2. Kvalita povrchových vôd

 

2.1. Metodika zberu dát

Kvalita povrchových vôd za rok 2002 je hodnotená na 15-tich vybraných odberových miestach – profiloch (Tab. 3). Kľúčovými profilmi hodnotenia je profil v Bratislave, ktorý reprezentuje kvalitu povrchovej vody vstupujúcej do oblasti vodného diela Gabčíkovo, a profil Medveďov, umiestnený pod sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja, ktorý reprezentuje kvalitu povrchovej vody, ktorá z oblasti odteká. Na monitorovaní sa aj v hydrologickom roku 2002 podieľali Ministerstvo životného prostredia, prostredníctvom Slovenského hydrometeoro-logického ústavu (SHMÚ) a Výskumného ústavu vodného hospodárstva (VÚVH) a Slovenský vodohospodársky podnik š. p., o.z. Povodie Dunaja (PD).

Kvalita povrchových vôd v úseku medzi Bratislavou a Komárnom bola sledovaná na šiestich profiloch na Dunaji, na štyroch profiloch v zdrži, na dvoch profiloch v priesakových kanáloch v Hamuliakove a Čunove, ďalej v Mošonskom ramene Dunaja, v odpadovom kanáli pri Sape a na začiatku ľavostrannej ramennej sústavy v Dobrohošti (Obr. 2a). Sledovanie kvality povrchových vôd bolo uskutočňované 12-krát do roka v mesačných intervaloch.

Tab. 3: Zoznam odberových miest na kvalitu povrchových vôd

VÚVH – Výskumný ústav vodného hospodárstva, š.p.

PD – Slovenský vodohospodársky podnik, odštepný závod Povodia Dunaja, š.p.

Rozsah sledovaných ukazovateľov:

mesačne:           teplota, pH, merná vodivosť, O₂,

                          nerozpustené látky (sušené pri 105°C),

                          Na⁺, K⁺, Ca²⁺, Mg²⁺, Mn, Fe, NH₄⁺, HCO₃^-, Cl^-, SO₄^2-, NO₃^-, NO₂^-,

                          PO₄^3-, celkový P, celkový N, Hg, Zn, As, Cu, Cr, Cd, Ni,

                          ChSK_Mn, BSK₅, TOC, NEL-UV, rozpustené látky (sušené pri 105°C)

                          index saprobity biosestónu, chlorofyl-a, koliformné baktérie,

                          fekálne koliformné baktérie, fekálne streptokoky (enterokoky),

                          fytoplanktón, zooplanktón

3 krát ročne:     perifytón, makrozoobentos

1 krát ročne:     sedimenty

Analýzy odobratých vzoriek povrchovej vody boli uskutočnené v laboratóriách príslušných organizácií. Spôsob odberu vzoriek, ich fixácia a analýza je pri niektorých ukazovateľoch odlišný. Konzervácia vzoriek prebieha podľa novej normy STN EN ISO 5667-3 vydanej v marci 1999. Jednotlivé laboratória prechádzali na uvedenú normu postupne v priebehu rokov 1999-2000. V roku 2002 aktualizovalo Národné referenčné laboratórium pre oblasť Slovenska pri VÚVH a vodohospodárske laboratórium OZ PD používané metódy a vydalo Príručku kvality, ktorá uvádza používané analytické postupy pre jednotlivé ukazovatele. Analytické postupy v rámci akreditovanej činnosti oboch laboratórií využívajú prednostne národné a medzinárodné normy.

Odber vzoriek, spracovanie vzoriek po odbere

        Povodie Dunaja (PD):

Ukazovatele merané v teréne sú teplota vody a rozpustený kyslík prístrojom WTW 320 LF. Vzorky sú spracovávané v laboratóriu do 24 hodín.

Všetky vzorky boli upravené tak, ako to vyžaduje norma STN EN ISO 5667-3: (Pokyny na konzerváciu vzoriek a manipuláciu s nimi, marec 1999). Vzorky sa podľa uvedenej normy upravujú od roku 2001.

Fixácia vzoriek

• stanovenie ťažkých kovov: HNO₃

• ChSK_Mn: H₂SO₄

• NH₄⁺, celkový dusík: H₂SO₄

• Anionaktívne tenzidy: H₂SO₄

• Celkové kyanidy: H₂SO₄

• Ostatné vzorky sa nefixujú a sú spracovávané v laboratóriu do 24 hodín.

• BSK₅: fixácia ochladením na 2-5°C, skladovanie v tme, stanovované z nefiltrovanej vzorky

VÚVH:

V teréne sa stanovuje len teplota vody, všetky ostatné ukazovatele sa stanovujú v laboratóriu do 24 hodín. Vzorky sú do laboratória transportované v prenosnej chladničke.

Fixácia vzoriek

• živiny: NH₄⁺, NO₂^-, NO₃^-, PO₄^3-, a anionaktívne tenzidy – chloroformom

• ChSK_Mn: H₂SO₄

• TOC: HNO₃

• celkové železo: H₂SO₄

• kovy (ťažké, alkalických zemín, alkalické, Mn): HNO₃

• kyslík: zrážacou metódou (pridaním MnSO₄+KOH, KI), v laboratóriu sa zrazenina pred analyzovaním rozpustí v H₂SO₄

• fenoly: NaOH

• celkové kyanidy: NaOH

• BSK₅, pH, nerozpustené látky: vzorky sa nefixujú, stanovuje sa v laboratóriu, vzorka je homogenizovaná

• pre všetky ostatné katióny a anióny sa vzorka filtruje.

 

2.2. Spôsob vyhodnotenia údajov

Hodnotenie vývoja kvality povrchovej vody je v Národnej správe rozčlenené na nasledujúce časti:

1.)        Hodnotenie vybraných ukazovateľov za hydrologický rok 2002 na všetkých vymieňaných profiloch (Obr. 2a).

Hodnotenie je založené na vzájomnom porovnaní 13 vybraných ukazovateľov, ktorých výber bol dohodnutý s maďarskou stranou. Monitorované profily sú pre účely hodnotenia rozdelené do štyroch skupín:

• profily na Dunaji: 109, 3530, 112 a 1205

• profily v zdrži: 307, 308, 309, 311 a 3376 vstup do ramennej sústavy

• profily v starom koryte Dunaja: 4016, 4025, 111 a 3739

• profily na priesakových kanáloch - 3531 a 317 a profil č. 3529 na Mošonskom Dunaji

Sledované ukazovatele sú na všetkých vymieňaných profiloch tabuľkovo a graficky spracované a sú uvedené v tabuľkovej a grafickej prílohe tejto správy.

2.)        Hodnotenie biologických ukazovateľov kvality vody a prezentácia výsledkov

3.)        Hodnotenie kvality sedimentov a prezentácia výsledkov

4.)        Hodnotenie dlhodobých údajov (od 1.10.1992 do 31.10.2002) na štyroch reprezentatívnych profiloch (109, 112, 307 a 311) – zaradené ako súčasť príloh Národnej správy za rok 2002. Zvolená forma hodnotenia dlhodobých údajov v roku 2002 vychádza z 10-ročného monitoringu a snaží sa vystihnúť a interpretovať jednotlivé zmeny a trendy.

Reprezentatívne profily sú graficky spracované v 7 skupinách. Každá skupina obsahuje 5-7 ukazovateľov. Prvá skupina obsahuje základné fyzikálno-chemické ukazovatele, druhá skupina obsahuje ukazovatele kyslíkového režimu, tretia skupina obsahuje základné katióny, štvrtá a piata skupina obsahuje železo, mangán, základné anióny a nutrienty, šiesta skupina obsahuje ťažké kovy a siedma skupina obsahuje biologické resp. mikrobiologické ukazovatele.

 

2.3. Hodnotenie kvality povrchových vôd v roku 2002

Hodnotenie vývoja kvality povrchovej vody v hydrologickom roku 2002 je založené na hodnotení 13 vybraných ukazovateľov na všetkých vymieňaných profiloch (Obr. 2a) dohodnutých s maďarskou stranou.

Časť vegetačného obdobia (mesiace máj, jún, júl) sa vyznačovala suchom a extrémnymi dlhotrvajúcimi teplotami, ktoré sa udržiavali aj počas nocí. Uvedené klimatické podmienky mali za následok premnoženie a nadmerný rozvoj makrofýt, rias a siníc v zdrži VD Gabčíkovo. Ďalšie rozšírenie prejavov eutrofizácie zastavila augustová povodňová vlna, ktorá odplavila neprichytené sinice, riasy a iné zložky vodného kvetu a v zdrži ostali len koreňmi prichytené makrofytá. Tejto problematike sa aktuálne v čase zistenia nadmerného rozvoja eutrofizácie v zdrži venovala štúdia autorov M. Valúchová, K. Kučárová, P. Šípoš, I. Mucha vypracovaná v júli 2002. Je dôvodný predpoklad opakovania masového rozvoja makrofýt a vodného kvetu počas vegetačného obdobia a v tom prípade bude potrebné sa uvedenej problematike hlbšie venovať a navrhnúť opatrenia, ktoré čiastočne načrtáva aj uvedená štúdia vo svojich záveroch.

Teplota

Teplota patrí k najvýznamnejším fyzikálnym ukazovateľom, pretože ovplyvňuje koncentráciu rozpusteného kyslíka, rýchlosť biochemických pochodov a tým aj celý proces samočistenia.

Na všetkých sledovaných profiloch má teplota v hydrologickom roku 2002 sezónny charakter. Minimum dosahujú teploty v zimnom období od 1-5 °C. Na profile Hamuliakovo situovanom v ľavostrannom priesakovom kanáli sa v decembri teplota pohybovala okolo 8 °C, pričom záznamy z januára a februára chýbajú. Letné maximá (okrem priesakových kanálov sa zväčša pohybujú od 19 do 23 °C, na profile 308 s ojedinelými hodnotami do 25 °C. Maximálne teploty na priesakových kanáloch (317 a 3531) sú o niečo nižšie a kolíšu medzi 16-18 °C. Všetky hodnoty teploty vody sa pohybujú v rámci dlhodobých intervalov.

pH

pH patrí k najcitlivejším ukazovateľom rovnovážnych stavov v prírodných vodách. Je dôležitou veličinou na posudzovanie kyslosti alebo zásaditosti vody a je mierou aktivity vodíkových iónov. Hodnota pH významne ovplyvňuje chemické a biochemické procesy vo vodách a toxický vplyv látok na vodné organizmy. Umožňuje rozlíšiť jednotlivé formy výskytu niektorých prvkov vo vodách. pH je zároveň ovplyvňované činnosťou fytoplanktónu, kedy môže pH narastať do alkalickej oblasti s pH nad 8. Posun nastáva stratifikáciou voľného CO₂ a tým nastáva posun uhličitanovej rovnováhy do alkalickej oblasti. Naopak pokles pH môže súvisieť s rozpadom organizmov a s dýchaním.

Hodnoty pH vykazujú najmä na profile Bratislava (109) výrazné skokovité prechody od maxím k minimám a naopak, ktoré v roku 2001 neboli zaznamenané v takej miere. Skokovité prechody na jednej strane pravdepodobne súvisia s nárastom prípadne poklesom koncentrácií chlorofylu-a na druhej strane so zvýšenými prietokmi. Rast pH môže ovplyvňovať prípadne aj stratifikácia CO₂ prejavujúca sa poklesom obsahu hydrogénuhličitanov (obdobie mája-júna). Nárast pH aj nárast koncentrácií chlorofylu-a je vidno aj na všetkých ostatných profiloch situovaných na Dunaji. Výraznejší nárast pH v období apríla-mája súvisí s maximálnou kulmináciou obsahu chlorofylu-a v tomto období. Hodnoty pH sa na týchto profiloch pohybujú zväčša od 7,9 do 8,5. Súčasný nárast pH a koncentrácie chlorofylu-a identifikujú rozvoj fytoplanktónu.

Na profiloch situovaných v zdrži je situácia oproti dunajským profilom odlišná. Na profile 307 oproti ostatným profilom v zdrži (308, 309, 311 a 3376) sú od apríla merané nižšie hodnoty pH od 7 do 8,1, než na ostatných profiloch v zdrži od 7,6 do 8,6. Profil 307 je situovaný v kynete, kde je oproti profilom v zdrži rýchlejšie prúdenie a kvalita povrchovej vody meraná na tomto profile je veľmi podobná kvalite vody meranej na profile 109. V marci bol zaznamenaný na profiloch 307 a 4016 podobný extrémny pokles hodnoty pH ako na profile Bratislava v tomto období, na profile 307 aj v auguste, súvisiaci zrejme s povodňovou vlnou v tomto období. Kolísanie pH na ostatných profiloch situovaných v zdrži (308, 309, 311, 3376) je podobné. pH v sledovanom období dosiahlo dve maximá v súlade s dvoma kulmináciami chlorofylu-a (prelom apríla-mája, júna-júla). V čase kulminácie chlorofylu-a sa pH pohybuje nad 8. Na profile 308 sa začiatkom augusta vyskytla maximálna hodnota pH 8,6. Na profile 317 (priesakový kanál) sa hodnoty od novembra-júna pohybujú v úzkom intervale od 7,7 do 7,9. V júli došlo k nárastu hodnôt pH na 8,1 s postupným poklesom v ďalšom období. Podobne ako pri teplote vody aj hodnoty pH sa pohybujú v rámci dlhodobých intervalov.

Merná vodivosť

Vodivosť sa používa ako kritérium na posudzovanie koncentrácie elektrolytov obsiahnutých vo vode (rozpustené disociované látky) a slúži ku kontrole výsledkov chemického rozboru vody. Vodivosť roztokov elektrolytov závisí na koncentrácii iónov, ich pohyblivosti a teplote.

V hydrologickom roku 2002 je sezónne kolísanie mernej vodivosti zrejmé na všetkých profiloch, pričom na priesakových kanáloch nie je až také výrazné. Oproti roku 2001 maximálne hodnoty vodivosti mierne poklesli. V Dunaji, Mošonskom Dunaji a priesakovom kanáli dosahuje vodivosť maximum v zimnom období (40–45 mSm^–1), pričom oproti minulému roku sa maximum vyskytlo skôr (cca v januári). V zdrži tiež došlo k posunu zimných maxím, vyskytli sa v novembri a dosiahli hodnoty (45–50 mSm^–1). Minimá dosahované v letnom období sú rovnako posunuté na skoršie obdobie (jún-júl) a korelujú s kulmináciou obsahu chlorofylu-a v tomto období. V Dunaji sa hodnoty vodivosti pohybujú od 29 do 33 mSm^–1 a v zdrži 31-35 mSm^–1.

V pravostrannom priesakovom kanáli (profil č. 3531) je kolísanie vodivosti menšie 38-43 mSm^–1, pričom len v letnom období hodnoty mierne poklesli a oscilovali okolo hodnoty 32 mSm^–1. V ľavostrannom priesakovom kanáli (profil č. 317) je situácia podobná. Od novembra do mája hodnoty kolísali v intervale 42-47 mSm^–1, pričom od júna-augusta nastáva pokles na 33 mSm^–1, s opätovným vzostupom hodnôt od septembra (42 mSm^–1). Ani hodnoty mernej vodivosti sa neodchýlili od dlhodobých údajov.

Kyslík

Kyslík je najvýznamnejší z rozpustených plynov vo vode. Do vody sa dostáva difúziou z atmosféry a pri fotosyntetickej asimilácii vodných rastlín. Spotrebováva sa pri aeróbnom rozklade organických látok, pri oxidácii niektorých anorganických látok a respirácii prítomných organizmov. Koncentrácia kyslíka vo vodách je preto dôležitým indikátorom čistoty a organických procesov v tokoch. Koncentrácia rozpusteného kyslíka v čistých povrchových vodách zodpovedá 85-95 %-nej koncentrácii pri nasýtení a počas dňa kolíše. Kolísanie súvisí s intenzitou fotosyntézy a so zmenami teploty počas dňa. Pri intenzívnej fotosyntetickej asimilácii zelených organizmov môže ľahko dochádzať k presýteniu vody kyslíkom.

Sezónny priebeh koncentrácií rozpusteného kyslíka na všetkých sledovaných profiloch okrem profilu 308 a priesakových kanálov je podobný. Počas hydrologického roka 2002 sa hodnoty v Dunaji pohybovali v intervale od 8 do 12 mgl^-1, na profiloch v zdrži a starom koryte od 7,4 do 13,6 mgl^-1. Výraznejšie kolísanie a vyššie hodnoty kyslíka je možné pozorovať na profile č. 308 čo môže súvisieť so samočistiacimi procesmi ako aj uvoľňovaním kyslíka fotosyntetizujúcimi makro- a mikrofytmi. Z kolísania hodnôt kyslíka na priesakovom kanáli 3531 je zrejmý sezónny trend, s lokálnym maximom v januári-februári (11,6 mgl^-1) a minimom v septembri (5 mgl^-1). Sezónnosť na profile 317 je menej výrazná, obsah kyslíka sa pohybuje v užšom intervale (10-12 mgl^-1). Zvýšený obsah kyslíka sa vyskytol v júli, zrejme v súvislosti s vhodnými eutrófnymi podmienkami, najnižší obsah v septembri (8,3 mgl^-1). Hodnoty koncentrácie rozpusteného kyslíka na všetkých sledovaných profiloch kolísali v rámci dlhodobých hodnôt.

Amónny ión

Amoniakálny dusík je primárny produkt rozkladu živočíšnych a rastlinných organických dusíkatých látok. Amoniakálny dusík organického pôvodu je v splaškových vodách a v odpadoch pochádzajúcich z poľnohospodárskych výrob. Amoniakálny dusík anorganického pôvodu sa nachádza v odpadových vodách z tepelného spracovania uhlia a iných priemyselných odvetví. Amónne soli sú súčasťou niektorých dusíkatých hnojív, z ktorých sa môžu dostávať do povrchových alebo podzemných vôd. Sekundárne môžu amónne zlúčeniny vznikať priamo vo vodách pri chemickej redukcii dusičnanov. Vo vode sa amoniak nachádza v podobe hydrátu NH₃.H₂O, ktorý priamo disociuje na ióny NH₄⁺ a OH^-. Pomer disociovaného iónu NH₄⁺ a nedisociovaného NH₃ vo vode závisí od hodnoty pH. Za aeróbnych (oxických) podmienok je veľmi nestály. Biochemickou oxidáciou (nitrifikáciou) prechádza na dusitany až dusičnany. Amoniakálny dusík je dôležitý pri tvorbe novej biomasy mikroorganizmov. Činnosťou heterotrofných a autotrofných mikróbov sa premieňa na organicky viazaný dusík. Ióny NH₄⁺ sa silne adsorbujú v pôde, kde podliehajú iónovej výmene. Amoniakálny dusík je z hygienického hľadiska veľmi významný, pretože je jedným z primárnych produktov rozkladu organických dusíkatých látok. Toxický vplyv amoniakálneho dusíka na ryby je závislý na pH vody, pretože toxický účinok má len nedisociovaný hydrát amoniaku NH₃ a nie NH₄⁺.

Koncentrácie NH₄⁺ na profiloch situovaných na Dunaji (109, 111, 3739, 3530, 112, 1205), Mošonskom Dunaji (3529) v hydrologickom roku 2002 dosahujú maximum v januári (0,4-0,56 mgl^-1). Od februára dochádza (aj na profiloch 4016, 4025) k poklesu koncentrácií a od apríla do októbra sa hodnoty pohybujú v úzkom intervale 0,01-0,12. Koncentrácie NH₄⁺ na profiloch v zdrži dosahujú maximum cca vo februári (0,13-0,17 mgl^-1), s postupným poklesom hodnôt. Od marca do augusta sa pohybujú koncentrácie v úzkom intervale (0,01-0,05 mgl^-1), s tendenciou vzostupu od septembra (0,04-0,15 mgl^-1).

Hodnoty NH₄⁺ na priesakových kanáloch (3531 a 317) sa pohybujú vo veľmi úzkom intervale od 0,04 do 0,16 mgl^-1 počas celého obdobia. Všetky hodnoty koncentrácie NH₄⁺ sa pohybovali v rozmedzí dlhodobých hodnôt.

Dusičnany

Dusičnany vznikajú predovšetkým sekundárne pri nitrifikácii amoniakálneho dusíka. Sú konečným stupňom rozkladu organických dusíkatých látok v oxickom prostredí (za prítomnosti kyslíka). Dusičnany sú za oxických podmienok sú stabilné. Ďalším zdrojom sú poľnohospodárske pôdy hnojené dusíkatými hnojivami. Vyskytujú sa aj v atmosferických vodách, kde vznikajú počas elektrických výbojov oxidáciou elementárneho dusíka. Pri biochemických premenách podliehajú dusičnany vo vodách redukcii na dusitany až elementárny dusík, prípadne oxid dusný. Po vyčerpaní kyslíka vo vode môžu dusičnany slúžiť ako zdroj kyslíka pre biologickú oxidáciu organických látok vo vodách.

Z kolísania dusičnanov na všetkých profiloch je zrejmý sezónny priebeh. Koncentrácie dusičnanov dosahujú maximum vo februári (od 12-16 mgl^-1), s postupným poklesom hodnôt do mája. Od mája do augusta koncentrácie dusičnanov dosahujú minimum (od 4 do 7 mgl^-1), súvisiace s vegetačným obdobím a odčerpávaním živín z vody.

Postupný mierny rast je zrejmý od septembra. V ľavostrannom priesakovom kanáli (317) je sezónne kolísanie dusičnanov oproti minulému roku výraznejšie, namerané koncentrácie sa pohybujú v intervale od 3 do 10,3 mgl^-1. V pravostrannom priesakovom kanáli (3531) sa sezónne maximum objavilo v decembri, minimum vo vegetačnom období. Koncentrácie dusičnanov kolíšu v intervale od 3,4 do 8,4 mgl^-1.

Fosforečnany

Zlúčeniny fosforu majú významnú úlohu v prírodnom kolobehu látok. Sú dôležité pre nižšie aj vyššie organizmy, ktoré ich premieňajú na organicky viazaný fosfor. Po ich uhynutí a rozklade sa opäť uvoľňujú do prostredia. Dôležitú úlohu zohrávajú pri raste zelených organizmov. Preto býva v zime ich obsah v povrchových vodách najväčší a v lete, keď prebieha intenzívna fotosyntetická asimilácia najmenší. Väčší obsah fosforu v povrchových vodách je nežiadúci, pretože podporuje nadmerný rozvoj rias a siníc tzv. eutrofizáciu.

Sezónnosť kolísania obsahu fosforečnanov je počas hydrologického roku 2002 zrejmá na všetkých profiloch okrem priesakových kanálov.  Koncentrácie fosforečnanov sa pohybujú od 0,01 do 0,28 mgl^-1. V mesiacoch apríl-máj, kedy došlo k výraznej kulminácii chlorofylu-a, koncentrácie fosforečnanov dosiahli minimum. Počas vegetačného obdobia hodnoty na profiloch situovaných na Dunaji (3530, 112, 1205), Mošonskom Dunaji a zdrži (307, 308, 308, 311, 3376) kolíšu v úzkom intervale 0,05-0,1 mgl^-1. Profily situované v starom koryte (4016, 4025, 111, 3739) majú od mája vzostupný trend. Kolísanie fosforečnanov na priesakových kanáloch je počas hydrologického roka 2002 vyrovnané, kolíšu v intervale od 0,01-0,1 mgl^-1, s jednou hodnotou 0,16 mgl^-1 na profile 317 nameranej v septembri. Z dlhodobého hľadiska koncentrácie fosforečnanov mierne poklesávajú.

Celkový fosfor

Celkový fosfor sa delí na rozpustený a nerozpustený. Rozpustený a nerozpustený fosfor sa ďalej delí na organický a anorganický. Primárnym zdrojom fosforu sú rôznorodé minerály, antropogénnym zdrojom fosforu môžu byť fosforečné hnojivá používané v poľnohospodárstve, odpadové vody z práčovien a textilného priemyslu, splaškové vody a rozkladajúca sa vodná flóra a fauna.

Sezónnosť kolísania fosforu nie je až taká výrazná ako pri ostatných živinách. Koncentrácie celkového fosforu na všetkých sledovaných profiloch, okrem priesakových kanálov, v období od novembra-mája kolíšu v úzkom intervale (0,02-0,13 mgl^-1), s prípadným individuálnym miernym poklesom v tomto období. Od júna je zrejmá postupná tendencia vzostupu hodnôt na cca 0,13-0,19 mgl^-1. Koncentrácie celkového fosforu na priesakových kanáloch sa pohybujú od 0,01 do 0,05 mgl^-1, s ojedinelými hodnotami do 0,08 mgl^-1.

Celkový dusík

Dusík spolu s fosforom patrí medzi najdôležitejšie makrobiogénne prvky. Uplatňujú sa pri všetkých biologických procesoch prebiehajúcich v povrchových, podzemných a odpadových vodách a pri biologických procesoch čistenia a úpravy vôd. Obsah celkového dusíka vo vodách je daný súčtom koncentrácií anorganicky viazaného dusíka (NH₃, NH₄⁺, NO₂^-, NO₃^-) a organicky viazaného dusíka (bielkoviny a ich produkty - peptidy, peptony, aminokyseliny), puríny, pyrimidíny a močovina.

Počas hydrologického roka 2002 celkový dusík na sledovaných profiloch vykazoval sezónne kolísanie. Maximá sa na sledovaných profiloch okrem priesakových kanálov, vyskytli v januári až februári (od 3,5 do 4,6 mgl^-1) s postupným poklesom hodnôt. Počas vegetačného obdobia (apríl až september) hodnoty kolísali od 1,4 do 2,4 mgl^-1, s postupným miernym rastom ku koncu hydrologického roka. Počas vegetačného obdobia sa na profiloch vyskytli lokálne maximá, v starom koryte (jún-2,6-3,2 mgl^-1), v zdrži (apríl-3,6-5,6 mgl^-1, koniec júna 5,6 mgl^-1 na 307). Koncentrácie celkového dusíka na priesakových kanáloch sezónne kolíšu v intervale od 0,8-2,5 mgl^-1.

Nerozpustené látky (sušené pri 105 °C)

Všetky látky obsiahnuté vo vode sa dajú z fyzikálneho hľadiska rozdeliť na látky rozpustené a nerozpustené. Rozlišovanie medzi rozpustenými a nerozpustenými látkami závisí od spôsobu filtrácie. Za rozpustené sa považujú tie látky, ktoré prešli pri filtrácii vody filtrom o veľkosti pórov 0,1 až 1 mm, najčastejšie 0,45 mm (iónové – Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺, K⁺, Cl^-, NO₃^-, SO₄^2-, HCO₃^-, NH₄⁺, kovy, NO₂^-, PO₄^3-, F^-, neiónové – zlúčeniny kremíka, bóru, rozpustené plyny, množstvo organických látok v oboch uvedených formách). Medzi nerozpustené látky patria hlinitokremičitany, hydratované oxidy železa a mangánu, organický detrit, tuky, oleje, kovy. Avšak ani pri tejto filtrácii nie sú odstránené všetky koloidne dispergované častice o rozmeroch menších ako 1-5 nm a preto je vhodnejšie rozlišovať látky nie ako rozpustené a nerozpustené, ale ako filtrované a nefiltrované.

Koncentrácie nerozpustených látok na profiloch situovaných na Dunaji, Mošonskom Dunaji, starom koryte Dunaja a profiloch zdrže č. 308, 309, 311 a 3376 kolíšu v intervale od 2 do 36 mgl^-1. Zvýšené hodnoty nerozpustených látok, ktoré sa v období od novembra do októbra individuálne vyskytovali na jednotlivých profiloch súvisia so zvýšenými prietokmi v Dunaji v týchto obdobiach. Hodnoty nerozpustených látok na profile situovanom v kynete profil č. 307 sú počas hydrologického roku 2002 podobne ako predchádzajúci rok rozkolísanejšie, v intervale od 8 do 60 mgl^-1. Zvýšené kolísanie je v súlade so zvýšenými prietokmi na Dunaji. V novembri, pri prietoku cca 5600 m³s^-1 sa vyskytli zväčša na všetkých profiloch maximálne obsahy nerozpustených látok, ktoré sa pohybovali od 60 do 137 mgl^-1. Nerozpustené látky na priesakových kanáloch kolíšu v intervale od 2 do 10 mgl^-1, s jedným ojedinelým maximom (22 mgl^-1) na profile č. 317. Zvýšené obsahy nerozpustených látok sa vyskytli v čase zvýšených prietokov na Dunaji.

Koliformné baktérie

Baktérie majú pre určenie kvality vody dôležitý význam. Zúčastňujú sa na rôznych prirodzených procesoch prebiehajúcich vo vodách. Do vôd sa môžu dostávať aj sekundárne z vonkajšieho prostredia a vtedy indikujú všeobecné alebo fekálne znečistenie. Medzi indikátory všeobecného znečistenia vôd patria rozličné mezofilné a psychrofilné baktérie. Indikátormi fekálneho znečistenia vôd sú koliformné baktérie, enterokoky a klostrídiá. Stanovením koliformných baktérií sa zistí prítomnosť znečistenia vody črevnou mikroflóru a je základom hygienického vyšetrenia vody. V povrchových tečúcich vodách ich výskyt závisí od množstva fekálnych odpadových vôd a ďalších faktorov. Fekálne znečistenie vody môže zapríčiniť rozšírenie mnohých druhov črevných patogénov ako napr. týfus (b. Salmonella), bacilárnu dyzentériu (b. Shigely), choleru (b. Vibrio), tularémiu (b. Tularensis), legionársku chorobu (akútna infekcia dýchacích ciest) prípadne baktérie šíriace tuberkulózu.

Najvyššie obsahy koliformných baktérii sú na profiloch č. 109 a 1205 a pohybujú sa v intervale od 10 do 1000 KTJ/ml. Na profiloch č. 3530 a 112 kolíšu v intervale od 10 do 100 KTJ/ml. Na profiloch v Dunaji majú koliformné baktérie tendenciu vzostupu od cca júna. Koliformné baktérie na profiloch situovaných v zdrži okrem profilu č. 307) sa pohybujú od 2 do 50 KTJ/ml. Na profile č. 307 obsah koliformných baktérií aj počas hydrologického roku 2002 kolíše rovnomernejšie v intervale od 16 do 64 KTJ/ml. Na profiloch situovaných v starom koryte Dunaja (okrem 111) sa obsahy koliformných baktérií pohybujú v intervale od 4 do 58 KTJ/ml, na profile č. 111 od 11 do 330 KTJ/ml. Počet koliformných baktérií na priesakových kanáloch (profily č. 317, 3531) sa v hydrologickom roku 2002 pohyboval od 1 do 10 KTJml^-1.

ChSK_Mn

ChSK_Mn je definovaná ako množstvo kyslíka, ktoré sa za presne definovaných podmienok spotrebuje na oxidáciu organických látok vo vode silným oxidačným činidlom (manganistanom draselným). ChSK je mierou celkového obsahu organických látok vo vode a tým je dôležitým ukazovateľom organického znečistenia vody. Hodnoty ChSK zahrňujú organické látky biologicky rozložiteľné aj nerozložiteľné.

Hodnoty ChSK_Mn majú na všetkých profiloch okrem priesakových kanálov podobný priebeh. Oproti minulému roku (do apríla nastával mierny vzostup hodnôt, pričom počas vegetačného obdobia hodnoty mierne poklesávali) v roku 2002 od februára-júla hodnoty mali miernu zostupnú tendenciu (5,4-2 mgl^-1). Od augusta-novembra hodnoty postupne vzrastali. Rast hodnôt ChSK_Mn v marci (4-6 mgl^-1) a novembri (5-7 mgl^-1) zaznamenaný na všetkých profiloch súvisí so zvýšenými prietokmi v tomto období. Augustová povodňová vlna sa prejavila na profile Bratislava (109) kedy nameraný obsah ChSK_Mn bol 9,1 mgl^-1. Na priesakových kanáloch (profily č. 317, 3531) sa hodnoty ChSK_Mn pohybovali od 1,4 do 3,6 mgl^-1.

 Chlorofyl-a

Kapitola 2.4. sa veľmi podrobne zaoberá aj chlorofylom-a, takže tu sa zameriame len na stručné zhodnotenie situácie za hydrologický rok 2002.

Obsahy chlorofylu-a oproti roku 2001 v roku 2002 vzrástli na profiloch v zdrži a ramennej sústave, pričom abundancia fytoplanktónu oproti predchádzajúcemu roku klesla. Z uvedeného je možné predpokladať, že vo fytoplanktóne dominovali v roku 2002 zelené riasy. V hydrologickom roku 2002 dosiahol chlorofyl-a na všetkých profiloch okrem profilov na priesakových kanáloch maximálnu kulmináciu v mesiacoch apríl-máj (34-50 mgm^-3). Počas vegetačného obdobia sa vyskytovali už len individuálne zvýšenia chlorofylu-a na jednotlivých profiloch max. do 20 mgm^-3. Koncentrácie chlorofylu-a na profile č. 317 kolíšu v intervale od 0,8 do 3 mgm^-3, na profile č. 3531 od 0,7 do 11 mgm^-3.

 

2.4. Hodnotenie biologických ukazovateľov kvality vôd

Smernica 2000/60/ES Európskeho parlamentu a Rady Európskej únie z 23.10.2000 ustanovuje rámec pôsobnosti Spoločenstva v oblasti vodnej politiky. Dôraz sa v nej kladie hlavne na biologické kvalitatívne prvky v rámci hodnotenia ekologického stavu.

Základná charakterizácia biologických ukazovateľov kvality povrchovej vody bola podrobne spracovaná v prílohách Národnej správy za roky 1999 a 2000. Prílohy Národnej správy za roky 1999 a 2000 obsahujú taktiež presné metodiky odberu a stanovenia fytoplanktónu, zooplanktónu, perifytónu a makrozoobentosu. Vývoj metód stanovenia a vyhodnocovania saprobity je poznamenaný veľkou rôznorodosťou prístupov, koncepcií a subjektívnych názorov a nie je definitívne ukončený. Z ekologického hľadiska sa sledovanie makrozoobentosu tečúcich vôd ukázalo pre bioindikáciu ako najvhodnejší spôsob. Vzorky sú relatívne ľahko prístupné a rýchlo spracovateľné. Rastlinné organizmy sú v existenčných požiadavkách väčšinou veľmi prispôsobivé a sú rozšírené vo veľkom rozmedzí organického zaťaženia toku. Bakteriálne nárasty poskytujú vierohodné výsledky, vyžadujú však dlhšiu dobu na spracovanie a náročnejšie laboratórne vybavenie.

V rámci hodnotenia biologického stavu kvality vôd sa stanovujú nasledujúce sapróbne indexy (SI) a ukazovatele:

SI perifytónu – nárasty na kameňoch, kmeňoch a iných podkladoch vo vode, ktoré indikujú zmeny v kvalite vody 2-3 týždňového charakteru. Koreluje s kvalitou pretekajúcej vody, najmä k organickému znečisteniu, menej s obsahom kyslíka, pretože si ho dokáže vyprodukovať

SI makrozoobentosu – spoločenstvá živočíchov na dne riek, nádrží, ktoré indikujú zmeny mesačného až polročného charakteru

SI biosestónu – živá časť sestónu unášaná vodou

 

2.4.1. Sapróbny index perifytónu

(spracované podľa Elexová E., a kol., 2003, Valúchová M., a kol., 2003)

V roku 2002 sa pri analýzach perifytónu – nárastov, ktoré rastú na kameňoch, kôre stromov a iných podkladoch vo vode – sledovala najmä riasová zložka perifytónu (najmä rozsievky a vláknité cyanobaktérie. Odbery vzoriek sa uskutočnili podobne ako v predchádzajúcich rokoch 3 razy do roka. Okrem vodných vzoriek boli použité na determináciu rozsievok trvalé preparáty. Pred determináciou boli tzv. „vypaľované“ peroxidom vodíka. Cieľom bolo odstrániť protoplast rozsievkových spoločenstiev, ktoré tvoria nárasty. Určované boli schránky týchto organizmov, ktoré sú nositeľmi determinačných znakov tejto skupiny.

Výsledky v podobe zoznamu determinovaných taxónov s celkovým počtom taxónov sú uvedené v prílohe Národnej správy, údaje o sapróbnych indexoch sú uvedené v Tab. 4.

Tab. 4: Sapróbny index perifytónu podľa Pantleho a Bucka v roku 2002

 

Na základe získaných výsledkov možno konštatovať, že sapróbne indexy nárastov všetkých sledovaných profilov Dunaja sa v roku 2002 pohybovali v oblasti lepšej ß-mezosaprobity. Indexy boli v intervale 1,63 (Hrušov) – 2,10 (Rajka). Rozptyl hodnôt sapróbnych indexov bol širší ako v predchádzajúcom roku.

Z hľadiska druhovej diverzity riasovej zložky perifytónu na všetkých profiloch jednoznačne prevládali rozsievky (Diatoma, Melosira, Cymbella a iné), zelené vláknité riasy (Ulothrix, Cladophora) a sinice (Phormidium). Často sa vyskytovali cyklické rody Aulacoseira, Cyclotella, Cyclostephanos, Stephanodiscus, Thalassiosira rody zo skupiny Fragilariaceae (Diatoma, Fragillaria), rody skupiny Achnanthaceae (Achanathes, Cocconeis), ale najviac bolo rozsievok zo skupiny Naviculaceae (Amphora, Cymbella, Cymatopleura, Surirella, Gomphonema, Navicula, Rhoicosphaenia) a skupiny Bacillariaceae (Nitzschia). Sinice (Cyanophyta) sa vyskytovali sporadicky s druhmi Lyngbyia martesiana, Leptolyngbyia boryana a Phormidium retzii ako aj rodom Rhizoclonium, patriacim k vláknitým riasam Ulotrichales.

  

2.4.2. Sapróbny index makrozoobentosu

Sapróbny index makrozoobentosu sa v roku 2002 stanovoval na vybraných profiloch 3-krát za rok. Na základe druhovej determinácie zistených indikačných druhov makrozoobentosu boli vypočítané sapróbne indexy makrozoobentosu podľa STN 83 0532, stanovená saprobita ako aj trieda kvality vody podľa STN 75 7221.

Tab. 5: Miesta odberu a sapróbne indexy makrozoobentosu

 

Uvedené profily sa dajú rozdeliť do dvoch skupín (spracované podľa Valúchová M., a kol., 2003):

-      prvú skupinu tvoria profily so štrkovitým dnom (111, 308, 3376) a rýchlejším prúdením. Namerané indexy saprobity makrozoobentosu veľmi dobre korelujú s indexom biosestónu, t.j. charakterizujú kvalitu pretekajúcej vody (Obr. 2-1, Obr. 2-2, Obr. 2-3). Vzorky sa väčšinou odoberajú zo štrkovitého dna príp. litorálnej zóny, pri nižších stavoch vody. Saprobita vody na sledovaných profiloch dosahuje väčšinou stupeň ß-mezosaprobity, ktorý charakterizuje tok s prirodzeným organickým zaťažením, prípadne menším sekundárnym zaťažením. Samočistenie prebieha na úrovni oxidačných pochodov.

-      druhú skupinu tvoria profily s piesčito-bahnitým dnom (4016, 3739, 307, 309, 311) a pomalším prúdením. Namerané indexy saprobity makrozoobentosu sú oproti hodnotám indexu biosestónu posunuté k vyšším hodnotám (ß-a-mezosaprobita), t.j. charakterizujú kvalitu sedimentu (Obr. 2-1, Obr. 2-2, Obr. 2-3 a Obr. 2-4). Vzorky sa väčšinou odoberajú hĺbkovými odoberačmi z bahnitého dna, s prevahou červov a lariev pakomárov, ktoré indikujú horšiu saprobitu. Saprobita vody na sledovaných profiloch dosahuje väčšinou stupeň ß-a-mezosaprobity. a-mezosaprobita sa prejavuje na úsekoch so stredne silným znečistením. Dochádza k väčšiemu poklesu kyslíka a znižovaniu druhovej rozmanitosti.

Na grafoch 2.4.2a, 2.4.2b, 2.4.2c a 2.4.2d je vynesené porovnanie indexov saprobity makrozoobentosu a biosestónu. Veľmi dobre z nich vidno závislosť charakteru dna a sapróbneho indexu makrozoobentosu. Zlepšovanie saprobity je pozorovateľné na profile 3739 (Sap – nad zaústením), čiastočne aj v Kalinkove (307). Na profile 309 (Šamorín –PS) saprobita dlhodobo indikuje ß-a-mezosaprobitu. Na profile 311 (Šamorín –ĽS) sa saprobita dlhodobo pohybuje na úrovni a-mezosaprobity. Podobná situácia (a-mezosaprobita) je aj na profile 4016.

Značky ? uvedené v grafoch (2.4.2a, 2.4.2b, 2.4.2c a 2.4.2d ) upozorňujú na zmenu podmienok príp. metodiky počas roku 2002. Na profile 4016 zníženie hodnoty indexu makrozoobentosu spôsobil odber za nízkeho stavu z kamenno-štrkovitého dna. Na profiloch 307, 309 a 311, ktoré sú charakteristické bahnitým dnom sa v druhom polroku roku 2002 zmenila metodika odberu vzoriek. Vzorky sa odoberali ručnou sieťkou oplachovaním veľkých skál z litorálu. Takto získané výsledky sú porovnateľné s výsledkami získanými v prvej skupine profilov.

 

2.4.3. Sapróbny index biosestónu

Biosestón predstavuje živú časť sestónu nesenú vodou. Sapróbny index biosestónu je úzko spätý s kvalitou vody. Stanovuje sa 1 krát mesačne, pričom z grafov 2.4.2a-d je zrejmé, že na väčšine sledovaných profilov sa index saprobity biosestónu pohybuje v intervale zodpovedajúcemu ß-mezosaprobite t.j. prostrediu ktoré poskytuje existenčné podmienky pre širokú škálu organizmov čím sa druhová rozmanitosť zvyšuje.

 

2.4.3.1. Fytoplanktón a zooplanktón

Planktón tvoria drobné organizmy (sinice, riasy, baktérie, huby) nesené vodou.

Rozvoj fytoplanktónu závisí hlavne od prísunu energie a zásoby živín vo vode. V povrchových vodách má fytoplanktón význam ako producent organickej hmoty. Mení a ovplyvňuje fyzikálno-chemické vlastnosti vody a dodáva do vody veľké množstvo rozpustených organických látok. Životnými prejavmi fytoplanktónu je ovplyvňovaná priehľadnosť, zákal a farba vody. Činnosť fytoplanktónu mení aj pH vody, ktoré sa môže posúvať až do alkalickej oblasti. Rozpad organizmov a dýchanie môže spôsobovať posun hodnôt pH do kyslej oblasti. Spotrebou CO₂ zasahuje fytoplanktón rovnovážny systém kyseliny uhličitej, ovplyvňuje obsah kyslíka vo vode, mení množstvo niektorých prvkov podieľajúcich sa na stavbe buniek siníc a rias (Mg, K, Na, Al, Si) a látok rozpustených vo vode, atď.

Na oživenie vody v zdrži vodného diela má vplyv hlavne kvalita pritekajúcej vody. Pri prognóze rozvoja fytoplanktónu v zdrži sa predpokladalo množenie fytoplanktónu v niektorých jej častiach, hlavne v plytkých preteplených miestach. Rozvoj fytoplanktónu okrem zodpovedajúceho obsahu živín súvisí hlavne s hydrologickými pomermi v zdrži. Kalinkovská a šamorínska časť zdrže sa v hydrologických podmienkach od seba významne odlišujú hĺbkou vody, dobou zdržania vody, rýchlosťou prúdenia, priehľadnosťou vodného stĺpca atď. To sú faktory, ktoré majú podstatný vplyv na rozvoj mikroskopických rias pri približne rovnakom obsahu živín vo vode. Sezónne rozdiely v počtoch rias počas roka sú spôsobené zmenami klimatických a prietokových pomerov v zdrži (teplota vody, intenzita slnečnej radiácie, zmeny prietokov a s nimi spojenej priehľadnosti vody atď.). Všeobecne sa za eutrófne vody považujú tie, v ktorých počty rias sú nad 1000 jedincom v 1 ml, pričom počty nad 10000 jedincov už svedčia o ich masovom rozvoji. (Valúchová M., a kol., 2003).

Zástupcovia zooplanktónu sú konzumentmi prvého stupňa, pričom ako potrava im slúži predovšetkým fytoplanktón. Zooplanktón sa filtráciou a konzumáciou fytoplanktónu významne podieľa na spomaľovaní negatívnych procesov eutrofizácie a taktiež sám tvorí trofickú bázu pre planktonofágne spoločenstvá rýb a vodných vtákov. Najmä vo výžive juvenilných štádií rýb hrá nezastupiteľnú úlohu a priamo determinuje rozvoj osádok rýb. Abundancia zooplanktónu podlieha značnému kolísaniu v priebehu roka, pričom najdôležitejšími faktormi jeho rozvoja sú teplota vody, rýchlosť prúdenia vody, abundancia fytoplanktónu a konzumný tlak rýb a vtákov. Zooplanktón je tvorený mikroskopickými živočíšnymi organizmami (< 1mm), reprezentovaný prvokmi (Protozoa), vírnikmi (Rotatoria), perloočkami (Cladocera), veslonôžkami (Copepoda) a juvenilnými štádiami ďalších vodných živočíchov. (Valúchová M., a kol., 2002). Od roku 2002 sa z metodologických príčin stanovujú len skupiny sieťového zooplanktónu (Rotatoria, Cladocera a Copepoda).

V rámci stanovenia fytoplanktónu sa sleduje abundancia (kvantitatívny nárast v J/ml), taxóny (zoznam jednotlivých druhov) a biomasa (ako obsah chlorofylu-a). V rámci stanovenia zooplanktónu sa sleduje abundancia (kvantitatívny nárast v J/100 l, od roku 2002 uvádzaný v J/l) a taxóny (zoznam jednotlivých druhov).

Z výsledkov stanovenia biologických ukazovateľov (abundancia a taxóny fytoplanktónu a zooplanktónu, chlorofyl-a), základných fyzikálno-chemických ukazovateľov (priehľadnosť, teplota, pH, kremík, nerozpustené látky), kyslíkového režimu, nutrientov, na základe prietokov a klimatických pomerov sa dá predpokladať vznik rozvoja eutrofizácie až vodného kvetu (tvorí sa hlavne zo siníc).

 Tab. 6: Miesta odberu a dominantné druhy fyto a zooplanktónu

 

Na základe vzájomných vzťahov ukazovateľov charakterizujúcich úroveň eutrofizácie vôd Dunaja, zdrže, ramennej sústavy je možné konštatovať, že:

• obsah chlorofylu-a oproti roku 2001 vzrástol takmer na všetkých profiloch, pričom abundancia fytoplanktónu oproti minulému roku poklesla a nedosahovala maximá roku 2001. Jedným z dôvodov rastu chlorofylu-a mohlo byť stúpnutie počtu zelených riasv úseku Dunaja nad Bratislavou. Pokles abundancie fytoplanktónu zasa mohol o.i. ovplyvniť aj nadmerný rozvoj zelených rias a makrofýt, ktoré si konkurovali v boji o živiny, hlavne o fosfor.

• čiastkové poklesy počtu rias sa objavujú v čase zvýšených prietokov, riedenie;

• teplota vody nemá samo o sebe určujúci vplyv na rozvoj fyto a zooplanktónu. V jarných mesiacoch kedy dochádza k ich masovému rozvoju, sú teploty nižšie avšak je zvýšená slnečná radiácia a vysoká priehľadnosť vodného stĺpca pri nižších prietokoch;

• počas vegetačného obdobia (teplé letné mesiace) pôsobia stimulačne na rozvoj fyto a zooplanktónu živiny, slnečný svit, priehľadnosť, avšak rozvoj je brzdený rýchlosťou prúdenia. Limitujúcim faktorom masového rozvoja rias v zdrži zo živín je obsah fosforečnanového fosforu.

• lokálne rozdiely v abundancii rias závisia od prietoku, rýchlosti prúdenia, doby zdržania, hĺbky a priehľadnosti vody, pričom obsah biogénnych prvkov je približne rovnaký v celej zdrži;

• počas vegetačného obdobia klesá obsah živín na minimum. Obsah kremičitanov sa sezónne mení: s rozvojom fytoplanktónu klesá najmä ak fytoplanktón obsahuje rozsievky s vysokým obsahom kremíka v bunkových blanách;

• rozvoj zooplanktónu vo vzťahu k rozvoju fytoplanktónu sa dá charakterizovať tzv. Lotkov-Volterrovým modelom t.j. dosahované maximá zooplanktónu kopírujú maximá fytoplanktónu s určitým časovým posunom (cca 15-30 dní);

• masový rozvoj rias s počtom jedincov nad 10000 v ml bol zistený dva krát za rok na profile 307, a raz za rok na profiloch 308, 309, 311 a 3530;

• 80-90 % fytoplanktónu v Dunaji tvoria rozsievky (Bacilariophyceae);

• 61-96 % zooplanktónu tvoria vírniky (Rotatoria), 3-37 % veslonôžky (Copepoda), 1-2 % perloočky (Cladocera);

• na základe druhového zloženia v jednotlivých skupinách zooplanktónu boli najvýznamnejšie u vírnikov druhy rodov Keratella, Brachionus a Polyarthra, u perloočiek druhy rodov Daphnia a Bosmina, a u veslonôžok juvenilné štádia z čeľade Cyclopidae podobne ako v rokoch 2000-2001.

 

2.5. Hodnotenie kvality sedimentov

Metodika odberu, spracovania a hodnotenia sedimentov je podrobne popísaná v prílohách Národných správ za roky 1999 a 2000. Oproti predchádzajúcim rokom sa zmenilo označovanie odberových miest, kde sa prevzalo označenie používané pre miesto odberu povrchovej vody pre stanovenie kvality. V hodnotení, ako aj v tabuľkách s údajmi sú uvedené len tie miesta odberu, ktoré sa viažu na profily, kde sa stanovuje aj kvalita povrchových vôd v rámci Dohody z roku 1995.

Tab. 7: Miesta odberu dnových sedimentov

Miesta odberu dnových sedimentov (obr. 2b) boli rozmiestnené do starého koryta Dunaja a do oboch rozšírených častí zdrže na zdokumentovanie možného procesu sorbovania škodlivín – ťažkých kovov a špecifických organických mikropolutantov, viažucic7h sa predovšetkým na jemné prachovito-ílovité častice sedimentu a organické látky v nich – a ich ukladania do zdrže a prívodného kanála vodného diela. Odberné miesta v zdrži sú rozmiestnené do miest s rozličnými rýchlosťami prúdenia vody a teda rôznou rýchlosťou sedimentácie a rôznou štruktúrou sedimentov, ako aj do blízkosti vodných zdrojov. Cieľom odberov vzoriek sedimentov bolo zdokumentovanie ich kvalitatívneho zloženia. Odber vzoriek sa uskutočnil v októbri 2002.

Absolútne hodnoty koncentrácií jednotlivých ukazovateľov znečistenia sedimentov sú uvedené v Prílohe v Tab. č. 2-5,b,c,d.

Sledované ukazovatele:

• granulometria (krivka zrnitosti + frakcie 0,002 – 0,063 – 2 mm), organická hmota, obsah amoniaku, pH, obsah sušiny, celkový obsah sulfidickej síry, TOC, EOCL;

• arzén, nikel, chróm, kadmium, meď, ortuť, zinok, olovo, bárium, hliník, kobalt, striebro, vanád, antimón, berýlium, molybdén, tálium;

• PAU (suma + 10 jednotlivo: naftalén, antracén, fenantrén, fluorantén, benzo(a)pyrén, chryzén, benzo(k)fluorantén, benzo(b)fluorantén, benzo(ghl)perylén, indeno(1,2,3)pyrén);

• PCB (Delor 103, Delor 106, 7 ďalších kongenerov);

• Pesticídy (DDT, heptachlór, hexachlórbenzén, lindan, atrazín, acetochlór, metolachlór, mancozeb, MCPA, o-xylén, p-xylén, aldrin, endrin, dieldrin);

• akútna toxicita na troch organizmoch (dafnie, test rastu rias, Microtox);

  

2.5.1. Hodnotenie zloženia sedimentov podľa metodického pokynu MŽP SR č. 549/98-2 (podľa Valúchová M., a kol., 2003)

Základnými pojmami pri porovnaní obsahu znečisťujúcich látok v sedimentoch s limitmi uvedenými v metodickom pokyne MŽP č. 549/98-2 pre sušinu sedimentu sú:

Cieľová hodnota – TV (zanedbateľné riziko)

Maximálna prípustná koncentrácia – MPC (maximálne prípustné riziko)

Testovacia hodnota - TVd

Intervenčná hodnota – IV (závažné riziko)

TV – ako cieľová hodnota blížiaca sa nenarušenému prírodnému prostrediu reprezentovanému nekontaminovaným sedimentom, odvodená z ekotoxikologických testov a predstavuje 1/100 MPC. Zabezpečuje 100 % prežitie vodných organizmov.

MPC – maximálna prípustná koncentrácia určitej látky v sedimente, prekročenie ktorej vyvoláva v danom ekosystéme neprijateľné riziko. V kritériách boli stanovené hodnoty na úrovni zabezpečujúcej prežitie 95 % všetkých organizmov v danom ekosystéme. Vychádza sa z predpokladu, že pri 95 %-nej ochrane všetkých druhov organizmov v ekosystéme sa tento môže nerušene rozvíjať a fungovať.

TVd – testovacia hodnota leží v intervale MPC a IV a môže slúžiť pri rozhodovaní o nakladaní so sedimentom.

IV – predstavuje pre ekosystém vysoké riziko. Je odvodená z ekotoxikologických testov a zodpovedá koncentrácii určitej látky, pri ktorej je zabezpečená ochrana 50 % všetkých živočíšnych druhov ekosystému.

  

Výsledky celkového hodnotenia sedimentov sú zaradené do troch základných tried:

-      Bez účinku – namerané hodnoty pre každú chemickú látku či zlúčeninu sú menšie ako limitná hodnota MPC uvedená v prílohe č. 1 metodického pokynu pre sušinu sedimentu.

+     Potenciálne riziko – namerané hodnoty hoci len pre jednu chemickú látku či zlúčeninu sú rovné alebo väčšie ako MPC a menšie ako IV

++   Závažné riziko – namerané hodnoty čo i len pre jedinú látku alebo zlúčeninu sú rovné alebo presahujú IV.

 

Prístup k hodnoteniu rizík zo znečistených sedimentov by mal byť podľa tohto metodického pokynu trojzložkový, teda mal by hodnotiť nielen obsah znečisťujúcich látok v sedimente a jeho zloženie (fyzikálno-chemická analýza), ale hodnotenie by malo byť doplnené meraním ekotoxicity a hodnotením biologickej kvality sedimentu.

 

Výsledky a hodnotenie

Koncentrácie ťažkých kovov a vybraných ukazovateľov organického znečistenia prepočítané na štandardizovaný sediment sú uvedené v Tab. 8a a 8b.

Na základe hodnotenia podľa Metodické pokynu MŽP je možné konštatovať, že:

• obsah organických látok v sedimentoch je trvalo nízky a pohybuje sa od 2,9 % (profil 309) do 4,9 % (profil 308). Maximálne hodnoty sú oproti minulému roku o niečo nižšie.

• obsah TOC sa pohyboval od 1027 mg/kg (profil 307) do 2242 mg/kg (profil 4016)

• pH kolíše v úzkom intervale od 6,7 (väčšina sledovaných profilov do 6,8 (profil 309), až 7 (profil 307)).

• obsah amoniaku (sledovaný pre svoje toxické účinky) sa pohyboval od medze stanovenia (profil 311) do 0,14 mg/kg (profily 307, 308, 4016)

• podiel lutitovej frakcie sedimentov na ich zložení (prachovo-ílovitá frakcia sedimentu s veľkosťou zŕn < 0,063 mm), ktorá sa najviac podieľa na sorbcii znečisťujúcich látok rozpustených vo vode je v sedimentoch VD vysoký a pohybuje sa od 88,68 % (profil 307) do 99,67 % (profil 309).

• obsah sušiny, charakterizujúci celkový obsah chemických látok, ktoré môžu byť rozpustené vo voľnej vode sedimentu, sa pohybuje od 42,7 % (profil 311) do 55,9 % (profil 307).

• celkový obsah prchavej sulfidickej síry (AVS-S^2-) prítomnej v sedimentoch v anaeróbnych podmienkach a pri organickom znečistení sedimentov je na sledovaných profiloch nízky a pohybuje sa od 1,14 mg/kg (profil 3739) do 5,05 mg/kg (profil 311). Obsah AVS bol v rokoch 2002 a 2001 oproti roku 2000 významne nižší.

Ťažké kovy

Obsahy sledovaných ťažkých kovov sa v roku 2002 pohybovali v tzv. triede „Bez účinku“ t.j. namerané hodnoty boli menšie ako limitná hodnota MPC z metodického pokynu pre sušinu štandardizovaného sedimentu.

Organické látky

Obsahy väčšiny sledovaných organických látok sa v roku 2002 pohybovali v tzv. triede „Bez účinku“ t.j. namerané hodnoty boli menšie ako limitná hodnota MPC z metodického pokynu pre sušinu štandardizovaného sedimentu. Výnimku tvoria nasledovné organické látky, ktoré sa pohybovali v tzv. triede „Potenciálne riziko“ t.j. namerané hodnoty boli aspoň raz väčšie ako limitná hodnota MPC z metodického pokynu pre sušinu štandardizovaného sedimentu: naftalén, fenantrén, benzo(a)antracén (profil 309).

Akútna toxicita

Z výsledkov testov akútnej toxicity sedimentov na troch druhoch rôzne citlivých organizmov vyplýva, že intersticiálna (pórová) voda zo sedimentov mala silné stimulačné účinky na bioluminiscenčné baktérie a na rast zelených rias. Pri perloočkách ani pri rybách sa ani v jednom prípade nezaznamenali inhibičné resp. škodlivé alebo toxické účinky.

 

2.5.2. Hodnotenie zloženia sedimentov podľa kanadskej normy „Provincial Sediment Quality Guidelines” (podľa Valúchová M., a kol., 2003)

Hodnotenie podľa kanadskej normy rozlišuje tri úrovne obsahu kontaminantov v sedimentoch, ktoré vyjadrujú možné ohrozenie bentických organizmov sedimentu:

• NEL (No Effect Level) predstavuje úroveň, kedy nie sú na vodných organizmoch zistené toxické vplyvy. Je to úroveň, v ktorej nie je očakávaná bioakumulácia znečisťujúcich látok cez  potravinový reťazec. Takéto sedimenty sú považované za čisté.

• LEL (Lowest Effect Level) predstavuje kontamináciu sedimentu, ktorá ešte zabezpečuje prežitie 95 % vodných organizmov. Indikuje kvalitu sedimentov, kedy je zistená len okrajová kontaminácia a sedimenty sú tolerované väčšinou bentických organizmov. Aktuálne ekotoxikologické vplyvy sedimentov by sa mohli prejaviť na bentickom spoločenstve. Takýto sediment sa ešte nepovažuje za hrozbu pre kvalitu vody ani pre makrofaunu príp. pre ľudské zdravie.

• SEL (Severe Effect Level) indikuje úroveň zjavného znečistenia, ktoré ruší bentické spoločenstvo. Kontaminácia sedimentu môže byť škodlivá pre väčšinu bentických organizmov a je potenciálnym rizikom eliminácie väčšiny bentických organizmov. Toto znečistenie potenciálne negatívne ovplyvňuje väčšinu bentických druhov. Sedimenty na tejto úrovni sú považované za ťažko kontaminované a je nevyhnutné ich podrobiť biologickým a ekotoxikologickým testom.

Ťažké kovy majú podľa kanadskej normy určené limitné hodnoty NEL, LEL a SEL pre celkový sediment v mg/kg sušiny pre každý kov osobitne a s týmito limitmi sa namerané hodnoty priamo porovnávajú.

Špecifické organické znečistenie má v kanadskej norme určené limitné hodnoty len pre NEL, LEL, s ktorými sa namerané hodnoty priamo porovnávajú. Hodnoty SEL sa musia konvertovať so zohľadnením konkrétneho percentuálneho obsahu TOC v danom sedimente.

Výsledky a hodnotenie

Koncentrácie ťažkých kovov a vybraných ukazovateľov organického znečistenia hodnotené podľa Kanadskej normy sú uvedené v Tab. 9a, b.

Kanadská norma nestanovuje limity znečistenia pre nasledovné ukazovatele: Al, Sb, Ba, Be, Co, Ag, V, Mo, Tl, heptachlór, delory, metoxychlór, organochlorované pesticídy, atrazín, acetochlór, metolachlór, mancozeb, MCPA, naftalén, acenaftylén, benzo(b)fluorantén, o-xylén, p-xylén.

 Ťažké kovy

Podľa kanadskej normy obsahy Cr, Ni, Cu a As prekračujú na všetkých sledovaných profiloch hranicu LEL, ktorá predstavuje okrajovú kontamináciu sedimentu akceptovateľnú a tolerovateľnú väčšinou bentických organizmov so zabezpečením až 95 %-ného prežitia. Tieto prekročené koncentrácie ťažkých kovov nedosahujú ani 50 % hranicu SEL, teda úrovne kontaminácie, ktorá by mohla pôsobiť zjavne rušivo na bentické spoločenstvo.

Obsahy Zn prekračujú úroveň LEL na profiloch 308, 311 a 4016. Obsah Hg prekračuje hranicu LEL na profiloch 3739, 311 a 4016. Obsah Pb prekročil hranicu LEL na profile 311.

Obsahy ostatných ťažkých kovov neprekračovali hranicu LEL a ani pri jednom ťažkom kove nebola prekročená hranica SEL.

 PCB

Obsah PCB na všetkých sledovaných profiloch prekračoval hranicu NEL. Na všetkých sledovaných profiloch (okrem 3739) bola prekročená aj hranica LEL. Ani v jednom prípade, ale nebola dosiahnutá úroveň významnej kontaminácie definovanej ako SEL.

 Lindan

Na všetkých sledovaných profiloch koncentrácie lindanu prekročili hranicu znečistenia LEL. V jednom prípade (profil 3739) bola po prepočítaní na konkrétny obsah TOC prekročená hodnota SEL. Tento sediment je možné podľa výkladu kanadskej normy považovať za silne kontaminovaný obsahom lindanu.

 Ostatné ukazovatele organického mikroznečistenia

Obsahy ostatných ukazovateľov organického znečistenia stanovenú hranicu LEL podľa kanadsekj normu neprekročili.

 

2.6. Záver

Kvalita povrchových vôd sledovaných v rámci Dohody sa v roku 2002 oproti predchádzajúcim rokom významne nezmenila a je dlhodobo vyrovnaná. Z celkového hodnotenia a porovnávania kvality povrchových vôd na vstupnom a výstupnom profile (Bratislava a Medveďov) vyplýva, že uvedenie vodného diela do prevádzky a jeho prevádzka nemá vplyv na kvalitu povrchovej vody v Dunaji. Zvýšenie príp. zníženie hodnôt niektorých ukazovateľov počas 10-ročného sledovaného obdobia, hlavne aniónov dusíka a fosforu, niektorých katiónov (sodíka, horčíka), ukazovateľov kyslíkového režimu a ťažkých kovov (niklu a arzénu) sa prejavujú už na profile Dunaj-Bratislava (109), ktorý sa nachádza nad vodným dielom a monitoruje kvalitu povrchovej vody pritekajúcu na slovenské územie. Zvýšenie hodnôt ChSK_Mn, BSK₅ resp. TOC počas jednotlivých hydrologických rokov prevažne súvisí so zvýšenými prietokmi v Dunaji. Počas sledovaného obdobia sa kvalita vody prichádzajúcej na naše územie mierne zlepšila, čo sa prejavuje hlavne na poklese hodnôt nutrientov, ChSK_Mn, BSK₅, TOC, sapróbneho indexu, koliformných baktérií, fekálnych koliformných baktérií príp. fekálnych streptokokov. Postupný pokles ukazovateľov, ktoré charakterizujú organické znečistenie, súvisí pravdepodobne so znižovaním znečistenia odpadových vôd nad našim územím, sa potvrdil aj v rokoch 1999-2002. Bakteriologické znečistenie vody sa po samočistení v zdrži VD Gabčíkovo čiastočne znižuje.

Na základe smernice EÚ č. 2000/60/ES sa väčšia pozornosť venuje hodnoteniu biologických ukazovateľov (perifytónu, makrozoobentosu, biosestónu, fytoplanktónu, zooplanktónu) charakterizujúcich kvalitu povrchovej vody.

Na základe výsledkov hodnotenia perifytónu možno konštatovať, že sapróbne indexy nárastov všetkých sledovaných profilov Dunaja sa v roku 2002 pohybovali v oblasti ß-mezosaprobity, čo zodpovedá prirodzeným hodnotám na tomto úseku toku. Rozptyl hodnôt sapróbnych indexov bol väčší ako v predchádzajúcom roku.

Sapróbny index makrozoobentosu sa pohybuje na úrovni ß-mezosaprobity, čo predstavuje prirodzené zaťaženie toku organickými látkami, prípadne menšiemu sekundárnemu zaťaženiu. Zlepšovanie saprobity je pozorovateľné na profile 3739 (Sap – nad zaústením), čiastočne aj v Kalinkove (307). Na profile 309 (Šamorín –PS) saprobita dlhodobo indikuje ß-a-mezosaprobitu. Na profile 311 (Šamorín –ĽS) sa saprobita dlhodobo pohybuje v škále a-mezosaprobity. Zistená a-mezosaprobita na niektorých miestach v zdrži (309, 311), v Dunaji nad prehrádzkou v rkm 1843 (4016) a v starom koryte Dunaja  v Sape (3739) súvisí s lokálnymi podmienkami (okrem iného pomalšie prúdenie, charakter dna).

Z hľadiska hodnotenia fytoplanktónu sú výrazné rozdiely v abundancii rias v rôznych častiach zdrže. Masový rozvoj fytoplanktónu bol zaznamenaný v kalinkovskej aj šamorínskej časti zdrže v apríli až máji. Od novembra nastáva silná prirodzená sezónna depresia, ktorá trvá celé mimovegetačné obdobie. Obsah chlorofylu-a oproti roku 2001 vzrástol takmer na všetkých profiloch, pričom abundancia fytoplanktónu oproti minulému roku poklesla a nedosahovala maximá roku 2001. Jedným z dôvodov rastu chlorofylu-a mohlo byť stúpnutie počtu zelených rias. Pokles abundancie fytoplanktónu zasa mohol ovplyvniť aj nadmerný rozvoj zelených rias a makrofýt, ktoré si konkurovali v boji o živiny. Limitujúcim faktorom masového rozvoja rias v zdrži je obsah fosforečnanového fosforu. Za hranicu masového rozvoja rias sa pokladá koncentrácia 0,01 mgl^-1. Masový rozvoj rias s počtom jedincov nad 10000 v ml bol zistený dva krát za rok na profile 307, a raz za rok na profiloch 308, 309, 311 a 3530, pričom nemal nepriaznivý vplyv na oživenie vôd Dunaja biosestónom.

Z hodnotenia abundancie zooplanktónu v sledovaných profiloch zdrže, v priesakových kanáloch, v ramennej sústave a starom koryte Dunaja vyplýva, že hodnoty v roku 2002 boli blízke hodnotám, ktoré boli zaznamenané v rokoch 1999-2001. Najvyššia priemerná abundancia zooplanktónu bola zistená v litoráli kalinkovskej zdrže (308) a najnižšia v kynete (307). Najvyššie hodnoty abundancie zooplanktónu vo všetkých sledovaných profiloch boli zaznamenané od druhej polovice mája do začiatku augusta, najnižšie od konca augusta do októbra.

Rozvoj zooplanktónu vo vzťahu k rozvoju fytoplanktónu sa dá charakterizovať tzv. Lotkov-Volterrovým modelom t.j. dosahované maximá zooplanktónu kopírujú maximá fytoplanktónu s určitým časovým posunom (cca 15-30 dní).

Kvalita sedimentov bola v roku 2002 hodnotená dvomi spôsobmi: podľa Metodického pokynu MŽP a podľa tzv. Kanadskej normy.

Podľa metodického pokynu boli obsahy sledovaných ťažkých kovov v roku 2002 menšie ako limitná hodnota MPC. Obsahy väčšiny sledovaných organických látok sa v roku 2002 pohybovali v tzv. triede „Bez účinku“ t.j. namerané hodnoty boli menšie ako limitná hodnota MPC. Výnimku tvorili naftalén, fenantrén, benzo(a)antracén (profil 309), ktoré sa pohybovali v tzv. triede „Potenciálne riziko“ t.j. namerané hodnoty boli aspoň raz väčšie ako limitná hodnota MPC.

Podľa kanadskej normy hranicu LEL prekračujú na všetkých sledovaných profiloch obsahy Cr, Ni, Cu a As. Tieto prekročené koncentrácie ťažkých kovov nedosahujú ani 50 % hranice SEL, teda úrovne kontaminácie, ktorá by mohla pôsobiť zjavne rušivo na bentické spoločenstvo. Obsahy ostatných ťažkých kovov neprekračovali hranicu LEL a ani pri jednom ťažkom kove nebola prekročená hranica SEL. Obsah PCB na všetkých sledovaných profiloch prekračoval hranicu NEL. Na všetkých sledovaných profiloch (okrem 3739) bola prekročená aj hranica LEL. Ani v jednom prípade, ale nebola dosiahnutá úroveň významnej kontaminácie PCB definovanej ako SEL. Na všetkých sledovaných profiloch koncentrácie lindanu prekročili hranicu znečistenia LEL. V jednom prípade (profil 3739) bola po prepočítaní na konkrétny obsah TOC prekročená hodnota SEL. Tento sediment je možné podľa výkladu kanadskej normy považovať za silne kontaminovaný obsahom lindanu. Obsahy ostatných ukazovateľov organického znečistenia stanovenú hranicu LEL podľa kanadskej normy neprekročili. K výsledkom získaným pri monitoringu sedimentov je potrebné dodať, že zvýšené hodnoty niektorých ukazovateľov môžu byť ovplyvnené augustovou povodňou, ktorá z hľadiska sedimentov znamenala splach pôdy z pomerne veľkej časti povodia Dunaja