 2 mg/l.
Většina
dusíku je formě
dusičnanového dusíku. Vzhledem k tomu, že byla k
dispozici pouze 1, max. 2 hodnoty za
rok, lze těžko více hodnotit zatížení přítoků živinami. Na přítoku z
Otakaru se
pravděpodobně dlouhodobě projevuje efekt postupné eutrofizace nádrží. S
postupnou
eutrofizací dochází i k častějšímu nárůstu biomas fytoplanktonu. Vzhledem ke stáří
nádrže Otakar
(min. 30let)
lze předpokládat, že utvořená společenstva fytoplanktonu již
účinně odčerpávají dusičnany z pelagiálu nádrže. Jako hlavní důvod úbytku dusičnanů na
přítoku z Otakaru však lze považovat samotnou oligotrofizaci této nádrže. Jak uvádí
Přikryl
(1998)
původní hlavní přítok Otakaru z Bouřlivce měl průměrnou koncentraci
dusičnanového dusíku za období 1995 –
2003 1,27 mg/l.
Přítok se postupně snižoval a po
roce 2002 nebyl obnoven. Přítok Otakaru od Košťan sledovaný od roku 1997 měl
průměrnou koncentraci dusičnanového dusíku 0,13 mg/l. V dalších nepodchycených
přítocích do Otakaru
nejsou
koncentrace známé. To dokumentuje vývoj dusičnanů
v
přítoku z Otakaru do jezera Barbora, kde je zřejmý setrvalý pokles koncentrací.

image
image
image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 94
Přibližně od roku 2006 došlo k ustálení hodnot chlorofylu
a
u přítoku z
Otakaru
pod 3
µg/l a z hlediska hodnocení trofie měl oligotrofní charakter. Do stejné klasifikační
škály spadá i přítok SZ s hodnotami
chlorofylu-
a
nepřekračující 2 µg/l po celou dobu
monitorování přítoku
(Obrázek 57).
Obrázek
57.
Vývoj chlorofylu na přítocích do Barbory
Dalším parametrem, který je použit při klasifikaci vodních nádrží z
hlediska trofie,
je koncentrace celkového fosforu. Oba přítoky jsou mírně eutrofní – maximální
koncentrace TP cca 0,15 mg/l (Obrázek 58).

image
image
image
image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 95
Obrázek
58.
Vývoj N, P a jejich forem na přítocích do Barbory
Koncentrace nerozpuštěných látek byla u obou přítoků velmi nízká a
nepřekračovala hodnotu 3
mg/l. Z
porovnání obsahu rozpuštěných látek vyplývá, že
přítok SZ má obecně nižší koncentrace hlavních iontů (např. COND, SO
42-
, Cl
-
, Ca) než
přítok z
Otakaru (Obrázek 59).
Průměrné hodnoty vodivosti byly u přítoku SZ cca 4x nižší
než průměrné hodnoty vodivosti u přítoku z
Otakara.
Přítok
SZ
Přítok
z
O
takara
0
10
20
30
C hl
a
g /l
Přítok
SZ
Přítok
z
O
takara
0
5
10
15
20
NL
m g/l

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 96
Přítok
SZ
Přítok
z
O
takara
0
200
400
600
800
vodivost
S /cm
Přítok
SZ
Přítok
z
O
takara
0
100
200
300
400
SO
4
2-
m g/l
Obrázek
59.
Porovnání průměrů a
tvaru
datového souboru Chl
a
, NL, vodivosti a SO
42-
přítoků do Barbory
Ve
monitorovaných přítocích nebyly sledovány potencionálně rizikové prvky.
Vzhledem k
tomu, že hodnoty pH u přítoku z
Otakaru se pohybovaly v
rozmezí 6,3 –
8,4
(průměrná hodnota pH 7,6), se dá předpokládat, že nedocházelo k vyluhování
potencionálně rizikových látek do vody, které je pozorováno v kyselých vodách. Ve
vyhodnocovaném období
(2006-2014)
pH na přítoku SZ vykazovalo klesající trend
z hodnot 6,3 na 5,3. Dle porovnání
s limitem pro pH NV č.401/2015 Sb. (pH
5-9),
všechny
hodnoty pH z
obou přítoků splňují tento limit. Lze konstatovat, že hodnoty pH v
obou
přítocích byly příznivé a nebyly zjištěny extrémně nízké hodnoty běžné
v
důlních vodách,
které jsou spojené s vysokými koncentracemi kovů.
V
porovnání s limity NV č. 401/2015 Sb. lze konstatovat, že od roku 2006
docházelo k pravidelnému překračování limitů u přítoku z Otakaru pouze u parametru
sírany (viz. Tabulková příloha
5).
Toto překročení limitů však není třeba vnímat jako
znečištění, ale jako odraz geologického podloží. Dle orientačního zařazení vod do
klasifikační škály dle ČSN 75 7221 spadá přítok do Otakara do I až II třídy (neznečištěné
až mírně znečištěné vody), pouze díky hodnotám vodivosti a koncentraci síranů však
spadá do III. třídy – znečištěná voda. Kvalitu vody v přítoku SZ lze zařadit do I a II třídy
(neznečištěné až mírně znečištěné vody).
10.1.3.
Celkové vyhodnocení kvality vod vodních příkopů v povodí jezera
Barbora
Na základě předložených dat (viz metodika Barbora) byly hodnoceny fyzikálně
chemické a biologické parametry dvou přítoků v povodí jezera. Přítoky jsou sledovány
dlouhodobě, přítok z Otakaru od roku 1995 a přítok SZ od roku 2006.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 97
Data byla zpracována dle jednotlivých parametrů, byly sledovány trendy jejich
vývoje do roku 2017. Pozornost byla věnována zejména nadlimitním hodnotám dle NV
401/2015 Sb. pro povrchové vody.
Pro celkové vyhodnocení rizik byla vytvořena přehledová tabulka výskytu
nadlimitních hodnot pro jednotlivé parametry a příkopy.
Tabulka 13
uvádí sledované
příkopy a přehled parametrů, u nichž byl překročen limit podle NV 401/2015 Sb. Poměr
v
jednotlivých buňkách porovnává celkový počet měření za celou dobu sledování s
počtem výskytů nadlimitních hodnot. V tabulce jsou barevně odlišeny hodnoty četností
výskytu nadlimitních hodnot dle následujícího schématu:
Procentuální
rozsah
Vysvětlivky
100 %
Všechny naměřené hodnoty byly nad limitem
1-99 %
Nadlimitní hodnoty se vyskytovaly v
intervalu 1-99%
0%
Nadlimitní hodnoty nebyly naměřeny
Z
dostupných dat hydrochemického monitoringu posuzujících kvalitu vody
přitékající do jezera Barbora lze konstatovat, že voda v přítocích z
Otakaru a SZ
nepředstavuje významné riziko pro kvalitu vody v jezeře Barbora. Naměřené hodnoty
výše uvedených ukazatelů odpovídají hodnotám běžně se vyskytujících na lokalitách
dotčených těžbou nerostných surovin. Důlní vody jsou charakteristické vysokým
obsahem minerálních látek, většinou Fe, Mn a síranů. Vzhledem k tomu, že v povodí jezera
Barbora již nedochází k významným změnám v krajinné struktuře, s
velkou
pravděpodobností nelze očekávat výrazné zhoršení v chemickém složení přitékajících
vod spjatých s vyplavováním látek z podloží. Případná rizika jsou spjata se změnami
v
hospodaření v krajině a jejím využíváním.
Tabulka 13.
Počet překročení stanoveného limitu u jednotlivých parametrů z celkového počtu měření.
Zeleně vyznačeny parametry, ve kterých nebyl nikdy limit překročen.
BARBORA
RL
105
NL
pH
CHSK
Cr
BSK
5
chl
a
Cl
-
SO
42-
TOC
Přítok SZ
1/0
10/0
10/0
10/0
x
10/0
10/0
10/0
4/0
Přítok z Otakaru
27/0
45/0
45/0
42/4
22/0
40/0
42/0
44/10
8/0

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 98
BARBORA
NH
4
-N
NO
3
-N
TN
TP
Ca
Mg
Fe
Mn
Al
Přítok SZ
10/0
10/0
10/0
10/1
6/0
5/0
1/0
5/0
1/0
Přítok z Otakaru
43/6
44/0
32/0
43/0
38/0
38/0
37/0
36/6
10/0
10.2. Jezero
Chabařovice (Milada)
Jezero Chabařovice je první velká nádrž (rozloha 252 ha) na území ČR vzniklá
řízeným zatápěním povrchového hnědouhelného lomu. Těžba v povrchovém dolu
Chabařovice byla ukončena v roce 1997 a napouštění zbytkové jámy hnědouhelného dolu
probíhalo v
letech 2001
až 2010. Hlavním zdrojem pro zatápění byla nedaleká nádrž
Kateřina a přelivný vrt důlních vod.
Chabařovickou část pánve lze z hlediska hydrogeologického rozdělit do dvou
dílčích oblastí a to na část trmickou, kde
je
hladina ovlivňována čerpáním na jámě
Franz
Josef a na část bezprostředně ovlivňovanou přetokem na přelivovém vrtu PV9 respektive
případným čerpáním na jámě Kateřina.
Na plnění jezera se podílel i povrchový a podzemní přítok z vlastního povodí a
srážky na hladinu. V období od poloviny roku 2002 do poloviny roku 2004 bylo řízené
napouštění
přerušeno,
a převážily přítoky z vlastního povodí, kde koncentrace
rozpuštěných látek byla vysoká. To se projevilo výrazným vzrůstem vodivosti.
Do jezera vtéká přibližně 30 přítoků a každý z nich má vlastní povodí. Tato povodí
se liší jak co do velikosti, tak co do charakteru provedené rekultivace a rozvoje vegetace
na těchto povodích. Na jižním svahu byla
provedena
lesnická rekultivace. Severní strana
je určená pro rekreační využití, tudíž je tato strana zatravněna a nejsou zde žádné dřeviny.
Nad svahem se nachází ocelárna. Svah na západním okraji je zalesněn (Lhotský, ed. 2013).
Na břehu Chabařovického jezera byla vybudována protieutrofizační nádrž
(Obrázek 60),
kterou měl podle původních představ protékat Modlanský potok a měla
sloužit k produkci násadových ryb pro jezero. S ohledem na špatnou kvalitu vody byl
Modlanský potok sveden přeložkou
koryta mimo jezero. Na konci roku 2008 byl do
protieutrofizační nádrže sveden přítok z nádrže Kateřina, v současnosti je tudy vedena
voda ze Zalužanského potoka pod nádrží Zalužany. Během roku 2008 byla napájena
vodou z výsypky, po roce 2010 nějakou dobu rovněž a příležitostně měla přítok
i z
Modlanského potoka (Přikryl, 2014).

image
Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 99
Obrázek
60.
Protieutrofizační nádrž
10.2.1. Metodika
Podkladový materiál
Odborná studie Přikryl, I.: Posouzení kvality vody v jezeru Chabařovice, ENKI,
o.p.s., 2007
Odborná zpráva Přikryl, I.: Jezero Chabařovice – hodnocení vývoje kvality vody,
ENKI, o.p.s., 2009
Odborná studie Přikryl, I.: Hodnocení vývoje kvality vody v jezeře Chabařovice
po napuštění, ENKI, o.p.s., 2014
Odborná studie Přikryl, I.: Jezero Chabařovice – návrh poklesu poměru N/P a
rozvoj sinic, ENKI, o.p.s., 2015
Pro hodnocení přítoků do jezera Chabařovice byla využita data, která poskytla
společnost
R-Princip. Jednalo se o
xls. soubor, který obsahoval data z 20 přítoků do
Chabařovického
jezera.
U některých ukazatelů leží mnoho hodnot pod mezí
stanovitelnosti. Pro účely grafického zpracování byly takové hodnoty nahrazeny
zpravidla polovinou nejmenší stanovované hodnoty a byly vytvořeny tabulky
s
modifikovanými číselnými hodnotami použitelnými pro výpočty.

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 100
Odběry na přítocích probíhaly nepravidelně od roku 2006 do roku 2015. Výběr
vzorkovaných profilů závisí na aktuálním průtoku a u některých také na možném riziku
znečištění cizorodými látkami. Soubor dat je tak dost nesourodý. Některé
příkopy byly
vzorkovány mnohokrát, jiné třeba jen 2x (CH6 – odv. příkop v SV části JCH u pláže). U 8
odběrových míst z 20 vyhodnocovaných byl poslední odběr proveden na jaře 2011 (CH3,
CH5, CH10, CH15, CH16, CH17, CH18 a CH19).
V
současné době
(2018)
probíhá pravidelný hydrochemický monitoring přítoků 2x
ročně a termíny odběrů se řídí přítomností vody v přítocích. Přítoky jsou vodné pouze po
určitou dobu v roce v závislosti na tání sněhu a množství srážek. Ve vyhodnocovaném
období (2006 až 2015) všechny odběry probíhaly v jarním (březen, duben) nebo
v
pozdním podzimním období (listopad, prosinec). Trvalým a poměrně vydatným
přítokem je přelivový vrt PV9 (CH20) na severní straně jezera. Vrtem
odtéká,
při
nečerpání na Vodní jámě
Kateřina,
do jezera za ustálených podmínek a běžných srážek
cca 30
– 60 l/s (Palivový kombinát, ústní sdělení).
Při zpracování této odborné studie byly přítoky do jezera Chabařovice rozděleny
do 3 kategorií, podle toho o jaký typ přítoku se jednalo
(Tabulka 14).
Tabulka 14.
Rozdělení přítoků do jezera Chabařovice dle typu vodního toku
Odvodňovací
příkopy
(OP)
zkratka
Potoky
(P)
zkratka
Ostatní
(Ost)
zkratka
Betonový propustek příkopu S
16
CH 1
JCH 8
– přepad z přeložky
Modlanského potoka
CH 2
Odvodňovací drén z mokřadu
v Z
části JCH pod VD Zalužany
CH 7
Odv. příkop pod svahy Rovného
v
již. části plaviště popílku
CH 5
Maršovský potok obec
Soběchleby u kapličky
CH 3
Sedimentační jímka
v
západních svazích JCH
CH 14
Odv. Příkop v SV části JCH (u
pláže)
CH 6
Modlanský potok pod obcí
Roudníky u býv. ČS Roudníky
CH 4
VD Modlany spodní výpusť
CH 16
Odv. příkop „I“ jižní svahy JCH
CH 8
Unčický potok pod
komunikací
ÚL-TPC
CH 15
Vodní nádrž Rabenov v
přepadu
CH 17
Odv. příkop „K“ jižní svahy JCH
CH 9
Zalužanský potok pod
komunikací
ÚL-TPC
CH 18
PV9
CH 20
Odv. příkop „N“ jižní svahy JCH
CH 10
Zalužanský potok u spodní
výpusti VD Kateřina
CH 19
Odv.
příkop „A“ jižní svahy JCH
CH 11
Odv. příkop pod ocelárnou
CH 12
Odv. příkopy sever
CH 13

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 101
Na zpracování vzorků se v průběhu let
podílely
různé laboratoře s různým
laboratorním přístrojovým vybavením a s rozdílnou metodikou z čehož vyplývá, že chyba
měření nebyla po celou dobu sledování konstantní.
Tabulka 15
uvádí přehled stanovovaných parametrů. Sledované parametry byly
měřeny s různou periodicitou.
Tabulka 15.
Přehled stanovovaných parametrů na přítocích do jezera Chabařovice
Ukazatel
Parametr
Všeobecné ukazatele
pH, O
2
, BSK
5
, CHSK
Cr
, TOC, Pcelk., Ncelk., N-NO
3-
, N-NO
2-
, N-NH
4+
, RL105, NL105, Cl
-
, SO
42-
, Mg,
Ca
Vybrané specifické znečišťující látky
Al, Zn, Fe, Mn, Cd, Cr, Ni, Pb, Hg, PCB, C10-C40
Doplňkové chemické ukazatele
vodivost, Na, K, P-PO
4
, KNK-4,5, ZNK-8,3
Kompletní tabulky s naměřenými daty jsou v tabulkové příloze č. 4, která je
součástí této studie. Data byla porovnána s limity NV č.
401/2015 Sb. a technickou
normou ČSN 75 7221.
10.2.2.
Vyhodnocení přítoků
Přítoky z vlastního povodí jsou výrazně vodnější
v
první polovině roku (sněhové
vody, malá evapotranspirace v prvních měsících roku) než v druhé (velká
evapotranspirace, kompenzace vláhového deficitu srážkami). V jarním období
se
zvyšují
průměrné hodnoty vodivosti, koncentrace síranů, dusičnanů a celkového fosforu v jezeře
(Přikryl, 2009).
Hodnoty pH v
přítocích neovlivňují přímo pH v jezeře. Úroveň pH však souvisí
s
celkovým chemickým složením vody a z
toho pohledu pH v
přítocích koresponduje
s
úrovní pH v jezeře. Ve vzorcích vody z vlastního povodí se pH pohybovalo v mírně
alkalické
oblasti v
rozmezí 6,7 – 8,4. Pouze na jaře 2011 byla na přítoku z
VD Modlany
spodní výpusť (CH16) naměřena hodnota pH 9,3. Hodnoty pH
vody z
přelivového vrtu
PV9 (CH20) se pohybovaly v
mírně kyselé oblasti v rozmezí 5,9 –
6,9.
Hodnoty pH jsou velmi důležitým
ukazatelem v
hydrochemii. Zásadním způsobem
rozhodují o rozpustnosti i toxicitě mnoha látek. Extrémní hodnoty mají vliv na druhové
spektrum vodních organismů.
Hodnoty pH jsou v
běžných povrchových vodách funkcí
poměru jednotlivých složek uhličitanového systému: oxidu uhličitého,

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 102
hydrogenuhličitanů a uhličitanů. Klíčovou látkou je oxid uhličitý a jeho odčerpávání
z vody v
procesu fotosyntézy (asimilace) a naopak uvolňování do vody při dýchání a
mineralizaci organických látek (disimilace).
V
tekoucí vodě s
vysokou
koncentrací
hydrogenuhličitanů se uplatňuje i produkce oxidu uhličitého při jejich srážení a jeho
následný únik do ovzduší. Nízká celková koncentrace složek uhličitanového systému
(dobrým ukazatelem je alkalita) vede k silnému kolísání pH, při jejich vysoké koncentraci
je pH poměrně stabilní i při intenzivních asimilačně disimilačních procesech.
Je
patrné, že
hodnoty pH na vyhodnocovaných přítocích do jezera mají nízkou variabilitu a nedochází
k
výraznému kolísání hodnoty pH
(Obrázek 61).
Voda v
přítocích neustále vymývá látky z podloží, kterým protéká.
Hodnota
vodivosti
ve vodách závisí na množství rozpuštěných látek.
CH1
CH2
CH3
CH4
CH5
CH6
CH7
CH8
CH9
CH10
CH11
CH12
CH13
CH14
CH15
CH16
CH17
CH18
CH19
CH20
5
6
7
8
9
10
pH
P říto k
Obrázek
61.
Porovnání pH na jednotlivých přítocích do jezera Chabařovice
Pro rozpuštěné
látky je v
NV č. 401/2015 Sb. stanoven limit 750 mg/l. Tento limit
ve skutečnosti v našich podmínkách jen indikuje nepřesně znečištění průmyslovými
odpadními vodami. Běžné povrchové vody v některých oblastech (jižní Morava, Slánsko
s
širokým okolím) pravidelně tuto hodnotu až dvojnásobně překračují.
Z hlediska rekreace i oživení vodními organismy je významná až úroveň hodnoty
vodivosti kolem 500
mS/m, kdy lidé začnou vnímat větší koncentraci rozpuštěných látek,
po překročení této úrovně se zužuje druhové spektrum sladkovodních organismů

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 103
(Přikryl, 2014). Ve sledovaných přítocích byla hodnota vodivosti 500 mS/m překročena
pouze 1x v
roce 2008 u odvodňovacího příkopu „K“ jižní svahy (CH9) a 2x v
roce 2010 u
odvodňovacího příkopu sever (CH13). Oba tyto přítoky patří k
lokalitám,
které mají sice
velkou variabilitu hodnot vodivosti, ale hodnoty vodivosti mají klesající
tendenci. Velkou
variabilitu hodnot vodivosti vykazují ještě další 2 lokality CH1 A
CH10, ale v obou
případech jsou k dispozici pouze 3 měření a lze tak těžko odhadovat skutečný stav
(Obrázek 62).
Na konci vyhodnocovaného období
(2015-2016)
žádná hodnota vodivosti
u
přítoků, kde byla sledována vodivost, nepřekračovala
hodnotu 200 mS/m a nebyl
zaznamenán žádný zřejmý rostoucí trend. Z toho lze usuzovat, že okolí jezera Chabařovice
je již zřejmě konsolidované a množství vyplavovaných minerálních kationtů a aniontů je
ustálené. Tomu odpovídají i hodnoty nerozpuštěných látek, které jsou víceméně ustálené
a většinou se pohybuji v řádu jednotek mg/l (viz tabulková příloha 4).
CH1
CH2
CH3
CH4
CH5
CH6
CH7
CH8
CH9
CH10
CH11
CH12
CH13
CH14
CH15
CH16
CH17
CH18
CH19
CH20
0
200
400
600
V o d iv o s t
P říto k
m S /m
Obrázek
62.
Porovnání vodivosti na jednotlivých přítocích do jezera Chabařovice
Přítoky zařazené do kategorie Odvodňovací příkopy (OP) vykazují mnohem větší
variabilitu hodnot vodivosti než přítoky v kategorii Potoky (P) a Ostatní (Ost). Zároveň
hodnoty vodivosti u
kategorie Odvodňovací příkopy
byly
průměrně
2 -
3 x vyšší než
ve
zbylých
dvou kategoriích (Obrázek 63).

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 104
P
OP
O
s
t.
0
200
400
600
vodivost
Typ přítoku
m S /m
Obrázek
63.
Porovnání vodivosti dle typu přítoku do jezera Chabařovice
Jak ukazuje přehled hodnot v tabulkové příloze
4, voda
tekoucí
v
odvodňovacích
příkopech má vysokou koncentraci rozpuštěných látek, která skoro ve všech vzorcích
překračuje normu environmentální kvality (750 mg/l). Mimo síranů se na tomto stavu
podílejí i hydrogenuhličitany s průměrnou koncentrací 427 mg/l.
Sírany se
v
důlních vodách a nádržích ovlivněných důlními vodami zpravidla
nejvíce podílejí na celkové koncentraci rozpuštěných látek. Rovněž v jezeře Chabařovice
je jejich koncentrace vysoká (Přikryl, 2009). V NV č. 401/2015 Sb. je specifikována limitní
hodnota pro
parametr sírany – 200 mg/l. Tomuto limitu dlouhodobě vyhovují pouze 4
z
20 odběrových míst
(Obrázek 64):
Maršovský potok obec Soběchleby u kapličky (CH3)
Unčinský potok pod komunikací
ÚL-TPC (CH15)
VD Modlany spodní výpusť (CH16)
Zalužanský potok pod komunikací
ÚL-TPC (CH18)
Ve všech 4 případech se jedná o běžné povrchové vody s průměrnou hodnotou
koncentrace síranů okolo 60 mg/l a s velmi nízkou variabilitou
hodnot. K dispozici byla
data pouze od roku 2009 do jara roku 2011. Novější data nebyla k
dispozici.
V
ostatních 16 sledovaných přítocích byla limitní hodnota parametru sírany 200
mg/l víceméně dlouhodobě a pravidelně překračována. Největší variabilita hodnot byla
zaznamenána u lokalit CH1, CH9, CH10 a CH13, což plně koresponduje s výše zmíněným

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 105
vývojem
hodnot vodivosti. U lokalit CH1 a CH10
jsou opět k dispozici pouze 3 měření a lze
tak těžko odhadovat skutečný stav. Tabulková příloha 4 obsahuje mj. přehled všech
naměřených hodnot koncentrace síranů. Z výsledků je zřejmé, že ve sledovaném období
2006
2016
nedocházelo k výrazným trendům
ve vývoji koncentrací
síranů. Stejně jako
u parametru vodivosti a rozpuštěných látek, přítoky zařazené do kategorie Odvodňovací
příkopy (OP) vykazují mnohem větší variabilitu hodnot koncentrace síranů než přítoky
v kategorii
Potoky (P) a Ostatní (Ost). Zároveň průměrné hodnoty koncentrace síranů
u
Odvodňovacích příkopů byly několikanásobně vyšší než zbylé dvě kategorie
(Obrázek
65).
CH1
CH2
CH3
CH4
CH5
CH6
CH7
CH8
CH9
CH10
CH11
CH12
CH13
CH14
CH15
CH16
CH17
CH18
CH19
CH20
0
1000
2000
3000
SO
4
2-
P říto k
m g/l
Obrázek
64.
Porovnání síranů na jednotlivých přítocích do jezera Chabařovice

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 106
P
OP
O
s
t.
0
500
1000
1500
2000
2500
SO
4
2-
Typ přítoku
m g/l
Obrázek
65.
Porovnání síranů dle typu přítoku do jezera Chabařovice
Specifickým problémem jezera Chabařovice byla mimořádně vysoká koncentrace
dusičnanového dusíku na začátku napouštění téměř řádově převyšující limit pro
povrchové vody.
V
roce 2008 byla naměřena vysoká koncentrace dusičnanového dusíku
(140 mg/l) v
odvodňovacím příkopu „K“ jižní svahy (CH9) a v odv. příkopu „N“ (CH10)
dokonce koncentrace 200 mg/l.
Podobně vysoké hodnoty dusičnanového dusíku, v rozmezí 120 mg/l až 210 mg/l,
byly zaznamenány v letech 2010 až 2012 v odvodňovacím příkopu sever (CH13). U všech
zmíněných
lokalit došlo k postupnému snižování koncentrací. Tyto přítoky jsou však
v
současnosti (rok 2018) minimálně vodné a proto nepředstavují významné riziko pro
kvalitu vody v
jezeře Chabařovice.
Na lokalitě CH1, betonový propustek S16, byly naměřeny 2 hodnoty ze 3, které
převyšují hranici 100 mg/l
N-NO
3
. K dispozici byla pouze data z let 2003 a 2004 a proto
nelze činit jakékoliv závěry o současném vývoji hodnot na této lokalitě.
Obrázek
66
znázorňuje, že veškerý dusík v přítocích je převážně ve formě
dusičnanového dusíku (vyjma
PV9-CH20).

Posouzení hydrochemických rizik vodních útvarů povrchových vod
vzniklých v důsledku báňské činnosti a návrh jejich eliminace
S t r á n k a
| 107
CH1
CH2
CH3
CH4
CH5
CH6
CH7
CH8
CH9
CH10
CH11
CH12
CH13
CH14
CH15
CH16
CH17
CH18
CH19
CH20
0
100
200
TN
P říto k
m g/l
CH1
CH2
CH3
CH4
CH5
CH6
CH7
CH8
CH9
CH10
CH11
CH12
CH13
CH14
CH15
CH16
CH17
CH18
CH19
CH20
0
100
200
N - NO
3
P říto k
m g/l
Obrázek
66.
Porovnání TN a
N-NO
3