profil vod ke koupání

Transkript

VÝZKUM PRO PRAXI
SEŠIT 58
PROFIL VOD KE KOUPÁNÍ
JEHO NÁPLŇ A POPIS
Ing. Marie Kalinová
a kolektiv
Vydal Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i.
Praha 2009
Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, veřejná výzkumná instituce
Vědecká redakce:
Ing. Šárka Blažková, DrSc., prof. Ing. Alexander Grünwald, CSc.,
doc. Ing. Aleš Havlík, CSc., prof. Ing. Pavel Pitter, DrSc.,
prof. RNDr. Alena Sládečková, CSc., prof. Ing. Jiří Zezulák, DrSc.
Lektorovali: prof. Ing. Pavel Pitter, DrSc.
RNDr. Viera Straškrábová, DrSc.
Autorský kolektiv:
Ing. Marie Kalinová, Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i.
RNDr. Dana Baudišová, Ph.D., Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i.
Ing. Helena Grünwaldová, CSc., Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i.
Mgr. Pavel Rosendorf, Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i.
Mgr. Petr Pumann, Státní zdravotní ústav
RNDr. Jaroslav Šašek, Státní zdravotní ústav
RNDr. Jindřich Duras, Ph.D., Povodí Vltavy, s. p.
© Marie Kalinová, Dana Baudišová, Helena Grünwaldová, Pavel Rosendorf,
Petr Pumann, Jaroslav Šašek, Jindřich Duras, 2009
ISBN 978-80-87402-00-9
Publikace podává informaci o současném právním rámci pro zajištění ochrany
vod ke koupání, o možnostech získávání informací pro veřejnost o jakosti vody
ke koupání a používaných způsobech hodnocení vod ke koupání. Dále vysvětluje nový pojem profil vod ke koupání, ve smyslu směrnice Evropského parlamentu a Rady 2006/7/ES o řízení jakosti vod ke koupání a o zrušení směrnice
76/160/EHS, jako souhrn informací, který zajistí sledování vývoje jakosti vod
ke koupání, podklady pro návrhy opatření ke zlepšení jakosti vod ke koupání
a kontrolu jejich účinnosti. Kromě toho budou prostřednictvím profilu vod ke
koupání zpracovány některé informace poskytované veřejnosti k zajištění její
účasti na vymezení vod ke koupání a její informovanosti o jakosti vod ke koupání a budou též připravovány dílčí podklady pro podávání zpráv Komisi Evropských společenství podle nové směrnice o koupání.
Pozornost se věnuje parametrům profilů vod ke koupání, které charakterizují nebezpečí rozvoje sinic; nejvíce různorodé se jeví ty parametry, které vymezují
rozhodující – nejvíce rizikové zdroje znečištění. V našich podmínkách jsou to
zejména komunální zdroje znečištění s nízkým stupněm čištění odpadních vod
na odstraňování fosforu, intenzivní rybářské hospodaření a půdní eroze. V oblasti mikrobiálního znečištění vod ke koupání je upozorněno na problematické
aspekty monitoringu; dotýká se problému znečištění, které způsobí sami koupající se a krátkodobého znečištění vod ke koupání.
Uvedeny jsou současné možnosti datových zdrojů a mapových podkladů pro
tvorbu profilů vod ke koupání, včetně možností zajistit opatření ke zlepšení jakosti vod ke koupání.
K dostání ve Výzkumném ústavu vodohospodářském T. G. Masaryka, v.v.i.,
Podbabská 30, 160 00 Praha 6.
Available from the T. G. Masaryk Water Research Institute, p.r.i., Prague 6,
Podbabská 30, Czech Republic.
Obsah
1
Úvod
7
2
Právní rámec
7
3
Ochrana vod ke koupání
8
4
Informace veřejnosti
9
5
Jakost vod
10
6
Profily vod ke koupání
12
6.1
Znečištění ovlivňující profily vod ke koupání a jeho parametry
17
6.2
Vyhodnocení vlivu zdrojů znečištění
22
6.3
Mikrobiální znečištění
25
6.4
6.5
6.3.1 Mikrobiologická agens ve vodách ke koupání a jejich monitoring
25
6.3.2 Vliv odběrového místa na výsledná data o jakosti vody
29
6.3.3 Koupající se jako zdroj znečištění
33
6.3.4 Krátkodobé znečištění
38
6.3.5 Cerkáriová dermatitida
45
Nebezpečí rozvoje sinic
46
6.4.1 Základní aspekty
47
6.4.2 Preventivní opatření
52
Datové zdroje a mapové znázornění
65
7
Možnosti podpory opatření
67
8
Závěr
68
9
Literatura
72
10
Summary
78
11
Příloha 1
79
12
Obrazová příloha
81
Seznam příloh
Obrázek 1. Vody ke koupání v ČR – stav platný od 1. května 2008
Obrázek 2. Podíl (%) vod ke koupání podle čtyř hledisek hodnocení, 2004–2008
Obrázek 3. Vodní nádrž Hostivař – vypouštění fosforu z obcí do toků v povodí
Obrázek 4. Matice pro analýzu rizikovosti zdrojů znečištění
Obrázek 5. Přírodní koupaliště v Praze na nádrži Hostivař
Obrázek 6. Životní cyklus ptačích schistosom
Obrázek 7. Vodní květ v prostoru pláže I na koupališti na nádrži v Praze-Hostivaři,
27. 8. 2008
Tabulka 1. Počet vod ke koupání podle čtyř hledisek hodnocení
Tabulka 2. Parametry klasifikace vod ke koupání podle nové směrnice
Tabulka 3. Parametry ovlivňující vody ke koupání z pohledu mikrobiálního znečištění
a rozvoje sinic
Tabulka 4. Parametry pro hodnocení rizikovosti zdrojů znečištění
Tabulka 5. Vlivy vypouštění evidovaných komunálních odpadních vod z ČOV nebo
kanalizací na mikrobiologické znečištění vod ke koupání
kanalizací na riziko rozvoje sinic
Tabulka 7. Pravděpodobnost dopadů vypouštění evidovaných komunálních odpadních
vod z ČOV nebo kanalizací
Tabulka 8. Způsob odběru vzorků na vodách ke koupání v roce 2004 podle informací
zdravotních ústavů a účastníků programu zkoušení způsobilosti v roce 2007
Tabulka 9. Vnos mikrobiálního znečištění osobami při koupání v bazéncích s mořskou
vodou
Tabulka 10. Průměrné počty patogenních a indikátorových mikrobů ve fekáliích zvířat,
ptáků a lidí
Tabulka 11. Data z pravidelného odběru a odběru vzorků za extrémních srážkových
podmínek – fyzikálně-chemické rozbory; aritmetický průměr (maximum)
podmínek v období 1997–1998 – mikrobiologické ukazatele; medián (maximum)
Tabulka 13. Procentuální zastoupení jednotlivých rodů sinic vodních květů ze
119 lokalit v ČR v letech 2004 a 2005
1 Úvod
Příručka vychází z dosavadních výsledků projektu Zjištění parametrů ovlivňujících profily vod ke koupání z hlediska životního prostředí, který byl vybrán
k podpoře z účelových prostředků na výzkum a vývoj na základě hodnocení návrhů projektů podaných do veřejné soutěže k naplnění cílů Resortního programu výzkumu v působnosti Ministerstva životního prostředí (VaV SP/2e7/58/08)
v dubnu 2008. Ukončení projektu je plánováno na konec roku 2010. Podrobnosti o projektu lze nalézt v Informačním systému výzkumu, vývoje a inovací,
kde se uvádějí projekty podporované z veřejných prostředků České republiky
(http://www.vyzkum.cz/FrontClanek.aspx?idsekce=610) a na stránkách VÚV
T.G.M., v.v.i. (http//heis.vuv.cz , Projekty řešené ve VÚV T.G.M., v.v.i.).
2 Právní rámec
Základní požadavky na přírodní koupací vody (moře, sladkovodní nádrže a toky) v Evropské unii jsou určeny směrnicí Rady 76/160/EHS o jakosti vody ke
koupání (stará směrnice) [1]. Účelem směrnice bylo zajistit, aby voda u pobřeží
a ve vnitrozemských koupalištích nebyla mikrobiálně nebo chemicky znečištěna
natolik, že by mohla ohrozit lidské zdraví. Tato směrnice vedla k trvalému zlepšování kvality vody na evropských koupalištích, její ustanovení jsou však v současné době již překonána. V únoru 2006 byla schválena směrnice Evropského
parlamentu a Rady 2006/7/ES o řízení jakosti vod ke koupání a o zrušení směrnice 76/160/EHS (nová směrnice) [2], která zohledňuje celkový vývoj a souvislost s Rámcovou směrnicí [3]. K realizaci ustanovení nové směrnice v praxi by
mělo dojít do konce roku 2014, kdy bude zrušena stará směrnice. Transpozice
nové směrnice o koupání do české národní legislativy se uskutečňuje ve vodním
zákoně (zejména § 34) [4] a v zákoně o ochraně veřejného zdraví (zejména § 6)
[5] a v podzákonných předpisech vážících se k těmto dvěma zákonům [6–9]. Na
podzim roku 2009 byly připraveny k projednání v Parlamentu ČR novely obou
těchto zákonů a novely podzákonných předpisů se připravují.
Nová směrnice definuje vody ke koupání jako jakoukoli část povrchových vod,
u které příslušný orgán očekává, že se v nich bude koupat velký počet lidí, a pro
kterou nevydal trvalý zákaz koupání nebo trvalé varování před koupáním. Za
vody ke koupání se nepovažují
a) plavecké a lázeňské bazény,
b) ohraničené vody podléhající úpravě nebo používané k léčebným účelům,
c) uměle vytvořené ohraničené vody oddělené od povrchových a podzemních
vod.
V současné době se u nás používají tyto dva základní pojmy:
• povrchové vody využívané ke koupání osob – tzv. koupací oblasti,
7
• koupaliště ve volné přírodě – tzv. přírodní koupaliště, což jsou přírodní
vodní plochy, které jsou označeny jako vhodné ke koupání a které na rozdíl od koupacích oblastí mají svého provozovatele.
Příloha vyhlášky č. 168/2006 Sb., která byla v roce 2008 novelizována vyhláškou č. 152/2008 Sb. (platná od 1. května 2008 [6]) obsahuje povrchové vody
využívané ke koupání osob (koupací oblasti) i koupaliště ve volné přírodě (přírodní koupaliště). Pojmy by měly být jednoznačně definovány transpozicí nové
směrnice do vodního zákona a do zákona o ochraně veřejného zdraví. Obě tyto
kategorie, pro které se dosud užíval název koupací vody, lze považovat společně
ve smyslu nové směrnice za vody ke koupání. Názvy se v běžné praxi prolínají,
vyskytují se i další pojmy (rekreační vody atp.), problematika je pojmově neustálená.
V roce 2008 tedy bylo vyhlášeno 130 koupacích oblastí a 58 přírodních koupališť. Jsou situovány na velkých nádržích, například sedm koupacích oblastí je
na Orlíku, šest na Slapech, čtyři na Brněnské přehradě. Jsou ale i na malých
rybnících (například přírodní koupaliště Lhotka v Praze) a písníkách (například
přírodní koupaliště v Bakově nad Jizerou).
3 Ochrana vod ke koupání
Prostřednictvím nové směrnice členské státy dostávají za úkol, aby do konce
koupací sezony v roce 2015 byly všechny vody ke koupání přinejmenším „přijatelné“ a aby přijaly taková reálná a přiměřená opatření, která považují za
vhodná ke zvýšení počtu vod ke koupání klasifikovaných jako „výborné“ nebo
„dobré“. I když je na nádrži vyhlášeno několik koupacích oblastí nebo přírodních koupališť, je nutné vztahovat ochranná opatření k nádrži jako celku.
Opatření ke zlepšení jakosti vod ke koupání bude nutné prosazovat prostřednictvím plánů oblastí povodí – i z tohoto důvodu je tedy nutné ošetřit vztah vod
ke koupání k vodním útvarům. Vody ke koupání (stav platný od 1. května 2008)
na pozadí dílčích povodí jednotlivých útvarů povrchových vod, jak jsou uveřejněny v Metodickém pokynu pro monitorování vod [10], ukazuje mapka na
obr. 1 (Vody ke koupání v ČR – stav platný od 1. května 2008) v obrazové příloze.
V současné době jsou vody ke koupání situovány na nádržích a rybnících, tedy
na stojatých vodách různého typu. Vody ke koupání nejsou vymezeny jako
samostatné vodní útvary. Pokud jsou vody ke koupání situovány na velkých
nádržích, jsou součástí vodních útvarů stojatých vod (Slapy, Orlík, Lipno I,
Hracholusky, Jesenice, Skalka, rybník Hejtman, Staňkovský rybník, Nechranice,
zbytková jáma dolu Barbora, Máchovo jezero, Rozkoš, Seč I, Pastviny, Nové
Mlýny I, Vranov, Letovice, Brněnská přehrada, Slezská Harta, Olešná, Heřmanický rybník, Těrlicko, Žermanice). U vod ke koupání, které jsou na menších
8
nádržích a rybnících, je určení návaznosti na vodní útvary často možné jen
určením povodí vodních útvarů tekoucích vod, ve kterém leží. Vody ke koupání
ale mohou být v povrchových vodách, které využívá větší počet koupajících se,
také nově vymezeny.
V prvních plánech oblastí povodí se požadavky na chráněná území, tedy požadavky na vody ke koupání, nepromítly do hodnocení stavu vodních útvarů.
Mohlo se tedy stát, že v povodí vodního útvaru, jehož stav byl hodnocen jako
dobrý, byla voda ke koupání nevyhovující jakosti. Opatření ke zlepšení stavu
rekreačních vod ale v plánech oblastí povodí navržena byla, a to na základě
hodnocení chráněných území. Plány oblastí povodí včetně návrhů opatření a postup jejich schvalování uveřejňují na svých internetových stránkách správci povodí [11].
Určitý posun lze očekávat zavedením sdruženého přístupu v ochraně vod podle
článku 10 Rámcové směrnice, ve kterém je na konci uloženo, že od roku 2012 je
nutno regulovat emise tak, aby bylo dosaženo imisních cílů stanovených jinými
směrnicemi, to znamená i nové směrnice o koupání. V ČR je tato povinnost
řešena v nařízení vlády č. 61/2003 Sb. ve znění nařízení vlády č. 229/2007 Sb.
v § 6 odst. 11, který je platný od 1. ledna 2008 [8]. Metodika stanovení emisních
limitů kombinovaným způsobem (sdruženým přístupem) je uveřejněna v metodickém pokynu k tomuto nařízení [12]. Nařízení vlády pak v příloze 3 uvádí
požadavky na vody ke koupání stanovené podle § 34 vodního zákona, tedy vyhláškou č. 168/2006 Sb., jejíž příloha byla upravena vyhláškou č. 152/2008 Sb.,
která obsahuje jak koupací oblasti, tak přírodní koupaliště.
Požadavky na vody ke koupání stanovené v příloze 3 nařízení vlády, kromě
požadavků vynucených novou směrnicí pro vody ke koupání, ukládají i relativně přísné požadavky na obsah fosforu: celkový fosfor 0,05 mg/l v celoročním
průměru jako zpřísněný imisní standard pro povodí nad nádrží využívanou ke
koupání. Je zde také uvedena indikativní hodnota pro obsah chlorofylu 15 µg/l
pro roční průměr; při jejím překročení se zjišťuje příčina nebo zdroj znečištění.
Požadavek na obsah fosforu by měl být jedním z rozhodujících parametrů při
hodnocení rizika rozvoje sinic.
4 Informace veřejnosti
Veřejnost se často intenzivně zajímá o jakost vody v jezerech a řekách; dobrá
jakost vody pak může hrát velkou roli při výběru místa, kde stráví prázdniny či
víkend. Také pro rozvoj turistiky při nabídce rekreační lokality návštěvníkům je
důležitým faktorem co nejlepší jakost vod ke koupání a nízké riziko jejího
zhoršení.
Důležitou povinností vyplývající z nové směrnice jsou nejen změny ve způsobu
informování veřejnosti a reportingu – každoročních zprávách Komisi Evrop9
ských společenství, ale také zabezpečení účasti veřejnosti na provádění této
směrnice. Veřejnosti se poskytuje příležitost předkládat návrhy, připomínky
nebo stížnosti, a to zejména při aktualizaci seznamů vod ke koupání a zařazování nových vod ke koupání.
Nyní má veřejnost možnost získat podrobné mapové informace o vodách ke
koupání na Vodohospodářském informační portálu [13]; naplňování portálu je
zajištěno vyhláškou č. 391/2004 Sb. [7].
Další možnost veřejnosti, jak získat informace o vodách ke koupání, je prostřednictvím Portálu veřejné správy – zde lze získat aktuální data pro konkrétní vodu
ke koupání i výsledky jednotlivých kontrol jakosti vody [14]. Informace o jednotlivých koupacích vodách (včetně aktuálního hodnocení kvality vody) lze najít také na internetových stránkách příslušných krajských hygienických stanic.
Zprávy jednotlivých členských států o vodách ke koupání a výsledky monitoringu lze rovněž nalézt na internetových stránkách [15].
5 Jakost vod
Monitoring vod ke koupání v případě koupacích oblastí provádí místně příslušná
krajská hygienická stanice, v případě koupališť ve volné přírodě je povinen provozovatel koupaliště sledovat jakost vody a výsledky těchto analýz předkládat
místně příslušné krajské hygienické stanici. Rozsah a četnost sledování obou
typů vod ke koupání je předepsán vyhláškou č. 135/2004 Sb. [7].
V České republice je prováděn dvojí způsob hodnocení koupacích oblastí a koupališť ve volné přírodě.
První hodnocení, které provádějí krajské hygienické stanice, slouží k průběžnému hodnocení kvality koupacích vod a informování veřejnosti o rizicích
spojených s koupáním na konkrétních lokalitách. Podrobný postup hodnocení je
popsán v Metodickém návodu pro sjednocení hodnocení jakosti vod využívaných ke koupání ve volné přírodě [17 ]. Tento metodický návod hlavního hygienika ČR zavádí systém vhodného odstupňování jakosti koupací vody jednotlivých lokalit a sjednocení interpretace výsledků rozborů a terénních šetření
z koupališť ve volné přírodě a koupacích oblastí v rámci celé republiky tak, aby
podobné výsledky z různých lokalit vyústily v podobné hodnocení. Data jsou
v koupací sezoně jedenkrát týdně (vždy v pátek) posílána na Českou informační
agenturu životního prostředí CENIA, která je umísťuje na Portál veřejné zprávy.
Výsledky druhého způsobu hodnocení slouží Ministerstvu životního prostředí
pro potřeby sestavování ročních zpráv pro Komisi Evropských společenství (reportingu) a vychází dosud z postupů stanovených starou směrnicí. Hodnocení je
prováděno na základě sledování v poslední koupací sezoně. Většina koupacích
vod v České republice zahajuje svou koupací sezonu v květnu či červnu a končí
10
v srpnu nebo září. Vyhodnocuje se pět ukazatelů – dva mikrobiologické (koliformní a termotolerantní koliformní bakterie) a tři fyzikálně-chemické (minerální oleje, povrchově aktivní látky a fenoly). Vody ke koupání se pro účely
reportingu hodnotí podle následujících hledisek:
•
•
•
•
zákaz koupání během koupací sezony,
nevyhovující povinným hodnotám,
vyhovující povinným hodnotám,
vyhovující doporučeným hodnotám.
Přehled o výsledcích hodnocení v letech 2004–2008 podle jednotlivých hledisek
ukazuje tabulka 1.
Tabulka 1. Počet vod ke koupání podle čtyř hledisek hodnocení
Koupací
Celkem
sezona
Vyhovující
doporučeným
hodnotám
Vyhovující
povinným
hodnotám
Nevyhovující
povinným
hodnotám
Zákazy
v koupací
sezoně
2004
176
68
87
20
13
2005
176
76
119
25
17
2006
188
100
148
16
18
2007
188
102
137
16
25
2008
188
99
162
8
15
Vody ke koupání, pro jejichž hodnocení nebyly dostačující údaje, nejsou v tabulce uvedeny. Jejich počet se ale od roku 2004 výrazně snížil, v roce 2004 bylo
nedostatečně sledováno 55 vod ke koupání, kdežto v roce 2008 to byly pouze
dvě. Počet 188 reportovaných vod ke koupání představuje 0,9 % všech vod ke
koupání reportovaných členskými státy do Evropské unie.
Výsledky hodnocení v procentech z celkového počtu jsou uvedeny na obr. 2
(Podíl (%) vod ke koupání podle čtyř hledisek hodnocení, 2004–2008) v obrazové příloze.
Počet vod ke koupání hodnocených jako nevyhovující a počet zákazů, i když je
relativně malý, se výrazně nesnižuje. Ani vod ke koupání vyhovujících doporučeným hodnotám nepřibývá, v roce 2008 stoupl ale podíl vod ke koupání odpovídajících povinným hodnotám.
V roce 2008 v České republice odpovídalo povinným hodnotám 86 % vod ke
koupání. Počet vod ke koupání, jejichž kvalita vyhovovala doporučeným hodnotám, se nepatrně snížil, a to na 53 %. Podíl vod ke koupání neodpovídajících
povinným hodnotám byl v roce 2008 ve srovnání s rokem 2007 podstatně nižší (4 %). Počet zákazů koupání v sezoně 2008 se oproti roku 2007 také snížil (na
8 %).
11
Všeobecně v České republice v koupacích sezonách 2007 a 2008 významnější
změny v kvalitě vod ke koupání nenastaly.
Podle vybraných vod ke koupání s nepříznivým hodnocením je vidět, že zákazy
v našich podmínkách vyvolává především problém sinic. Zákaz koupání se vydává na základě hodnocení podle vyhlášky č. 135/2004 Sb. – překročení povinných hodnot staré směrnice, kde jsou rozhodující mikrobiologické indikátory,
nemusí vést k zákazu koupání. V koupací sezoně 2008 bylo z důvodu masového
výskytu sinic vyhlášeno celkem 15 zákazů koupání, ale z důvodu nevyhovující
mikrobiologické jakosti vody žádný zákaz koupání vydán nebyl.
Nová směrnice nezohledňuje významně problém sinic, zabývá se pouze rizikem
jejich rozvoje. To je nepříznivé v tom, že i nadále bude existovat dvojkolejnost
hodnocení: hodnocení pro reporting Komisi Evropských společenství podle směrnic a vnitrostátní hodnocení.
6 Profily vod ke koupání
Jednou z nových povinností uložených novou směrnicí [2] je nutnost shromažďovat specifické informace a vytvářet profily vod ke koupání. Nová směrnice
zavádí profil vod ke koupání jako souhrn informací, ve kterém mají být zmapovány a popsány zejména zdroje znečištění, jež ovlivňují jakost vody ke koupání, dále informace, které mají význam pro plnění této směrnice, tedy informace pro veřejnost a informace poskytované Komisi Evropských společenství
a informace, které jsou předpokládány Rámcovou směrnicí.
Zpracování profilu vod ke koupání by mělo vést k hlubšímu pochopení zdravotních rizik typických pro zkoumanou lokalitu, ke správnému vyhodnocení
příčin znečištění a jejich rizikovosti vůči konkrétní vodě ke koupání a k návrhu
optimálních opatření. Předpokládá se zpracování informací pomocí geografických informačních systémů.
Profily vod ke koupání musí být poprvé vytvořeny do 24. března 2011 a pak
pravidelně aktualizovány.
Vzhledem ke značné odlišnosti vod ke koupání v EU (moře, sladkovodní nádrže
různé velikosti a s různě velkým povodím, tekoucí vody) nebylo možné blíže
v nové směrnici specifikovat, jak podrobné mají informace uvedené v profilech
vod ke koupání být. Práce při vytváření profilů vod ke koupání není svazována
striktními požadavky, ale na druhou stranu to přináší v praxi nejasnosti a značnou nejednotnost. Komise Evropských společenství uspořádala v červnu 2007
k profilům vod ke koupání workshop [18], na němž některé členské státy představily své práce na profilech vod ke koupání; bylo rozhodnuto, že bude připraven metodický návod, který pomůže členským státům při tvorbě těchto profilů.
Metodický návod je rozpracován [19]. Nicméně národní specifika zde postižena
12
nebudou, a proto je nezbytné vypracovat souběžně i doporučení, jak postupovat
při tvorbě profilů vod ke koupání na národní úrovni [20, 21].
Rámcová směrnice zahrnuje rekreační vody a vody ke koupání do chráněných
území (příloha IV Rámcové směrnice). To znamená, že opatření ke zlepšování
jakosti vod ke koupání musí být zahrnuta do plánů oblastí povodí (úroveň C)
i do plánů všech dalších úrovní (A, B). Informace z profilů vod ke koupání
budou nejen součástí reportingu Komisi Evropských společenství, ale zároveň
pomůckou pro plánování opatření.
Vody ke koupání se mohou dále členit nebo seskupovat na základě posouzení
jakosti vod ke koupání – mohou se seskupovat, pokud spolu sousedí, v předcházejících čtyřech letech získaly podobné hodnocení a mají společné rizikové
faktory či žádné nevykazují. Na základě toho profily vod ke koupání mohou
zahrnovat jednu část vod ke koupání nebo několik spolu sousedících vod ke
koupání.
Profily vod ke koupání budou obsahovat popis veškerých charakteristik vod ke
koupání, včetně posouzení příčin znečištění a přijatých opatření. Jde tedy o zavedení nového systému sběru dat a informací a jejich následného vyhodnocení
podle požadavků nové směrnice s respektováním národních specifik.
Podle přílohy č. III nové směrnice profil vod ke koupání musí obsahovat tyto
informace:
1) popis fyzikálních, geografických a hydrologických charakteristik vod ke koupání a jiných povrchových vod v povodí, které by mohly být příčinou znečištění, mají význam pro účely této směrnice a jsou předpokládány Rámcovou směrnicí (se znázorněním v mapě),
2) určení a posouzení příčin znečištění, které mohou mít nepříznivý vliv na
vody ke koupání a poškodit zdraví koupajících se (se znázorněním v mapě),
3) posouzení možného rozmnožení sinic,
4) posouzení možného rozmnožení makroskopických řas nebo fytoplanktonu,
5) vyplývá-li z posouzení příčin znečištění, že existuje riziko krátkodobého znečištění, pak se musí dále uvést:
• předpokládaný charakter, četnost a doba trvání očekávaného krátkodobého znečištění,
• údaje o zbývajících příčinách znečištění, včetně přijatých opatření řízení
a časového plánu k jejich odstranění,
• opatření přijatá v případě krátkodobého znečištění s uvedením orgánů odpovědných za přijetí těchto opatření a údajů o spojení na tyto orgány,
6) údaj o tom, kde se nachází monitorovací místo (se znázorněním v mapě),
7) další podstatné informace, pokud je to vhodné.
Nutnost aktualizovat profil vod ke koupání vyplyne z posouzení jakosti vody.
V případě vod ke koupání klasifikovaných jako dobré, přijatelné nebo nevyho-
13
vující jakosti (podle přílohy II nové směrnice) je nutno profil vod ke koupání
pravidelně přezkoumávat. Přezkumy se musí provádět s následující četností:
• pokud jsou vody ke koupání klasifikovány jako dobré, přezkumy se
uskuteční nejméně každé 4 roky,
• pokud jsou vody ke koupání klasifikovány jako přijatelné, přezkumy se
uskuteční nejméně každé 3 roky,
• pokud jsou vody ke koupání klasifikovány jako nevyhovující, přezkumy
se uskuteční nejméně každé 2 roky.
Klasifikace vychází ze sledování indikátorových mikroorganismů Escherichia
coli a střevní (intestinální) enterokoky.
Tabulka 2. Parametry klasifikace vod ke koupání podle nové směrnice
Ukazatel
Výborná
Dobrá
Přijatelná
Percentil
C95
C95
C90
Nevyhovující
C90
Střevní enterokoky (ktj/100 ml)
< 200
< 400
< 330
> 330
Escherichia coli (ktj/100 ml)
< 500
< 1 000
< 900
> 900
Systém klasifikace je odlišný od stávajícího, který se provádí podle staré směrnice. Nové hodnocení se zaměřuje na výše uvedené mikrobiologické ukazatele
s novými limitními hodnotami, až na výjimky se hodnotí údaje ze čtyř po sobě
jdoucích koupacích sezon, je ustanoven specifický výpočet percentilu (koncentrace s pravděpodobností nepřekročení 90 % nebo 95 %).
Hodnoty mikrobiologických ukazatelů jsou typické tím, že rozdělení hodnot je
asymetrické, počet hodnot se směrem k maximu výrazně zvyšuje. Proto byl
v příloze II nové směrnice pro hodnocení mikrobiologických ukazatelů zvolen
specifický postup, který předpokládá, že logaritmy hodnot budou mít normální
rozdělení a umožní použití obvyklých postupů.
Postup výpočtu je následující: pro jednotlivé údaje se vyhledají dekadické logaritmy, je-li v údajích uvedena nulová hodnota, je místo ní použita hodnota minimální hranice zjistitelnosti (meze detekce), pak se z logaritmů spočte aritmetický průměr  a směrodatná odchylka σ.
C90 se spočte tak, že se vypočte hodnota log C90 = ( + 1,282σ) a ta se odlogaritmuje.
C95 se spočte tak, že se vypočte hodnota log C95 = ( + 1,65σ) a ta se odlogaritmuje.
Počítá se každoročně z dat za čtyři poslední koupací sezony. Rozbory v koupací
sezoně se provádějí 1x za čtyři týdny, minimálně 4x za sezonu. Mělo by být
k dispozici nejméně 16 hodnot.
14
Pro četnost a rozsah přezkumu profilů vod ke koupání je rozhodující povaha
a závažnost znečištění. Profil vod ke koupání bude nutné přezkoumávat a doplňovat i v případech, kdy výsledky mikrobiologického hodnocení jsou uspokojivé, ale vody ke koupání jsou postiženy rozvojem sinic.
Požadavky na informace veřejnosti
Shromažďované informace by měly zajistit naplnění článků 11 a 12 nové směrnice a kontinuitu národního hodnocení. Budou obsahovat nejdůležitější kontaktní informace a hodnocení vod ke koupání, které bude vycházet ze současných
postupů, ale zároveň by veřejnost měla mít k dispozici klasifikaci podle nové
směrnice. Veřejnosti se mají poskytovat:
a) informace na místě, které budou neprodleně k dispozici:
• aktuální klasifikace podle směrnice,
• obecný popis,
• krátkodobé znečištění (upozornění, pokud vody ke koupání jsou náchylné
ke krátkodobému znečištění, údaj o počtu dnů, ve kterých byl v předchozí
koupací sezoně z důvodu krátkodobého znečištění vydán zákaz koupání
nebo varování před koupáním, upozornění, pokud se takové znečištění předvídá, nebo došlo-li k němu),
• výjimečné situace (povaha a očekávaná délka),
• zákaz koupání a varování před koupáním,
• trvalý zákaz a trvalé varování – důvody,
• důvody zrušení (vyškrtnutí ze seznamu),
• odkazy na podrobnější informace,
b) další informace na internetu:
• seznam (kontakty na správce a odpovědné instituce, odkaz na mapu, popř.
fotografii vody ke koupání),
• dlouhodobé hodnocení/klasifikace – alespoň tři koupací sezony – odkaz
na další informace profilu,
• informace o příčinách a opatřeních (u nevyhovujících),
• příčiny a pravděpodobnost krátkodobého znečištění.
Informace na místě, které musí být neprodleně k dispozici, i další informace na
internetu je nutno poskytnout veřejnosti podle směrnice nejpozději od března
2012, doporučeny jsou GIS technologie.
Požadavky na reporting EU podle nové směrnice
Česká republika prostřednictvím MŽP předává Komisi Evropských společenství
za každou koupací sezonu výsledky monitorování a posouzení jakosti vod ke
koupání a rovněž popis významných opatření, která byla přijata. Tyto informace
15
poskytne každý rok do 31. prosince za předcházející sezonu. V nové formě se
začnou předávat, jakmile bude provedeno první posouzení jakosti vod ke koupání podle nové směrnice. Posuzování jakosti vod ke koupání se bude provádět
pro veškeré vody ke koupání po skončení každé koupací sezony a na základě
souboru údajů o jakosti vod ke koupání sestaveném pro dotyčnou koupací sezonu a tři předcházející koupací sezony. Prostřednictvím MŽP předá ČR Komisi
Evropských společenství výsledky monitoringu podle nové směrnice nejpozději
před koupací sezonou 2012 (tedy v optimálním případě výsledky za koupací sezony 2011, 2010, 2009 a 2008). Kromě toho je nutné každoročně v březnu
aktualizovat seznam vod ke koupání.
Zpracování podkladů bude vycházet z reportovacích šablon EU k nové směrnicí
o koupání a bude obsahovat:
• seznam a identifikace vod ke koupání,
• sezonní informace (včetně klasifikace podle nové směrnice a přijatých
opatření),
• výjimečné situace,
• krátkodobé znečištění,
• výsledky monitoringu v hlavních monitorovacích bodech.
Vazba na reporting požadovaný Rámcovou směrnicí v plánovacích cyklech bude zajištěna propojením vod ke koupání na vodní útvary.
Vytvoření profilu vod ke koupání
Při vytvoření profilu vod ke koupání je třeba postupovat v jednotlivých krocích:
• nejprve shromáždit obecná, hydrologická a hydromorfologická data a údaje o historické kvalitě vody a tyto informace doplnit specificky zaměřeným terénním průzkumem,
• dále se zaměřit na zdroje znečištění a informace doplnit terénním průzkumem, popřípadě získáním informací od obcí, správců povodí, ČIŽP, se
zapojením veřejnosti,
• navrhnout a realizovat monitorovací programy (v rámci provozního a průzkumného monitoringu),
• získat informace o právním stavu vody ke koupání (údaje o vlastnictví,
pronájmu, správě, vodoprávních rozhodnutích atp.),
• vyhodnotit získané informace a zpracovat profil vod ke koupání, vyhodnotit rizikovost zdrojů znečištění ve vztahu k příslušné vodě ke koupání.
Následně je nutné formulovat opatření a předložit je k posouzení, realizovat
schválená opatření, kontrolovat účinek opatření monitoringem, terénním průzkumem, kontaktem s veřejností.
Profil vod ke koupání musí být vytvořen a posuzován z hlediska zdrojů fekálního znečištění a způsobu šíření tohoto znečištění do vody ke koupání podle
16
indikátorových mikroorganismů, ale je nutné hodnotit i riziko rozvoje sinic.
Obsah jednotlivých dílčích kroků pro vytvoření profilu vod ke koupání byl publikován v odborném tisku [20] a je uveden v publikaci Obecný postup pro stanovení profilů vod ke koupání [21].
Profily vod ke koupání by měly být užitečnou pomůckou a nástrojem rozhodování.
6.1 Znečištění ovlivňující profily vod ke koupání a jeho
parametry
Profily vod ke koupání musí řešit jak problém mikrobiálního znečištění, tak problém rozvoje fytoplanktonu (především sinic). Tím vznikají dvě roviny řešení:
1. Profily vod ke koupání zaměřené na mikrobiální znečištění
budou ošetřovat bližší prostor vlastní lokality využívané ke koupání, zaměří se
na komunální zdroje znečištění, znečištění pocházející ze zvířat a ptactva a znečištění koupajícími se.
2. Profily vod ke koupání zaměřené na riziko rozvoje sinic
budou ošetřovat širší prostor vlastní lokality využívané ke koupání, celou nádrž,
často celé povodí. Budou sdružovat i více vod ke koupání (koupacích oblastí
nebo přírodních koupališť), zaměří se na zatížení nutrienty, hlavně fosforem
z komunálních zdrojů, erozi půdy, sedimenty v nádrži.
Byl proveden výběr parametrů podle typů zdrojů znečištění ovlivňujících vody
ke koupání z pohledu rozvoje sinic a z pohledu mikrobiálního znečištění (tabulka 3).
K přehledu uvedenému v tabulce je třeba na základě zkušeností terénních pracovníků správců povodí a práce VÚV T.G.M., v.v.i., v modelových lokalitách
poznamenat:
O tom, zda bude při znečištění vod ke koupání převažovat význam bodových
a plošných zdrojů znečištění v povodí, nebo vliv vlastní rekreace a vnitřních
zdrojů nádrže, rozhoduje průtočnost nádrže (doba zdržení). Pro průtočné nádrže
a rybníky (doba zdržení do cca 3–4 měsíců) jsou dominantní zdroje znečištění
v povodí a pro neprůtočné naopak koloběh fosforu uvnitř nádrže a vlastní rekreace. Se vzrůstající dobou zdržení se plynule mění význam obou uvedených
faktorů.
Velikost povodí nádrže má vliv na rozkolísanost množství a kvality vody v přítoku. Malá povodí jsou typická náhlými a velkými výkyvy, velká povodí se vyznačují větší vyrovnaností průtoků i kvality vody. Nádrže nebo rybníky s malým
povodím jsou z tohoto pohledu (při stejné průtočnosti a antropogenním narušení) více zranitelné.
17
Pokud koupací místo leží na nádrži v kaskádě, je třeba počítat s příznivým, nebo
nepříznivým vlivem nádrže či nádrží proti proudu.
Pro určení pravděpodobných nejdůležitějších zdrojů znečištění je vhodné sledovat všechny přítoky do nádrže. Přitom je třeba zjišťovat nejen koncentrace látek,
zejména fosforu, ale pokud je to možné i průtok, aby tak bylo možné vypočítat
látkové vnosy a bilančně nádrž vyhodnotit.
Tabulka 3. Parametry ovlivňující vody ke koupání z pohledu mikrobiálního znečištění
a rozvoje sinic
Typ znečištění
Význam pro
mikrobiální
znečištění
Riziko pro rozvoj
sinic
Vypouštění odpadních vod – ČOV –
evidence podle vyhlášky o bilanci
+
+
Vypouštění odpadních vod – kanalizace –
evidence podle vyhlášky o bilanci [21]
+
+
Vypouštění z obcí mimo evidenci – ČOV,
kanalizace – PRVKÚK [22]
+
+
Vypouštění z průmyslových zdrojů
znečištění s velkým podílem fosforu [21]
-
+
Vypouštění z průmyslových zdrojů
znečištění s možnou vysokou mikrobiální
kontaminací (zpracovatelský, potravinářský
průmysl) [21]
+
-
Velkochovy hospodářských zvířat [21]
+
+
Skládky (hygienicky závadný odpad – kaly
apod.)
+
-
Obce bez kanalizace – PRVKÚK [22]
+
+
Chatařské osady a zahrádkářské kolonie
+
+
Úložiště hnoje a dalších zemědělských
odpadů
+
+
Hospodaření na rybnících v povodí (ryby,
drůbež)
+
+
Bodové zdroje znečištění
Ostatní
Difuzní zdroje znečištění
Ostatní
18
Typ znečištění
Význam pro
mikrobiální
znečištění
Riziko pro rozvoj
sinic
Eroze a erozní ohroženost pozemků
v povodí
+
+
Úroveň, způsob a časování hnojení
pozemků
+
+
Závlahy
+
-
Dobytek na pastvinách
+
+
Atmosférická depozice
-
+
Volně žijící zvířata
+
-
Plošné zdroje znečištění
Ostatní
Vnitřní zdroje znečištění z nádrže
Hospodaření na nádrži (ryby, drůbež)
+
+
Sedimenty v nádrži
+
+
Vodní ptactvo (kolonie, trvalé hnízdění)
+
+
Vlivy hospodaření nádrže (změny doby
zdržení, kolísání hladiny apod.)
+
+
Počet návštěvníků/koupajících se
+
+
Kempy a tábořiště
+
+
Toalety (připojení ke kanalizaci?)
+
+
Sprchy (připojení ke kanalizaci?)
+
+
Znečištění na břehu (splachy z pláže,
vč. domácích zvířat)
+
+/-
Rybářské využití
+
+
Hausbóty
+
+
Lodní doprava
+
+
Ostatní
Zdroje znečištění plynoucí z vlastní
rekreace
Ostatní
+ významné
- nevýznamné
19
Vliv na koncentrace fosforu v nádrži mohou mít i přítoky vody z odvodňovacích
soustav (meliorace) – koncentrace fosforu souvisí s půdním typem, úrovní hnojení a erozí.
Vliv atmosférické depozice bude malý, může se projevit u nádrží s malým povodím bez významnějších bodových a plošných zdrojů.
V našich podmínkách bude vhodné přijmout některá opatření doporučená v pracovních materiálech k profilům vod ke koupání z workshopu, který uspořádala
Komise Evropských společenství v červnu 2007 v Namuru (Belgie) [17]:
Z hlediska krátkodobého znečištění mohou kvalitu koupací vody z mikrobiologického hlediska ovlivňovat sezonní aktivity vlivů v okolí koupacího místa
(hnízdění vodních ptáků, provozování pastvin). Vzhledem k tomu mohou být
hodnoty mikrobiologických ukazatelů vyšší než v dlouhodobém normálu. Stejně
tak je třeba přihlédnout k meteorologickým vlivům (dlouhodobé sucho, extrémně vysoké teploty, trvalejší dešťové srážky). Vhodné je věnovat pozornost
režimu manipulace s vodní hladinou (hydraulika nádrže, obnažení sedimentů
apod.).
Přehled zdrojů fekálního znečištění v okolí koupacího místa by měl upřesnit
celkové vyhodnocení rizika znečištění vody ke koupání. Zvlášť by se měla
provádět analýza samotné vody ke koupání a zvlášť jejího souvisejícího okolí.
Je třeba vyhodnotit veškeré potenciální vnosy fekálního znečištění, kvalitu přítoku vody do koupacího místa, včetně jakékoliv vlivu proudění vody do místa
koupání.
Zdrojem znečištění vody ke koupání mohou být sami koupající se. Vnos znečištění od nich lze monitorovat tak, že během příznivých slunečných letních dnů
(nebo dnů s příznivou předpovědí počasí) se na základě rozborů jakosti vody
provede hodnocení vnosu znečištění prostřednictvím koupajících se rekreantů.
Vzorky vody se odebírají ráno (od 8 do 9 h) před příchodem většiny koupajících
se, brzy odpoledne (přibližně od 13:30 do 14 h) a v podvečer (přibližně od 18 do
19 h), kdy většina koupajících se už odešla. Počet návštěvníků a počet koupajících je zaznamenáván do protokolu. Ideální pro odběr vzorků je den, kdy
počet návštěvníků je po celý den vyrovnaný. Rozdíl mezi hodnotami ranního
vzorkování a ostatního denního vzorkování dělený počtem návštěvníků se uvádí
jako míra ovlivnění kvality koupací vody jedním koupajícím se.
Je obtížné stanovit vliv veškeré rekreační dopravy a plavebních aktivit na kvalitu vody ke koupání. Jedinou možností je určit počet lodí za slunečného počasí
a odebírat vzorky vody přímo v jejich blízkosti. Vzorkování je třeba provádět
v době, kdy lodě kotví blízko pobřeží, nebo přístavní molo přímo zasahuje do
koupací plochy. V těchto místech je pak třeba odebrat vzorek a zanalyzovat jej.
Počítá se s určitým počtem lodí (3–5) na jedno vzorkovací místo. Jsou-li lodě
zakotveny poblíž místa koupání, vzorky lze odebírat na ploše mezi zakotvenými
loděmi a koupacím místem. Zátěž znečištěním z rekreační dopravy závisí přede20
vším na vybavení lodí. Jde hlavně o lodě, které slouží nejen k cestování, ale
i k pobytu rekreantů. Pokud jsou lodě vybaveny nádrží na odpadní vodu, která
se v přístavech odčerpává a odvádí k čištění, pak lze toto znečištění minimalizovat. U nás bude tato složka znečištění významná jen ve výjimečných případech.
Vodní ptáci se mohou vyskytovat přímo v místě koupání nebo v jeho blízkosti
a mohou být zdrojem fekálního znečištění. Lze je často nalézt na plovoucích
bariérách nebo trámech, oddělujících koupací vody od široké plochy povrchových vod, v rákosí nebo na travnatém břehu. Správný odběr vzorků se provádí
přímo ve vodě v místech největšího výskytu ptáků. Doporučuje se zařadit do
mikrobiologického sledování vhodný ukazatel pro detekování fekálního znečištění vodního ptactva – Campylobacter, a to pro všechny vzorky odebírané pro
zjištění vlivu tohoto typu znečištění na kvalitu koupací vody. I v případě, kdy
nelze přesně stanovit místa výskytu vodních ptáků, tento ukazatel prokazuje jejich výskyt v dané lokalitě.
Pokud se na území v okolí vod ke koupání provozují farmy s hospodářskými
zvířaty nebo jsou tam využívány pastviny, popř. je voda ke koupání přímo nebo
nepřímo propojena se zemědělsky využívanými plochami s jednou nebo více
farmami, pak celá tato plocha může být zdrojem fekálního znečištění. Ke zjištění vlivu zdrojů tohoto typu znečištění na kvalitu vod ke koupání se doporučují
odběry vzorků vod ke koupání a vzorků z vody přilehlého území bezprostředně
po intenzivních srážkách. Sledování jakosti vod lze rozšířit o další ukazatele
jako např. N, P, K a dusičnany, sloužící v daném případě jako indikátory kontaminace hnojivy.
Vyskytují-li se v blízkosti koupacích míst čistírny odpadních vod či nečištěné
odpadní vody, je nutno vyhodnotit význam tohoto zdroje fekálního znečištění.
Sledování nad rámec běžného monitoringu je často problematické, což se týká
i odlehčení – pak se musí mikrobiální kontaminace předpokládat. V problematických případech bude nutné pravidelně výtoky odpadních vod sledovat, vzorky
odebírat také z přepadající odlehčené vody při deštích. Kromě toho je třeba
vzorky odebírat v místě vtoku do koupacího místa, pokud jsou do něj odpadní
vody (čištěné i nečištěné) odváděny.
Nachází-li se čistírna odpadních vod v blízkosti koupacího místa, je nutné odebírat vzorek ke stanovení fekálního znečištění z odtoku z čistírny odpadních vod.
Doporučuje se odebírat vzorky 2x týdně v průběhu celé koupací sezony k získání přehledu o rozsahu naměřených hodnot. Kromě odtoku z čistírny odpadních vod se doporučuje odebrat také několik vzorků z místa mezi čistírnou odpadních vod a koupací lokalitou (ve stejný den nebo s ohledem na dobu zdržení)
k získání informace o vlivu ředění a průtoku.
Může existovat více zdrojů i způsobů šíření znečištění do vod ke koupání, které
zatím nejsou uvedeny v mapách ani ve výsledcích terénního průzkumu. Je proto
21
nutné odebrat vzorky ze všech vodních systémů spojených s koupacími vodami
v dané lokalitě. Pokud jsou zjištěné hodnoty vysoké, svědčí to o tom, že někde
v blízkosti koupacího místa existují nedefinované zdroje kontaminace. Takovéto
odběry pak mohou významně napomoci k celkovému správnému hodnocení dané lokality a okolí.
Jednu z ukázek shromáždění informací o komunálních zdrojích znečištění v povodí modelové lokality Hostivař z pohledu vnosu fosforu ilustruje obr. 3 (Vodní
nádrž Hostivař – vypouštění fosforu z obcí do toků v povodí) v obrazové příloze.
Na základě těchto provedených analýz bude třeba následně vytvořit návrhy
opatření pro zlepšení jakosti vody ke koupání.
6.2 Vyhodnocení vlivu zdrojů znečištění
Je zřejmé, že význam jednotlivých zdrojů znečištění pro určitý profil vod ke
koupání bude nutné ošetřit přiřazením váhy jednotlivým parametrům. Parametry
bude nutné ve většině případů ještě blíže specifikovat, pokusit se je kvantifikovat a zvážit míru jejich vlivu na znečištění jednotlivých vod ke koupání.
Cílem je vyhledat rozhodující příčiny znečištění.
Vývoj profilu vod ke koupání – jako souhrnu informací pro návrhy opatření –
bude směrován k formalizovanému vkládání informací a jejich vyhodnocování
podle odpovídajících modelů. Podle předběžných zjištění bude nutné řešit odlišně velké nádrže, malé, střední nádrže a rybníky, tekoucí povrchové vody a vody bez odtoku.
Rozsah parametrů lze pro hodnocení rizikovosti a interpretaci v mapách zúžit
a seskupit podle tabulky 4.
Komunální zdroje znečištění na modelové lokalitě vodní nádrž Hostivař ilustruje obr. 3 (Vodní nádrž Hostivař – vypouštění fosforu z obcí do toků v povodí)
v obrazové příloze.
Pro vlastní určení hlavních příčin znečištění bude použito hodnocení vlivů ve
vztahu k pravděpodobnosti dopadů (hodnocení rizika) podle stupnice Matice pro
analýzu rizikovosti zdrojů znečištění, která je uvedena na obr. 4 (Matice pro
analýzu rizikovosti zdrojů znečištění) v obrazové příloze. Rizikovost je označena
jako:
E – extrémní,
H – vysoká,
M – střední,
L – nízká.
Odhady rizikovosti zdrojů znečištění v modelové lokalitě Hostivař jsou uvedeny
v příloze 1.
22
Tabulka 4. Parametry pro hodnocení rizikovosti zdrojů znečištění
Znázornění v mapě: barevný bod
1. Bodové (evidované) zdroje znečištění
1.1 Vypouštění komunálních odpadních vod – ČOV nebo kanalizací – evidence podle
vyhlášky o bilanci
1.2 Vypouštění z průmyslových zdrojů znečištění
1.3 Velkochovy hospodářských zvířat (evidované jako bodové)
Ostatní
Znázornění v mapě: barevná plocha
2. Difuzní zdroje znečištění
2.1 Znečištění přímo na břehu (kempy, tábořiště, koupaliště, odkanalizování toalet
a sprch)
2.2 Vypouštění z obcí mimo evidenci – ČOV, kanalizace, obce bez kanalizace, chatařské
osady a zahrádkářské kolonie – PRVKÚK
2.3 Skládky, úložiště hnoje a dalších zemědělských odpadů
2.4 Hospodaření na rybnících v povodí (ryby, drůbež)
2.5 Eroze a erozní ohroženost pozemků v povodí
2.6 Úroveň, způsob a časování hnojení pozemků, závlahy, dobytek na pastvinách,
atmosférická depozice, volně žijící zvířata
Ostatní
3. Vnitřní zdroje znečištění z nádrže včetně
znečištění plynoucího z vlastní rekreace
Znázornění v mapě: šrafovaná
barevná plocha
3.1 Počet návštěvníků/koupajících se
3.2 Hospodaření na vlastní nádrži (ryby, drůbež)
3.3 Sedimenty v nádrži, změny doby zdržení, kolísání hladiny
3.4 Vodní ptactvo (kolonie, trvalé hnízdění)
3.5 Hausbóty, lodní doprava
Ostatní
Při odhadech rizikovosti znečištění se hodnotí následky (rozčleněné na jednotlivé typy znečištění) a pravděpodobnost dopadu na vodu ke koupání (tedy například vzdálenost zdroje znečištění od vlastní vody ke koupání). Hodnocení se
neobejde bez odborného odhadu hodnotitele, zejména odhadu následků a pravděpodobnosti jejich uplatnění s použitím různých postupů klasifikace zdrojů
znečištění. Pro jednotlivé vody ke koupání bude velmi individuální. Například
pro hodnocení rizikovosti vypouštění z jednotlivých evidovaných komunálních
ČOV nebo kanalizací lze použít postupy uvedené v tabulkách 5 a 6.
Nevýznamné vlivy lze očekávat, pokud koncentrace vypouštěné odpadní vody
má koncentraci fosforu požadovanou jako imisní standard přípustného znečištění povrchových vod pro vody ke koupání nebo nižší, jak je uvedena v tabulce 1
23
kanalizací na mikrobiologické znečištění vod ke koupání
Nevýznamné
Typ
čištění
odvádění
(odvážení)
mimo povodí
Malé
Mírné
Velké
Katastrofické
dezinfekce
odp. vod
mechanickobiologické +
3. stupeň čištění
mechanickobiologické
mechanické
nebo žádné
kanalizací na riziko rozvoje sinic
Průměrná koncentrace fosforu
ve vypouštěné odpadní vodě
Pcelk (mg/l)
Nevýznamné
Malé
Mírné
Velké
Katastrofické
≤ 0,05
≤ 0,15
≤ 1,5
≤3
>3
přílohy 3 nařízení vlády [8]. Mírné vlivy lze očekávat v případech, kdy koncentrace fosforu ve vypouštěné odpadní vodě odpovídá obecným požadavkům
na povrchové vody, které jsou pro průměrnou koncentraci uvedeny v Metodickém pokynu k tomuto nařízení [12]. Velký až katastrofický vliv mohou mít
komunální zdroje znečištění v případech, kdy jsou opatřeny pouze mechanicko-biologickým čištěním odpadních vod, nebo jsou bez čištění, a průměrná koncentrace fosforu ve vypouštěných odpadních vodách je tudíž nad 3 mg/l. Emisní
standardy přípustného znečištění odpadních vod pro komunální zdroje znečištění
podle velikostních kategorií uvádí tabulka 1a přílohy 1 nařízení vlády [8]; dosažitelné hodnoty koncentrací při použití nejlepší dostupné technologie v oblasti
zneškodňování komunálních odpadních vod jsou uvedeny v Metodickém pokynu k tomuto nařízení [12]. K odhadu pravděpodobnosti dopadů vypouštění odpadních vod na vodu ke koupání lze využít poměru ředění odpadních vod, jak je
naznačeno v tabulce 7.
Tabulka 7. Pravděpodobnost dopadů vypouštění evidovaných komunálních odpadních vod
z ČOV nebo kanalizací
Dopady
Poměr ředění odpadních vod
(množství odpadních vod ke Qa)
Téměř jisté
>1
Pravděpodobné
> 0,1
Méně pravděpodobné
> 0,01
Nepravděpodobné
> 0,001
Vzácné
≤ 0,001
24
Jako hydrologická charakteristika je nejběžnější Qa – dlouhodobý průměrný
průtok v profilu hráze vody ke koupání. Pokud například máme zdroj znečištění
vypouštějící odpadní vodu s průměrnou koncentrací fosforu 1,5 mg/l (vliv mírný) a odpadní vody se v toku (vodě ke koupání) ředí v poměru 1 : 100 (dopad
méně pravděpodobný), mohl by tento zdroj znečištění v toku způsobit nárůst
koncentrace fosforu o 0,015 mg/l. Znamená to ale, že tento zdroj znečištění má
pro vodu ke koupání – podle obr. 4 v obrazové příloze – již vysokou rizikovost.
Pro posuzování pravděpodobnosti dopadů bodových zdrojů znečištění na určitou
vodu ke koupání by bylo vhodné vytvořit vlastní stupnici hodnot tohoto poměru
podle toho, jakých hodnot dosahuje. Pravděpodobnost dopadu zdrojů znečištění
může být odhadována také například podle jejich vzdálenosti od posuzované vody ke koupání, pokud lze počítat v trase toku se snižováním koncentrace fosforu
nevratným ukládáním do sedimentů. Návrh Guidance [18] uvažuje pro odhady
vlivu zdrojů znečištění a jejich rizikovosti též využití různých postupů modelování.
Vyhodnocením rizikovosti zdrojů znečištění a výsledků probíhajícího monitoringu získáme předběžný souhrn informací, který by měl vést ke správnému vytvoření programu doplňujícího průzkumného monitoringu. Realizace terénního
průzkumu a průzkumného monitoringu bude často nezbytná – povede k jednoznačnému zjištění příčin u jednotlivých zdrojů znečištění a správnému nasměrování opatření.
6.3 Mikrobiální znečištění
6.3.1 Mikrobiologická agens ve vodách ke koupání a jejich
monitoring
Podle současných právních předpisů je kontrola mikrobiologických ukazatelů
ve vodách ke koupání prioritní, neboť znečištěné vody mohou být významným
zdrojem infekce. Využití vod ke koupání není omezeno pouze na vlastní koupání a plavání, ale zahrnuje taky plavbu na různých vodních plavidlech, potápění apod. Podle druhu a délky styku organismu s vodním prostředím se také liší cesty a velikost expozice. Kromě přímého požití infikované vody ústy
připadá ještě v úvahu infekce cestou dermální (kožní) a inhalační (vdechnutí,
včetně aerosolů). Spektrum onemocnění související s koupáním je široké a je
třeba si uvědomit, že zdokumentovaná onemocnění zdaleka nepředstavují reálný
počet, neboť ne všechna onemocnění jsou správně diagnostikována a hlášena.
V České republice nejsou pravidelně zveřejňovány přehledy onemocnění, na jejichž vzniku se podílela voda ke koupání, pokud nemají epidemiologický výskyt
[25].
Ve Spojených státech amerických byli nejčastějšími původci epidemií pocházejících z neupravovaných vod ke koupání (řeky, potoky, jezera, nádrže) prvok
25
Naegleria fowleri, E. coli O157:H7, Shigella spp. a ptačí parazité z čeledi
Schistosomatidae, kteří vyvolali celkem až 72 % epidemií. Hlavním zdrojem
nákazy byli sami koupající se (fekální znečištění koupajících se nemocných
a velké počty koupajících se), dále vypouštění odpadních vod, splachy z povodí
při velkých deštích a různé druhy zvířat a ptactva [23, 25].
Patogenní mikroorganismy vyvolávající onemocnění se z řady důvodů nestanovují přímo, protože se ve vodním prostředí vyskytují nárazově, neboť jsou
vylučovány pouze infikovanými jedinci, jejich detekce bývá složitá a řada
z nich neroste na běžných kultivačních médiích apod. Ke kontrole zdravotní
nezávadnosti se užívá tzv. indikátorů jakosti vod, z nich nejvýznamnější jsou
indikátory fekálního znečištění. Ty jsou v současné době reprezentované především stanovením druhu Escherichia coli a intestinálních enterokoků, jejichž nepřítomnost ve vodním prostředí by měla zaručit, že voda nebyla fekálně znečištěna.
Mikrobiologické ukazatele a metody jejich stanovení
Pro stanovení mikrobiologických ukazatelů ve vodách platí uzanční, tj. domluvené metody, neboť sebemenší odchylka od předepsaného metodického postupu
může poskytovat odlišné výsledky. Kromě dodržení předepsaných metod musí
laboratoře poskytovat co nejpřesnější výsledky, což znamená nutnost zpracování
dostatečného objemu vzorků (výsledky se udávají v jednotkách ktj/100 ml), aby
bylo dosaženo dostatečného růstu kolonií [24].
Escherichia coli
Gramnegativní fakultativně anaerobní tyčinka Escherichia coli (typový druh rodu Escherichia z čeledi Enterobacteriaceae) je nejprozkoumanější organismus
na zeměkouli. Tato bakterie žije jako komensál v tlustém střevu člověka a teplokrevných živočichů a slouží jako indikátor fekálního znečištění prostředí. Může však být příčinou řady onemocnění. Nejenže všechny kmeny E. coli mohou
způsobovat sekundární infekce vyvolávající průjmy, infekce močového ústrojí
a nozokomiální nákazy včetně septikémie a meningitidy, ale některé kmeny jsou
i primárními patogeny. V současné době je velká pozornost věnována enterohemorrhagickým kmenům E. coli, které produkují verocytotoxiny – VTEC (označované také jako Shiga-like toxiny) a další faktory virulence, včetně faktorů
invazivních a kolonizačních. VTEC kmeny produkují dva typy verocytotoxinu
VT1 a VT2, infekční agens je vylučováno stolicí. Ke vzniku vážného, průjmovitého onemocnění, které v některých případech může gradovat až v hemolyticko-uremický syndrom s letálním koncem, stačí podobně jako u shigelóz
malá infekční dávka (cca 102–103). Je známa řada sérotypů verocytoxinogenních
kmenů E. coli, nejrozšířenějším celosvětovým patogenem z této skupiny je sérotyp E. coli O157:H7. Jejím rezervoárem je především střevní trakt dobytka.
26
E. coli vytváří společně s druhy rodu Shigella přirozenou taxonomickou skupinu
(podle vysoké shody primární struktury DNA jde o jeden rod). Shigely jsou
metabolicky inaktivní, nepohyblivé bioskupiny a je obtížné je odlišit především
od metabolicky inaktivních kmenů E. coli.
Stanovení Escherichia coli nahradilo dříve používané stanovení fekálních (termotolerantních) koliformních bakterií. Toto stanovení je oproti stanovení termotolerantních koliformních bakterií výhodnější z několika důvodů. Jak již bylo
uvedeno, E. coli vždy pochází ze střevního traktu člověka nebo teplokrevných
živočichů (na rozdíl od některých zástupců termotolerantních koliformních bakterií, především druhů z rodů Citrobacter a Enterobacter) a ve vodním prostředí
se nerozmnožuje.
Podle směrnice [2] jsou ke stanovení E. coli předepsány metody podle mezinárodních norem EN ISO 9308-1 a EN ISO 9308-3, které jsou v České republice
známy pod označením ČSN EN ISO 9308-1, resp. 3. Metoda podle EN ISO
9308-1 je založena na membránové filtraci vzorku vody přes membránový filtr
o porozitě 0,45 m, kultivaci na selektivním agaru s laktózou a tergitolem (24 hodin při 36 °C) a konfirmaci kolonií žlutě až oranžově zbarvených se žlutou spodinou oxidázovým testem (po přeočkování na selektivní agar) a indol testem
(kultivace 24 hodin při 44 °C). Metoda je velmi citlivá a minimálně selektivní
(je určena především pro dezinfikované vody, kdy rozvoj doprovodné mikroflóry neruší vlastní stanovení). Tato metoda navíc poskytuje nepřesné výsledky
(dané vnesením statistické chyby díky přepočítávání výsledků na základě konfirmačních testů u omezeného počtu kolonií) a falešně pozitivní výsledky (pozitivní indol test vykazují i další druhy fekálních koliformních bakterií kromě
E. coli a někdy tyto falešně pozitivní výsledky tvoří až 50 %). Novela této
normy však umožňuje použití aktivity enzymu β-D-glukuronidázy jako dalšího
konfirmačního testu. Metoda podle EN ISO 9308-3 je miniaturizovaná metoda
založená na aktivitě enzymu β-D-glukuronidázy v selektivním prostředí a provádí se na mikrotitračních destičkách (kultivace 48 hodin při 43 °C, jako pozitivní reakce v jednotlivých jamkách se odečítá světle modrá fluorescence pod
UV lampou o vlnové délce 360 nm. Destičky naplněné dehydratovaným kultivačním médiem dodává firma Biorad. Určitou nevýhodou při použití této metody může být relativně vysoká mez detekce (cca 6 ktj/100 ml), která je dána kapacitou mikrotitrační destičky. Stejný princip používá též systém Colilert-Quanti
Tray (od firmy IDEXX), který pro stanovení E. coli dosahuje srovnatelné výsledky, ale s nižší mezí detekce (1 ktj/100 ml).
Intestinální enterokoky
Za intestinální enterokoky jsou považovány grampozitivní koky, většinou uspořádané do řetízků s antigenovou skupinou D a negativní katalázou. Mají schopnost množit se v rozmezí teploty 10–45 °C, rostou i při poměrně vysokých kon27
centracích solí (6,5 % chloridu sodného) a při hodnotě pH 9,1. Tolerují až 40 %
žluči v prostředí. Podle současného taxonomického systému patří do rodů Enterococcus (rod zahrnuje celkem 16 druhů) a Streptococcus. Současně platné
metody stanovují především druhy Enterococcus faecalis, E. faecium, E. durans
a E. hirae, které se často vyskytují ve fekáliích lidí a teplokrevných živočichů.
Částečně mohou být stanoveny také ostatní druhy fekálních enterokoků, zejména E. avium, E. cecorum, E. columbae a E. gallinarum, jakož i kmeny Streptococcus bovis/equinus, ale jejich výskyt ve vzorcích z životního prostředí je
poměrně vzácný. Kromě toho, že intestinální enterokoky indikují fekální znečištění, některé druhy patří mezi tzv. potenciální patogeny (podle tabulky WHO do
skupiny č. 2, tj. mezi mikroorganismy, které mohou vyvolat onemocnění lidí
a zvířat; existuje proti nim účinná profylaxe a způsobená onemocnění jsou léčitelná) a jsou známy svojí rezistencí na antibiotika. Nejčastěji způsobují onemocnění močového systému, méně často bakterémie, byly popsány i případy
endokarditidy.
Intestinální enterokoky jsou významným indikátorem fekálního znečištění. Jsou
citlivější vůči vnějším vlivům než skupina koliformních bakterií (kam patří
i E. coli) a ve vodě se zřídka pomnožují. Mohou tedy být považovány za ukazatele čerstvého fekálního znečištění. Poměr počtů fekálních koliformních bakterií a enterokoků může ukazovat na původ fekálního znečištění (z humánních
a nehumánních, resp. ostatních zdrojů). Bylo totiž prokázáno, že fekálních koliformních bakterií je relativně více ve fekáliích humánního původu, naopak
u teplokrevných živočichů převládají ve stolici enterokoky.
Podle směrnice [2] jsou ke stanovení intestinálních enterokoků předepsány metody podle mezinárodních norem EN ISO 7899-1 a EN ISO 7899-2, které jsou
v České republice známy pod označením ČSN EN ISO 7899-1, resp. 2. Obě dvě
metody jsou dostatečně selektivní a specifické a poskytují relevantní výsledky.
Metoda podle EN ISO 7899-1 je založena na membránové filtraci vzorku vody
přes membránový filtr o porozitě 0,45 m, kultivaci na selektivním agaru s azidem sodným Slanetz-Bartley (48 hodin při 36 °C) a konfirmaci typických žlutých kolonií na žluč-eskulinovém agaru – pozitivní reakce se projeví zčernáním
(inkubace 4 hodiny při 44 °C). Metoda podle EN ISO 7899-2 je miniaturizovaná
metoda založená na aktivitě enzymu β-D-glukozidázy v selektivním prostředí
a provádí se na mikrotitračních destičkách (kultivace 48 hodin při 42 °C, jako
pozitivní reakce v jednotlivých jamkách se odečítá světle modrá fluorescence
pod UV lampou o vlnové délce 360 nm. Destičky naplněné dehydratovaným
kultivačním médiem dodává firma Biorad. Určitou nevýhodou při použití této
metody může být relativně vysoká mez detekce (cca 6 ktj/100 ml), která je dána
kapacitou mikrotitrační destičky.
28
6.3.2 Vliv odběrového místa na výsledná data o jakosti vody
Místa pro odběr vzorků by měla charakterizovat vodu ke koupání u pláží a na
místech, kde se lidé koupou, popřípadě provozují další rekreační aktivity ve
vodě (hry ve vodě, vodní sporty apod.). Při výběru odběrového místa by měl být
zohledněn jednak vliv hlavních zdrojů znečištění, dále vliv větru (návětrná nebo
závětrná strana), topologie nádrže (tvar, zátoky, zálivy, přítoky, ale i hydraulické
poměry v koupališti), poloha proudnice, vlnění a pohyb vody, doprava a vodní
aktivity (čluny aj.) apod. Je také nutné oddělovat místo pro odběr vzorků (což je
bod, v případě plošně integrovaných vzorků více bodů) a místo, na kterém se
provádí vizuální stanovení některých ukazatelů (vodní květy, viditelné znečištění, výskyt pěny apod.), což by v ideálním případě měla být vodní hladina
podél celé hodnocené pláže, popřípadě rozšířená o problematická místa.
Vzorkování a volba odběrových míst jsou dány obecně legislativou: ČSN EN
ISO 19458, ČSN EN ISO 5667-1, 3–6, 12, 14, vyhláškou č. 135/2004 Sb. [7]
a směrnicí 2006/7/ES [2]. Požadavky vyhlášky a směrnice jsou uvedeny v následujícím rámečku. Při volbě odběrového místa je nutno reagovat na konkrétní
situaci na koupacím místě. Uplatňují se i vlivy sezony, denní doby, aktuálního
počasí (vítr, sluneční svit, srážkové poměry apod.).
Požadavky vyhlášky č. 135/2004 Sb. a směrnice 2006/7/ES k místu odběru:
Vyhláška č. 135/2004 Sb. v § 4 odst. 2 uvádí: Rozmístění vzorkovacích míst se určí
po zhodnocení místní situace, jež zahrnuje zjištění objemu a povahy všech zdrojů
znečištění vody, především bodových, a jejich vlivu na jakost vody s ohledem na
vzdálenost od koupací oblasti, počet koupajících se osob a s ohledem na technické
podmínky odběru vzorku vody.
Směrnice 2006/7/ES v článku 3 uvádí: Monitorovacím místem je místo, kde: a) se
očekává většina koupajících se nebo b) se podle profilu vod ke koupání očekává
největší riziko znečištění.
Prostorová proměnlivost kvality vody
Kvalita vody v nádrži nebo toku není pochopitelně homogenní, ale může se významně měnit v příčném i podélném profilu a také s měnící se hloubkou. Při
výběru odběrového místa a při hodnocení kvality vody na koupacím místě je
třeba brát tuto nehomogenitu v úvahu. Výběr místa odběru pro hodnocení jakosti vody ve vztahu ke koupání má svá specifika (předepsaná hloubka 30 cm,
odběr v místě největšího výskytu koupajících se lidí nebo v místě největšího
znečištění), ale pro zpracování profilu vod ke koupání je možné zahrnout i výsledky jiných monitorovacích programů, kde byla pro volbu odběrového místa
zvolena jiná kritéria.
29
Při stanovení odběrových míst na nové vodě ke koupání nebo při posouzení, zda
stávající místa jsou dostatečná, nebo naopak nadbytečná, je nutné vzít v úvahu
řadu faktorů [27–29].
Postup při prvním posouzení pro nově zařazované oblasti podle WHO:
Je nutné vymezit rozsah vody ke koupání (délku pláže) a provést dvě série odběrů.
Odběrová místa se rozmístí přibližně po 50 metrech. Zároveň je provedeno místní
šetření možných zdrojů znečištění. Z naměřených dat se vyhodnotí prostorová
variabilita. Pokud nejsou ve výsledcích významnější rozdíly, stanoví se odběrová
místa přibližně po 500 m a provádí se sledování po celou sezonu tak, aby bylo
realizováno 10–20 odběrů, a data se po sezoně vyhodnotí. Pokud je po vyhodnocení dat z prvních dvou sérií odběrů zjištěna významná variabilita, posuzují se
místa se zhoršenou kvalitou jako samostatné oblasti. U nich je nutno provádět
sledování a vyšetřit příčiny znečištění. Pokud zdroj znečištění nelze odstranit, lze
na těchto částech pláže provést opatření k omezení koupání (např. informační tabule, ohrazení). Po sezoně se data vyhodnotí a stanoví se stálá odběrová místa.
Poznámka: Tento postup byl vytvořen pro mořské koupací vody, u nichž lze předpokládat
vyšší rekreační využití, než u většiny našich vod ke koupání, takže realizace uvedeného
vzorkovacího programu může být v podmínkách ČR z ekonomických důvodů problematická.
Bodové zdroje znečištění. Zásadní význam pro vnos znečištění mohou mít bodové zdroje (i drobné) v prostoru pláže nebo vzdálenější větší zdroje (např.
čistírny odpadních vod). V zohlednění bodových zdrojů pomůže především dobrá znalost místní situace a místní šetření. V případě pochybností, že dané odběrové místo dostatečně charakterizuje vliv bodového zdroje na jakost, lze využít i u našich vod ke koupání metodiku uvedenou v druhém rámečku (nebo
aspoň opakované vzorkování na standardním místě odběru a místě u ústí bodového zdroje). Je-li tímto zdrojem ústí dešťové kanalizace, je nutné provést vzorkování během srážkové situace (nejlépe v jejím počátku).
Přítoky. Znečištění ohrožující kvalitu vody ke koupání mohou přinášet i drobné
toky, které ústí v prostoru pláže nebo v jejím sousedství. Především v době
vyšších srážek mohou přinášet značné mikrobiální znečištění. Při ústí těchto
drobných toků se pak mohou hromadit sedimenty. Pokud vodní tok ústí v zátoce, je možné poměrně snadným technickým opatřením zabránit koupajícím se
ve vstupu, jak je znázorněno na příkladu přírodního koupaliště v Praze na nádrži Hostivař na obr. 5 (Přírodní koupaliště v Praze na nádrži Hostivař) v obrazové příloze.
Pozn. k obr. 5: Místo drobného přítoku je označeno bílou šipkou. Tento přítok sice podle
našich výsledků nepřináší extrémní znečištění, ale v zátoce se často kumuluje plovoucí znečištění, vodní květy sinic a na dně bahnité sedimenty. Bílá čára ukazuje místo, ve kterém je
zátoka přepažena plovoucími dřevěnými kládami, které znesnadňují přístup koupajících se
lidí. Břehy, ze kterých je možné do zátoky vstoupit, jsou navíc ohraničeny nízkým plůtkem.
V zátoce jsme nikdy nepozorovali žádné koupající se lidi.
30
Vzdálenost od počátku vzdutí. Zvláště u větších nádrží se může značně lišit
kvalita vody v přítokové části a ve vzdutí. V nádrži za běžných podmínek dochází k sedimentaci unášeného znečištění (jak mikrobiálního, tak živin). Proto
obvykle mají větší nádrže s dlouhou dobou zdržení v prostoru přítoku vyšší mikrobiální znečištění a rovněž množství fytoplanktonu směrem ke hrázi klesá.
Místa kumulace vodního květu. Na návětrném břehu a v zátokách navíc může
snadno docházek i ke kumulaci vodního květu sinic, popř. plovoucího znečištění. Proto je vhodné taková místa posuzovat samostatně a zahrnout je do pravidelné kontroly (stačí vizuálně).
Množství koupajících se lidí. Vyhláška č. 135/2004 Sb. i směrnice 2006/7/ES
uvádějí jako jeden ze dvou základních požadavků na polohu odběrového místa,
aby bylo situováno tam, kde se vyskytuje nejvíce koupajících se lidí. Předpokládá to znalost místní situace, a to i v čase maximální návštěvnosti. Tento
požadavek může být motivován spíš snahou charakterizovat kvalitu pro co
největší počet koupajících se osob, ale také snahou podchytit znečištění jimi do
vody vnášené. To se v našich podmínkách zjišťuje poměrně obtížně, protože
monitoring koupacích vod probíhá z praktických důvodů ve všední dny (většinou počátkem týdne) dopoledne. To se v naprosté většině případů nekryje s nejvyšší návštěvností. Tu lze očekávat odpoledne o teplých slunečných víkendech
o letních prázdninách. Otázka tak nesouvisí s místem odběru, ale s jeho dobou.
Technické možnosti odběru vzorků. V praxi často rozhodují o výběru odběrového místa technické možnosti. Tam, kde je v prostoru koupaliště molo, se
obvykle dá přednost odběru z něj. V místě, kde není možno odebírat z lodě nebo
z mola, volí se často odběr po vstupu do vody, kdy může být vířením sedimentu
odběr poznamenán (v závislosti na míře znečištění). Navíc odběr některých typů vzorků (např. směsné vzorky pro sinice a chlorofyl-a) je při vstupu do vody
problematicky proveditelný a měření některých ukazatelů je dokonce neproveditelné (např. měření průhlednosti u vod s průhledností větší než přibližně
1,5 m).
Reálný pohled na odběrová místa si je možné udělat ze dvou dotazníkových šetření provedených Státním zdravotním ústavem. První šetření proběhlo pomocí
e-mailového dotazníku v roce 2004 mezi pracovníky zdravotních ústavů. Byly
získány údaje o 205 místech odběru. Druhé šetření proběhlo v roce 2007 mezi
účastníky programu zkoušení způsobilosti (převážně také ze zdravotních ústavů)
zaměřeného na odběry na místech ke koupání. Souhrn výsledků obou šetření je
uveden v tabulce 8. Za vyhovující lze považovat odběry prováděné z lodě, mola
a většinou i ze břehu, pokud je tam dostatečná hloubka (alespoň 1 metr). Naproti
tomu problematické jsou odběry u 24 % míst, kde se provádí odběr ze břehu,
u něhož je hloubka menší než 1 metr, nebo kde je třeba vstoupit kvůli odběru
přímo do vody. Výhledově by samozřejmě bylo vhodné, aby co nejvíce odběrů
bylo prováděno především z lodě nebo vhodného mola.
31
Tabulka 8. Způsob odběru vzorků na vodách ke koupání v roce 2004 podle informací
zdravotních ústavů a účastníků programu zkoušení způsobilosti v roce 2007
2004
Typ odběrového místa
Z lodě
2007
Počet
míst
%
Počet míst
%
69
34
28
17
Z mola
35
17
73
45
Ze břehu v místě s hloubkou alespoň
1m
52
25
25
5
Ze břehu v místě s hloubkou menší
než 1 m
25
12
7
4
Po vstupu do vody
24
12
31
19
Celkem
205
100
164
100
Změna kvality vody s měnící se hloubkou. Kvalita vody bývá značně proměnlivá i s měnící se hloubkou, a to jak v počtech mikroorganismů, tak ve fyzikálních i chemických ukazatelích. Hloubka odběru je však striktně dána legislativou, takže pro standardní sledování koupacích vod není možno hloubku odběru
nějak upravovat. Naše legislativa (vyhláška č. 135/2004 Sb. v platném znění) jednoznačně stanovuje hloubku odběru vzorku pro mikrobiologické analýzy 30 cm,
pro stanovení chlorofylu-a, mikroskopického obrazu a sinic 0–30 cm a pro chemické a fyzikální stanovení 30 cm, kromě látek lehčích než voda, jež se odebírají na hladině. V hloubce 30 cm obvykle bývají vyšší počty mikroorganismů
než v hlubší části vodního sloupce (60 cm, 90 cm, 120 cm aj.). Hladinová vrstva
může vykazovat odchylné osídlení mikroorganismy z kvalitativního i kvantitativního hlediska (rozvoj mikroorganismů v hladinové vrstvě – neuston, vedle
koncentrování chemických látek lehčích než voda na hladině). Podobně i vrstvy
vody blízké dnu mohou vykazovat rozdíly způsobené především resuspendací
sedimentů dna samotnými koupajícími se při vstupu do vody a také koupacími
aktivitami dětí v této mělké zóně, a to v závislosti na počtech těchto osob. Výskyt fytoplanktonu bývá v hloubkovém profilu velmi proměnlivý, a proto mohou být z odběrů tak, jak jsou prováděny kvůli hodnocení koupacích vod, učiněny mylné závěry o celkovém oživení lokality. Existují-li i další zdroje dat
(např. od správců povodí) je mimořádně žádoucí je brát v úvahu, a pokud nejsou
v souladu, hledat neprodleně vysvětlení tohoto jevu.
Volba vhodných odběrových míst či jejich počet může ovlivnit výsledné hodnocení vody ke koupání. I když jejich volba je obecně dána příslušnou vyhláškou, nevhodný přístup v konkrétním případě dané lokality může způsobit určité
disproporce ve srovnání s realitou, což by mohlo vést k jistému riziku při využívání vod ke koupání. Doporučuje se proto zaznamenávat související informace, které vedou k volbě optimálního odběrového místa.
32
6.3.3 Koupající se jako zdroj znečištění
Světová zdravotnická organizace [27] považuje znečištění z koupajících se lidí za méně rizikové než znečištění z odpadních vod, ale z analýzy provedené
v USA vyplynulo, že přílišná hustota koupajících se byla příčinou 34 % epidemií ve vodách ke koupání v letech 1971–2003 [28]. I další dvě nejdůležitější
příčiny epidemií z koupání souvisely s rekreací (nemocný koupající se člověk,
přítomnost malých dětí).
Mikrobiální osídlení osob je značné, neboť kůže a sliznice různých orgánů přinášejí obrovské znečištění řádově 2,5.109 mikrobů [29]. Kvantita, ale i druhové
složení mikrobů, popsané v následujícím rámečku, značně kolísá z různých důvodů (různá životospráva, stravovací návyky, věk, pohlaví, zdravotní stav atd.).
Uplatňují se zde i vlivy, jako jsou individuální rozdíly jednotlivých osob, tzv.
„předkoupací“ hygiena, osvěta a informovanost, vybavení koupacích oblastí, přístup poskytovatelů služeb k zajištění optimálního režimu a provozu daného zařízení, návyky koupajících se při vlastních koupacích aktivitách (potápění a jiné
činnosti), délka expozice a frekvence koupání, ale i zdravotní stav osob (bacilonosiči, chronicky nemocní, kožní onemocnění – ekzémy, vyrážky či krátkodobé
obtíže aj.).
Normální osídlení kůže a sliznic [30], tzn. mikroorganismy, jež se při koupání uvolňují z kůže a sliznic do vody a představují mikrobiální zátěž z koupajících se osob.
Osídlení kůže: Normální osídlení kůže osob zahrnuje stafylokoky (Staphylococcus
epidermidis, S. hominis, S. aureus v určitém procentu, dále koagulázanegativní stafylokoky), kvasinky (Candida, Torulopsis), mikromycety (Pityrosporum aj.), lipofilní
korynebakterie, anaerobní propionibakterie.
Dutina ústní a zuby jsou běžně osídleny orálními streptokoky, nevirulentními kmeny
Streptococcus pneumoniae, nepatogenními neisseriemi, korynebakteriemi, nesporulujícími anaeroby (Bacteroides, Fusobacterium, Leptotrichia, Veillonela, Actinomyces, Bifidobacterium, Eubacterium).
V nosní dutině převažují Staphylococcus epidermidis, S. aureus z 10 % této mikroflory, méně frekventně koryneformní bakterie, nepatogenní neisserie, přechodně
i nevirulentní Streptococcus pneumoniae, při fyziologické změně sliznic kolonizují
horní cesty dýchací enterobakterie (klebsiely, escherichie, pseudomonády).
V zažívacím traktu v tlustém střevě se nacházejí anaerobní nesporulující bakterie
Bacteroides, Eubacterium, Bifidobacterium, Peptococcus, Peptostreptococcus, dále
sporulující anaeroby – Clostridium, enterobakterie, zejm. E. coli, laktobacily, streptokoky, enterokoky. V žaludku laktobacily, v tenkém střevě laktobacily a streptokoky.
V urogenitálním ústrojí je normálně osídlena přední část močové trubice, která je
kontaminována močí. Zastoupeny zde jsou Staphylococcus epidermidis, Enterococcus faecalis, koryneformní bakterie, přechodně i E. coli a Proteus.
Na zevním genitálu žen se vyskytují laktobacily, kandidy, Enterococcus faecalis,
Sarcina, Streptococcus agalactiae.
33
Problematika vnosu znečištění do vody z osob při koupání
Při sledování tohoto procesu kontaminace vody při koupání bylo zjištěno [31],
že většina enterických mikrobů se uvolňuje během prvních 15 minut kontaktu
s vodou. Procento další kontaminace klesá v následujících koupacích cyklech.
Tyto skutečnosti je třeba vzít při bilancování znečištění a návštěvnosti v úvahu.
Kvantitativní údaje o uvolňování mikrobů z těla koupajících se či vnosu znečištění nepřímo transportem písku na jejich těle uvádí též práce [32]. V ní byly
sledovány enterokoky a Staphylococcus aureus, jež kontaminují vodu přímo
(z těl koupajících) a nepřímo pískem, ulpělým na pokožce. Studie ukázala v případě enterokoků vnos znečištění v řádu 6.105 ktj na osobu a prvních 15 minut
koupání; v případě Staphylococcus aureus 6.106 ktj. V dalších koupacích cyklech dochází k redukci vnosu znečištění o 50 % (Staphylococcus aureus) a 40 %
(enterokoky). Vnos znečištění transportem písku na tělech činil jen 2 % v případě enterokoků, záleží však na zrnitosti písku (zde byla průměrná velikost zrn
620 µm, s méně než 2% podílem pod 30 µm).
Po 15minutovém vykoupání deseti pokusných osob v bazéncích naplněných
mořskou vodou o objemu 4 700 litrů byl zaznamenán nárůst enterokoků o 1–2
řády a Staphylococcus aureus o 2–3 řády. Výsledky této studie jsou uvedeny
v tabulce 9 [32] .
Tabulka 9. Vnos mikrobiálního znečištění osobami při koupání v bazéncích s mořskou vodou
Pokus č.
Enterokoky (ktj/100 ml)
Staphylococcus aureus (ktj/100 ml)
výchozí
konečná
výchozí
konečná
1
21
400
13
4 187
2
3
153
7
2 080
3
7
140
11
1 027
4
3
87
9
523
Průměr
9
195
10
1 954
Podle Rose [33] přispívá v průměru jeden koupající se počty 0,045 enterovirů
a 0,67 rotavirů na 100 litrů vody (experimentálně zjištěno), v případě indikátorů
termotolerantní koliformní bakterie 6.103, u dětí až 105 na 100 ml vody.
Gerba [31] odhaduje, že při koupání každá osoba vnese do vody průměrně 0,14 g
fekálního materiálu. Ze znalosti počtů mikrobů ve fekáliích lze odvodit zatížení
z koupajících se osob. V průměru např. připadá na jednu osobu vnos 105–106
termotolerantních koliformních bakterií a 1,4.104 prvoků. Průměrné počty patogenních a indikátorových mikrobů ve fekáliích u různých živočichů, ptáků a lidí,
jež mohou znečistit vody ke koupání [34–36], jsou uvedeny v tabulce 10.
34
Tabulka 10. Průměrné počty patogenních a indikátorových mikrobů ve fekáliích zvířat, ptáků
a lidí
Skupiny
TKB
Enterokoky
CP
F-RNA kolifágy
Exkrece
(miliony/g)
(miliony/g)
(jednotky/g)
(jednotky/g)
(g/den)
Člověk
13
3
1 580
< 1–6,2
150
Kráva
0,23
1,3
200
84
23 600
Prase
3,3
84
3 980
4 136
2 700
Ovce
16
38
199 000
1,5
1 130
Kuře
1,3
3,4
250
1 867
182
Myš
0,33
7
<1
0,00002
0,047
<1
Pes
23
980
251 000 000
2,1
413
Kachny
33
54
13,1
13,1
336
Racek*
< 0,1–1900
1–240
Králík
500
*Místo TKB stanovena Escherichia coli a nejde o průměrné počty, ale rozpětí zjištěných dat.
Zkratky: TKB – termotolerantní koliformní bakterie, CP – Clostridium perfringens, F-RNA – colifágy
Gerba [31] uvádí koncentrace parazitických prvoků (Giardia, Cryptosporidium)
ve fekáliích infekčních osob v rozpětí 105–107 na gram; v případě enterických
virů (enteroviry, adenoviry, rotaviry) v rozpětí 105–1012 na gram.
Písek pláží, jeho znečištění a případná kontaminace vody a návštěvníků
Znečištěný písek pláží může způsobit infekci koupajících se osob, druhotně
může kontaminovat vodu vnosem písku kontaminovaného mikroby na těle osob
z pláží, jde ale jen o několik procent celkového vnosu z osob, tedy zanedbatelný
vůči znečištění z koupání ve vodě. Na znečištění písku pláží se podílí kromě
koupajících se i doprovodná domácí zvířata (psi), event. splachy z terénu. Písek
slouží jako reservoár patogenů, proto je vhodné věnovat pozornost i jeho kvalitě.
U velkých jezer a přehrad, kde dochází k významnému vlnění vody (vítr,
doprava), event. během přílivu a odlivu, slouží písek pláží jako přírodní filtr pro
vodu.
Písek může být kontaminován širokým spektrem mikroorganismů – nalézáme
zde zejména rezistentní sporulující mikroorganismy (Clostridium perfringens,
mikromycety), všechny fekální indikátory, stafylokoky, dermatofyta (Trichophyton mentagrophytes, Trichophyton rubrum, Microsporum nanum), kvasinky
(Candida albicans, Trichosporon, Torulopsis, Pseudomonas aeruginosa, Pseudomonas sp., Campylobacter jejuni, Campylobacter coli, Campylobacter lari,
Salmonella, Shigella), mikromycety (Aspergillus, Fusarium, Penicillium, Clado35
sporium, Mucor, Monilia, Cephalosporium, Alternaria, Acremonium, Pitirosporum orbiculare aj.), viry – enteroviry, noroviry, adenoviry, rotaviry, parazity
– nematody (Toxocara canis) aj.
Potenciální fekální kontaminace písku v zóně dosahu vln u pláží ukazují na
možné riziko pro senzitivní část populace. Písek představuje reservoár indikátorových bakterií i enterických patogenů. Ve vrchní (20 cm) vrstvě vlhkého
písku je denzita fekálních indikátorů 3–38krát vyšší (enterokoky 4–38krát,
E. coli 3–17krát) než ve vodním sloupci; E. coli vykazovala 4krát vyšší počty
proti enterokokům ve vodě, v písku byly počty podobné.
Nejvyšší počty indikátorů byly v 5–10cm vrstvě písku (enterokoky) a 0–5cm
vrstvě pro E. coli; oba indikátory lze někdy prokázat i v hloubce 36 cm v půdě
podél sladkovodních potoků [37].
Bolton [38] uvádí data o přítomnosti termofilních kampylobakterů a salmonel
z písku pláží. Campylobacter byl detekován v písku pláží v 45 %, Salmonella
v 6 %. Ve vlhkém písku byl kampylobakter častější, ale i 30 % vzorků suchého písku bylo kontaminováno; i salmonelu lze občas prokázat v suchém písku.
Campylobacter jejuni a Campylobacter coli (hlavní lidské patogeny) převažují
na plážích u koupacích vod nesplňujících limity směrnice 75/160/EHS. Naopak
Campylobacter lari a UPTC (ureáza pozitivní termofilní kampylobaktery), vázané na racky a jiné migrující ptáky, převažují na plážích splňujících evropský
standard. Písek pláží tak slouží jako přírodní filtr pro vodu při procesu dmutí
(typické pro mořské poměry a velké sladkovodní plochy).
Splašky kontaminovaný písek a voda pláží jsou spojeny s izolací shigel (gastrointestinální obtíže jsou zaznamenány při znečištění vody nad doporučený limit
enterokoků a přímém průkazu Clostridium perfringens, Aeromonas spp., Vibrio
cholerae (non – 01).
Sedimenty na dně a jejich kontaminace
Sedimenty mohou sloužit jako rezervoár patogenů, event. indikátorových mikroorganismů. Ty mohou být resuspendovány různými turbulentními mechanismy, jako jsou lodní plavba, kotvení, přívalové srážky, vliv větru a následné
vlnění, zvýšené hydrologické poměry, antropogenní zásahy (zvyšování odtoku
z nádrží a regulace průtokových poměrů), bagrování [39], ale též zvířením sedimentů dna koupajícími se při vstupu do vody.
Prostředí ve vlhkém písku i sedimentech dna umožňuje perzistenci patogenů
a indikátorových mikroorganismů v důsledku příznivých nutričních podmínek
a ochraně před slunečním zářením.
Přežívání E. coli v jezerních sedimentech [40] prokázalo jen redukci za 5 dní
o jeden log řád, z čehož plyne, že E. coli neindikuje jen novou, čerstvou, ale
i relativně nedávnou (řádově dny) fekální kontaminaci.
36
Počty návštěvníků ve vztahu k mikrobiálnímu znečištění
Návštěvnost koupaliště tak představuje významný faktor kontaminace koupacích vod samotnými koupajícími se osobami (přínos znečištění v závislosti na
počtu osob, jejich hygienických návycích, informovanosti a osvětě, zabezpečení
koupaliště a úrovni práce provozovatele). V řadě případů je prokázáno, že počty
koupajících se osob jsou ve statistickém vztahu k přítomnosti některých skupin
mikroorganismů či indikátorů ve vodě (viz následující příklady).
Přítomnost bakterií a kvasinek ve vodě a vlhkém písku pláží koreluje s počty
návštěvníků pláží. Staphylococcus aureus je prokazován v létě ve vodě i písku
ve vyšších počtech než v zimě; rozdíly jsou patrné i mezi místy na plážích, více
či méně navštěvovaných. Totéž lze vidět i u fekálních indikátorů pro vodu
[41]. Sunderland [42] zjistil, že počty parazitických prvoků Cryptosporidium
parvum a Giardia intestinalis v rekreačních vodách měly vztah k návštěvnosti,
podobně jako zákal vody. Počty cyst a oocyst byly o víkendu vyšší než mimo
něj. Stejný trend byl pozorován i u mikrosporidií [44].
Seyfried a Cook [43] uvádějí, že veřejné pláže na Kawarta Lake vykazovaly
průměrné počty Pseudomonas aeruginosa ve volné vodě 122,6/100 ml proti
0,7/100 ml u privátních pláží; průměr na 100 g sedimentů činil u veřejných pláží
142,8 ktj a u privátních pláží 0,5 ktj. Průměrné počty indikátorů termotolerantních koliformních bakterií na 100 g sedimentů byly u veřejných pláží > 1 800 ktj
(rozpětí 1 600–> 2 400), u privátních pláží >1 399 (rozpětí 41–> 2 400). Ukazuje se jasný vliv návštěvnosti, popř. navíc i péče o pláže a provoz.
Ve studii provedené na přírodním koupališti na Hostivařské nádrži v Praze v letech 2007 a 2008 byl zaznamenán jen občasný mírný nárůst počtu fekálních
indikátorů (z jednotek ktj/100 ml na desítky ktj/100 ml) při srovnání hodnot
ráno, kdy byla návštěvnost velmi nízká, a odpoledne, kdy byly na koupališti
přítomny podle počasí desítky až stovky návštěvníků [45].
V řadě případů lze prokázat statisticky významný vztah mezi návštěvností a počty některých skupin patogenních či indikátorových mikroorganismů nebo zdravotními obtížemi a expozicí v koupací vodě nebo frekvencí expozic v této vodě.
Písek pláží a sedimenty dna slouží jako rezervoár patogenů a ostatních mikroorganismů. Lze jimi kontaminovat vodu přímým přenosem na těle osob v případě písku či resuspendací v případě sedimentů.
Znečištění vody koupajícími se může být značné (hlavně co se týče jednorázového vnosu patogenních organismů nemocnou osobou). Lze jej zčásti minimalizovat řádnou „předkoupací hygienou“, která však bývá u koupání v přírodě
významně slabší než v případě bazénů.
37
6.3.4 Krátkodobé znečištění
Nová směrnice [2] v kap. I, čl. 2, bodu 8) definuje „krátkodobé znečištění“ jako
mikrobiologickou kontaminaci specifikovanou v příloze I sloupci A směrnice
(jde jen o ukazatele intestinální enterokoky a E. coli, tedy indikátory fekální
kontaminace). Dále se zde konstatuje, že tato kontaminace má jasně zjistitelné
příčiny a neočekává se, že zhorší jakost vod ke koupání po dobu delší než přibližně 72 hodin poté, co došlo k prvnímu ovlivnění jakosti vod ke koupání. Příslušný orgán má vytvořit postupy k předvídání a řešení této kontaminace podle
stanovení v příloze II směrnice. Konkrétní postupy předvídání zde však uvedeny
nejsou, je zde deklarováno jen obecně, že je třeba přijmout přiměřená opatření
řízení, dohledu, systému včasného varování a monitorování, popř. využít upozornění nebo zákaz koupání s cílem předejít tomu, aby koupající se byli vystaveni znečištění.
Při hodnocení a klasifikaci vod ke koupání po skončení sezony lze z důvodu
krátkodobého znečištění odhlédnout od některých vzorků, ale jen do výše 15 %
celkového počtu vzorků.
Není tedy jasně stanoveno, co se za krátkodobé znečištění považuje – jak vysoké
překročení limitů, jen doba jeho trvání do 72 hodin. Zjistitelná příčina krátkodobého znečištění bude ve většině případů spojena se srážkami. Informace
o krátkodobém znečištění, jeho příčinách a trvání je nutné poskytovat veřejnosti,
požadovány jsou i v rámci reportingu EU a budou součástí profilu vod ke koupání.
„Krátkodobé znečištění“ – příčiny
Hlavní příčinou tohoto znečištění jsou ve většině případů významnější srážky;
z ostatních příčin se teoreticky může uplatnit návštěvnost koupaliště/koupacího
místa a některé další faktory.
• Významné srážky – představují ve většině případů hlavní příčinu krátkodobého znečištění a hlavní mechanismus jeho vnosu do nádrže či toku
splachy z povrchů z celého povodí; bude však záležet na jejich intenzitě, na velikosti nádrže, velikosti znečištění (v povodí i blízkém okolí), na
erozních poměrech v povodí a bezprostředním okolí, vegetačním krytu
povrchu v povodí (% lesů, luk, polí), intenzitě hospodářské činnosti, jejím
charakteru, hustotě osídlení (obyv./km2), počtu skládek, kompostů a hnojišť na povodí. Každá lokalita (koupaliště – nádrž/povrchová voda – tok)
tak bude mít své kritické hodnoty srážek (mm/den), jež se projeví znečištěním v dané lokalitě; tuto skutečnost bude nejlépe ověřit experimentálně na místě za různých srážkových situací.
• Návštěvnost koupaliště – jde o významný zdroj znečištění, jenž se může
projevovat krátkodobě, periodicky (především o víkendech a spíše odpo38
ledne) v souvislosti s aktuálním stavem počasí (podrobně viz kap. Koupající se jako zdroj znečištění). Není to však pravé krátkodobé znečištění ve smyslu směrnice, protože postupy k řešení této kontaminace se
vytvářejí obtížně. Doporučení pro koupající se by mohlo vypadat velmi
absurdně, např.: „V případě velkého počtu koupajících se lidí se nedoporučuje koupání, protože hrozí zvýšené riziko nákazy infekčním onemocněním.“ Navíc znečištění způsobené koupajícími se lidmi je spíše než na
množství koupajících se vázáno na nezodpovědné chování některých jedinců (např. rodičů, kteří pustí do vody malé děti s průjmovým onemocněním), a tím se stává i málo předvídatelné.
Směrnice nespecifikuje, jak velký nález fekálních indikátorů již představuje
krátkodobé znečištění. Je otázka, zda za něj považovat pouhé překročení limitů
podle přílohy I směrnice, nebo odchylku od normálního stavu, běžného pro danou lokalitu, nebo jejich řádové překročení. V tom by mohly pomoci například
regulační diagramy, které mohou být sestrojeny pro každou lokalitu s dostatečným množství dat.
„Krátkodobé znečištění“ – stanovení ohroženosti lokality
Evropská i národní legislativa neuvádí návod, postup, dispozice pro stanovení
ohroženosti dané lokality v důsledku krátkodobého znečištění. Z toho, co bylo
uvedeno výše, je jasné, že jde v případě hlavní příčiny ohroženosti krátkodobým
znečištěním (významných srážek) o současné působení řady faktorů, které budou v každé lokalitě jiné či v jiném poměru významnosti pro výsledný efekt.
Ohroženost dané lokality je nutno zjistit na základě experimentálních šetření při
významných srážkách. Každá lokalita bude mít jinou kritickou mez srážek
(mm/čas), která se projeví právě krátkodobým znečištěním, v důsledku rozdílů
ve velikosti povodí, velikosti koupaliště, reliéfu krajiny a jeho erozní ohroženosti, či sumou znečištění v dané oblasti.
Kromě experimentálních šetření bude možno využít pro určení ohroženosti daného koupaliště též údaje z map erozní ohroženosti příslušné oblasti, bilance
znečištění z povodí, event. současné zahraniční zkušenosti z metodik pro profily
vod ke koupání (francouzské, holandské aj.).
Pro stanovení ohroženosti vody ke koupání by bylo možno event. využít podobný systém hodnocení rizika, jaký je dnes používán v případě vodárenství při
aplikaci WSP (Water Safety Plans), tj. „Plánů pro zajištění bezpečného zásobování pitnou vodou“.
Dešťové srážky – hlavní příčina „krátkodobého znečištění“
Dešťové srážky představují významný faktor vnosu znečištění nejrůznějšího
charakteru (biologického, mikrobiologického, chemického, fyzikálního, radiolo39
gického aj.) do nádrží a toků, využívaných pro rekreaci. Vliv srážek se projeví
u každé lokality různě, zaleží na:
•
•
•
•
•
•
•
•
•
klimatických podmínkách oblasti (aridní a vlhké oblasti),
velikosti povodí,
zdrojích znečištění (dáno velikostí osídlení, hospodářskou činností),
konfiguraci krajiny (s návazností na erozní poměry oblasti, topografii bezprostředního okolí vlastní nádrže),
vegetačním krytu okolí nádrže a jejího povodí (les, louky, pole, zahrádky),
velikosti dané nádrže, toku,
charakteru nádrže (kaskády nádrží, přírodní nádrže a akumulace – přehrady),
erozních poměrech povodí (souvisí s reliéfem a klimatem krajiny, s půdním typem),
sezonnosti hospodářské činnosti (souvisí se znečištěním a vegetačním
krytem krajiny) a přírodních činitelů (hnízdění a tahy ptactva, reprodukční
cykly hlodavců, divoké zvěře, hospodářských zvířat).
Z těchto důvodů mohou být pro některou oblast/nádrž srážky na úrovni jednotek
mm/den významné, jinde jsou významné až desítky mm/den srážek. To je nutno
pro každou oblast zjistit, neboť kombinace výše uvedených faktorů poskytují
nejrůznější kvantitativní možnosti.
Vliv srážek má vztah k následujícím skutečnostem:
• k přenosu infekcí z vody,
• ke změně kvality vody (růst hodnot mikrobiologických, biologických,
chemických, fyzikálních ukazatelů),
• k vlivu na vzorkování vod (následné různé hodnoty vzorků, odebraných
v různých časových odstupech po dešťových srážkách).
S dešti jsou asociovány hlavně tyto ukazatele: počty koliformních bakterií (TC),
termotolerantních koliformních bakterií (FC), enterokoků (FS), zákalu, pH, dusičnanů [46]. Dále budou pro ilustraci uvedeny příklady mikrobiální kontaminace v důsledku vodních srážek.
Vliv dešťových srážek na počty mikrobů ve vodě je tedy značný; uvádí se, že
dvacetihodinová perioda srážek přinese znečištění řádu 1015, tatáž perioda za
suchého počasí (vnos znečištění jen průtoky) 1013, tedy stokrát nižší. Ekvivalent
jednoho dne silných dešťů je tedy 100 dní suché periody [47].
Příklady zvýšení počtů indikátorových bakterií ve vodě po srážkách
Vliv deště na počty mikrobů při odběru den před srážkami [48]:
TC = růst z 650 na 4 400 ktj/100 ml
FC = růst z 250 na 1 400 ktj/100 ml
FS = růst z 59 na 130 ktj/100 ml.
40
Hodnocení vlivu srážek při stanovení prahové úrovně vodních srážek < 5 mm
proti ≥ 5 mm – údaje vypadají následovně:
TC = růst z 1 300 na 3 300 ktj/100 ml
FC = růst z 470 na 1 100 ktj/100 ml
FS = růst ze 73 na 270 ktj/100 ml.
Rozpětí hodnot srážek i maximální hodnoty jsou při tomto srovnání nižší, a tedy
poněkud zkreslují reálné poměry, a tím i případné bilance z těchto dat provedené.
Příklady vzrůstu počtu patogenů (Cryptosporidium, Giardia) ve vodě po silných
deštích [46]
Při průměrném průtoku 459,54 l/s je denzita cyst giardií 1,31 na 100 l; po zvýšení průtoku z okamžité hodnoty < 100 l/s na hodnotu přes 700 l/s dochází k řádovému nárůstu počtů cyst na 15,8 na 100 l po 14 hodinách od vzrůstu průtoku.
V jiném případě za průměrného průtoku 290,78 l/s je denzita oocyst Cryptosporidií 2,65 na 100 l; po řádovém nárůstu průtoku na cca 2 600 l/s po 9 hodinách činí počet oocyst 65,6 na 100 l.
Příklady zvýšení počtu bakteriálních patogenů ve vodě po deštích a korelace
s indikátory [49]
Při počtech fekálních koliformních bakterií ≤ 200 ktj/100 ml je frekvence výskytu salmonel 6,5–31 %, při počtech fekálních koliformních bakterií ≥ 1 000 ktj
na 100 ml je frekvence výskytu salmonel dvakrát větší (60 % a více). Výskyt
salmonel je ale možný při jakýchkoliv počtech fekálních koliformních bakterií.
Poměry u rekreačních jezer a řek [49], kde jsou počty FC 1–200 ktj/100 ml, je
výskyt salmonel ve volné vodě 28 %, v sedimentech dna 19 %. Při počtech FC
1 000 ktj/100 ml je 96% výskyt salmonel, při FC > 2 000 ktj/100 ml činí výskyt
salmonel 98 %, včetně možného průkazu polioviru 2,3 a echoviru 7,33.
Enteroviry lze v sedimentech jezer prokázat i při tak nízké denzitě FC ve vodě
nad sedimenty, jako je 10 ktj/100 ml. Jiný příklad [49] – po deštích vzrostly počty indikátorových bakterií FC (fekální koliformní bakterie) na 45 000 ktj/100 ml;
Salmonella thompson byla prokázána na úrovní 4 500 ktj/100 ml, tj. poměr
1 salmonela : 100 FC. Tento poměr však obecně silně kolísá, takže malé počty
salmonel je možno prokazovat i při počtech FC < 1 000 ktj/100 ml (pro srovnání – pod vtokem odpadních vod (150 m pod jejich ústím do toku) je poměr
1 salmonela : 540 FC.
Vztah srážek a průkazu patogenů a počtů indikátorů fekální kontaminace uvádí
i práce [50]. Zde však jsou poměry navíc ovlivněny vypouštěním odpadních
vod. Autoři registrovali dešťové srážky až do 72 hodin před vzorkováním (vypouštění odpadních vod do 24 h před vzorkováním). Kvalita vody byla ovlivněna zvýšením počtů fekálních koliformů, enterokoků, Clostridium perfringens,
41
F-RNA fágů, aeromonád, giardií i kryptosporidií. Vliv na sedimenty byl prokázán jen v případě fekálních koliformů. Izolace salmonel byla ve vztahu ke
srážkám, průkaz enterických virů ale neměl výlučně jen vztah ke srážkám.
Dokument WHO [51] uvádí data ohledně rizika z onemocnění při denzitě celkového počtu koliformních bakterií TC (medián) ≥ 10 000 ktj/100 ml, které je
v případě tyfu, paratyfu a poliomyelitidy (infekční agens Salmonella typhi, Salmonella paratyphi, poliomyelitis virus v pořadí). Převodní faktor pro kalkulace
je TC = 0,2 FC a FC = 0,5 FS.
Vliv srážek na vnos znečištění ilustruje názorně i práce [46] – jde o srovnání
vzorků, odebíraných za normálních podmínek (běžný vzorkovací plán) a vzorkování, cíleně prováděné za extrémních, významnějších srážkových poměrů. Ze
srovnání je navíc patrný i vliv dalších faktorů, jako je vliv hospodářské činnosti,
vegetačního krytu krajiny, přírodních poměrů, osídlení, velikosti povodí, klimatických podmínek, erozní ohroženosti půd, stupně odkanalizování osídlení apod.
Na příkladu tří odlišných oblastí (přítoků vodárenských nádrží) v SRN je demonstrováno, jak se liší fyzikálně-chemické a mikrobiologické ukazatele kvality při
různém vzorkovacím programu (pravidelném a za extrémních srážkových podmínek) mezi lokalitami různého charakteru.
Lokalita 1 – plocha 3,27 km2, zalesnění 98 %, řídké osídlení i hospodářská činnost, hustota lesní zvěře 15 kusů/km2 – tj. malá oblast přírodního charakteru.
Lokalita 2 – plocha 19,7 km2, kopcovitá s vřesovišti, slatinami, mokřady, jež
formují charakter oblasti z hlediska klimatického, geologického, půdního a morfologického. Krajina má rozsáhlé drenážované oblasti, urychlující odtok vody
z ní. Zemědělské využití – pastviny, louky z 53,6 %, jen 19 % zalesněno s nízkou denzitou zvěře (5 kusů/km2); 3 500 obyvatel v povodí.
podmínek – fyzikálně-chemické rozbory; aritmetický průměr (maximum)
Lokalita
1
1
2
2
3
3
Typ
vzorků
Zákal
(ZF)
1,3
(3,8)
extrémní
47,38
(93,8)
pravidelný
3,57
(10,2)
extrémní
28,25
(54,3)
pravidelný
11,4
(36,0)
extrémní
56,9
(125,3)
pravidelný
Průtok
Dusičnany
(l/s)
(mg/l)
49
6,84 (10,90)
(190)
139
11,43
(317)
(13,90)
290
13,94
(1 783)
(22,20)
1 277
10,58
(2 732)
(15,40)
459
17,22
(2 118)
(33,90)
1 040
10,43
(2 747)
(20,10)
42
Dusitany
Amonné
ionty
Celkový
fosfor
(mg/l)
0,00
(0,02)
0,00
(0,00)
0,01
(0,09)
0,07
(0,13)
0,10
(0,40)
0,09
(0,14)
(mg/l)
0,00
(0,00)
0,00
(0,00)
0,04
(0,19)
0,24
(0,46)
0,15
(1,46)
0,34
(1,70)
(mg/l)
0,01
(0,05)
0,09
(0,40)
0,01
(0,11)
0,08
(0,30)
0,15
(0,62)
0,25
(0,50)
Lokalita 3 – zahrnuje plochu 45 km2, intenzivně zemědělsky obdělávaná (63 %),
ve sprašové oblasti s velkými erozními problémy, zalesnění 21 %, 16 000 obyvatel v povodí žijících v malých usedlostech, ne plně kanalizováno.
Data z pravidelného odběru a odběru vzorků za extrémních srážkových podmínek v letech 1997–98 pro fyzikálně-chemické rozbory [46] jsou uvedeny v tabulce 11.
Data z pravidelného odběru a odběru vzorků za extrémních srážkových podmínek v 1997–98 pro mikrobiologické ukazatele [46] jsou uvedeny v tabulce 12.
Odpovídající průtoky jsou uvedeny v tabulce 11.
podmínek v letech 1997–98 – mikrobiologické ukazatele; medián (maximum)
E. coli
Koliformní Enterokoky Clostridium
bakterie
perfringens
Giardia
Cryptosporidium
Lokalita
Typ vzorků
1
pravidelný
22
(148)
1 110
(15 000)
7,5
(400)
1,5
(31)
0
(1,10)
2,40
(52,2)
1
extrémní
190
(650)
12 200
(42 000)
130
(620)
82
(155)
0
(0)
11,40
(35,50)
2
pravidelný
133
(11 000)
1 880
(400 000)
54
(11 000)
22,5
(198)
0,95
(11,10)
2,65
(10,30)
2
extrémní
1300
(3 800)
19 800
(63 000)
540
(4 600)
250
(900)
0
(21)
14,30
(65,60)
3
pravidelný
490
(5 100)
3 800
(74 000)
130
(2 200)
130
(900)
1,10
(9,10)
1,30
(23,10)
3
extrémní
13 600
(77 000)
430
(2 500)
12,40
(21,60)
17,05
(147,10)
(ktj/100 ml) (ktj/100 ml) (ktj/100 ml)
13 700
88 000
(34 500) (1 188 000)
(ktj/100 ml) (cysty/100 l) (oocysty/100 l)
Ze srovnání výsledků pravidelného monitoringu a monitoringu pořízeného za
extrémních situací plyne, že hodnoty parametrů jsou v druhém případě (extrémní situace) vyšší o 1–2 řády (kromě dusičnanů). Tedy vnos celkového znečištění
je za extrémních případů řádově vyšší, než by plynulo při jeho kalkulaci z dat
z pravidelně odebíraných vzorků.
Rozdíly jsou i mezi lokalitami, což je pochopitelné, neboť se zásadně liší svým
charakterem. Lokalita 1 představuje malou, zalesněnou přírodní oblast s minimálním osídlením i hospodářskou činností; vnos znečištění je řádově nižší, což
je patrné hlavně na mikrobiologických ukazatelích. Nejvyšší znečištění z hlediska chemických i mikrobiologických ukazatelů přináší lokalita 3 s největší
plochou, počtem obyvatel, největší zemědělskou činností i nejméně vhodnými
přírodními podmínkami s ohledem na vnos znečištění (sprašové půdy, vysoký
43
podíl orné půdy, nízký vegetační kryt – lesy, louky, a tedy nejvyšší erozní ohrožení krajiny).
Sedimentace mikrobů ve vodním sloupci
Mikroorganismy mohou být ve vodním sloupci v různé formě sdružení/asociace
navzájem či s vodními partikulemi. Mikroby jsou buď asociované s partikulemi
z vody, nebo suspendované (volné) ve vodě jako jednotlivé či malé shluky
buněk nebo jako jejich velké agregáty. Stupeň asociace mikrobů po dešťových
srážkách s usaditelnými partikulemi má významný vliv na jejich transport a odstraňování z volné vody (sedimentací).
Příklady:
Sedimentační pokusy ukázaly, že 10–35 % bakterií v surové srážkové vodě se
odstraní během prvních čtyř hodin (50 % z nich projde filtry 5 µm).
Krometis [47] uvádí následující stupeň asociace indikátorů s usaditelnými partikulemi ve vodě: 35–50 % bakteriálních indikátorů, 70 % Clostridium perfringens, 10 % kolifágů (zbytek do 100 % u jednotlivých skupin je ve formě
suspendovaných mikrobů ve volné vodě či partikulí neusaditelných, a tedy je
transportován dále po toku). Z toho je vidět, že v suspendované formě jsou především kolifágy a více bakterií než sporulujících anaerobů – klostridií, které se
tedy usazují nejvíce.
Charaklis [52] udává procenta asociace indikátorů s partikulemi ve vodě takto:
FC (fekální koliformní bakterie), E. coli a enterokoky 20–35 % v suchém období, 30–55 % při srážkách; Clostridium perfringens za srážek 50–70 %, kolifágy velmi variabilně 20–60 % za srážek.
Práce [47] ukazuje poměr usaditelných a suspendovaných FC – fekálních koliformů (tedy stupeň asociace bakterií s partikulemi ve vodě) v průběhu přívalových srážek. Průměrné počty FC jsou nejvyšší na samém začátku srážkové
vlny; nejvyšší podíl připadá na usaditelné FC (86 %), jejich podíl se v průběhu
několika hodin snižuje, a naopak podíl suspendovaných FC narůstá. Po deseti
hodinách od začátku srážek již převažuje suspendovaný podíl (59 %) a po 24 hodinách se vrací počty FC k normálu (tj. 27 % usaditelné a 73 % suspendované
frakce v této lokalitě).
Kvantitativně jsou poměry indikátorových bakterií v průběhu přívalového deště
dokumentovány následovně: Za suchého počasí je průměrné pozadí (počty fekálních koliformů – FC) na lokalitě v tomto příkladu uváděno jako 1 000 ktj/100 ml
při průtoku 1 m3/s. V první hodině bouřky (přívalový déšť) vzroste průtok na
25 m3/s, počty FC na cca 25 000 ktj/100 ml, s vrcholem ve třetí hodině bouřky
(cca 27 000 ktj/100 ml – průtok cca 28 m3/s). Pak se počty pět až sedm hodin po
začátku bouřky mírně snižují na 20 000 ktj/100 ml (průtok 19 m3/s), v osmé hodině klesá počet na 12 000 ktj/100 ml (průtok 11 m3/s), v desáté hodině na
44
10 000 ktj/100 ml (průtok 8 m3/s) a po 24 hodinách se vrací na normální
(průměrné) pozadí 1 000 ktj/100 ml s průtokem 1 m3/s.
6.3.5 Cerkáriová dermatitida
Cerkáriová dermatitida je reálný problém alespoň některých našich vod ke koupání. Jde o parazitární onemocnění, které se u člověka projevuje tvorbou makul
(skvrn), papul (puchýřů) a erytému (zarudnutí kůže) a je doprovázena intenzivním svěděním. Vzniká při pobytu v přírodních vodách a je důsledkem opakované infekce schistosomami především rodu Trichobilharzia. Definitivním hostitelem (tzn. hostitelem, ve kterém parazit dospěje a uzavře svůj životní cyklus)
těchto parazitických organismů však není člověk, ale různí vodní ptáci (především vrubozobí – např. kachny). Mezihostitelem jsou pak různí vodní plži. Jednotlivé druhy rodu Trichobilharzia jsou však často vázány na konkrétní druh
plže. Životní cyklus je zobrazen na obr. 6 v obrazové příloze. Z hlediska cerkáriové dermatitidy je nejdůležitější fází životního cyklu tzv. cerkáriové stadium,
které se uvolní z měkkýše do vody a snaží se najít vodního ptáka, ve kterém by
dokončilo svůj vývoj. Pokud narazí cerkárie na koupajícího se člověka, pronikají
do jeho kůže, v níž většinou zahynou. Nedávno provedené studie na myších ukázaly, že při primární infekci (tzn. prvním setkání člověka s cerkáriemi) mohou
parazité proniknout kůží nespecifického hostitele a migrovat tkání vnitřních orgánů a nervovou tkání stejně jako u ptáků. U nespecifického hostitele však nedojde k dokončení životního cyklu parazita. Při opakovaném setkání je již pokus
o průnik kůží člověka provázen silnou imunitní reakcí, což je vlastně cerkáriová
dermatitida [53].
V roce 2006 [54] a 2009 byly zaznamenány dvě epidemie na dvou různých koupalištích ve volné přírodě na Českolipsku. V první bylo postiženo více než
60 osob, ve druhé více než 30 osob (P. Procházková., ústní sdělení, 3. 11. 2009).
Existují údaje i o starších epidemiích [55] z našeho území. Přesto ani předpisy
EU, ani naše legislativa pro koupací vody problém cerkáriové dermatitidy zatím
systematicky neřeší, což je jistě výzva pro budoucnost. Prostor se nabízí např.
v profilech vod ke koupání, jejichž vytvoření požaduje nová evropská směrnice
2006/7/ES pro každou přírodní koupací vodu. Při tvorbě profilů musí být zkoumány povinně některé rizikové faktory (jako zdroje fekálního znečištění nebo
možnost rozvoje sinic) a také existuje možnost do nich zahrnout další relevantní
faktory, což může být na některých lokalitách i výskyt ptačích schistosom. První
diskuse k zařazení této problematiky do národní legislativy k profilům vod ke
koupání proběhly v letošním roce na jaře. Jestli nakonec tento požadavek bude
zahrnut, je však těžké nyní odhadnout.
Inspirací pro zavedení nám může být podrobný praktický návod, který mají
zpracovaný v Nizozemí [56]. Ten zahrnuje různé činnosti, především pak tyto:
45
Inventarizace rizikových faktorů: Pro každou koupací lokalitu je stanoven „rizikový profil“ na základě (potenciálně) přítomných hostitelských plžů. Důležité je
rovněž využívání lokalit jako stanoviště nebo hnízdiště vodních ptáků.
Monitoring: Pozorování v terénu se může omezit na vodu s dostatečnou průhledností (> 1 m). Ve větších jezerech je možné omezit se pouze na místa, která
se využívají k vodní rekreaci. V monitorovacím programu nesmí chybět následující části:
a) inventarizace hostitelských plžů,
b) kontrola hostitelských plžů na přítomnost cerkárií (nejdůležitější druhy hostitelských plžů náleží do čeledi Lymnaeidae, například druhy Lymnaea stagnalis,
Stagnicola palustris, Radix auricularia a Radix ovata),
c) hlášení výsledků monitorování dotčeným úřadům a provozovateli koupaliště.
Opatření:
Nejdůležitějším opatřením je odstranění hostitelských plžů z koupacích zón. Lze
to provést např. ručními síťkami (velikost ok nejvýše 5 mm). Kromě toho je
možné zvážit osvětu pro veřejnost ohledně rizik při koupání. To může rovněž
znamenat, že bude vydáno varování, nebo v nejhorším případě, že bude daná
lokalita pro koupání uzavřená. Dále mohou být vyrozuměni praktičtí lékaři.
Varování (v samotné koupací lokalitě) je možné zrušit, jakmile to okolnosti
umožní (např. nejsou zjišťováni žádní další pozitivní plži a nepřichází žádná
další hlášení o výskytu onemocnění). Životní cyklus ptačích schistosom, do kterého může být zapojen i člověk (pouze jako „slepá ulice“), je znázorněn na
obr. 6 (Životní cyklus ptačích schistosom) v obrazové příloze.
V ČR se problematikou ptačích schistosom zabývají např. v Institutu postgraduálního vzdělávání ve zdravotnictví (prof. Kolářová) nebo na Přírodovědecké
fakultě UK v Praze (prof. Horák). Informace o možném výskytu tohoto onemocnění by měla být součástí hodnocení rizikovosti vnitřního znečištění nádrže.
6.4 Nebezpečí rozvoje sinic
Směrnice 2006/7/ES [2] se v článku 8 věnuje zdravotním rizikům pocházejícím
ze sinic. V odstavci 1 uvádí: „Naznačuje-li profil vod ke koupání možnost rozmnožení sinic, provede se odpovídající monitorování, aby bylo možno včas určit
zdravotní rizika.“ Z odstavce 2 pak vyplývá povinnost přijímat „neprodleně přiměřená opatření řízení, aby se zabránilo vystavení tomuto riziku, včetně informování veřejnosti.“ Směrnice však neříká, jakým způsobem sinice monitorovat.
V podstatě by mohlo být dostatečné vizuální sledování vodních květů. Způsob
sledování sinic, který je v současné době prováděn podle vyhlášky č. 135/2004
Sb. [7], je tedy propracovanější než požadavky směrnice.
46
6.4.1 Základní aspekty
Sinice jsou fotosyntetizující gramnegativní bakterie osídlující všechny vodní
biotopy. Z hlediska vod ke koupání jsou nejdůležitější sinice planktonní (tzn. ve
vodním sloupci se volně vznášející). Z nich je třeba vyzdvihnout sinice vodních
květů, které mají schopnost vytvářet typické povlaky1 na hladině. Situaci ilustruje obr. 7 (Vodní květ v prostoru pláže I na koupališti na nádrži v Praze-Hostivaři, 27. 8. 2008) v obrazové příloze.
Sinice neboli cyanobakterie jsou organismy starobylého původu, výborně adaptované na rozmanitá přírodní prostředí. Pro účely porozumění koupacím vodám
jsou důležité následující vlastnosti:
• Schopnost v případě potřeby vázat dusík (N2) rozpuštěný ve vodě. Tuto
vlastnost mají druhy vybavené speciálními buňkami, tzv. heterocyty. Jde
zejména o rody Anabaena a Aphanizomenon. Tyto typy sinic jsou favorizované v prostředí s nedostatkem dusíku.
• Schopnost vytvářet klidová stadia v podobě kompaktních slizových kolonií (rod Microcystis) či specializovaných buněk, tzv. akinet neboli cyst
(rody Anabaena a Aphanizomenon). Tato vlastnost umožňuje nejen přečkávat nepříznivá období, ale také vytvářet v sedimentech nádrží mohutné
zásoby inokula, které mohou velmi komplikovat úspěšnost opatření ve
prospěch kvality vody.
• Schopnost vertikálních migrací ve vodním sloupci je umožněna tzv. aerotopy, tedy miniaturním plynem naplněnými dutinkami uvnitř buněk (v mikroskopu se jeví jako výrazné tmavé tečkování uvnitř buněk). Praktické
využití je jednak v konkurenčním boji (hladinový povlak zastíní všechny
ostatní) a jednak v migraci za živinami do hlubších vrstev vody.
• Strategie pomalého růstu je pro sinice vodních květů typická. Proto jsou
sinice schopny vytvořit během léta vysokou biomasu i na nízkých koncentracích dostupného fosforu.
• Schopnost produkovat látky negativně působící na lidské zdraví, ale také
na kondici a rozmnožování některých vodních živočichů (filtrující plankton – perloočky), či na růst a vývoj ponořené vegetace a pravděpodobně
i některých druhů fytoplanktonu.
• Obtížná stravitelnost sinic tvořících vodní květy pro zooplankton i ryby
díky slizovým obalům. V typickém případě sinice sice v trávicím traktu
herbivora odevzdají část organických látek, ale zároveň se dokážou záso-
1
Pro povlak na hladině se v anglicky psané literatuře používá termín scum, který je zcela
nevhodně v českém překladu směrnice 2006/7/ES přeložen jako pěna.
47
bit fosforem, který využívají pro rychlý růst poté, co jsou vyloučeny ven
z těla zpět do vody.
• Schopnost vytvářet kromě vodních květů i homogenní vegetační zákaly.
Skupina potenciálně rizikových druhů sinic zahrnuje jednak druhy tvořící
typické a dobře známé vodní květy (rod Microcystis, většina druhů rodu
Anabaena, Aphanizomenon flos-aquae, Woronichinia naegeliana, Gleotrichia echinulata), ale také druhy, které se vyskytují v podobě jednotlivých vláken či kolonií mikroskopické velikosti, takže makroskopicky
vypadají jako běžný vegetační zákal vody (rody Planktothrix, Pseudanabaena, Cylindrospermopsis, Chroococcus, Snowella, některé druhy rodů
Aphanizomenon i Anabaena). Druhy vodních květů bývají favorizovány
za stabilního teplotního zvrstvení vody, druhy vegetačních zákalů naopak
v podmínkách intenzivního míchání vodního sloupce.
Pro praxi zákroků proti sinicím z uvedeného vyplývají důležité skutečnosti:
Sinicím trvá, než nějakou nádrž ovládnou (pomalý růst, tvorba zásoby klidových
stadií), ale pak si lokalitu pozmění pro svou lepší existenci (disponují bohatým
inokulem, vytlačí ostatní fytoplankton, ubrání se herbivorům, likvidují ponořenou vegetaci) a je těžké je odtud dostat, protože obnovují populaci z klidových
stadií a poradí si v podmínkách limitace dusíkem a částečně i fosforem.
Představu o výskytu jednotlivých rodů sinic vodních květů u nás si lze udělat
z tabulky 2. Často se také mohou vyskytnout planktonní sinice, které schopnost
tvorby vodního květu nemají. Spadají sem např. tenké vláknité sinice rodů Pseudanabaena, Limnothrix a Planktolyngbya nebo koloniální druhy s malými (např.
Snowella) nebo velmi malými buňkami (typicky Aphanocapsa nebo Aphanothece). Občas se v koupacích nádržích mohou v nezanedbatelné míře objevit
také od podkladu odtržené nárostové sinice ve formě nevábně vypadajících shluků volně se vznášejících u hladiny. Procentuální zastoupení jednotlivých rodů
sinic vodních květů ze 119 lokalit v ČR v letech 2004 a 2005 uvádí tabulka 13
(zdroj: sdružení Flos Aquae a Centrum pro cyanobakterie a jejich toxiny) [57].
Tabulka 13. Procentuální zastoupení jednotlivých rodů sinic vodních květů ze 119 lokalit
v ČR v letech 2004 a 2005
Rod sinic
2004
2005
Woronichinia
9,2
16,9
Planktothrix
5,6
12,1
Cylindrospermopsis
1,0
0,7
Aphanizomenon
11,0
9,3
Anabaena
14,5
16,1
Microcystis
58,7
44,9
48
Masový výskyt sinic tvořících vodní květy se objevuje během letních měsíců
a začátkem podzimu především v nádržích bohatých na živiny. Klíčovou úlohu
mezi limitujícími faktory hraje fosfor. Ani významné omezení přísunu fosforu
z externích zdrojů (tzn. v přítoku do nádrže) však nemusí znamenat rychlou
nápravu stavu, protože dostatečné množství fosforu se může uvolňovat ze sedimentů. Velmi důležité jsou také např. hydrologické poměry v nádrži, rybí obsádka nebo množství makrofyt v příbřežních zónách nádrže.
Látky produkované sinicemi
Podívejme se nejprve na látky produkované sinicemi, které mohou být zodpovědné za zdravotní problémy. Sinice jsou známé produkcí širokého spektra biologicky aktivních látek s různou chemickou strukturou a mechanismem účinku
[58]. Nejznámnější jsou hepatotoxické (tzn. toxické pro játra) microcystiny, ale
možné dopady cyanotoxinů na lidské zdraví nelze redukovat pouze na ně.
Microcystiny jsou cyklické heptapeptidy, v současnosti je známo více než sedmdesát strukturních variant. Z našich běžných planktonních sinic ho produkují
hlavně sinice rodů Microcystis, Planktothrix a Anabaena. Microcystiny inhibují
protein fosfatázy a jejich účinek v tělech obratlovců je především hepatotoxický.
Mají také schopnost působit jako promotory karcinogeneze [59]. MicrocystinLR byl v roce 2006 zařazen Mezinárodní agenturou pro výzkum rakoviny do
skupiny 2B (možný karcinogen pro člověka) [60].
Neurotoxiny. Mezi známé neurotoxiny patří tři skupiny látek různých jak chemickou strukturou, tak účinkem. Patří sem anatoxin-a, anatoxin-a(S) a saxitoxiny. Neurotoxiny produkují především rody Anabaena, Aphanizomenon a Planktothrix a rovněž sinice z nárostů rodů Oscillatoria [58] a Phormidium [61]. Za
mnoho smrtelných otrav zvířat jsou zodpovědné právě neurotoxiny [61].
Cylindrospermopsin má toxický účinek především na játra a ledviny. Zdravotní problémy způsobené tímto toxinem jsou známy zejména v Austrálii, kde ho
produkuje převážně Cylindrospermopsis raciborskii. Byl zodpovědný např. za
otravu z pitné vody u komunity původních obyvatel (tzv. Palm Island Mystery
Disease) [62]. Poslední dobou upoutává cylindrospermopsin pozornost i v Evropě, protože i zde se postupně Cylindrospermopsis šíří. Zajímavé je, že evropské
populace této sinice cylindrospermopsin zřejmě vůbec neprodukují. Přesto se
v evropských vodách objevuje, a to zřejmě kvůli zástupcům rodu Aphanizomenon (především A. gracile) [63]. První studie mapující výskyt cylindrospermopsinu v ČR však přinesla jen málo pozitivních nálezů s poměrně nízkými
koncentracemi [64].
Lipopolysacharidy (LPS) obsahují ve své buněčné stěně všechny sinice. U některých patogenních bakterií jsou právě LPS příčinnou patogenity. LPS u sinic
jsou běžně udávány jako možná příčina řady zdravotních problémů (vyrážky,
49
gastrointestinální (GI) problémy, dýchací potíže, horečnatá onemocnění, alergické reakce) [65]. Stewart et al. [65] se však domnívají, že LPS sinic jsou zodpovědné jen za respirační potíže při vdechování aerosolu obsahujícího sinice. Že
by další zdravotní problémy (např. GI) byly způsobeny LPS ze sinic, se nezdá
příliš pravděpodobné, protože jejich toxicita nepřesahuje úroveň toxicity LPS
běžných střevních bakterií z čeledi Enterobacteriaceae (např. E. coli) [65]. To
také dokládá i nedávno publikovaná práce českých vědců [60]. V toxicitě LPS
z jednotlivých zkoumaných sinic byly však velké rozdíly. Největší toxicitu vykazovala přírodní populace Aphanizomenon sp. [60].
Biologicky aktivních látek sinic je velké množství a jejich výzkum stále pokračuje. V poslední době se např. objevily práce (např. [67]) dávající do souvislosti aminokyselinu β-N-methylamino-L-alanin (BMAA) s výskytem neurodegenerativních onemocnění, jako jsou Alzheimerova nebo Parkinsonova choroba.
BMAA se běžně vyskytovala ve vzorcích sinic z Velké Británie [68].
Známé otravy a zdravotní problémy způsobené sinicemi při koupání
Obrázek o tom, jak jsou sinice rizikové, si samozřejmě nelze udělat jen z jedné
známé smrtelné otravy, ale je potřeba se podívat i na méně závažné zdravotní
projevy koupání ve vodě s výskytem sinic. Ty jsou většinou mírné. Proto většina případů nebude náležitě dokumentována a zveřejněna v odborné literatuře.
V soupisu známých publikovaných případů dávaných do spojitosti se sinicemi,
který provedl Stewart et al. [69] (většinou jen z anglicky psané literatury), najdeme různá onemocnění. Od lehkých, jako jsou senné rýmy, vyrážky a gastrointestinální (GI) problémy, přes vážnější – jako bolesti hlavy a svalů, pneumonii,
horečku, závratě a puchýře v ústech, až po výše zmíněnou fatální otravu neurotoxiny.
Další známý případ vážného poškození zdraví způsobený sinicemi při vodní
rekreaci se stal v roce 1989 ve Velké Británii. U dvaceti vojáků, kteří plavali
a trénovali na kánoích ve vodě se silným květem sinic rodu Microcystis, se objevily různé GI potíže, puchýře na rtech a bolesti v krku. Dva vojáci byli hospitalizováni s vážnou pneumonií [58].
O vysokém „toxickém potenciálu“ sinic svědčí rovněž četné zprávy o smrtelných otravách zvířat po pití vody obsahující sinice [61].
Terénní epidemiologické studie
Důležitým zdrojem informací o zdravotních dopadech sinic na koupající se lidi
(především těch mírnějších) mohou být i terénní epidemiologické studie. Těch je
50
však poměrně málo. Za důkladnější rozbor stojí dvě prospektivní kohortové2
studie australských autorů. První studie [70] se účastnilo 852 lidí. Byl v ní
zjištěn statisticky významný nárůst onemocnění mezi druhým a sedmým dnem
po expozici u lidí, kteří se koupali ve vodě s více než 5 000 buňkami sinic v 1 ml
a strávili ve vodě více než 60 minut. Dva dny po expozici přitom žádný zvýšený
počet onemocnění patrný nebyl (!) Do druhé studie [71] bylo zařazeno 1 331 lidí. Bylo v ní zjištěno statisticky významné zvýšení počtu respiračních a všech
sledovaných onemocnění (očí, uší, kůže, respiračních a GI problémů) u lidí koupajících se ve vodách s vysokým počtem sinic ve srovnání s lidmi koupajícími
se ve vodě s nižším množstvím sinic. Oběma studiím nutno vytknout především
to, že vzhledem k nedostatečnému sledování fekální kontaminace nelze vyloučit,
že nalezená onemocnění byla (alespoň zčásti) způsobena přítomností patogenních mikroorganismů. Za zmínku stojí ještě studie, ve které byla sledována koncentrace microcystinů v krvi lidí exponovaných inhalačně při vodních sportech,
při kterých vznikají aerosoly. Expozice nebyla příliš vysoká (jednotky µg/l),
a tak z více než stovky účastníků byl pouze jeden nález nad mezí detekce a u něj
se autoři domnívají, že šlo spíše o chybu stanovení [72].
Kožní testy
Často je uváděno, že sinice vyvolávají u koupajících se lidí kožní problémy.
V té souvislosti bude vhodné probrat několik klinických studií prováděných na
lidech, při nichž byla zjišťována reakce dobrovolníků po aplikaci sinic nebo jejich extraktů na lidskou kůži. Z poslední doby je nutno zmínit opět dvě práce
australských autorů. V první z nich [73] byla zjišťována kožní reakce zdravých
jedinců (114 účastníků) na 6 taxonů sinic přikládaných na záda účastníků pomocí náplastí. Objevila se u 20–24 % účastníků, ale výsledky musely být korigovány, protože část účastníků reagovala i na negativní kontrolu, kterou bylo
kultivační médium. Po této korekci byla shledána pozitivní reakce u 11–15 %
účastníků. V další studii [74] na různé vzorky sinic reagoval nepříliš výrazně
pouze jeden z dvaceti pacientů kožní ambulance a z devatenácti kontrolních
zdravých účastníků nikdo.
Na tomto místě nemůžeme vynechat ani dvě české studie. V první z nich [75]
bylo testováno sto pacientů z dermatovenerologického oddělení jedné pražské
nemocnice pomocí aplikace náplasťových a intradermálních testů. Testována
byla kultura Microcystis aeruginosa, směsný vzorek Microcystis aeruginosa
2
V prospektivní kohortové studii se sleduje předem vybraná skupina lidí. U každého jedince
je známa expozice rizikovému faktoru (ve zmiňovaných případech – zda se koupal a kolik
sinic bylo ve vodě, ve které se koupal). Po ukončení expozice jsou zjišťovány zdravotní
následky (ve zmiňovaných studiích formou dotazníku nebo telefonického pohovoru) a srovnáni neexponovaní (nebo málo exponovaní) s exponovanými (nebo silně exponovanými).
51
a Aphanizomenon flos-aquae a také vzorek s Microcystis flos-aquae. Pozitivní
reakce se pohybovala ve všech případech v jednotkách procent.
Do další české studie bylo na alergologických pracovištích vybráno 32 účastníků, kteří udávali po koupání ve stojatých vodách různé alergické projevy
(vodnatá rýma s kýcháním a slzením očí, vyrážky apod.). V intradermálních testech byly použity různé řasy a sinice (celkem 25 taxonů). Ze sinic nejvíce
viditelných projevů způsobil Aphanizomenon (zjištěna reakce u 72 % účastníků).
Ještě o trochu častěji reagovali účastníci na některé zelené vláknité řasy (Spirogyra, Mougeotia, Rhizoclonium), které se sice v našich vodách běžně vyskytují,
ale jejich masová přítomnost v přírodních koupacích vodách není pravděpodobná [76].
Zajímavé jsou i pokusy ze šedesátých let provedené pracovníky SZÚ, kteří na
omezeném počtu lidí zkoušeli „náplasťové“ testy. Nejčastější reakce byly na
Aphanizomenon flos-aquae [77].
Rizika ze sinic při koupání lze shrnout následovně:
1. Existuje reálné riziko vážné akutní otravy, ke které může dojít především
u nepoučených jedinců (např. dětí) na lokalitách s vodním květem toxických
sinic. Zásadní ochranou zdraví je proto všeobecné povědomí o možných rizicích z cyanotoxinů a vyvarování se koupání s možným požitím vody nebo
vdechováním aerosolu na místech, kde se vyskytuje masivní vodní květ.
2. Zdravotní dopady chronické expozice microcystinům z koupacích vod lze na
základě existujících dat jen těžko předvídat, ale vzhledem k bezpečnostním
faktorům využitým při konstrukci limitů a omezené době, kterou lidé stráví
během roku koupáním v přírodních vodách, zřejmě nebudou velké.
3. U citlivých jedinců lze očekávat různé lehčí zdravotní problémy (např. vyrážky) i v případech s velmi nízkým výskytem sinic. Takoví lidé by se zřejmě
měli preventivně vyvarovat kontaktu s přírodními koupacími vodami.
6.4.2 Preventivní opatření
Pro ochranu lidského zdraví před negativními vlivy sinic při využívání vod ke
koupání lze přijmout několik základních typů opatření.
Monitorování kvality vody na důležitých lokalitách a informování veřejnosti o výsledcích tohoto monitorování – u lokalit, které jsou sledovány ze zákona (o ochraně veřejného zdraví nebo vodního zákona), se provádí monitoring
v rozsahu a četnosti přílohy 1 a popř. 2 vyhlášky č. 135/2004 Sb. Sledované
ukazatele vycházejí ze směrnice Evropské komise 76/160/EHS, doplněné o mírně modifikované požadavky WHO pro kontrolu výskytu sinic a některé drobné
národní úpravy.
52
Požadavky na jakost vody, četnost a způsob kontroly přírodních koupacích vod
jsou uvedeny ve vyhlášce č. 135/2004 Sb. [7]. Všechny lokality jsou sledovány
v koupací sezoně podle přílohy 1 této vyhlášky, která obsahuje 18 ukazatelů.
Mezi nimi jsou dva ukazatele, které mají přímý vztah k fytoplanktonu, a to chlorofyl-a a mikroskopický obraz (zahrnuje pouze kvalitativní rozbor fytoplanktonu, dalších organismů, popř. abiosestonu). Tyto dva ukazatele se musí stanovovat s měsíční četností. Na lokalitách, kde lze během koupací sezony odůvodněně předpokládat masový výskyt sinic, je nutno provádět monitoring ještě
podle přílohy 2, tzn. sledovat a kvantifikovat sinice a stanovovat chlorofyl-a se
základní 14denní četností. Pokud jsou překročeny níže uvedené limity, četnost
sledování se zvyšuje.
Pro hodnocení výskytu sinic přejímá vyhláška č. 135/2004 Sb. mírně modifikovaný třístupňový systém limitních hodnot od Světové zdravotnické organizace
[58]:
Překročení limitních hodnot I. stupně nastává, pokud je přítomno alespoň
20 000 buněk sinic/ml (popřípadě 2 mm3/l, pokud je výsledek vyjádřen jako
buněčný objem) a zároveň koncentrace chlorofylu-a je alespoň 10 g/l. V případě překročení limitů I. stupně by mělo být vzorkování prováděno nejméně
s četností 1x týdně.
Při takovém výskytu sinic lze u citlivých jedinců očekávat zvýšený výskyt různých akutních, ale méně závažných zdravotních problémů, jako jsou různé alergické a dráždivé projevy, které však nejsou s velkou pravděpodobností způsobeny známými toxiny.
Překročení limitních hodnot II. stupně nastává, pokud je přítomno alespoň
100 000 buněk sinic/ml (popřípadě 10 mm3/l, pokud je výsledek vyjádřen jako
buněčný objem) a zároveň koncentrace chlorofylu-a je alespoň 50 g/l.
Tato hranice je stanovena na základě limitní hodnoty pro microcystin-LR v pitné
vodě (1 µg/l). Při výskytu sinic překračujícím limitní hodnoty II. stupně lze očekávat koncentrace microcystinů kolem 20 µg/l, v případě dominance Planktothrix agardhii i více (50–100 µg/l) [58]. Pro hodnocení rizik je však nutné brát
v úvahu výrazně nižší příjem vody při koupání (100–200 ml), než jaký je u pitné
vody.
Překročení limitních hodnot III. stupně nastává, pokud je přítomen na lokalitě
vodní květ sinic, který je ve vyhlášce definován jako stav, při kterém jsou pouhým okem vidět shluky sinic u hladiny, ve vodním sloupci nebo povlak sinic na
hladině. Limity III. stupně lze také považovat za překročené v případech bez
přítomnosti vodního květu, pokud jsou ve vzorcích výrazně vyšší počty sinic,
než udávají limity II. stupně. To se týká především nádrží s dominancí vláknité
sinice Planktothrix agardhii, která může tvořit spíše velmi silný vegetační zákal.
53
Při výskytu silného vodního květu se mohou vyskytovat koncentrace mikrocystinů v řádu miligramů v litru. Při těchto hodnotách již hrozí vážné akutní
poškození zdraví.
Vyhláška č. 135/2004 Sb. dále udává, jaká základní opatření mají být přijata v případě překročení limitních hodnot. Pro přehlednou a snadnou orientaci veřejnosti
byl ve shodě s vyhláškou vypracován Metodický návod pro sjednocení hodnocení jakosti vod využívaných ke koupání ve volné přírodě [16]. Vyhodnocení každého odběru je zveřejněno na internetových stránkách místně příslušných KHS
a jako mapový výstup také na portálu veřejné správy (http://geoportál.cenia.cz).
Bylo vyčleněno následujících pět kategorií:
• Voda vhodná ke koupání (modrý symbol ☺) znamená nezávadnou vodu
s nízkou pravděpodobností vzniku zdravotních problémů při vodní rekreaci a s vyhovujícími smyslově postižitelnými vlastnostmi. Sinice nepřekračují limity I. stupně.
• Voda vhodná ke koupání se zhoršenými smyslově postižitelnými vlastnostmi (zelený symbol ) znamená nezávadnou vodu s nízkou pravděpodobností vzniku zdravotních problémů při vodní rekreaci. Jsou ale
zhoršené smyslově postižitelné vlastnosti vody (např. zvýšený zákal způsobený řasami). V případě možnosti je vhodné se osprchovat. Sinice nepřekračují limity I. stupně.
• Zhoršená jakost vody (oranžový symbol ) znamená zvýšenou pravděpodobnost vzniku zdravotních problémů při vodní rekreaci, u některých
vnímavých jedinců by se již mohly vyskytnout zdravotní obtíže. Po koupání se doporučuje osprchovat. Pokud jsou důvodem k vyhlášení sinice,
překračují limity I. stupně.
• Voda nevhodná ke koupání (červený symbol ) znamená, že voda neodpovídá hygienickým požadavkům a pro uživatele představuje zdravotní
riziko. Koupání nelze doporučit zejména pro citlivé jedince. Pokud jsou
důvodem k vyhlášení sinice, překračují limity II. stupně.
• Voda nebezpečná ke koupání (černý symbol ) znamená, že voda neodpovídá hygienickým požadavkům a hrozí akutní poškození zdraví. Vyhlašuje se zákaz koupání. Pokud jsou důvodem k vyhlášení sinice, překračují limity III. stupně.
V současné době je připravena novelizace vyhlášky č. 135/2004 Sb. – návrh přejímá požadavky z nové směrnice. Jak již bylo uvedeno, pro sinice jsou však
v této směrnici jen velmi obecná ustanovení, tak výše naznačený systém bude
pravděpodobně zachován bez zásadních změn. Náš současný systém na sledování sinic v koupacích vodách požadavky nové směrnice obsahuje, takže nebude nezbytně nutné v něm dělat zásadní změny (přinejmenším do doby, než se
členské země dohodnou o přesnějším společném postupu). Změny, které přinese
54
novelizovaná vyhláška do systému sledování sinic na vodách ke koupání, se budou týkat např. zařazení nových (rychlejších a přesnějších) analytických metod
(např. možné využití fluorescenčních metod ke kvantifikaci biomasy sinic) nebo
oprav drobných chyb, na které se přišlo během pětiletého užívání současné vyhlášky.
Zdravotně výchovná činnost – velmi důležité je, aby znalosti o možných rizicích při koupání mělo co nejvíce lidí, aby se mohli sami vyvarovat rizikových
situací. Za tím účelem je vhodné vydávat různé osvětové materiály (letáky, brožury) nebo šířit informace prostřednictvím specializovaných internetových stránek. Velký dopad na širokou veřejnost má také činnost médií (tisku, rozhlasu,
televize, internetového zpravodajství).
Opatření ke snížení rizika rozvoje sinic
V zásadě jedinou živinou, která je klíčem k rozvoji řas a sinic a k eutrofizaci
obecně, je fosfor. Omezování koncentrací dusičnanů ve vodách nemá žádný (!)
zlepšující vliv na eutrofizační procesy. Naopak za nedostatku dusičnanů (N-NO3
< 0,5 mg/l) se ze sedimentů snadno uvolňuje velké množství fosforu, které je
pak k dispozici pro růst řas a sinic, např. [78, 79]. To je třeba mít na paměti i při
hodnocení vlivu čistíren odpadních vod na eutrofizaci vod ke koupání. Současná
praxe se totiž stále nemůže vymanit ze zajetí falešné, ale dotačními tituly zafixované představy, že sloučeniny dusíku, zejména N-NO3, v našich vodách způsobují rozvoj eutrofizace, včetně růstu sinicových vodních květů.
Často se uvádí, že pokud je molární poměr N : P menší než 16 : 1 (tzv. Redfieldův poměr), stává se limitující živinou také dusík. Tato poučka byla již mnohokrát zcela chybně aplikována. Platí totiž pouze v případě, že koncentrace celkového dusíku (!) je velmi, velmi nízká, zhruba pod 0,40 mg/l [80].
Důležité je, jaká koncentrace fosforu už dokáže limitovat růst sinic. Tato otázka
je v teoretické rovině poměrně složitá, protože vyžaduje věnovat pozornost několika hlavním faktorů, které dokážou limitovat rozvoj sinic: světlo – teplota –
fosfor a popřípadě dalším faktorům prostředí. V praktické rovině lze odpovědět
tak, že fosfor začíná limitovat rozvoj fytoplanktonu obecně v koncentraci zhruba
kolem 0,05 až 0,10 mg/l. To znamená, že za těchto podmínek společenstvo fytoplanktonu reaguje na přidání fosforu zvýšením tvorby biomasy. Za ještě přijatelnou se obecně považuje koncentrace fosforu 0,035 mg/l, která je hranicí
mezotrofie, ovšem za žádoucí je poměrně přísně považována i hodnota blízká
0,015 mg/l [81], odpovídající hranici oligotrofie. Praxe ukazuje, že v našich podmínkách je kritickou hranicí koncentrace blízká 0,020 mg/l. Nad touto hranicí můžeme očekávat takový rozvoj sinic, který už může komplikovat rekreační
využívání dané lokality. Pod touto hranicí ovšem schopnost sinic vytvářet zvýšenou biomasu prudce klesá. Uvedená hranice je velmi nízká, ale je třeba mít na
zřeteli, že sinice jsou stratégové pomalého růstu, takže jejich biomasa roste
55
dlouho, a tak jsou schopny využívat dlouhodobě i nízká množství dostupného fosforu, např. fosforu recyklovaného vylučováním ryb. Tak nízké množství „biodostupného“ fosforu (obvykle jako fosfátový fosfor P-PO4) je už mimo dosah
běžných analýz. Z uvedeného je patrné, že pokud se chceme dozvědět něco užitečného o fosforu ve vodách ke koupání, musí (!) analytické metody pro stanovení fosforu s rezervou dosahovat meze stanovitelnosti 0,010 mg/l. Jinak je
stanovení fosforu pouze plýtváním finančními prostředky.
Zároveň je třeba počítat s tím, že inokulum sinic v bahně je silné, a tak jejich
růst ve vodním sloupci nezačíná od nuly, ale obvykle už v úrovni poměrně husté
populace – a tak může snadno vznikat výsledná biomasa ve vysokém množství.
Pohled na zlepšování koupacích vod se často nesprávně zužuje na „boj proti
sinicím“, což je principiálně nesprávné. Je sice pravda, že pouze sinice mají
schopnost produkovat toxické látky negativně působící na lidské zdraví, ovšem
sinice i řasy také při asimilaci odčerpávají z vody oxid uhličitý (CO2), čímž vychylují acidobazickou rovnováhu do alkalické oblasti, tj. zvyšují pH vody. Za
přijatelnou ke koupání se považuje hodnota pH do 9,0. V silně eutrofních vodách ale nacházíme pH 10–11 (!). Pokud bychom tedy zaměřili své úsilí pouze
na likvidaci sinic – a byli v zásahu úspěšní – logicky bude následovat rychlý
rozvoj jiné skupiny fytoplanktonu (protože zásoba fosforu zde zůstala), který
může snadno zvýšit hodnotu pH vody výše, než původní pomalu rostoucí populace sinic. Výsledkem takového zásahu by tedy sice byl ústup sinic, ale voda
by zůstala ke koupání nevhodná. Z toho plyne, že cílem protieutrofizačních
opatření musí být celkové snížení úživnosti (trofie), tedy omezení dostupnosti fosforu pro růst fytoplanktonu.
Možností, jak zasahovat ve prospěch kvality vod ke koupání, je dnes k dispozici
v teoretické rovině celá řada, ovšem v praxi lze zatím doporučit pouze několik.
Obecně lze opatření rozdělit na dvě skupiny: (i) snížení dostupnosti fosforu a (ii)
přímý zásah proti sinicové populaci.
Primárně je nezbytné řešit problém ad (i) a teprve v případě, že obsah fosforu ve
vodě v koupacím místě dostatečně poklesl, lze sáhnout po opatřeních ad (ii). Jinak reálně hrozí situace popsaná výše (zvýšení pH).
Hned na počátku je třeba uvést několik naprosto zásadních podmínek pro úspěšnost jakéhokoli projektu zlepšování kvality vody:
• Investor každého projektu musí jednoznačně deklarovat, co je dominantním účelem projektu (např. rekreace x chov ryb).
• Každý projekt musí (!) mít svého odborného (!) garanta, jenž při návrhu
opatření musí mít hlavní slovo, ale zároveň nese také zodpovědnost za
úspěšnost akce a musí vytvořit jak znění projektu, tak jeho vyhodnocení
v podobě, která může být poskytnuta k oponentnímu posouzení a předložena odborné veřejnosti. Odborný garant musí též stanovit jasné cíle v termínech průhlednosti vody, biomasy fytoplanktonu, koncentrace fosforu.
56
• Monitoring kvality vody, sedimentu a biocenózy je hlavní součástí projektu a nelze na něm tzv. „ušetřit“, jak se v současnosti často stává. Pak
nelze ani posoudit, zda projekt je navržen správně, ani korigovat průběh
projektu (důležité!) a ani provést jeho seriózní vyhodnocení.
V dalším textu budou používány místy neurčité (ne přesně kvantifikované) výrazy. Je to proto, že spektrum konkrétních místních podmínek je velmi široké
(rybníky, lomy, přehrady, řeky...) a nelze v rámci jedné příručky postulovat univerzálně platná a zároveň dostatečně podrobná doporučení. Přesná formulace
problému konkrétní lokality a specifikace jejího řešení je úlohou odborného
garanta projektu, jehož roli nemůže žádná příručka nahradit.
Opatření založená na snížení dostupnosti fosforu
Dostupnost fosforu je třeba zvládat primárně na úrovni vstupu fosforu do daného systému nádrže, ovšem paralelně je třeba pracovat na ovlivnění vnitřního
koloběhu fosforu – jednak proto, že tato cesta vede k rychlejší odezvě nádrže na
opatření na přítoku, a jednak proto, že u mělkých nádrží už nevhodně strukturovaný vnitřní koloběh fosforu sám dokáže „uživit“ značnou biomasu fytoplanktonu, zvláště sinic.
Přísun fosforu do nádrže je prvním bodem, kterému musí být věnována pozornost. Přitom důležitá je nejen koncentrace fosforu v přitékající vodě, ale
také průtok vody. Tyto dva parametry určují přísun fosforu do dané nádrže (kg
či tuny za rok), přičemž pro úživnost nádrže je určující tzv. specifické zatížení
fosforem (g/m2.rok), jež se hodnotí obvykle v souvislosti s hloubkou nádrže
a hlavně s tzv. teoretickou dobou zdržení vody, která bývá vyjadřována jako počet dní potřebných k úplné výměně vody v nádrži. Z uvedeného je zřejmé, že
můžeme regulovat přísun fosforu do nádrže (rybníka) buď snižováním koncentrací fosforu v přitékající vodě, nebo omezením přítoku vody.
Snížení koncentrace fosforu ve vodě přitékající do nádrže lze docílit obvykle
především ošetřením bodových zdrojů, tedy odpadních vod z měst a obcí. Pozornost je třeba věnovat zemědělství, zejména velkochovům, popř. erozním oblastem, ale také rybníkům využívaným pro chov ryb, které mohou být velmi
významným zdrojem fosforu v letních měsících. Doplňujícími opatřeními s podpůrným významem jsou např. nehnojené pásy vegetace oddělující obhospodařované pozemky od vodotečí, revitalizace drobných vodních toků, zřizování mokřadů či budování přednádrží. Důležité je postupovat podle podrobně zpracované bilanční studie, která zhodnotí jednotlivé zdroje fosforu a vyčíslí možné
přínosy jednotlivých opatření.
Omezení průtoku vody v přítoku do nádrže může být velice účinná metoda, jak
snížit vstup fosforu. Tento způsob ovšem vyžaduje vybudování obtoku. Bohužel
se v praxi setkáváme s tím, že u tzv. revitalizovaných (tj. z prostředků na revi57
talizaci odbahněných) rybníků nebylo obtokové koryto vybudováno, takže je
rybník stále bohatě zásobován živinami i erozním materiálem z povodí, a tudíž
ke zlepšení kvality vody nedochází.
Pokud nedokážeme snížit přísun fosforu do nádrže na přijatelnou úroveň, šance
na zvládnutí rozvoje sinic (a řas) jsou minimální. Jedinou alternativou mohou
být v některých případech (málo průtočné nádrže) kombinovaná opatření na
nádrži i jejím přítoku (viz dále), která ovšem musí být dobře navržena a trvale
prováděna, protože jinak se systém rychle vrátí zpět k bohatému fytoplanktonu
se sinicemi. Nákladnost takových opatření je zřejmá. Protože řada lokalit může
být „neřešitelných“ ve smyslu dosažení potřebného efektu za přijatelnou cenu,
je naprosto nutné zpracovat vždy nejprve živinovou bilanci dané nádrže ústící
v rozvahu, zda vytčených cílů lze vůbec dosáhnout. K nádržím „neřešitelným“
běžnými prostředky patří zejména velmi průtočné nádrže na fosforem bohatém
přítoku (např. České údolí v Plzni, Skalka u Chebu, Brněnská nádrž a mnohé
další).
Koloběh fosforu uvnitř nádrže nabývá na významu u nádrží s pomalou obměnou vody (doba zdržení alespoň několik měsíců). Hlavními články koloběhu
fosforu jsou: (i) rybí obsádka, (ii) sediment a (iii) vodní rostliny. Podle toho, jakou roli hraje každý z uvedených článků, může se ekosystém mělké nádrže nacházet ve stavu pelagickém (silná rybí obsádka, sediment nezadržuje aktivně
fosfor a vodní vegetace je potlačena nebo chybí), anebo ve stavu litorálním (rybí
obsádka je řídká s dominancí dravců, bahno zadržuje fosfor a vodní rostliny vytvářejí bohaté porosty). Cílem je dosáhnout litorálního stavu vodního ekosystému, který se vyznačuje minimem sinic a čirou vodou vhodnou ke koupání. Zároveň je nutné regulovat rozvoj vodních rostlin, aby byl dostatek prostoru pro plavce.
Zásahy do vnitřního koloběhu fosforu: (i) redukce rybí obsádky, která dokáže
fosfor účinně recyklovat (odlovy, vysazování dravců, likvidace jiker), (ii) ošetření bahna k posílení jeho schopnosti vázat fosfor (viz dále) a (iii) kultivace
rozmanité, zejména ponořené vodní vegetace. Systém zásahů musí být vyvážený
a dobře připravený, jinak nebude mít očekávaný přínos. Úspěšným příkladem
může být projekt na Boleveckém rybníku v Plzni [82, 84].
Řešení přísunu fosforu aplikací látek do přítoku či nádrže lze v řadě případů
považovat za oprávněné. Jde nejčastěji o látky na bázi hliníku či železa, které se
vyznačují tím, že vážou fosfor do nerozpustných sloučenin – fosfor je uložen do
sedimentu a není k dispozici biocenóze (např. pro rozvoj sinic). Omezujícím
faktorem za běžných podmínek není ani tak negativní vliv na necílové složky
daného ekosystému (např. toxicita pro ryby), ale pro látky na bázi železa je
to nedostatek kyslíku u dna a pro sloučeniny hliníku je to hodnota pH. Za
anoxie doprovázené nedostatkem dusičnanu se sloučeniny železa redukují a rozpouštějí, přičemž uvolňují i navázaný fosfor. Sraženiny hliníku se rozpouštějí při
58
pH mimo rozmezí přibližně 6–8, kdy se nejen uvolňuje navázaný fosfor, ale do
vody vstupují také poměrně toxické sloučeniny hliníku. Nerespektování uvedených podmínek má za následek nízkou účinnost zásahu (tj. neefektivně vynaložené finanční prostředky) a v případě hliníku také toxicitu pro vodní organismy. Přitom dodržení těchto podmínek není tak docela snadné, jak by se
mohlo zdát, a v případě silně eutrofních rybníků je to dokonce v zásadě nemožné – nevyhovuje často žádný z běžných koagulantů.
Za oprávněné můžeme považovat dávkování do přítoku zejména u nádrží s dlouhou dobou zdržení vody (cca 1 rok), kde jsme schopni ošetřit většinu přitékajícího množství (cca 90 %) a kde i další faktory naznačují, že aplikace bude
úspěšná (pH, kyslíkový režim a další). Tyto případy jsou známy z Německa (vodárenská přehrada Wahnbach, jezero Tegel) a také z Anglie (vodárenské nádrže,
kam je většina vody čerpána z jiného povodí, tzv. „pump storage reservoirs“).
U průtočných nádrží nebývá přítok ošetřován, protože by náklady vysoko převýšily možný přínos. V České republice nebyly aplikace koagulantů do přítoku
zatím nikde realizovány, přestože byly zvažovány například v případě nádrže
Jordán v Táboře, na Máchově jezeře a zcela nevhodně i na Brněnské nádrži.
Aplikace látek odstraňujících fosfor z vody přímo do nádrže může být přínosná
především tam, kde byl přísun fosforu z povodí již vyřešen a je třeba dostat pod
kontrolu fosfor ve vnitřním koloběhu. Úspěšným příkladem u nás je projekt na
Boleveckém rybníku v Plzni. Často bývají tyto látky ale používány bez
zvládnutí vnějších zdrojů fosforu – pak je ovšem účinnost takových aplikací
velmi krátko-dobá (nádrž Plumlov) nebo obecně málo efektivní (Máchovo jezero).
Řešení problémů se sedimentem je třeba věnovat zvláštní pozornost. Zásadním
sdělením je, že ve většině případů není nutné bahno těžit (pokud fyzicky nevadí provozu nádrže). „Odbahnění“ je razantním a zdánlivě definitivním řešením, na něž slyší i strážci finančních prostředků z různých fondů a jež je silně
podporováno i lobby dodavatelů těchto činností. Ve skutečnosti je to postup velmi drahý, který sám o sobě není naprosto žádnou zárukou následného zlepšení
kvality vody (známý je případ rybníka Vajgar u Jindřichova Hradce a aktuálně
i nádrže Džbán v Praze). Ve srovnání s těžbou jsou všechny způsoby ošetření
usazenin výrazně lacinější.
Ošetření sedimentů má smysl tam, kde je vyřešen vnější vstup fosforu. Dnes
lze vybírat z mnoha možností, poměrně podrobné přehledy nabízejí publikace
uvedené na konci tohoto textu [83]. Důležité je, že kromě aplikace Al koagulantu PAX (polyaluminiumchlorid) na několika lokalitách (Bolevecký rybník,
Máchovo jezero, Plumlov, Malá laguna Pasohlávky a několik lomů) a aplikace
chloridu železnatého (FeCl2) na Boleveckém rybníku nejsou zatím u nás k dispozici zkušenosti s jiným než testovacím použitím dalších prostředků. Oxidace
povrchové vrstvy bahna zlepšuje kyslíkový režim u dna a výrazně zvyšuje schop-
59
nost železa vázat pevně fosfor. Tato metoda je ovšem buď poměrně náročná
technicky, protože bez vmíchání prostředku pod povrch sedimentu je jeho účinnost nízká (dusičnan vápenatý Ca(NO3)2, různé probiotické preparáty), nebo
u razantních chemických činidel jsou obavy z možných vlivů na biocenózu
(škeble). Proto – přestože jde o ošetření potenciálně velmi přínosné v řadě
lokalit – u nás zatím nebyly publikovány výsledky z jiných než pokusných aplikací. Překrytí povrchu bahna inertním materiálem je málo účinné a vyžaduje
obrovské množství tohoto materiálu (písek, stavební drť, >> 100 tun na hektar).
K aplikaci aktivovaného bentonitu v různých podobách, jenž je jinak velmi vhodným materiálem, je třeba mít alespoň 20 tun suchého prášku na 1 hektar dna
(+ nutnost rozplavení). To je sice řádově menší množství, ale pořád je praktická
realizace poměrně obtížná.
Aplikace Al koagulantu v množství kolem 10 g/m2 lze z praktického hlediska
považovat dnes za základní, málo rizikovou a technicky dobře schůdnou variantu ošetření bahna všude tam, kde se hodnota pH u dna pohybuje stabilně
blízko 7,0. To je případ většiny údolních nádrží a hlubších rybníků, lomů a pískoven. Nevýhodou u mělkých nádrží je – kromě nejistoty pH – snadný přesun
sraženiny vlnami. Ten lze zpomalit částečným zapravením sraženiny do sedimentu (víření bahna při aplikaci). Po transportu končí sraženina na nejhlubších
partiích dna, které jsou ovšem z pohledu uvolňování fosforu nejrizikovější – přesun tedy znamená posílení účinku aplikace v místě, kde je to nejvíce potřeba.
Vrstva Al sraženiny na dně je aktivní ještě poměrně dlouho po aplikaci (zhruba
měsíce) a omezuje aktivně přestup fosforu z hlubších vrstev bahna do vodního
sloupce [82, 84]. Protože přestup fosforu z bahna do vody je otázkou mnoha pomalu se ustavujících rovnováh, obvykle nestačí pouze jediná aplikace k dosažení
dlouhodobého efektu. Lze říci, že čím je nádrž mělčí, tím přínosnější je víckrát
opakovaná malá dávka oproti velké dávce jednorázové.
O každém ošetření sedimentů platí, že musí být navrženo po podrobném průzkumu situace v dané lokalitě (včetně laboratorních testů) a musí být odborně
garantováno subjektem se zkušeností v oboru.
Přímý zásah proti populaci sinic
Dnes je k dispozici v teoretické rovině velmi široké spektrum prostředků, které
buď sinice přímo likvidují (tzv. cyanocidy), nebo více či méně omezují jejich
růst, a to buď přímým působením na buňky sinic (tzv. cyanostatika), nebo změnou vlastností jejich prostředí (destratifikace, tedy porušení teplotního vrstvení
promícháváním vodního sloupce). Podrobný výčet a popis je obsažen v publikacích uvedených v literatuře, zde je uveden pouze stručný přehled.
Prostředky proti sinicím můžeme rozdělit na chemické (přehledně např. [86])
a nechemické (podrobně [87]).
60
Chemické prostředky jsou jednak koagulanty na bázi železa a hliníku, které
sinice odstraňují mechanicky z vodního sloupce na dno, dále rozmanité výluhy
z rostlinného materiálu (např. z ječné slámy), různé typy přírodních či modifikovaných huminových látek, ftalocyaniny, různé herbicidy (například známý
Roundup), peroxid vodíku, ozon, dříve byl zmiňován i manganistan draselný,
dosud se ve světě (Austrálie) stále ještě používá klasicky modrá skalice (CuSO4)
a u nás rybníkáři někdy sahají po mědi vázané organicky (kuprikol). Z uvedených látek lze za perspektivní považovat technologie užívající peroxid vodíku
a produkty jeho rozpadu, popřípadě aplikaci ozonu. Na tyto látky jsou sinice
podstatně citlivější než ostatní plankton, ovšem jsou to látky, s nimiž je obtížná
manipulace a kde při aplikaci hrozí snadné lokální předávkování s fatálními
následky pro zasaženou část biocenózy. V praxi byl u nás na několika koupalištích úspěšně odzkoušen systém s využitím ječné slámy: přitékající voda procházela „zapracovanými“ balíky slámy (zbytek vody tekl obtokem) a v koupališti samotném pomáhaly s kvalitou vody perloočky, které filtrací čiřily vodu
ke koupání.
V praktické rovině jsou u nás ovšem zkušenosti (doprovázené publikací výsledků) převážně s aplikací Al koagulantů (síran hlinitý, PAX), které ve svých
vločkách zachytí buňky a kolonie sinic i většiny ostatního fytoplanktonu a společně odsedimentují ke dnu. Problém může být se stanovením dostatečně vysoké
dávky koagulantu, protože některé sinice (kolonie, vlákna) jsou proti pevnému
zabudování do vločky koagulantu různě (hodně) odolné. Úspěšnost aplikace zaměřené proti sinicím závisí také na hloubce nádrže. U mělkých, kde sinice po
vyčiření vody dosednou na osvětlené dno, existuje větší riziko, že se sinice během několika dnů po aplikaci z vloček uvolní zpět do vodního sloupce, zvláště
pokud dojde k resuspenzi vloček vlnami. Málo účinné ošetření může naopak
z vodního sloupce odstranit sinicím konkurující skupiny fytoplanktonu, neboť
jsou Al koagulantem lépe zachytitelné – sinice pak mají volné pole působnosti.
Jejich další vývoj pak závisí na tom, jak úspěšně se podařilo odstranit z vodního
sloupce fosfor – pokud efektivně, lze očekávat další růst sinic jen pomalý až
žádný.
Mezi nechemické prostředky lze počítat ošetření ultrazvukem, který ale špatně snášejí ryby, takže jej obecně nelze doporučit, dále elektrolýzu, elektrokoagulaci, elektroporaci a řadu dalších fyzikálních metod, které byly původně
uplatněny v čištění odpadních vod nebo ve vodárenství a nyní je snaha „vyzkoušet je na sinice“. Z prostorů laboratoří se k praktickému použití zatím posunula elektrokoagulace (aplikace na Stříbrném rybníku u Hradce Králové, výsledky nepublikovány, ale zřejmě jde alespoň o částečný úspěch) a elektrolýza –
ta patrně poněkud předčasně. Metoda elektrolýzy byla v plném měřítku uplatněna v roce 2008 na nádrži Mšeno a v roce 2009 byla testována na nádrži Klabava u Plzně. Principem je kombinací elektrického proudu a dávkování přísad
chloridu sodného (NaCl) vytvořit směs látek, které poškozují buňky sinic. Tyto
61
látky jsou obtížně specifikovatelnou směsí – patrně jde o různé radikály, ionty,
formy chloru, Al3+, peroxid vodíku, ozon a další. Z aplikační lodi jsou vmíchávány do vodního sloupce, kde patrně přetrvávají jen velmi krátce (minuty?),
přičemž dochází k vystavení sinic jejich vlivu. Buňky sinic jsou v různé míře
poškozovány. Metoda elektrolýzy je zatím ve stadiu testů v terénu s velmi proměnlivými výsledky, možná se v budoucnu v určitých případech (např. umělá
koupaliště) bude moci uplatnit větší měrou.
Zvláštní skupinou jsou metody jako flotace (mikrobublinná aerace vyflotuje
sinice na hladinu, kde jsou sbírány nornou stěnou či jinak) a destratifikace celého vodního sloupce například aerací (lze spojit s flotací). Flotace je postup
dobře propracovaný ve vodárenské praxi, v přírodních podmínkách byla tato
metoda užita zatím pouze v zahraničí. Uplatnit se může u nádrží nepříliš rozlehlých, aby bylo možné odstranit významnou část populace sinic. Prostá destratifikace, tedy promíchání celého vodního sloupce, byla využita ve světě v mnoha
lokalitách. Vliv destratifikací na společenstva fytoplanktonu je ovšem velmi nejednoznačný – ústup sinic typu Microcystis lze sice očekávat, ale obvyklá bývá
zároveň podpora buď jiných druhů sinic (např. afanizomenonu), nebo jiných
skupin fytoplanktonu (rozsivek, zelených řas), jejichž přítomnost je též pro vodárenské či rekreační využití dané nádrže nevhodná. Paušálně tedy destratifikaci doporučit rozhodně nelze. Využití může mít u mělkých, ale přesto stratifikovaných nádrží rybničního typu (viz dále).
Biologické metody – do biologických metod byly vkládány velké naděje, ale
v praxi není žádný z dosud testovaných způsobů využitelný. Pozornost byla
zaměřena na viry cyanofágy, jež dokážou za určitých a ne zcela prozkoumaných
podmínek zlikvidovat celou populaci sinic v nějaké nádrži. Později se staly
středem zájmu bakteriální kmeny schopné napadat sinice a rozkládat jejich buňky nebo alespoň sliz, kterým jsou spojeny. Příroda si ovšem nedá snadno poroučet, a tak se nezdá, že by tudy vedla cesta k omezení rozvoje sinic. Jisté naděje
byly také vkládány do různých druhů prvoků, nálevníků, vířníků a dalších organismů, jejichž některé druhy jsou schopné buňky sinic trávit, ovšem výsledky
z laboratorních podmínek nebylo možné přenést do přírodních lokalit. V našich
krajích rozhodně nelze uplatnit ani býložravé ryby, např. tolstolobika bílého
(Hypophthalmichthys molitrix), který se může sinicemi živit. Tyto ryby nejenže
rozvoj sinic omezit nedokážou, ale naopak svou životní aktivitou (trávení a vylučování) zvyšují obsah fosforu ve vodním sloupci (tzv. ichtyoeutrofizace), takže jsou jednoznačně rybami nevhodnými.
Jednotlivé typy vod ke koupání
Přehradní nádrže – lokální aplikace čehokoli jsou ve velkých nádržích obvykle nesmyslné, protože horizontální výměna látek ve stojatých vodách je velmi
rychlá. Účinná látka rychle zmizí a ošetřená voda je nahrazena jinou. Tedy:
62
chceme-li zlepšit kvalitu vody v koupacích místech, musíme zlepšit podmínky v celé nádrži. Naprosto dominantním úkolem se tak stává vyřešit přísun
fosforu z povodí. Větší naděje na zlepšení kvality vody je vždy v dolní části
nádrže, horní partie bývají obtížně řešitelné, protože jsou silně dotovány fosforem z přítoku. Aplikace Fe a Al koagulantů do přítoku by mohla mít smysl
pouze u nádrží s dobou zdržení cca 1 rok a delší. V nádrži má aplikace dalších
chemických látek či fyzikálních metod obecně smysl teprve po razantním snížení přísunu fosforu do nádrže, a to s cílem napomoci k rychlejšímu zlepšení
podmínek. Jinak sice dojde ke stresování sinic a fytoplanktonu vůbec, ovšem
obsah fosforu ve vodě zůstane dostatečně vysoký a krátce po aplikaci ovládne
vodní sloupec nějaký jiný druh fytoplanktonu negativně ovlivňující rekreační
využitelnost lokality. Navíc jakékoli ošetření celé nádrže (typicky nad 100 ha
plochy) je poměrně drahou záležitostí, a tak krátkodobý efekt není adekvátním
přínosem. V obtížně řešitelných případech může být alternativou oddělení rekreačních částí nádrže nepropustnou stěnou (hrází). V těchto „podnádržích“ pak
lze uplatnit poměrně snadno a úspěšně řadu opatření, navíc oddělující hráz může
sloužit také jako prostor pro rekreaci. Tento postup zatím u nás nebyl realizován,
protože oddělit stavebně dostatečně dimenzovanou sypanou hrází nějaký prostor
uvnitř stávající přehradní nádrže je velmi nákladné. Návrhy takového způsobu
řešení se zatím týkaly pouze nádrží České údolí u Plzně a Skalky u Chebu.
Písníky bývají velmi dobře disponovány k tomu mít dobrou kvalitu vody, zvláště pokud písky, a tedy také podzemní voda písníky napájející, obsahuje dostatek
iontů železa, které může aktivně vázat fosfor. Velmi záleží na tvaru a hloubce
dna a na rybí obsádce, tedy na způsobu rybářského obhospodařování. Pokud leží
alespoň třetina plochy dna v hloubce do 5 m, dokážou dno kolonizovat vyšší
vodní rostliny, hlouběji se mohou vyskytovat např. parožnatky. Zda dojde v písníku k rozvoji vodní vegetace, záleží na rybí obsádce. Jestliže je rybí obsádka
hustá, je dostupnost fosforu pro růst fytoplanktonu vysoká a průhlednost vody
sníží vegetační zákal, jenž nedovolí rozvoj ponořené vegetace. Naopak při nízké
rybí obsádce je fosforu ve vodě málo a perloočky nevyžírané fatálně rybami
dokážou velmi přispět svou filtrací k vyčiření vody a k vysoké průhlednosti, která umožní rozvoj ponořené vegetace. Vodní rostliny nejen vážou fosfor a přímo
aktivně působí proti sinicím, ale vytvářejí také prostor pro dravce (štika, okoun,
candát), kteří mohou udržet na uzdě rozvoj planktonožravých ryb. Vysazování
amura, k němuž mají rybáři silnou přirozenou tendenci, je s dobrou kvalitou
vody neslučitelné. Popsaná situace byla zkoumána např. v Ostrožské Nové Vsi
na Moravě [85]. Je vidět, že velmi často klíč ke kvalitě vody drží rybáři, proto je
třeba se otázkou rybářského hospodaření vždy zabývat.
V některých případech (podzemní voda s vyšším obsahem fosforu) může být
přínosné podpořit stav jinak dobře ekologicky disponovaného písníku aplikací
látek vázajících fosfor. Efekt takového zásahu může příznivě ovlivnit celou vegetační sezonu (Malá laguna, Pasohlávky).
63
Lomy se často vyznačují přirozeně nízkým obsahem fosforu, a tedy dobrou
kvalitou vody, kterou obvykle ohrožuje jednak dlouhodobý spad listí (rozklad na
dně a uvolňování fosforu do vody) a jednak vysazování ryb, zejména planktonožravých (plotice, ouklej apod.), které recyklují fosfor ve vodním sloupci
a umožňují tak existenci hustšího fytoplanktonu, včetně sinic. Nápravná opatření
spočívají v regulaci rybí obsádky (odstranění ryb, vysazení dravců) a v aplikaci
Al koagulantu, jenž vyváže fosfor z vodního sloupce a překryje aktivní vrstvou
povrch dna (podle podmínek síran hlinitý nebo PAX). Naděje na úspěch opatření bývá obecně vysoká, účinek dlouhodobý.
Koupaliště se zpevněnými břehy, popřípadě i dnem – obvykle se vyznačují
vysokou hustotou lidí, což může znamenat značný vnos fosforu (pot, moč). Tyto
lokality bývají místem „divokých“ aplikací čehokoli (modrá skalice, chlornan
sodný aj.), což znamená výrazné riziko zejména pro obojživelníky, kteří zde
mohou nalézat sezonní útočiště. Proto je třeba před takovými zákroky varovat.
Vodní květy sinic zde nebývají časté, spíše jde o vegetační zákaly řas. V případě
sinic je třeba pátrat po zdroji inokula (rybníky nad koupalištěm) a zvážit jiný
zdroj vody, popřípadě omezit přítok, když zdrojové lokality sinic „kvetou“. Pokud má koupaliště obtok (je boční nádrží), lze regulovat přítok vody. To je prostor pro snížení přísunu fosforu, pokud nelze zabránit vstupu tohoto prvku do
přítoku sanací zdrojů fosforu v povodí. Do přitékající vody pak lze navíc
dávkovat vhodný koagulant (např. na bázi Fe). Koupaliště na živinami chudém
přítoku (je třeba ověřit laboratorně) lze před rozvojem pomalu rostoucích sinic
tvořících vodní květy chránit naopak zvýšenou průtočností. Během zimního vypuštění lze inokulum sinic a vláknitých řas omezit postřikem peroxidu či manganistanu draselného (pozor na obojživelníky), pokud je to třeba. Koupaliště
tohoto typu jsou potenciálně vhodnými lokalitami pro uplatnění řady dalších
technologií: elektrokoagulace, elektrolýzy, aplikace peroxidu vodíku, ozonu.
Ale pozor – razantní aplikace poruší rovnováhu (byť jednoduchého a handicapovaného) ekosystému a ten se po ošetření může chovat neočekávaně (např.
zooplankton neplní svou funkci!). Prioritně je třeba zvážit prostou biomanipulaci: ryby rozhodně nevysazovat a naopak vysadit větší druh perlooček
(nejlépe Daphnia pulicaria), jež lze získat v běžném rybníku. Perloočky filtrací
odstraňují z vody veškeré částice. Časem se sice objeví řasy, které perloočky
filtrovat nedokážou (Pediastrum, Coelastrum), ale ty obvykle nevytvářejí velkou
biomasu a voda zůstává vhodná ke koupání. Tento postup lze ve fosforem bohaté lokalitě kombinovat s aplikací koagulantu, a to hned po jarním napuštění,
ještě před vysazením perlooček, protože perloočky koagulanty špatně snášejí.
Podmínkou úspěšnosti je nízká průtočnost koupaliště. Pro každou lokalitu samozřejmě bude potřeba zvážit místní specifika a upravit projekt podle nich.
Rybníky se moc často dobrou kvalitou vody nevyznačují, protože buď leží na
živinami bohatém přítoku, nebo jsou poměrně intenzivně rybářsky obhospodařovány. Součástí sinicových vodních květů mohou být i méně obvyklé sinice,
64
např. Gloeotrichia echinulata. Tam, kde je hladina ve větší míře vystavena větru, často nalézáme sinice, které sice netvoří typické vodní květy, ale silné vegetační zákaly (rody Pseudanabaena, Planktothrix, Aphanizomenon aj.). U rybníků je třeba počítat jednak s výraznými změnami kvality vody v průběhu
vegetační sezony a jednak s velkou meziroční variabilitou. Tak se stává, že
i rybníky s obecně velmi dobrou kvalitou vody mají vodu každoročně nebo
alespoň jednou za více let po část letní sezony nevhodnou ke koupání (např.
Staňkovský rybník a Hejtman u Chlumu u Třeboně, či Bezdrev a Svět u Třeboně). Je také třeba mít na paměti, že každý rybník je jiný a jinak se bude chovat
i při realizaci opatření vedoucích ke snížení úživnosti a výskytu sinic.
Hledání možností, jak zlepšit kvalitu vody, musí začít řešením přísunu fosforu
přítokem – nejlepší je vybavit rybník obtokem a průtok vody rybníkem regulovat (možnost dávkování látek do přítoku). Pokud se přísun nevyřeší, jsou další
opatření v zásadě marná, protože i kdyby se podařilo nějakým opatřením selektivně zahubit sinice v rybníce, přítomného fosforu se chopí rychle jiné typy
fytoplanktonu za vzniku vegetačního zákalu (průhlednost kolem 0,5 m, biomasa
silně > 50 µg/l chlorofylu-a) a zvýšených hodnot pH, takže voda nebude ke
koupání opět vhodná.
Po vyřešení přísunu fosforu je nezbytné zvládnout vnitřní koloběh fosforu postupem rámcově naznačeným výše: regulace rybí obsádky, ošetření bahna (někdy může být nutná jeho oxidace) a podpora vodní vegetace. Při tom nemusí být
úplně vyloučeno rybářské obhospodařování, pouze musí být buď na několik let
přerušeno, nebo silně modifikováno, což platí i pro „pozásahové“ období. Rozhodně je ovšem třeba eliminovat hnojení a nejlépe i krmení ryb, protože intenzivnější chov ryb s sebou obecně přináší významný vnos fosforu. Situaci
obvykle silně komplikuje absence dusičnanového dusíku (N-NO3) v letních měsících, která provokuje masivní přestup fosforu z bahna do vody. V této souvislosti se může velmi osvědčit okysličování vody u dna, např. větrem poháněným čerpadlem promíchávajícím vodní sloupec [88], které udržuje u dna oxické
podmínky.
U dlouhodobě eutrofizovaných rybníků je ovšem obecně značně obtížné docílit
opět dobré kvality vody.
6.5 Datové zdroje a mapové znázornění
Širokou škálu problémů, která se váže k vodám ke koupání a je popsána v předchozích kapitolách, je nutné sumarizovat a vyhodnocovat tak, aby byly k dispozici vhodné a variabilní nástroje pro aktivní rozhodování o opatřeních.
Současné možnosti datových zdrojů a mapových podkladů pro tvorbu profilů
vod ke koupání jsou následující:
65
Hydroekologický informační systém včetně DIBAVOD3 [91] bude tvořit základní pilíř zdrojových dat pro analýzy a vytváření mapových kompozic pro
tvorbu profilů vod ke koupání. Jde především o vodní toky a hydrologická povodí, Souhrnnou vodní bilanci a Registr komunálních zdrojů znečištění, Vodoprávní evidenci (vodoprávní rozhodnutí) [89] a PRVKÚK4 z Ministerstva zemědělství. U neevidovaných (neměřených) zdrojů znečištění se bude nutné při
kvantifikaci znečištění uchýlit k odhadům pomocí biologických ekvivalentů, či
jiných charakteristických hodnot. Zdrojem údajů o počtu obyvatel jednotlivých
obcí je Český statistický úřad. Katastrální úřad poskytne údaje o počtu rekreačních objektů a o charakteru ploch (lesy, orná půda atd.), popřípadě budou využity podklady CORINE [90] nebo ZABAGED®.
Hydrologické charakteristiky vod ke koupání jsou k dispozici na ČHMÚ, nebo
je bude nutné odhadnout z průměrného specifického odtoku a plochy povodí.
Základním principem je v maximální možné míře využívat současné aktualizované databáze a terénní průzkum využívat k jejich ověření a doplnění. Jedním
z toků informací se může stát systém hodnocení jakosti vody v nádržích, který je
provozován u s. p. Povodí na určitých nádržích (je k dispozici na jejich internetových stránkách). Poskytuje soubory dat o dynamických a statických veličinách v nádržích. Například koeficient obměny vody v nádrži je důležitým faktorem hodnocení velkých nádrží a může podstatně přispět k správnému hodnocení
stavu v nádrži. Tyto informace budou ale k dispozici jen u velkých nádrží.
Přestože aspektů, které mohou ovlivňovat vody ke koupání, může být obecně
velmi mnoho, důležitá je jednoduchost a srozumitelnost postupů. Profily vod ke
koupání bude možné v průběhu jejich aktualizací rozšiřovat a racionalizovat.
Měly by být otevřeným systémem, který bude dobrým pomocníkem, nikoliv
zbytečnou administrativou.
Protože současně je ale nutné zajistit, aby systém poskytoval výstupy porovnatelné s ostatními státy, bude nutné zavést filtr, kterým budou vybrány informace
3
DIBAVOD (Digitální báze vodohospodářských dat) je označení tematické vodohospodářské
nadstavby ZABAGED®. Je to referenční geografická databáze vytvořená primárně
z odpovídajících vrstev ZABAGED® a cílově určená pro tvorbu tematických kartografických
výstupů s vodohospodářskou tematikou a tematikou ochrany vod nad Základní mapou ČR
1 : 10 000. ZABAGED® je digitální topografický model území ČR odvozený ze Základní
mapy České republiky 1 : 10 000.
4
Plány rozvoje vodovodů a kanalizací území krajů (PRVKÚK) jsou základním prvkem
plánování v oboru vodovodů a kanalizací. Obsahují mimo jiné koncepci odkanalizování
a čištění odpadních vod v daném územním celku. Obsahují identifikační, demografické
a bilanční údaje, technická a ekonomická řešení pro 17 166 obcí a místních částí obcí České
republiky. Schváleny byly zastupitelstvy jednotlivých krajů v období září 2004 až květen
2005. PRVKÚK jsou umístěny na internetových stránkách jednotlivých krajských úřadů, kde
jsou k dispozici popisy (karty) měst, obcí a popř. jejich částí. Dále jsou většinou k dispozici
na mapových serverech krajských úřadů i grafické části PRVKÚK.
66
požadované pro reporting a vyhodnoceny pomocí společných evropských postupů. Je také nezbytné, aby profil vod ke koupání obsahoval všechny informace
požadované reportingem podle nových požadavků [17]. Ty jsou stanoveny v reportovacích šablonách pro tyto oblasti: identifikace vod ke koupání (včetně vodního útvaru), základní informace o vodách ke koupání, informace o monitoringu
v koupací sezoně, informace o výjimečných situacích, které měly vliv na vody
ke koupání, informace o krátkodobém znečištění a celkové vyhodnocení monitoringu.
Velmi často nebudou vody ke koupání totožné s vodními útvary – vody ke
koupání bude možné ztotožnit s vodními útvary jen v případech velkých nádrží,
které jsou vymezeny jako útvary stojatých povrchových vod (Lipno, Orlík, Slapy atp.). Pak je nutné identifikovat vodu ke koupání identifikátorem a názvem
nádrže, popř. identifikátorem a názvem úseku toku. Koupaliště ve volné přírodě
a povrchové vody využívané ke koupání byly dosud v mapách znázorněny
bodově (vícenásobné body). Profil vod ke koupání by pak měl být vymezen jako
plocha (polygon), ve které se uplatňuje jeho ovlivnění. Vody ke koupání budou
mít v mapách vymezeny nejen přesnou polohu místa odběru kontrolních vzorků,
ale také dva plošné útvary, přičemž jeden vymezí území s možností ovlivnění
vody ke koupání z mikrobiologického hlediska a druhý vymezí území s možností omezení přísunu fosforu, a tím i rizika rozvoje sinic.
7 Možnosti podpory opatření
Nejdůležitější možnosti podpory opatření, které se projeví zlepšením jakosti vod
ke koupání, jsou v současné době v působnosti Ministerstva životního prostředí
a Ministerstva zemědělství.
V oblasti působnosti Ministerstva životního prostředí je realizován operační program Životní prostředí, který nabízí do roku 2013 čerpání finančních prostředků
z evropských fondů, konkrétně Fondu soudržnosti a Evropského fondu pro regionální rozvoj. Cílem operačního programu je ochrana a zlepšování kvality životního prostředí jako základního principu trvale udržitelného rozvoje. Operační
program Životní prostředí, který připravil Státní fond životního prostředí a Ministerstvo životního prostředí ve spolupráci s Evropskou komisí, přináší České
republice prostředky na podporu konkrétních projektů v sedmi oblastech; pro
opatření ke zlepšení jakosti vod ke koupání může sloužit oblast označená jako
prioritní osa 1.
Prioritní osa 1 – Dotace pro vodohospodářskou infrastrukturu a snižování
rizika povodní
Cílem podpory po této ose je zlepšit stav povrchových a podzemních vod, zlepšit jakost a dodávky pitné vody pro obyvatelstvo, snížit obsah nebezpečných látek ve vodách a snížit riziko povodní.
67
O dotaci mohou zažádat zejména obce a města. Přesný výčet subjektů, podmínky pro podání žádostí o dotace a podrobnější informace lze nalézt v Implementačním dokumentu [92].
Výše podpory má následující strukturu:
• dotace z Fondu soudržnosti do výše 85 % z celkových způsobilých veřejných výdajů projektu;
• dotace ze Státního fondu životního prostředí ČR do výše 5 % z celkových
způsobilých veřejných výdajů projektu;
• podmínkou je spolufinancování z veřejných zdrojů.
Opatření ke zlepšení jakosti vod ke koupání spadají hlavně do Oblasti podpory
1.1 – Snížení znečištění vod. Lze využít tyto typy podporovaných projektů:
Snížení znečištění z komunálních zdrojů
• Výstavba a intenzifikace čistíren odpadních vod v aglomeracích nad 2 000
ekvivalentních obyvatel (EO) a v aglomeracích pod 2 000 EO, které se
nacházejí v územích vyžadujících zvláštní ochranu.
• Výstavba a rekonstrukce kanalizací sloužících veřejné potřebě v aglomeracích nad 2 000 EO a v aglomeracích pod 2 000 EO v územích vyžadujících zvláštní ochranu.
Snížení znečištění z průmyslových zdrojů
• Technická opatření ke snížení vypouštění zvlášť nebezpečných látek z průmyslových zdrojů znečištění.
Snížení znečištění způsobujícího eutrofizaci
• Biologická a technická opatření na snížení eutrofizace povrchových vod,
včetně tvorby digitálních mapových podkladů v oblasti rizikovosti vnosu
látek způsobujících eutrofizaci vod.
Dotace a programy ve vodním hospodářství v působnosti Ministerstva zemědělství, které mohou rovněž přispět ke zlepšení jakosti vod ke koupání, jsou zaměřeny zejména na obor vodovodů a kanalizací, na obnovu, odbahnění a rekonstrukce rybníků a výstavbu vodních nádrží, na odstranění následků povodní na
státním vodohospodářském majetku, na ostatní opatření ve vodním hospodářství. Základní informace lze nalézt na adrese [93].
8 Závěr
Jak bylo uvedeno, zdravotní rizika, která přináší koupání v povrchových vodách,
jsou značná a je třeba je minimalizovat.
Do konce koupací sezony v roce 2015 mají být všechny vody ke koupání přinejmenším „přijatelné“ a mají být přijata taková reálná a přiměřená opatření,
která se považují za vhodná ke zvýšení počtu vod ke koupání, jež jsou klasi-
68
fikovány jako „výborné“ nebo „dobré“. Jedním z nástrojů k plnění těchto cílů
jsou profily vod ke koupání.
Profil vod ke koupání jako soubor informací by měl zajistit podklady pro návrhy
opatření ke zlepšení vod ke koupání – k tomu je nutná identifikace vod ke koupání, její klasifikace, další charakteristiky vod ke koupání, vymezení oblastí
vlivu znečištění, identifikace zdrojů znečištění, vyhodnocení rizikovosti zdrojů
znečištění a návrhy opatření.
Některé údaje z profilů vod ke koupání a mapové výstupy mohou být využívány
pro reporting EU podle nové směrnice o koupání a pro účast veřejnosti na vymezení vod ke koupání i pro její informovanost o těchto vodách.
Profily vod ke koupání budou obsahovat tyto části:
Identifikace vod ke koupání
• identifikační kód a název vody ke koupání,
• lokalizace hlavních monitorovacích bodů,
• identifikace skupiny vod ke koupání, které lze zahrnout do jednoho profilu,
• identifikace povodí a dílčích povodí,
• identifikace vodního útvaru,
• identifikace toku, nádrže,
• doplnění informací o kontaktech a kompetencích,
• aktualizace seznamu vod ke koupání, identifikace nových, popř. navrhovaných, vyřazení zrušených.
Identifikace budou platné dlouhodobě, případná aktualizace by měla být provedena nejpozději před zahájením koupací sezony.
Sezonní informace
• klasifikace podle nové směrnice,
• výjimečné situace (ve smyslu nové směrnice),
• krátkodobé znečištění (ve smyslu nové směrnice) a jeho příčiny,
• souhrnné hodnocení (podle novely vyhl. č. 135/2004 Sb.) s uvedením důvodů u hodnocení v kategoriích: zhoršená jakost vody, voda nevhodná ke
koupání, voda nebezpečná ke koupání,
• opatření, která mají zabránit, aby byli koupající se vystaveni znečištění –
aktuální zákazy koupání a varování před koupáním s uvedením data počátku a ukončení, návrhy na trvalé zákazy a trvalé varování před koupáním, zrušení vody ke koupání (vyškrtnutí ze seznamu).
Pro navrhování opatření ke zlepšení jakosti vod ke koupání a sledování jejich
účinku je nezbytné sledovat vývoj jakosti vody i výskyt krátkodobého znečištění
a výjimečných situací. Kromě toho povinnost aktualizovat profily vod ke koupání se váže na výsledky klasifikace podle nové směrnice.
69
Další charakteristiky a rizikovost znečištění, opatření k omezení rizika
znečištění
• hydrologické a geografické charakteristiky,
• příčiny vnitřního znečištění nádrže (vymezené vodní plochy), vymezení
vody ke koupání jako vodní plochy a doplňujících monitorovacích bodů,
• příčiny mikrobiálního znečištění z bodových zdrojů znečištění, difuzních
zdrojů znečištění; hodnocení rizikovosti tohoto znečištění, vymezení oblasti vlivu mikrobiálního znečištění a monitorovacích bodů,
• riziko pro rozvoj sinic (přísunu fosforu) z bodových zdrojů znečištění, difuzních zdrojů znečištění, vymezení oblasti vlivu pro přísun fosforu a monitorovacích bodů,
• opatření k omezení rizika znečištění: krátkodobá opatření (omezení činnosti, odvážení odpadních vod), dlouhodobá opatření (přepojení kanalizace, ukončení chovů), plánovaná opatření (v procesu plánování).
Vyhodnocení rizikovosti jednotlivých typů znečištění a vytipování rizikových
zdrojů znečištění bude vyžadovat vyhodnocení široké škály dat, terénní průzkum, průzkumný monitoring a odborný odhad; pro každou vodu ke koupání
bude značně individuální. Zdroje znečištění budou posuzovány v těchto skupinách:
Bodové
znečištění
(evidované)
Vypouštění komunálních odpadních vod z ČOV nebo kanalizací.
Difuzní
znečištění
Znečištění přímo na břehu (kempy, tábořiště, koupaliště,
odkanalizování toalet a sprch).
Vypouštění z průmyslových zdrojů znečištění.
Vypouštění z velkochovů hospodářských zvířat (evidované jako
bodové).
Vypouštění z obcí mimo evidenci – ČOV, kanalizace, obce bez
kanalizace, chatařské osady a zahrádkářské kolonie.
Skládky, úložiště hnoje a dalších zemědělských odpadů.
Hospodaření na rybnících v povodí (ryby, drůbež).
Eroze a erozní ohroženost pozemků v povodí.
Úroveň, způsob a časování hnojení pozemků, závlahy, dobytek na
pastvinách, atmosférická depozice, volně žijící zvířata.
Vnitřní
zdroje
znečištění
nádrže
Počet koupajících se.
Hospodaření na vlastní nádrži (ryby, drůbež).
Sedimenty v nádrži, změny doby zdržení, kolísání hladiny.
Vodní ptactvo (kolonie, trvalé hnízdění).
Hausbóty, lodní doprava.
70
Pro hodnocení rizikovosti jednotlivých typů znečištění lze využít obecné postupy, při kterých se zvažuje velikost vlivu (zdrojů znečištění) v relaci s pravděpodobností dopadu na jakost vody ke koupání. Hodnocení rizikovosti zdrojů
znečištění pro mikrobiální znečištění vody ke koupání a hodnocení rizikovosti
zdrojů znečištění pro rozvoj sinic bude odlišné; může ale vyústit ve společná
opatření. V našich podmínkách leží hlavní problém jakosti vod ke koupání v riziku rozvoje sinic, proto bude nutné na něj zaměřit pozornost zejména u nejvíce
postižených lokalit. To znamená věnovat se živinovému režimu postižených
koupacích míst a jejich povodí, především látkové bilanci fosforu jakožto jediného prvku schopného v našich podmínkách limitovat rozvoj sinic. Bez vyřešení
otázky dostupnosti fosforu je úspěšnost jakýchkoli opatření proti sinicím apriori
pochybná. Realizace opatření ve prospěch jakosti vody může být prováděna
pouze na základě odborně zpracovaného projektu a musí být doprovázena podrobným monitoringem kvality vody. Kriticky je třeba posuzovat zejména návrhy na odbahnění a také rybářské hospodaření. Realizace opatření bude sledována a zaznamenávána.
Data pro sestavení profilů vod ke koupání budou shromažďována v otevřené databázi v gisovém prostředí, mapové znázornění bude provedeno na podrobných
mapových podkladech (1 : 10 000) s využitím evidence toků DIBAVOD. Voda
ke koupání bude znázorněna jako vodní plocha, dále bude vymezena oblast
vlivu mikrobiálního znečištění a oblast vlivu rizika sinic, u obou oblastí vlivu
bude vyznačeno bodové a difuzní znečištění s vysokým a extrémním rizikem
pro vodu ke koupání. Vyznačeny budou hlavní monitorovací body s označením
výsledků hodnocení a lokalizace dalších monitorovacích bodů.
Problém může nastat v tom, že potřebné informace mají k dispozici různé instituce a orgány a toky dat nejsou dostatečně legislativně zajištěny, naplňování
daty bude vyžadovat jejich spolupráci a trvalé zapojení. Rovněž zapojení veřejnosti při tvorbě profilů vod ke koupání bude žádoucí.
Informace z profilů vod ke koupání budou k dispozici pro tvorbu programů
opatření podle § 34 vodního zákona, pro plánování i pro rozhodování vodoprávních úřadů.
71
9 Literatura
[1] Směrnice Rady 76/160/EHS o jakosti vod pro koupání ze dne 8. prosince 1975, ve znění
dodatků.
[2] Směrnice Evropského parlamentu a Rady 2006/7/ES ze dne 15. února 2006 o řízení jakosti vod ke koupání a o zrušení směrnice 76/160/EHS (nová směrnice).
[3] Směrnice 2000/60/ES Evropského parlamentu a Rady z 23. října 2000 ustavující rámec
pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky (Rámcová směrnice).
[4] Zákon č. 254/2001 Sb., o vodách a o změně některých zákonů (vodní zákon), ve znění
pozdějších předpisů.
[5] Zákon č. 258/2000 Sb., o ochraně veřejného zdraví a o změně některých souvisejících
zákonů, ve znění pozdějších předpisů.
[6] Vyhláška Ministerstva zdravotnictví č. 159/2003 Sb., kterou se stanoví povrchové vody
využívané ke koupání osob, ve znění vyhlášky č. 168/2006 Sb., jejíž příloha byla novelizována vyhláškou č. 152/2008 Sb.
[7] Vyhláška č. 135/2004 Sb., kterou se stanoví hygienické požadavky na koupaliště, sauny
a hygienické limity venkovních hracích ploch.
[8] Nařízení vlády č. 61/2003 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, ve znění nařízení vlády č. 229/2007 Sb.
[9] Vyhláška č. 391/2004 Sb., o rozsahu údajů v evidencích stavu povrchových a podzemních
vod a o způsobu zpracování, ukládání a předávání těchto údajů do informačních systémů
veřejné správy.
[10] Metodický pokyn odboru ochrany vod Ministerstva životního prostředí a odboru vodohospodářské politiky Ministerstva zemědělství pro monitorování vod z roku 2006, příloha –
vodní útvary, http://www.mzp.cz/cz/metodicky_pokyn_monitorovani_vod.
[11] Plány oblastí povodí, uveřejněné na stránkách správců povodí:
http://www.pla.cz/planet/projects/planovaniov/, http://www.pod.cz/, http://www.pmo.cz/plan.asp,
http://www.pvl.cz/planovani/aktuality.html?lang=cs, http://www.poh.cz/VHP/vhp.htm.
[12] Metodický pokyn odboru ochrany vod MŽP k nařízení vlády č. 61/2003 Sb. ve znění
nařízení vlády č. 229/2007 Sb., Příloha III: Metodika stanovování emisních limitů kombinovaným způsobem.
[13] Vodohospodářský informační portál, http://www.voda.gov.cz.
[14] Portál veřejné správy:
http://geoportal.cenia.cz/mapsphere/MapWin.aspx?M_Site=cenia&M_Lang=cs.
[15] Informace o jakosti vod ke koupání v členských státech:
http://ec.europa.eu/environment/water/water-bathing/index_en.html;
Zprávy jednotlivých států o vodách ke koupání:
http://www.eea.europa.eu/themes/water/status-and-monitoring/state-of-bathing-water.
[16] Metodický návod pro sjednocení hodnocení jakosti vod využívaných ke koupání ve
volné přírodě. http://www.szu.cz/uploads/documents/chzp/voda/pdf/hodnocen.pdf.
72
[17] Dokumenty EU a prezentace z workshopů k reportingu a nové směrnici o koupání:
http://circa.europa.eu/Public/irc/env/wfd/library?l=/framework_directive/bathing_directive&v
m=detailed&sb=Title.
[18] Guidance for the Elaboration of bathing water profiles, verze z 4. ledna 2009, pracovní
materiál.
[19] Grünwaldová, H. Profil vod ke koupání. VTEI, ročník 50, 2008, č. 5, str. 5–7, příloha
časopisu Vodní hospodářství, ročník 58, 2008, č. 10.
[20] Grünwaldová, H. Obecný postup pro stanovení profilů vod ke koupání. Praha : VÚV
T.G.M., 2008. ISBN 978-80-85900-83-5.
[21] Vyhláška č. 431/2001 Sb., o obsahu vodní bilance a způsobu jejího sestavení a údajích
pro vodní bilanci.
[22] PRVKÚK – Plány rozvoje vodovodů a kanalizací území krajů České republiky (jsou
umístěny na internetových stránkách příslušných krajských úřadů).
[23] Rose, JB. and Dereelin, EA. Effective Cross-Border Monitoring Systems for Waterborne
Pathogens: A Plan for Action. IWA Publishing, 2008.
[24] Baudišová, D. Současné metody mikrobiologického rozboru vody. Příručka pro hydroanalytické laboratoře. Výzkum pro praxi, sešit 54, Praha : VÚV T.G.M., 2007.
[25] Kožíšek, F. aj. Kvalita přírodních koupacích vod v ČR v roce 2007 podle hodnocení EU.
Hygiena, roč. 53, 2008.
[26] Guidelines for safe recreational water environments, Volume 1: Coastal and freshwater.
Ženeva : WHO, 2003.
[27] Bartram, J. and Rees, G. Monitoring of bathing waters. E & FN Spon, 2000.
[28] Braun, GF., Calderon, RL., and Braun, MF. Outbreaks associated with recreational water
in the United States. Int. J. Environ. Health Res., 2005, Aug, 15, 4, 243–62. Review.
[29] Jeligová, H. aj. Zdravotní a hygienická rizika z bazénových vod a prostředí bazénů.
Hygiena, roč. 53, 2008, č. 3.
[30] Bednář, M. et al. Lékařská mikrobiologie. Praha : Marvil, 1996.
[31] Gerba, ChP. Assessment of Enteric Pathogen Shedding by Bathers during Recreational
Activity and its Impact on Water Quality. Quantitative Microbiology, 2000, 2, 55–68.
[32] Elmir, SM. et al. Quantitative evaluation of bacteria released by bathers in a marinewater. Water Res., 2007, 41, 3–110.
[33] Rose, JB. et al. Occurrence of rotaviruses and enteroviruses in recreational waters of Oak
Creek, Arizona. Water Res., 1987, 21, 1375–1381.
[34] Berg, G. Indicators of viruses in water and food. Michigan (USA) : Ann Arbor Science
Publisher, 1978, p. 424.
[35] Fewtrell, L. and Bartram, J. Water Quality: Guidelines, Standards and Health. London :
IWA Publishing, 2001, p. 427.
[36] Fogarthy, LR. et al. Numbers of E. coli, enterococci in gull faecal samples. Journal of
Applied Microbiology, 94, 2003, 865–878.
[37] Alm, EW. et al. Fecal indicator bacteria are abundant in wet sand at freshwater beaches.
Water Res., 37, 2003, 3978–3982.
73
[38] Bolton, FJ. et al. Presence of campylobacter and salmonella in sand from bathing
beaches. Epidemiol. Infect., 122, 1999, 7–13.
[39] La Belle, RL. et al. Relationship between environmental factors, bacterial indicators, and
the occurence of enteric viruses in estuarine sediments. Applied and Environmental Microbiology, vol. 39, 1980, No. 3, p. 588–596.
[40] La Liberte, P., and Grimes, DJ. Survival of Escherichia coli in Lake Bottom Sediments.
Applied and Environmental Microbiology, vol. 43, 1982, No. 3, p. 623–628.
[41] Papadakis, JA. et al. Bather-related microbial and yeast populations in sand and seewater. Water Res., vol. 31, 1997, No. 4, p. 799–804.
[42] Sunderland, D. et al. Impact of bathers on levels of Cryptosporidium parvum oocysts and
Giardia lamblia cysts in recreational beach waters. Water Res,. 41, 2007, p. 3483–3489.
[43] Seyfried, PL. and Cook, RJ. Otitis externa infections related to Pseudomonas aeruginosa
level in five Ontario lakes. Canadian Journal of Public Health, vol. 75, 1984, January/
/February.
[44] Graczyk, TK. et al. Quantitative evaluation of the impact of bather density on level of
human-virulent Microsporidian spores in recreational water. Applied and Environmental Microbiology, 2007, vol. 73, No. 13, p. 4095–4099.
[45] Šimková, J. Proměnlivost ukazatelů kvality vody ve vybraném přírodním koupališti (diplomová práce). Přírodovědecká fakulta UK, 2009, 70 s.
[46] Kistemann, T. et al. Microbial Load of Drinking Water Reservoir Tributaries during
Extreme Rainfall and Runoff. Applied and Environmental Microbiology, vol. 68, 2002, No. 5
(May), p. 2188–2197.
[47] Krometis, LA. et al. Intra-storm variability in microbial partitioning and microbial
loading rates. Water Res., vol. 41, 2007, 506–516.
[48] Crowther, J. et al. Relationships between microbial water quality and environmental
conditions in coastal recreational waters: the Fylde coast, UK. Wat. Res., vol. 35, 2001,
No.17, p. 4029–4038.
[49] Berg, G. Indicators of viruses in water and food. Michigan (USA) : Ann Arbor Science
Publisher, 1978, p. 424.
[50] Ferguson, Ch. et al. Relationships between indicators, pathogens and water quality in an
estuarine system. Water Res., vol. 30, 1996, No. 9, p. 2045–2054.
[51] Bathing Water Quality and Human Health: Fecal Pollution (Outcome of an Expert
Consultation). Farnham, UK : WHO, April 2001.
[52] Characklis, GW. et al. Microbial partitioning to seattleable particles in stormwater. Water
Res., 39, 2005, 1773–1782.
[53] Horák, P., Kolářová, L., Adema, CM. Biology of the schistosome genus Trichobilharzia.
Adv. Parasitol., 2002, 52, 155–233. Review.
[54] Kožíšek, F., Pumann, P., Javoříková, E., Procházková, P. Nemoci a epidemie spojené
s koupáním v České republice. Hygiena, 2008, 53, 3, 108–109.
[55] Kolářová, L., Gottwaldová, V., Čechová, D. a Ševcová, M. The Occurrence of Cercarial
Dermatitis in Central Bohemia. Zbl. Hyg. ,1989, 189, 1–13.
74
[56] Working group on swimmersitch [document on the Internet]. Safe swimming; prevention
of swimmersitch. 2004 [cited 2008 Mar 25]. Available from:
http://www.rijkswaterstaat.nl/rws/riza/home/publicaties/brouchers/protocol_zwemmersjeuk_
mei_2004.pdf .
[57] Šejnohová. L. a Maršálek, B. Microcystis – dominující rod vodních květů: nové poznatky
v autekologii. Cyanobakterie, 2006; p. 7–12.
[58] Chorus, I., Falconer, IR., Salas, HJ., and Bartram, J. Health risks caused by freshwater
cyanobacteria in recreational waters. J. Toxicol. Environ. Health B Crit. Rev., 2000, Oct–Dec;
3(4): 323–347.
[59] Dittmann, E. and Wiegand, C. Cyanobacterial toxins – occurrence, biosynthesis and
impact on human affairs. Mol. Nutr. Food. Res., 2006, 50, 7–17.
[60] IARC. Cyanobacterial Peptide Toxins. Vol. 94, 2006. Available from:
http://monographs.iarc.fr/ENG/Meetings/94-cyanobacterial.pdf.
[61Stewart, I., Seawright, A., and Shaw, G. Chapter 28: Cyanobacterial poisoning in livestock, wild mammals and birds – an overview. In Hudnell, HK. (ed.) Proceedings of the
Interagency, International Symposium on Cyanobacterial Harmful Algal Blooms. Advances in
Experimental Medicine & Biology, 2008, 619, 613–637.
[62] Griffiths, D. and Saker, M. The Palm Island Mystery Disease 20 Years on: A Review of
Research on the Cyanotoxin Cylindrospermopsin. Environ. Toxicol., 2003; 18, 78–93.
[63] Rücker, J., Stüken, A., Nixdorf, B., Fastner, J., Chorus, I., and Wiedner, C. Concentrations of particulate and dissolved cylindrospermopsin in 21 Aphanizomenon-dominated
temperate lakes. Toxicon, 2007, 50, 6, 800–809.
[64] Bláhová, L., Dravec, M., Šimek, Z., Maršálek, B. a Bláha, L. Analytické možnosti stanovení významných „tradičních“ i „nových“ cyanotoxinů. Cyanobakterie, 2008, s. 48–50.
[65] Stewart, I., Schluter, PJ., and Shaw, GR. Cyanobacterial lipopolysaccharides and human
health – a review. Environmental Health: A Global Access Science Source 2006, 5:7
doi:10.1186/1476-069X-5-7.
[66] Bernardová, K., Babica, P., Maršálek, B., and Bláha, L. Isolation and endotoxin activities
of lipopolysaccharides from cyanobacterial cultures and complex water blooms and comparison with the effects of heterotrophic bacteria and green alga. J. Appl. Toxicol., 2008, 28,
1, 72–77.
[67] Cox, PA., Banack, SA., and Murch, SJ. Biomagnification of cyanobacterial neurotoxins
and neurodegenerative disease among the Chamorro people of Guam. Proc Natl Acad Sci
U S A, 2003,100, 23,13380–3.
[68] Metcalf, J., Banack, S., Lindsay, J., Kortison, L., Cox, P., and Codd, G. Co-occurrence of
b-N-methylamino-L-alanine, a neurotoxic amino acid with other cyanobacterial toxins in
British waterbodies, 1990–2004. Environmental Microbiology, 2008, 10, 3, 702–708.
[69] Stewart, I., Webb, PM., Schluter, PJ., and Shaw, GR. Recreational and occupational field
exposure to freshwater cyanobacteria – a review of anecdotal and case reports, epidemiological studies and the challenges for epidemiologic assessment. Environmental Health:
A Global Access Science Source 2006, 5:6 doi:10.1186/1476-069X-5-6.
[70] Pilotto, LS., Burch, MD., Douglas, RM., Cameron, S., Beers, M., Rouch, GJ., et al.
Health effects of exposure to cyanobacteria (blue green algae) during recreational waterrelated activities. Aust NZ J Public Health, 1997, 21, 6, 562–6.
75
[71] Stewart, I., Webb, PM., Schluter, PJ., Fleming, LE., Burns, JW., et al. Epidemiology of
recreational exposure to freshwater cyanobacteria – an international prospective cohort study.
BMC Public Health, 2006, 6:93 doi:10.1186/1471-2458-6-93.
[72] Backer, L., Carmichael, W., Williams, Ch., et al. Recreational Exposure to Low Concentrations of Microcystins During an Algal Bloom in a Small Lake. Mar. Drugs, 6, 2008, 2,
389–406.
[73] Pilotto, L., Hobson, P., Burch, MD., Ranmuthugala, G., Attewell, R., and Weightman,
W. Acute skin irritant effects of cyanobacteria (blue-green algae) in healthy volunteers. Aust
N Z J Public Health, 2004 Jun, 28, 3, 220–4.
[74] Stewart, I., Robertson, IM., Webb, PM., Schluter, PJ., and Shaw, GR. Cutaneous hypersensitivity reactions to freshwater cyanobacteria – human volunteer studies. BMC Dermatology, 2006, 6:6 doi:10.1186/1471-5945-6-6.
[75] Bílek, J. Studie reaktivity kůže na vybrané sinice a řasy (kandidátská disertační práce).
1976.
[76] Michl, I., Hochová, B. a Lukařský, J. Alergie na řasy a sinice. In Sbor. ref. semináře ČSAKI, Ústav sér a očkovacích látek, Praha, 1990, s. 24–33.
[77] Štěpánek, M., Biňovec, J., Chalupa, J., Jiřík, V., Schmidt, P. a Zelinka, M. K problému
vodních květů v hygieně vody II. Rozšíření vodních květů v ČSSR. Čs. Hygiena, 1964, 9,
209–215.
[78] Duras, J. Nitráty komplikují management vodních nádrží. In Punčochář, P. aj. (eds)
12. Magdeburský seminář o ochraně vod. Rámcová směrnice o vodách (WFD) (sborník). Vydalo Povodí Vltavy, s. p., 2006, s. 131–132.
[79] Duras, J. a Klíčková, M. VN Žlutice – vztah nádrže a povodí. In Ambrožová, J. a Tlustá, P. (eds) Vodárenská biologie 2006 (sborník). Chrudim : Vodní zdroje EKOMONITOR,
s. 48–55.
[80] Reynolds, CS. Eutrophication and management of planktonic algae: what Vollenweider
couldn‘t tell us. In Sutcliffe, DW. and Jones JG. (eds.) Eutrophication: Research and application to water supply, Freshwater Biological Association, 1992, 4–29.
[81] Vollenweider, RA. Advances in defining critical loading levels for phosphorus in lake
eutrophication. Mem. Ist. Ital. Idrobiol., 33, 1976, 53–83.
[82] Duras, J. Zkušenosti s praktickou aplikací Al a Fe látek v lokalitě Bolevecký rybník,
Plzeň. In Maršálek aj. (editors) Cyanobakterie 2008 (sborník konference). Brno, 2008,
s. 105–113.
[83] Jančula, D., Maršálková, E. a Maršálek, B. Snižování biodostupnosti fosforečnanů
uvolňovaných ze sedimentů. In Říhová Ambrožová J. (ed.) Vodárenská biologie 2009
(sborník), Praha, 2009, s. 65–70.
[84] Duras, J. Sediment rybníka ošetřovaného Fe a Al koagulanty. In Hucko, P. (ed.) Sedimenty vodných tokov a nádrží (sborník konference). SVS pri VÚVH Bratislava, 13.–14. 5.
2009.
[85] Duras, J. a Skryja, J. Ostrožská Nová Ves – faktory řídící jakost vody. In Říhová
Ambrožová, J. (ed.) Vodárenská biologie 2007 (sborník). Praha, 2007.
[86] Jančula, D., Slováčková, H. a Maršálek, B. Možnosti ošetření vodního sloupce nádrží
chemickými prostředky. In Maršálek aj. (eds) Cyanobakterie 2008 (sborník konference).
Brno, 2008, s. 78–93.
76
[87] Maršálek, B., Maršálková, E. a Vinklárová, D. Nechemické metody omezení rozvoje
sinic. In Říhová Ambrožová, J. (ed.) Vodárenská biologie 2009 (sborník). Praha, s. 84–93.
[88] Mráz, O., Očásková, I. a Maršálek, B. Biologické ošetření nádrží a zdrojů v povodí:
Přehled a zkušenosti. In Maršálek, B. aj. (eds.) Cyanobakterie 2008 (sborník konference).
Brno, 2008, s. 114–120.
[89] Vyhláška č. 7/2003 Sb., o vodoprávní evidenci v platném znění.
[90] Program CORINE (COoRdination of INformation on the Environment), Land Cover
(krajinný pokryv)
http://geoportal.cenia.cz/mapmaker/MapWin.aspx?M_Site=cenia&M_Lang=cs.
[91] DIBAVOD (Digitální báze vodohospodářských dat), data ke stažení na adrese
http://www.vuv.cz/oddeleni-gis/index.php?id=27.
[92] Operační program Životní prostředí, Implementační dokument:
http://www.opzp.cz/sekce/392/pro-zadatele-a-prijemce/.
[93] Dotace a programy ve vodním hospodářství v působnosti Ministerstva zemědělství,
základní informace lze nalézt na adrese:
http://www.mze.cz/Index.aspx?ch=79&typ=2&ids=2730&val=2730.
77
10 Summary
The publication gives information about the current legal framework for ensuring the protection of bathing water, the possibilities of providing information
about water quality for swimming to the public and about approaches used in
assessing bathing water. Subsequently, the publication explains the new concept
of bathing water as specified in Directive of European Parliament and Council
2006/7/EC concerning the management of bathing water quality, provides information about Directive 76/160/EEC, which is repealed, and summarises
information about developments in the monitoring aimed at ensuring the quality
of bathing water, about background documents that propose measures to improve the quality of bathing water and tools for checking their effectiveness. In
addition, the data on the quality of bathing water will be used for providing
specific information to the public for its participation in problems associated
with quality of bathing water and its awareness of water quality for swimming
and for reporting to the European Commission under the new directive on
bathing water.
Attention is paid to the parameters of bathing water, which characterize the risk
of cyanobacteria growth. The highest variability is involved in those parameters
that characterize main and most dangerous sources of pollution. In our conditions, these sources include municipal waste water treatment plants with a low
degree of wastewater treatment to remove phosphorus, intensive fisheries management and soil erosion. In the field of microbial pollution of bathing water,
the attention is paid to problematic aspects of the monitoring, concerning pollution that is caused by bathers and short-term pollution of bathing water.
Summarized is also the current applicability of data sources and maps in characterising bathing water and proposing measures to improve the quality of
bathing water.
78
11 Příloha 1
Hodnocení rizikovosti zdrojů znečištění
Modelová lokalita vodní nádrž Hostivař
Typ zdroje
Hodnocení
rizikovosti
Popis zdroje
1. Bodové (evidované) zdroje
znečištění
1.1 Vypouštění komunálních
odpadních vod – ČOV nebo
kanalizací – evidence podle
vyhlášky o bilanci a PRVKÚK
H
Nejblíže k nádrži ČOV Průhonice (vypouštění cca 800 kg P za rok), ČOV Jesenice dále od nádrže (vypouštění 1 124 kg P
za rok), pro mikrobiální kontaminaci ještě
ČOV Újezd u Průhonic; na Pitkovickém
potoce ČOV Nupaky a ČOV Jažlovice
(vypouštění 235 a 205 kg P za rok).
1.2 Vypouštění z průmyslových
zdrojů znečištění
L
Menší, množstvím nevýznamná vypouštění odpadních vod v povodí Botiče
(Průhonice a Modletice).
1.3 Velkochovy hospodářských
zvířat (evidované jako bodové)
–
Nejsou.
H
Hojně navštěvované koupací místo, velké
množství návštěvníků.
2.2 Vypouštění z obcí mimo
evidenci, obce bez kanalizace,
chatařské osady a zahrádkářské
kolonie – PRVKÚK
L
Obytné budovy vesměs napojeny na kanalizační systém města a místní ČOV v povodí, v blízkosti nádrže nejsou chatové
osady.
2.3. Skládky, úložiště hnoje
a dalších zemědělských odpadů
L
Nejsou v bezprostředním okolí nádrže.
2.4. Hospodaření na rybnících
v povodí (ryby, drůbež)
(M)
2.5. Eroze a erozní ohroženost
pozemků v povodí
H
Erozně ohrožené pozemky zejména v horní
části povodí Pitkovického potoka a horní
části Chomoutovického potoka a Olešky.
2.6. Úroveň, způsob a časování
hnojení pozemků, závlahy,
dobytek na pastvinách,
atmosférická depozice, volně
žijící zvířata
L
Riziko odtoku fosforu z hnojených ploch
není významné, větší riziko představuje
erozní smyv.
Ostatní
2. Difuzní zdroje znečištění
2.1. Znečištění přímo na břehu
(kempy, tábořiště, koupaliště,
odkanalizování toalet a sprch,)
Zejména v povodí Botiče větší množství
rybníků; informace nejsou k dispozici –
nutno blíže prověřit.
Ostatní
79
3. Vnitřní zdroje znečištění
nádrže včetně znečištění
plynoucího z vlastní rekreace
3.1. Počet
návštěvníků/koupajících se
H
Vysoký počet návštěvníků bude mít
rozhodující vliv na kontaminaci koupacího
místa.
3.2. Hospodaření na vlastní
nádrži (ryby, drůbež)
L
Nádrž není intenzivně obhospodařována –
nutno ještě ověřit.
3.3. Sedimenty v nádrži, změny
doby zdržení, kolísání hladiny
Nutno ověřit speciálním průzkumem, riziko
zejména v přítokové části nádrže.
M/H
3.4. Vodní ptactvo (kolonie,
trvalé hnízdění)
L
Nezaznamenány větší skupiny ptáků.
3.5. Hausbóty, lodní doprava
L
Nejsou.
Ostatní
80
Obr. 1. Vody ke koupání, stav roku 2008, na pozadí povodí vodních útvarů povrchových vod
12 Obrazová příloha
81
Podíl vod ke koupání podle čtyř hledisek
hodnocení
%
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
2004
2005
2006
2007
2008
odpovídající doporučeným hodnotám
odpovídající povinným hodnotám
neodpovídající povinným hodnotám
zákaz koupání v sezóně
Obr. 2. Podíl (%) vod ke koupání podle čtyř hledisek hodnocení, 2004–2008
Dopady
nevýznamné
H
M
téměř jisté
pravděpodobné
méně
L
pravděpodobné
nepravděpodobné L
vzácné
L
Vlivy
mírné
malé
H
H
E
H
E
E
katastrofické
E
E
M
H
E
E
L
L
M
M
H
H
E
H
velké
E – extrémní rizikovost, H – vysoká rizikovost, M – střední rizikovost, L – nízká rizikovost
Obr. 4. Matice pro analýzu rizikovosti zdrojů znečištění
82
Obr. 3. Vodní nádrž Hostivař – vypouštění fosforu z obcí do toků v povodí
83
Obr. 5. Přírodní koupaliště v Praze na Hostivařské nádrži
koupající
se člověk
vodní pták
vajíčka
cerkárie
miracidia
vodní plž
Obr. 7. Vodní květ v prostoru pláže I
na koupališti na nádrži v Praze-Hostivaři,
27. 8. 2008
Obr. 6. Životní cyklus ptačích
schistosom
84
Rejstřík
C
cerkáriová dermatitida 45
D
datové zdroje 65
E
Escherichia coli (E. coli) 14, 26, 27, 28, 33, 35, 36, 38, 43, 44, 50
I
identifikace vod ke koupání 16, 67, 69
informace veřejnosti 6, 15
intestinální enterokoky 27, 28, 38
K
klasifikace vod ke koupání 14, 15, 16
komunální odpadní vody 23, 24, 70, 79
koncentrace fosforu 20, 24, 25, 50, 56, 57
krajské hygienické stanice 10, 54
krátkodobé znečištění 15, 16, 38, 39, 69
M
mapové znázornění 65, 71
mikrobiální znečištění 17, 18, 25, 30, 71
modelové lokality 17, 22, 79
N
nová směrnice (2006/7/ES) 7, 12, 29, 31, 38, 45
O
odběr vzorků 20, 29, 32
operační program Životní prostředí 67
P
preventivní opatření 52
profil vod ke koupání 12–16, 22, 46, 67, 69
R
reporting EU 9, 12, 15, 38, 69
S
sezonní informace 16, 69
sinice 9, 12, 13, 17, 18, 24, 31, 32, 45–65, 67, 70, 71
snížení dostupnosti fosforu 56, 57
správci povodí 9, 16, 17, 32
stará směrnice (76/160/EHS ) 7, 52
V
vody ke koupání 7–11, 13–18, 20, 22, 23, 25, 30, 32, 34, 39, 66–71
volba odběrových míst 29, 32
Z
zákazy koupání 7, 11, 12, 15, 38, 54, 69
zdroje znečištění 12, 16–19, 22–24, 30, 70, 79
Marie Kalinová, Dana Baudišová, Helena Grünwaldová, Pavel Rosendorf,
Petr Pumann, Jaroslav Šašek, Jindřich Duras
Profil vod ke koupání – jeho náplň a popis
Vydal Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, veřejná výzkumná instituce
Praha 2009
Redakční rada:
RNDr. Dana Baudišová, Ph.D. (předsedkyně), Ing. Václav Bečvář, CSc.,
Ing. Šárka Blažková, DrSc., Ing. Petr Bouška, Ph.D., RNDr. Blanka
Desortová, CSc., Ing. Jana Hubáčková, CSc., RNDr. Josef Fuksa, CSc.,
Ing. Ladislav Kašpárek, CSc., Ing. Marie Kulovaná, RNDr. Hana
Mlejnková, Ph.D., Ing. Věra Očenášková, Ing. Dagmar Sirotková,
RNDr. Přemysl Soldán, Ph.D., Ing. Václav Šťastný, Ing. Naďa Wannerová,
Mgr. Aleš Zbořil
Odpovědný redaktor: Mgr. Josef Smrťák
Tisk: TAG – Michal Korecký
Náklad 250 výtisků, 5,6 AA
Vydání první
ISBN 978-80-87402-00-9

profil vod ke koupání

Transkript

Podobné dokumenty