ROČN Í K I V | R O K 2 0 1 0 | Č Í S L O 2
ISSN 1 8 0 2 - 2 1 2 X | v y d á n o : č e r v en 2010
studia.OECOLOGICA
Využití břízy
při revitalizaci
a fytoremediaci
On measuring
the natural
and environmental
resource value
PŘÍSPĚVEK K odhadU
potenciálu biomasy
v Podkrušnohoří
Studia OECOLOGICA II/2010
ČASOPIS
STUDIA OECOLOGICA
Ročník IV
Číslo 2/2010
Redakční rada:
doc. Ing. Pavel Janoš, CSc. – šéfredaktor
doc. Ing. Miroslav Farský, CSc. – výkonný redaktor
prof. RNDr. Olga Kontrišová, CSc.
doc. RNDr. Juraj Lesný, Ph.D.
Ing. Martin Neruda, Ph.D.
doc. MVDr. Pavel Novák, CSc.
prof. Ing. Miloslav Šoch, CSc.
Technický redaktor:
Mgr. Petr Novák
Recenzenti:
doc. PhDr. RNDr. Martin Boltižiar, Ph.D., FPV UKF Nitra, Slovensko
Ing. Vladimír Brůna, FŽP UJEP, Ústí nad Labem
prof. Ing. Eduard Bublinec, CSc., Ústav EL SAV Zvolen, Slovensko
doc. Ing. Marie Fáziková, CSc., SPU Nitra, Slovensko
Ing. et Ing.Bc. Borek Franěk, Natura Litoměřice
Ing. Marcela Holečková, KÚ Ústeckého kraje, Ústí nad Labem
doc. Ing. Karol Kočík, Ph.D., FEE TU Zvolen, Slovensko
prof. RNDr. Jaroslav Kontriš, CSc., TU Zvolen, Slovensko
Ing. Věra Kreníková, FŽP UJEP Ústí nad Labem
Ing. František Loudát, CSc., Krajská agrární komora, Děčín
Ing. Pavel Loužecký, ČOV SČVK Ústí nad Labem
prof. Daniel McNamara, University Daval
prof. S.A. Novopasin, SB Russian academy of sciencies, Novosibirsk, Rusko
Ing. Pavel Pešek, CSc., FSE UJEP Ústí nad Labem
doc. RNDr.Jan Pokorný, CSc., ENKI, o.p.s.Třeboň
Bc. Vít Tejrovský, CHKO Labské pískovce
Ing. Jozef Vaľka, CSc., SAV Zvolen, Slovensko
Ing. Veronika Veľková, Ph.D., DF TU Zvolen, Slovensko
Vydává: FŽP UJEP v Ústí nad Labem
Tisk: MINO Ústí nad Labem
Toto číslo bylo dáno do tisku v červnu 2010
ISSN 1802-212X
MK ČR E 17061
Studia OECOLOGICA II/2010
Obsah
Humanitné vedy a Výskum krajiny
Peter Chrastina............................................................................................................ 3
Obsah makro- a mikroprvkov v rastlinách na stanovištiach
ovplyvnených ropnými látkami
Hana Ollerová, Oľga Kontrišová....................................................................... 18
Využitie brezy Betula pendula (Roth) pri revitalizácii
a fytoremediacii haldy so zvýšeným obsahom pyritu
Andrea Marušková, Helena Hybská....................................................................... 26
Příspěvek k poznání fauny obratlovců lokality „Kateřina –
mokřad“
Michal HOLEC, Pavel JAROŠ........................................................................................ 32
Strategické přístupy k revitalizačnímu programu pánevních
okresů Ústeckého kraje
Jaroslav ZAHÁLKA, Miroslav FARSKÝ.......................................................................... 45
On measuring the natural and environmental resource
value and damages
Josef Seják, Pavel Cudlín......................................................................................... 53
Modified Navier Stokes Equation and Wall Turbulence
Luděk JIRKOVSKÝ, Amador MURIEL........................................................................... 69
REGENERACE BROWNFIELDS NA PRŮMYSLOVOU ZÓNU TRIANGLE –
ŽATEC
Petr Vráblík................................................................................................................. 76
PŘÍSPĚVEK K odhadU potenciálu biomasy v Podkrušnohoří
Jaroslava VRÁBLÍKOVÁ, Roman HONZÍK................................................................... 85
Cesta do Vídně aneb http://oldmaps.geolab.cz
osm let poté
Vladimír BRŮNA........................................................................................................... 101
Studia OECOLOGICA II/2010
Humanitné vedy a Výskum krajiny
Humanic sciences and reasearch of landscape
Peter Chrastina
Univerzita Konštantína filozofa, Filozofická fakulta, Hodžova 1, Nitra 949 74, Slovenská republika,
[email protected]
Abstrakt
Z Európskeho dohovoru o krajine vyplýva potreba širšie koncipovaného pohľadu na krajinu.
Takto formulovanej požiadavke zodpovedá fenomén interdisciplinárneho výskumu krajiny,
ktorý sa v humanitných vedách rozvíja najmä v ostatnom decéniu.
V príspevku sa sústredíme na vybrané aspekty výskumu krajiny z historickogeografického a krajinnoarcheologického hľadiska. Každý z týchto prístupov (príp. ich
kombinácia) umožňuje komplexnejší pohľad na hodnotenie genézy prehistorickej
a historickej krajiny, čo má význam z hľadiska udržateľnosti plánovacích a rozhodovacích
procesov.
Abstract
European Landscape Convention points to the need to adopt a more complex view on landscape. Such need is best represented by the phenomenon of interdisciplinary landscape analysis, developed in humanic sciences over the last decade.
This article addresses selected aspects of landscape development as seen from the historicalgeographical and landscape-archaeological views. Each of these approaches, or their combination, offers a more complex view on the assessment of pre-historic or historic landscape
development, which is significant for sustainability of decision-making and planning processes.
Klíčová slova: krajina, humanitné vedy, historická geografia, krajinná archeológia, výskum
krajiny
Key words: landscape, humanic sciences, historical geography, landscape archaeology,
research of landscape
Úvod
Z Európskeho dohovoru o krajine (European., 2000) vyplýva potreba širšie koncipovaného
pohľadu na krajinu. Takto formulovanej požiadavke zodpovedá fenomén interdisciplinárneho výskumu krajiny, ktorý sa v humanitných vedách rozvíja najmä v ostatnom decéniu.
V príspevku sa sústredím na vybrané aspekty výskumu krajiny z historickogeografického a krajinnoarcheologického hľadiska. Každý z týchto prístupov (príp. ich kombinácia)
umožňuje komplexnejší pohľad na hodnotenie genézy prehistorickej a historickej krajiny
(Chrastina, 2007, s. 3, 2009b, s. 184), čo má význam z hľadiska udržateľnosti plánovacích
a rozhodovacích procesov.
3
Studia OECOLOGICA II/2010
Výskum krajiny z aspektu historickej geografie
Environmentálno-kultúrnogeografická koncepcia historickej geografie (HG) uplatňuje
pri výskume krajiny škálu prístupov interdisciplinárnej povahy (Chrastina, 2009a, 2009b,
s. 185). Cieľom výskumov je podľa Chromého a Jelečka (2005, s. 340, 342–343) interpretácia zmien priestorovej organizácie historickej krajiny a následne formulácia odpovedí
kauzálneho charakteru (príčina – následok).
Súčasná HG sa teda orientuje nielen na hľadanie podmieňujúcich princípov a vývojových
mechanizmov, ktoré neboli odhalené extenzívnym výskumom (pomocou „tradičných“ metód),1 ale zároveň rozlišuje nevyhnutné a náhodné príčiny zmien v krajine. Štúdiom interakcie
človek – krajina – čas (a kultúra – pozn. autora) kladie dôraz na analýzu vývoja využitia kultúrnej krajiny a socio-kultúrnych systémov. Pri štúdiu materialisticko-dialektických vzťahov
v krajine však jednoznačne prevažujú metódy intenzívneho výskumu (napr. prehistorického/
historického land use, multitemporálna analýza a pod.). Takto chápaná koncepcia HG sa
„neuspokojuje“ so zovšeobecneniami, ale „hľadá“ i ďalšie skryté súvislosti (napr. pracovné
migrácie – mapa 1 a schéma 1, epidémie, povodne – obr. 1, stopy zaniknutých architektúr,
reliktné štruktúry antropogénneho georeliéfu – obr. 2 atď.), ktoré ovplyvňovali (a v budúcnosti môžu ovplyvniť) vývoj miestnej krajiny. Predpokladom dosiahnutia adekvátneho výsledku je detailná heuristika historickogeografických prameňov2 a precízny terénny výskum.
Mapa 1. Migrácia Slovákov do Butína ako prejav hierarchickej difúzie
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2008a, s. 181, 2008c, s. 254)
Z množiny alternatívnych prístupov HG výskumu krajiny autor používa rámcovú kultúrnoekologickú charakteristiku krajiny (bližšie Chrastina – Boltižiar, 2008a, s. 167–177, 2008b,
s. 10–20, 2008c, s. 237–249, Chrastina – Křováková – Brůna, 2007, s. 373–377), ktorá
vychádza metodického porfólia kultúrnej geografie (de Blij – Murphy, 1999, s. 21). Predstavuje fenomén ponuky prírodného prostredia pre poznanie fyzického a duchovného rozmeru reakcií človeka pri jeho exploatácii. Človek vlastnosti krajinných prvkov (geologický
substrát, sklon a expozícia svahov v území, charakter pôdneho krytu a pod.) poznal empi1 Semotanová (1998, s. 61–63, 2000, s. 1–2) uvádza nasledovné metódy: historicko, geografickú, kartografickú a metodiky príbuzných odborov (napr. klimatickú, hydrologickú)
2 t.j. písomných, kartografických a obrazových.
4
Studia OECOLOGICA II/2010
ricky, prispôsoboval sa im prostredníctvom diferencovaného využitia krajiny (lesy, nelesná
stromová a krovinová vegetácia, orná pôda, vinice, záhrady a i.), ktoré implikuje spektrum
tried využitia krajiny/zeme alebo tried krajinnej pokrývky CORINE Land Cover (napr. Olah
– Boltižiar, 2009).
5
Studia OECOLOGICA II/2010
Schéma 1. Schéma akulturácie v Butíne
Zdroj: Michalík B. (2008, s. 28), upravil autor
Obr. 1. Inundácia Kereša z r. 1941/42
Obr. 2. Tozro valu stredovekého hrádku (Cápar)
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2008d, s. 407)
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2006a, s. 179,
2008a, s. 23)
Vhodným nástrojom analýzy vzťahu humánnogeografických a geoekologických (prírodných) systémov (t.j. relácia človek verzus krajina) v chorickej, príp. regionálnej dimenzii
je v zmysle Jelečka (2007, s. 21) historický land use. Ide o pomerne novú disciplínu, ktorá
na základe korektnej analýzy starých máp (mapy 2, 3) alebo leteckých snímok identického
územia (bližšie napr. Boltižiar – Olah, 2008) umožňuje formuláciu prognóz vývoja krajiny,
resp. hodnotenie dlhodobých zmien vo využití plôch (alebo tiež využitia zeme/krajiny).
Historický land use sa však zaoberá aj analýzou prehistorických systémov. Štúdium pravekej/starovekej (prehistorickej) krajiny preto vyžaduje použitie iných postupov, napr. z oblasti krajinnej archeológie. Pri výskume prehistorickej krajiny preto navrhujem používanie
termínu „prehistorický land use“ (Chrastina, 2007, s. 6, 2009b, s. 185).
Mapa 2. Modelové územie Butín v r.
1769/72
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2008b, s. 246)
Mapa 3. Modelové územie Butín v r. 1865
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2008b, s. 246)
Historický (ale i prehistorický) land use vychádza z premisy, že pôda3 je jednou zo základných zložiek prírodného (i životného) prostredia a zároveň výrobným prostriedkom – prírodnou základňou poľnohospodárstva. Časové zmeny štruktúry plôch na konkrétnom území
3 Uvažujeme v dimenzii poľnohospodárska pôda (orná pôda, trvalé trávne porasty a trvalé kultúry), pretože
napr. pasienky mali význam pri prevažne extenzívnom spôsobe hospodárenia v eneolite.
6
Studia OECOLOGICA II/2010
sú preto dôležitým ukazovateľom ekonomického i environmentálneho potenciálu skúmaného územia v meniacich sa podmienkach vývoja ľudskej spoločnosti.
Napriek obmedzeným možnostiam identifikácie tzv. hybných síl (angl. driving forces) zmien
krajiny táto metóda podporuje aplikáciu terénneho mapovania tried alebo foriem využitia
krajiny/zeme (angl. landscape use, resp. land use); (mapa 4). Ďalšou z metodík historického
land use je klasifikácia tried krajinnej pokrývky (angl. Corine Land Cover).
Mapa 4. Využitie krajiny (land use) v r. 1782 (modelové územie Nové Sady)
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2006b, s. 197), Boltižiar M., Chrastina P. (2008, s. 30)
Relatívne ucelený pohľad na vývoj využívania krajiny v konkrétnych časových horizontoch
(alebo tiež historického land use) umožňuje multitemporálna analýza (Feranec, 1996, Oťaheľ – Feranec, 1995). V praxi ide o štúdium dynamiky tried využitia krajiny/zeme (TVK),
resp. krajinnej pokrývky v počítačovom prostredí geografických informačných systémov
(ArcView GIS 3.3, ArcGIS 8.3 a i.). Jeho hodnotenie vychádza z pozorovania plošných relácií jednotlivých areálov v danom období (určuje ho dátum/rok vzniku príslušnej mapy alebo
leteckej snímky) a následného štatistického spracovania pomocou numerickej a grafickej
analýzy (tab. 1, diagram 1)
Tabulka 1. Vývoj tried CORINE Land Cover (modelové územie Borumlak – Varzaľ)
Triedy CORINE
Land Cover
kód
1782/84
ha
1863
%
ha
1941
%
ha
%
Nesúvislá sídelná zástavba
112
8,2
0,5
10,4
0,7
37,2
2,5
Cestná a železničná sieť a priľahlé areály
122
7,1
0,5
6,6
0,4
22,7
1,5
Nezavlažovaná orná pôda
211
84,0
5,6
220,3
14,6
571,3
37,9
Vinohrady
221
0,0
0,0
0,0
0,0
7,5
0,5
Ovocné sady a plantáže
222
19,7
1,3
14,0
0,9
54,3
3,6
Trávne porasty (lúky a pasienky)
231
265,0
17,6
209,3
13,9
171,0
11,3
Listnaté lesy
311
1 125,0
74,6
884,4
58,6
518,0
34,3
Uzavreté nízke husté kroviny
322
Spolu
0,0
0,0
163,5
10,8
127,0
8,4
1 509,0
100,0
1 509,0
100,0
1 509,0
100,0
Zdroj: Chrastina, P., Křováková K., Brůna V. (2007, s. 390)
7
Studia OECOLOGICA II/2010
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Sídla
Vodné plochy
Pridomové záhrady
Sady
Vinice
Orná pôda
Trvalé trávne porasty
Lesy a NSKV
1782/85
1847
1951
1987
Diagram 1. Vývoj TVK v r. 1782/85 – 1987 (modelové územie Cáfár, Čerňa a Jášč)
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2006a, s. 181)
Pre detailnejšie štúdium súvislostí medzi ponukou (vlastnosťami) a využitím krajiny z HG
hľadiska možno použiť priestorovo integrovaný model geoekologických (prírodných krajinných) typov (GT) a subtypov (GsT). GT/GsT (a ich vlastnosti) totiž v zásade určujú priestorovú organizáciu tried využitia krajiny ako ukazovateľov antropogénnych zmien v krajine
(mapa 5). Predmetnú závislosť Chrastina (2009c, s. 191–216) skúma prostredníctvom numerických (tabuľky) a grafických výstupov (diagramy) multitemporálnej analýzy na portfóliu
vývoja plošného spektra TVK v rámci GT/GsT, resp. GT/GsT v rámci TVK. Lepšie pochopenie
špecifík daného vzťahu (najmä vertikálnych závislostí v krajine) umožňujú príklady geotopov
na priečnom reze tesserou konkrétneho GT/GsT s tematickou nadstavbou historického (alebo súčasného) land use (obr. 3). Pri jeho konštrukcii využívame typizáciu konštruovanú
spôsobom superpozície (prekrývania) analytických máp geoekologickej (komplexnej fyzickogeografickej) štruktúry krajiny.
8
Studia OECOLOGICA II/2010
Mapa 5. Archeologické lokality v rámci GT/GsT
(modelové územie Trenčianska kotlina a jej horská obruba)
Zdroj: Chrastina P. (2004, s. 142, 2009c, s. 142)
Ako vhodný nástroj poznania formy a spôsobu využívania krajiny odporúčam postupy kultúrnej antropológie, konkrétne difúzie kultúry.4 Kultúrna krajina strednej a JV Európy je totiž produktom spektra myšlienok a inovácií, ktoré tu vznikli, príp. sem prúdili počas storočí.
Akékoľvek sústredenie sa historického geografa na daný priestor, presnejšie na jeho fyzickú
podobu, identitu a ducha (lat. genius loci) bez vzťahu k času by spôsobilo, že toto územie by
sa javilo ako niečo nedialektické, fixné a mŕtve. Podľa Chrastinu (2009a) výskum kultúrnej
difúzie a difúznych procesov preto evokuje a rámcovo zodpovedá na rad otázok spojených
s podstatou týchto zmien a ich vplyvom na formovanie kultúrnej krajiny skúmaného územia.
Vhodným objektom výskumu kvalitatívnej stránky difúzie sú historické krajinné štruktúry
– HKŠ (napr. torzá starých viníc, komunikácií, solitéry drevín, archeologické nálezy, náhrobky, architektúra). Prítomnosť, význam a pôvodná funkcia týchto fenoménov v krajine
často nápadne zodpovedá situácii v pôvodnom (východiskovom) priestore, ktoré generovalo
migračný pohyb konkrétneho etnika (alebo jeho časti) do inoetnického prostredia s odlišnou
kultúrou (mapa 1, obr. 4, 5). V cieľovej oblasti – pod tlakom akulturácie a adaptácie na geoekologické pomery kolonizovaného územia dochádza k etablovaniu novej „spoločnej“ kultúry (schéma 1). Táto je bázou analogického (a svojim spôsobom jedinečného) konceptu
využívania miestnej krajiny, ktoré sa neraz líši od pôvodných požiadaviek na jej exploatáciu
(bližšie napr. Chrastina, 2008, Chrastina – Boltižiar, 2006a, 2008a-d, Chrastina – Křováková
– Brůna, 2007, Krogmann, 2006).
4 Difúziou kultúry označujú de Blij a Murphy (1999, s. 24) proces šírenia sa kultúrnych elementov spoločnosti
zo zdrojovej oblasti (ohniska kultúry) do iných regiónov s odlišnou kultúrou prostredníctvom difúzie, čiže
rozptylom z jedného alebo viacerých centier.
9
Studia OECOLOGICA II/2010
Obr. 3. Vertikálny rez tesserou s tematickou nadstavbou historického land use
Zdroj: Chrastina P. (2010)
Obr. 4. Levočské vrchy (zaniknutá dedina Podproč): stavebná technika objektu z 19. stor.
Foto: Brincko J. (31.3.2007)
Informácie o genéze niektorých HKŠ (predovšetkým mladšieho dáta) alebo archaických
formách súčasného land use možno získať aj prostredníctvom riadeného rozhovoru s informátormi (Chrastina, 2008, s. 76).
Výskum krajiny z aspektu krajinnej archeológie
V zmysle Žigraia a Chrastinu (2002, s. 50) krajinná archeológia (KA) študuje vzťahy medzi archeologickými štruktúrami (sídlisko, pohrebisko, nález a pod.) a nimi obklopujúcou
krajinou v časopriestorovom kontexte. Používanie prevažne archeologickej databázy (archeobotanický, osteologický, črepový materiál atď.) orientuje danú disciplínu na výskum prehistorickej krajiny v chorickej dimenzii, príp. prehistorického land use. V spolupráci s HG
(ale i geoekológiou, kultúrnou geografiou, krajinnou ekológiou a i.) môže KA aktívne participovať i pri výskume historickej krajiny.
10
Studia OECOLOGICA II/2010
Obr. 5. Rumunský Bihor (obec Varzaľ): stavebná technika objektu z pol. 20. stor.
Zdroj: Chrastina P., Křováková K., Brůna V. (2007, s. 395)
Pri výskume krajiny z KA hľadiska má zásadný význam dôkladný terénny výskum. Primárne sa pri ňom uplatňujú nedeštruktívne metódy; ich obsah a náplň vychádza z prác českej
archeologickej školy (pozri napr. Kuna, 2004a, Neustupný, 2007).
Identifikáciu prehistorických krajinných štruktúr (Huba et al., 1988) a nálezísk (vrátane určenia kultúrnej príslušnosti) umožňuje povrchový prieskum. Metóda podľa Kunu (2004b) obvykle zahŕňa zber kamennej industrie, črepového (obr. 6) a osteologického materiálu. Práce
Chrastinu a Boltižiara (2006a, s. 181, 2008a, s. 170–171), príp. Chrastinu, Křovákovej a Brůnu (2007, s. 388–389) ukazujú, že dôležitou zložkou štúdia archeologických lokalít v teréne je
i analýza georeliéfu (obr. 2) a vegetačného krytu miestnej krajiny (obr. 7); dané fenomény
v zmysle Kunu a Tomáška (2004) umožňujú skúmať prítomnosť, pozíciu i funkciu konkrétnej štruktúry v území.
Obr. 6. Nálezy keramiky z 15. až 16. storočia (modelové územie Butín)
Zdroj: Chrastina P., Boltižiar M. (2008a, s. 252)
11
Studia OECOLOGICA II/2010
Obr. 7. Vľavo systém rímskeho limitu v západnej časti Rumunska. Modelové územie Butín pretínal prvý (vonkajší) pás trojstupňovej obrannej línie. V poľnohospodárskej krajine
Butína je šianec – pôvodne obranný val s priekopou (vpravo) identifikovateľný iba podľa
náletu, príp. tmavších odtieňov lúčnej vegetácie.
Zdroj: Tomescu-Măţău P. et al. (1972, s. 57) – vľavo, Chrastina P., Boltižiar M. (2008a, s. 171) – vpravo
Deštruktívne metódy KA terénneho výskumu reprezentuje napr. odber vzoriek kameňa z fortifikácie, obytných objektov a kamenárskych výrobkov. Takto získaný materiál sa prostredníctvom laboratórnych metód ďalej vyhodnocuje s cieľom komplexnejšieho poznania petrografickej skladby dotknutých architektúr (diagram 2), čo má napr. význam pri skúmaní proveniencie kamennej suroviny alebo reálnom posudzovaní intenzity antropického impaktu
v miestnej krajine (bližšie Chrastina, 2001, 2003, Chrastina – Bizubová – Turanová, 2001).
2,8%
5,6%
Travertín
21,7%
45,5%
Vápenec
Pieskovec
Andezit
Andezitové pyroklastikum
24,5%
Diagram 2. Iža (lokalita Leányvár): relatívne zastúpenie horninových typov
vo fortifikácii rímskeho kastela
Zdroj: Chrastina P. (1997, s. 10, 2003, s. 29)
Z teoreticko-metodologických poznámok Žigraia a Chrastinu (2002), resp. z aplikácie krajinnoarcheologickej metódy na území Trenčianskej kotliny a jej horskej obruby (Chrastina,
2004, s. 116–126, 2005, s. 12, 2009c, s. 141–175) vyplýva, že aktivity človeka v prehisto12
Studia OECOLOGICA II/2010
rickom období boli oproti súčasnosti podstatne viac obmedzované parametrami prírodného
prostredia. Prírodné bariéry, presnejšie vlastnosti prvkov geoekologickej štruktúry miestnej krajiny totiž pôsobili na lokáciu archeologických štruktúr. Priestorová disperzia sídlisk
a pohrebísk v miestnej krajine reprezentovanej množinou GT/GsT odráža vlastnosti a charakter geoekologických väzieb v konkrétnom areáli; tieto parametre zároveň predstavujú
limity antropogénnej exploatácie územia v danom období (mapa 5, diagram 3).
2
NVč
4
1
Kf+č
K+Th
1
Ph
SZDr
1
1
SZDrpkl
SZDr+k
1
2
SDk+r
TVli+r
3
Diagram 3. Početnosť archeologických lokalít z doby železnej v rámci GsT
(modelové územie Trenčianska kotlina a jej horská obruba)
Zdroj: Chrastina P. (2005, s. 13, 2009c, s. 158)
Výsledky krajinnoarcheologickej metódy možno uplatniť aj pri určovaní relatívnej chronológie niektorých morfoskulptúr. Príkladom je kužeľovo-terasová akumulácia na Z okraji
Trenčianskej kotliny, kde malý počet mladopaleolitických lokalít kontrastuje s intenzívnym
osídlením tohto priestoru v neolite a dobe bronzovej. Obr. 8 ukazuje polohu lokalít na náplavových kužeľoch s terasami v oblasti Kostolná-Záriečie – Velčice. Nositelia szeletskej
a gravettskej kultúry vyhľadávali hlavne stredné kužele (riss) so sprašovým krytom. Nízke
náplavové kužele (vürm) a priľahlé úseky vážskych terás sa vtedy zrejme iba konštituovali,
a preto nemohli byť súčasťou súdobej ekumény (Chrastina, 2009c, s. 144).
Predstavu o konkrétnych možnostiach využívania krajiny prehistorickými kultúrami možno
získať aj pomocou kultúrnoantropologicko-environmentálneho modelovania antropického
impaktu (tab. 2), ktorý Chrastina (2009c, s. 151) aplikoval na priestor Trenčianskej kotliny
a okraje priľahlých pohorí. Spoločne s mapovaním prehistorických krajinných štruktúr táto
metóda dopĺňa „statický“ charakter mapovej a grafickej databázy, pričom umožňuje koncipovanie komplexnejších téz o prehistorickom land use na topickej až regionálnej úrovni.
Záver
Cieľom príspevku bolo priblížiť aktuálne trendy a koncepcie výskumu krajiny z hľadiska
HG a KA. Komplexná analýza súčasnej, príp. historickej a prehistorickej krajiny totiž vyžaduje okrem aplikácie „klasických“ metód (z prostredia komplexnej fyzickej geografie/
geoekológie, krajinnej ekológie, petrografie atď.) tiež prístupy z oblasti humanitných (i spoločenských) vied, z ktorých autor okrem metodík a metód vyššie uvedených disciplín (tj. HG
a KA) využíva postupy kultúrnej antropológie a kultúrnej geografie. Ich kombinácia v rámci
výskumu krajiny umožňuje homogénnejší pohľad na hodnotenie jej vývoja v dimenzii človek – krajina (priestor) – kultúra – čas.
13
Studia OECOLOGICA II/2010
Obr. 8. Archeologické lokality v kužeľovo-terasovej krajine
(modelové územie Trenčianska kotlina a jej horská obruba)
1 – niva Váhu, 2 – okrajové depresie nivy Váhu, 3 – holocénne kužele, 4 – nízke kužele bez sprašového krytu
(W), 5 – stredné kužele so sprašovým krytom (R), 6 – vysoké kužele so sprašovým krytom (starý pleistocén),
7 – hlinité delúviá, 8 – preriglaciálne dellen, 9 – úvalinové doliny, 10 – holocénne zárezy a výmole, 11 – karbonátové tvrdoše, 12 – vodné toky, 13 – sídla, 14 – archeologická lokalita (mladý paleolit), 15 – archeologická lokalita (neolit)
Zdroj: Chrastina P. (2009c, s. 145)
Tab. 2. Potenciálne parametre spoločenstva a dobovej ekonomiky osídlenia v eneolite –
bošácka skupina (modelové územie Trenčianska kotlina a jej horská obruba).
Počet
osôb
Priestor
Rodina
6
dom
Obytný areál
36
osada 1 ha
Sídliskový
areál
Modelové
územie
Spotreba
obilia (q)
Poľnohospodárska
pôda (ha)
Stádo (ks)
Spotreba dreva (m3)
Orná
pôda
Úhor
HD
Ošíp.
Palivové
Stavebné
12
1
5
3
2
25
12
72
7
35
18
12
144
72
286
27,7
138,7
71
48
570,5
285,2
40 km2
143
158,5 km2
Zdroj: Chrastina P. (2009c, s. 152)
Štúdia je súčasťou riešenia projektu
č. 1/0759/08 (Synergia krajiny a využitie stredodunajskej zeme od dávnoveku),
podporovaného grantovou agentúrou VEGA.
14
Studia OECOLOGICA II/2010
Zoznam literatúry
Boltižiar M., Chrastina P. (2008) Zmeny využitia zeme nížinnej
poľnohospodárskej krajiny na príklade obce Nové Sady (1782–2002). Geoinformation, roč.
4, č. 1, s. 16–35.
Boltižiar, M., Olah, B. (2008). Potenciál historických máp a leteckých snímok pri
štúdiu zmien krajiny. Geografická revue, roč. 4, č. 2, s. 64–82.
De Blij H. j. – Murphy A. b. (1999) Human Geography : Culture, Society, and Space.
John Wiley & Sons, New York.
European Landscape Convention (2000) Full text of the European Landscape
Convention (ETS No. 176). http://www.conventions.coe.int/Treaty/EN/CadreListeTraites.
htm
Feranec J. (1996) Prístupy k analýze viac časových údajov diaľkového prieskumu
zeme. Geografický časopis, roč. 48, č. 1, s. 3–11.
Huba M. et. al. (1988) Historické štruktúry krajiny. MV SZOPK, Bratislava
Chrastina P. (1997) Petrografická analýza kamenného stavebného materiálu rímskeho
kastela v Iži – poloha Leányvár, v okrese Komárno. Diplomová
práca. FHV UKF, Nitra.
Chrastina P. (2001) K otázke proveniencie suroviny kamenárskych artefaktov
rímskeho kastela v Iži pri Komárne (lokalita Leányvár). Historická geografie 31, s. 67–85.
Chrastina P. (2003) Petrografická analýza kamenárskych artefaktov rímskeho kastela
v Iži pri Komárne (lokalita Leányvár). [b.v.], Nitra.
Chrastina P. (2004) Vývoj krajiny Trenčianskej kotliny a jej horskej obruby. Dizertačná
práca. FHaPV PU, Prešov.
Chrastina P. (2005). Vývoj krajiny ako fenomén environmentálnych dejín (na príklade
Trenčianskej kotliny a jej horskej obruby). Historická geografie 33, s. 9–19.
Chrastina P. (2007) Historická geografia: Multidisciplinárne prístupy a koncepcie.
Habilitačná práca. FF PU, Prešov.
Chrastina P. (2008) Krajina Veľkého Bánhedeša a jej premeny. Acta Nitriensiae 10, s.
74–94.
Chrastina P. (2009a) Difúzia kultúry a difúzne procesy v historickej geografii. Studia
Historica Nitriensia 16, v tlači.
Chrastina P. (2009b) Historical Geography in the 21st century. Annales Univ.
Apulensis. Series Historica 13, s. 183–195.
Chrastina P. (2009d) Vývoj využívania krajiny Trenčianskej kotliny a jej horskej
obruby. FF UKF, Nitra.
Chrastina, p. (2010) Vinohradníctvo a rybnikárstvo v Trenčíne a jeho okolí. Historická
geografie 36, v tlači.
15
Studia OECOLOGICA II/2010
Chrastina P., Bizubová M., Turanová L. (2001) Analýza kamenárskych
artefaktov rímskeho kastela v Iži pri Komárne (lokalita Leányvár). Acta
Geol. Univ. Comenianae 56, s. 61–75.
Chrastina P., Boltižiar M. (2006a) Kultúrna krajina SV okraja Bakoňského lesa
v Maďarsku (súčasnosť v kontexte minulosti). Historická geografie – Supplementum I,
s. 175–188.
Chrastina P., Boltižiar M. (2006b) Nové Sady : Historický Land use rurálneho
sídla v nížinnej poľnohospodárskej krajine západného Slovenska. Studia Historica
Nitriensia 13, s. 187–202.
Chrastina P., Boltižiar M. (2008a) Butín: Krajina – človek – kultúra v rumunskom
Banáte. Studia Historica Nitriensia 14, s. 165–193.
Chrastina P., Boltižiar M. (2008b) Historicko-kultúrnogeografické črty obcí Cápár,
Čerňa a Jášť. Šusteková, I. et al. Kultúrne tradície Slovákov v oblasti Bakonského lesa. FF
UKF, Nitra, s. 7–33.
Chrastina P., Boltižiar M. (2008c) Rumunský Banát – časopriestorové priesečníky
(na príklade slovenskej enklávy Butín). Regiony – časoprostorové průsečníky? s. 237–262;
284–285.
Chrastina P., Boltižiar M. (2008d) Zmeny krajiny slovenskej enklávy Veľký
Bánhedeš. Slovenčina v menšinovom prostredí, s. 395–409.
Chrastina P., Křováková, K., Brůna V. (2007) Zmeny krajiny v rumunskom
Bihore (na príklade slovenskej enklávy Borumlak a Varzaľ). Historická geografie 34,
s. 371–398; 460–461.
Chromý P., Jeleček L. (2005) Tři alternativní koncepce historické geografie v Česku.
Historická geografie 34, s. 327–345.
Jeleček L. (2007) Environmentalizace vědy, geografie a historické geografie:
environmentální dějiny a výzkum změn land use Česka v 19. a 20. století. Klaudyán:
internetový časopis pro historickou geografii a environmentální dějiny, roč. 4, č. 1,
s. 20–28. http://www.klaudyan.cz/ dwnl/200701/03 jelecek.pdf
Krogmann A. (2006) Vysťahovalectvo z Dolného Saska na Slovensko, jeho príčiny
a kultúrne vplyvy. Geografické informácie 11, s. 143–150.
Kuna M. (2004a) Nedestruktivní terénní postupy v archeologii. Kuna, M. et al.
Nedestruktivní archeologie : Teorie, metody a cíle. Academia, Praha, s. 15–29.
Kuna M. (2004b) Povrchový sběr. Kuna, M. et al. Nedestruktivní archeologie : Teorie,
metody a cíle. Academia, Praha, s. 305–352.
Kuna M., Tomášek M. (2004) Povrchový výzkum reliéfních tvarů. Kuna, M. et al.
Nedestruktivní archeologie : Teorie, metody a cíle. Academia, Praha, s. 237–296.
Michalík B. (2008) Etnická asimilácia a etnokultúrne procesy. KONTEXTY kultúry
a turizmu, roč. 1, č. 2, s. 26–30.
Neustupný E. (2007) Metoda archeologie. Aleš Čeněk, Plzeň.
16
Studia OECOLOGICA II/2010
Olah, B., Boltižiar, M. (2009). Land use changes within the Slovak biosphere
reserves zones. Ekológia (Bratislava) 28, s. 127–151.
Oťaheľ J., Feranec J. (1995) Výskum zmien krajinnej pokrývky pre poznanie vývoja
krajiny. Geographia Slovaca 10, s. 1870–190.
Semotanová E. (1998) Historická geografie českých zemí. HiÚ AV ČR, Praha.
Semotanová E. (2000) Historiografie, geografie a historická geografie –
metodologické průsečníky na prahu třetího tisíciletí. Klaudyán: internetový časopis pro
historickou geografii a environmentální dějiny, roč. 1, č. 1. http://klaudyan.psomart.cz/
clanek.php?id=11 (25. 10. 2007)
Tomescu-Măţău P. et al. (1972) Monografia comunei Gătaia şi satelor aparţinătoare
Timiş. Interprinderea Poligrafică „Banat“, Timişoara .
Žigrai F., Chrastina P. (2002) Landschaftsarchäologie als eine
Kontaktwissenschaftsdisziplin zwischen Geographie und Archäologie (Einige
metawissenschaftliche und theoretisch-metodische Bemerkungen). Anodos, Supplementum
2 : Probleme und Perspektiven der Klassischen und Provinzialrömischen Archäologie,
s. 41–51.
17
Studia OECOLOGICA II/2010
Obsah makro- a mikroprvkov v rastlinách na
stanovištiach ovplyvnených ropnými látkami
The content of macro- and microelements in plants
occurring sites influenced by oil substances
Hana Ollerová, Oľga Kontrišová
Technická univerzita vo Zvolene, Fakulta ekológie a environmentalistiky, Katedra environmentálneho
inžinierstva, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovenská republika,
[email protected], [email protected]
Abstrakt
Predkladaný príspevok prináša informácie o obsahu makro- a mikroprvkov vo vyšších rastlinách synantropného charakteru vyskytujúcich sa na stanovištiach ovplyvnených ropnými
látkami, presnejšie odpadmi zo spracovania ropy (kyslé dechty – gudróny). Výskum sa realizoval v okolí dvoch skládok gudrónov (Predajná I a II). Vo vzorkách rastlín (Calamagrostis
epigejos (L.) Roth., Carex hirta L., Agrostis capillaris L., Artemisia vulgaris L., Tanacetum
vulgare L. a Melilotus albus Medik.) boli stanovené prvky Ca, Mg, K, S, P, Mo, Cu, Mn,
Zn, B a Fe metódou ICP-MS v akreditovanom laboratóriu Acme Analytical Laboratories
Ltd. v Kanade. Vzorka z každého rastlinného druhu pozostávala min. z desiatich jedincov.
Pri hodnotení koncentrácií makroelementov sme nadmerný obsah zistili u síry. Optimálne
hodnoty v porovnaní s literatúrou sa vyskytli u Ca a Mg a nižšie koncentrácie boli stanovené
u K a P. U tráv sme v porovnaní s ostatnými vyššími rastlinami zaznamenali nižšie koncentrácie makroprvkov, hlavne Ca, Mg, K a S, ale aj mikroelementov Cu, Zn a B. Z mikroprvkov sme nižší obsah zaznamenali u medi a mangánu, prekročenie hodnôt podľa literatúry
sme u niektorých druhov zaznamenali u molybdénu (Tanacetum vulgare I, Calamagrostis
epigejos II, Melilotus albus), zinku (Tanacetum vulgare I, II, Carex hirta) a bóru (Tanacetum
vulgare I, II, Artemisia vulgaris, Melilotus albus).
Abstract
The paper brings information on macro- and microelements content in higher plants with
synanthropic character occurring sites influenced by oil substances, more specific wastes
from oil treatment (acid tars – gudron – Predajná I and II). The research was done in surrounding of two gudron (oil tars) landfills. There were determined Ca, Mg, K, S, P, Mo,
Cu, Mn, Zn, B and Fe in plants such as Calamagrostis epigejos (L.) Roth., Carex hirta L.,
Agrostis capillaris L., Artemisia vulgaris L., Tanacetum vulgare L. a Melilotus albus Medik.
using ICP-MS in accredited laboratory Acme Analytical Laboratories Ltd. in Canada. Average sample of each species was done from 10 individuals at least sampled separately for
each locality. Exceeded content of macroelements was detected only in the case of sulphur.
Calcium and magnesium concentrations were in ranges noticed in literature; lower values
were detected in cases of K and P. Concentrations of macroelements, especially Ca, Mg, K
and S as well as microelements Cu, Zn and B were lower in grass species in comparison
with other higher plants. There was detected lower content of copper and manganese from
microelements; contrariwise molybdenum (Tanacetum vulgare I, Calamagrostis epigejos II,
Melilotus albus), zinc (Tanacetum vulgare I, II, Carex hirta) and boron (Tanacetum vulgare
I, II, Artemisia vulgaris, Melilotus albus) concentrations exceeded values state in literature.
Kľúčové slová: živiny, mikroprvky, rastliny, skládky gudrónov, ropné látky
Key words: nutrients, microelements, plants, gudron (oil tars) landfills, oil substances
18
Studia OECOLOGICA II/2010
Úvod
Sušina rastlinných organizmov sa skladá z 9 prvkov s vyšším obsahom, označených ako
makroelementy a z prvkov, ktoré sú zastúpené v nižších koncentráciách, označených ako
mikroelementy. Obidve skupiny sú nevyhnutné pre rast a normálny vývoj vegetácie. Minerálne prvky sú nutné zložky protoplazmy, organel, rastlinných pletív, majú dôležitú úlohu
v premene látok a energie, plnia úlohu katalyzátorov v rôznych reakciách, aktivujú enzýmy,
regulujú osmotické procesy a mnohé ďalšie (Procházka et al., 1998). Keďže každý makro- a mikroprvok má svoju nezastupiteľnú funkciu, je dôležité poznanie jeho koncentrácie
v organickom materiáli. Zvlášť veľký význam to má v poľnohospodárskej produkcii, kedy je
dôležité poznať obsah živín v rastlinách, resp. zásobenie rastlín živinami z pôdy. V lesnom
hospodárstve sa zase hovorí o odčerpávaní minerálnych látok z celkového kolobehu ťažbou
dreva, čo sa začína prejavovať v poruchách výživy, ktoré môžu byť jednou z príčin zhoršovania zdravotného stavu lesov.
Cieľom príspevku je poznanie obsahu makro – a mikroprvkov v rastlinách rastúcich na stanovištiach ovplyvnených sírnym odpadom s vysokým obsahom ropných látok.
Opis lokality
Výskum bol realizovaný v oblasti stredného Slovenska, v okrese Brezno, v podniku Petrochema Dubová, v tesnej blízkosti dvoch skládok gudrónov nachádzajúcich sa v katastri obce
Predajná (4 km SV od petrochemického podniku Petrochema Dubová). Sledované územie
patrí do kyslého imisného typu s výrazným vplyvom organických látok. Dve skládky gudrónov – Predajná I a Predajná II predstavujú vyhĺbené depresie naplnené tekutým až kašovitým odpadom – tzv. gudrónmi. Gudróny sa zaraďujú podľa Katalógu odpadov medzi odpady
zo spracovania ropy, konkrétne majú označenie kyslé dechty. Vznikajú pri rafinácii – čistení
minerálnych olejov. Rafinácia pozostáva z troch procesov: 1. kyslá rafinácia olejov s H2SO4
za vzniku kyselinových smôl – gudrónov, 2. neutralizačná rafinácia – vypieranie kyslých
zložiek rafinátu s NaOH, 3. adsorbčná rafinácia – práškovanie neutrálneho oleja aktivovanou
hlinkou (Ladomerský, Samešová, 2004).
Skládka Predajná I (výskumná lokalita č. 1) sa nachádza 800 m východne od Predajnej na juhovýchodnom úpätí svahu Hôrky v nadmorskej výške 520 m a bola vybudovaná v rokoch
1962–1964 na ploche 10 921 m2 s kapacitou 100 000 m3. Vývoz bol ukončený v roku 1974.
Skládka Predajná II (výskumná lokalita č. 2) sa nachádza 200 m západne od skládky Predajná I v nadmorskej výške 520 m a bola vybudovaná v rokoch 1973–1974 na ploche 12 000 m2
s kapacitou 60 000 m3. Vývoz bol ukončený v roku 1983 (Halajová, 1995). V súčasnosti sa
gudróny zo skládok nespaľujú.
Z geologického hľadiska podložie skládok tvoria súvrstvia svetlosivých chočských dolomitov. Pôvodne sa vyskytujúce modálne rendziny výstavbou skládok stratili svoje diagnostické znaky a boli nahradené antrozemami. Najvrchnejší horizont je tvorený antropogénnymi
navážkami s hrúbkou 0,4–2,5 m. Klimaticky patrí územie do mierne teplej klimatickej oblasti s dlhodobou priemernou ročnou teplotou 6,6 °C a priemerným ročným úhrnom zrážok
757 mm. Pred výstavbou skládok sa na území vyskytovali trávne spoločenstvá zväzov Cynosurion Jurko 1974, Bromion erecti W. Koch 1926 a Arrhenatherion elatioris W. Koch 1926
(Ollerová, 2004).
19
Studia OECOLOGICA II/2010
Metodika
Vzorky 6 bylín boli odobraté v roku 2008 z dvoch lokalít – z dvoch skládok gudrónov, ktoré
sú označené ako Predajná I a Predajná II. Rastliny Calamagrostis epigejos (L.) Roth. (smlz
kroviskový – čeľaď Poaceae), Carex hirta L. (ostrica srstnatá, čeľaď Cyperaceae), Agrostis
capillaris L. (psinček tenučký – čeľaď Poaceae), Artemisia vulgaris L. (palina obyčajná –
čeľaď Asteraceae), Tanacetum vulgare L. (vratič obyčajný – čeľaď Asteraceae) a Melilotus
albus Medik. (komonica biela – čeľaď Fabaceae) sme odobrali z tesnej blízkosti skládok,
kde je dokázaný vysoký obsah ropných látok v pôde (Ollerová, 2004). Z každého druhu
sme odobrali min. desať jedincov, aby sme získali priemernú vzorku. Uvedené druhy boli
odobraté na obidvoch lokalitách zvlášť a navzájom neboli zmiešané.
Odobrané vzorky boli vysušené pri laboratórnej teplote a zomleté na guľovom mlyne (čas
mletia 2 min a frekvencia 25 Hz). Navážka 1 g vzorky bola najskôr lúhovaná v 2 ml HNO3,
potom bolo pridaných po 2 ml z HCl, HNO3 a H2O, pričom vzniknutá zmes bola vystavená
teplote 95 °C na čas ďalšej hodiny. Po zriedení do 20 ml boli pomocou ICP-MS stanovené
nasledovné makroprvky Ca, Mg, K, P, S a mikroelementy Fe, Zn, Mn, Cu, Mo, B. Výber
makroprvkov zodpovedá v zmysle Marschnera (1995) a Ankeho et al. (2000) podskupine
minerálnych makroživín, pričom hlavné esenciálne prvky (C, H, O, N) neboli v zmysle tohto
výskumu stanovené. Výber mikroelementov možno zdôvodniť v zmysle vyššie uvedených
autorov faktom, že pri ich nedostatku dochádza u rastlín k symptómom poškodenia. Ďalšie
ťažké kovy do príspevku neboli zaradené z toho dôvodu, že nemajú známu funkciu a ich
možný význam je potrebné ešte prehodnotiť. Rozklad a analýza vzoriek prebehla v akreditovanom laboratóriu Acme Analytical Laboratories Ltd. v Kanade. Zistené koncentrácie
jednotlivých prvkov boli porovnávané v zmysle Beneša (1994), ktorý uvádza pozaďové, referenčné hodnoty prvkov aj u bylinných druhov, konkrétne u tráv. Územie v blízkosti gudrónových skládok nie je využívané poľnohospodársky, a preto nie je potrebné namerané koncentrácie porovnávať s limitmi pre mikrobiogénne prvky vyplývajúce z kromovinárskych
tabuliek maximálnych prípustných obsahov v krmivách, resp. kromovinách.
Výsledky a diskusia
Rastliny rastúce v okolí dvoch skládok gudrónov na lokalite Predajná sú vystavené a zároveň ovplyvnené vysokými koncentráciami ropných látok (stanovených ako NEL). Tieto
špecifické stanovištné podmienky ovplyvňujú fyziologické procesy a vitalitu jednotlivých
druhov. Obsah ropných látok v pôde na lokalite Predajná I v mieste odberu rastlinných vzoriek v blízkosti skládok gudrónov (cca 0,5 m od skládky) je 2611,8 mg.kg-1 a na lokalite Predajná II 6 404,6 mg.kg-1 (Ollerová, 2004). Zistené obsahy ropných látok vysoko prekračujú
stanovený limit 500 mg.kg-1 v zmysle STN 75 7111.
Z tab. 1 vyplýva, že v rastlinách odobratých z blízkosti gudrónových skládok najvyššiu
hodnotu z makroživín dosahuje draslík (5400 – 23600 mg.kg-1), potom nasleduje vápnik (2
800 – 12 200 mg.kg-1) a síra (1100 – 4300 mg.kg-1). Najmenej zo živín tvoria horčík a fosfor,
ktoré dosahujú približne rovnaké koncentrácie. Podobné výsledky zaznamenal aj Bublinec
(1994) v bukových listoch okrem síry, ktorej bolo najmenej. V ihličí smreka zistil najviac
vápnika, za ním nasledujú draslík, fosfor, horčík a síra. Prehľad obsahu makroprvkov a biologický dôležitých stopových prvkov udáva tab. 1.
Draslík, ktorý je zo živín najviac zastúpený, sa u sledovaných druhov nachádza pod hodnotou rozpätia uvádzaného Benešom (21 000 – 35 000 mg.kg-1). Jedine druh Tanacetum
vulgare na obidvoch lokalitách obsahuje draslík v tomto intervale (22 400, 23 600 mg.kg-1),
aj keď pri spodnej hranici. Najmenej draslíka obsahuje Agrostis capillaris (5 400 mg.kg-1).
20
Studia OECOLOGICA II/2010
Po detailnejšej analýze živín možno ďalej povedať, že najviac vápnika sa nachádza v druhu Carex hirta (12 200 mg.kg-1) a Melilotus albus (10 100 mg.kg-1). Beneš (1994) u tráv
(Festuca pratensis, Poa pratensis a Dactylis glomerata) uvádza pre vápnik obsah od 6 000
do 12 000 mg.kg-1 (tab. 2). V porovnaní s týmto rozpätím je obsah vápnika u sledovaných
bylinných druhov v tomto intervale, ale u tráv (Calamagrostis epigejos a Carex hirta) sme
zaznamenali nižší obsah.
Obsah horčíka sa v rastlinách v okolí skládok gudrónov pohybuje v intervale od 610 do
3 170 mg.kg-1. Najnižšie hodnoty sme zaznamenali u druhov Calamagrostis epigejos a Tanacetum vulgare na lokalite Predajná II. (610, 1010 mg.kg-1). Podľa Beneša sa koncentrácia
horčíka u travinných druhov pohybuje od 1 500 do 5 000 mg.kg-1. I u ostatných druhov je
množstvo horčíka pri spodnej hranici uvádzaného rozpätia. Priebeh vápnika a horčíka má
podobný charakter. Keďže ide o oblasť s vápencovým podložím, v pôde sa nachádza relatívne dostatok Ca a Mg potrebných pre rastliny.
Obsah síry dosahuje v sledovaných rastlinách vysoké koncentrácie. Hodnoty sa pohybujú
v intervale od 1 100 do 4 300 mg.kg-1, pričom najvyššiu hodnotu 4 300 mg.kg-1 sme zaznamenali u druhu Carex hirta, potom nasledovali Melilotus albus a Calamagrostis epigejos.
Carex hirta rastie vo veľmi tesnej blízkosti skládky, dokonca priamo na gudróne, ktorý sa po
odparení vody obnažuje.
Tabuľka 1 – Obsah makro- a mikroprvkov (mg.kg-1) v rastlinách na lokalitách Predajná
I a Predajná II
Ca
Mg
K
S
P
Mo
Cu
Zn
Mn
Fe
B
Calamagrostis
epigejos I
4 500
2 420
7 800
2 300
1 990
0.56
2.63
29.4
124
100
4
Tanacetum vulgare I
7 900
1 670
23 600
1 900
3 140
3.94
7.25
58.1
52
100
32
Calamagrostis
epigejos II
2 800
610
9 700
1 900
1 550
1.82
2.56
19.7
28
80
6
Carex hirta II
12 200
3 170
9 200
4 300
620
0.43
5.62
59.5
75
330
9
Agrostis capillaris II
4 000
1 590
5 400
1 100
820
0.34
2.84
17.6
21
150
6
Tanacetum vulgare II
8 600
1 010
22 400
1 500
3 860
0.22
5.37
57.4
35
110
17
Artemisia vulgaris II
9 100
1 720
18 900
1 800
2 480
0.28
12.57
46.9
57
370
27
Melilotus albus
II
10 100
1 820
12 300
2 600
1 170
2.72
4.88
28.8
18
130
18
min
2 800
610
5 400
1 100
620
0.22
2.56
17.6
18
80
4
max
12 200
3 170
23 600
4 300
3 860
3.94
12.57
59.5
124
370
32
priemer
7 400.0
1 751.3
13 662.5
2 175.0
1 953.8
1.3
5.5
39.7
51.3
171.3
14.9
smerodajná
odchýlka
3 083.0
737.4
6 544.5
909.3
1 070.1
1.3
3.1
16.6
33.0
105.5
9.8
Vysvetlivky: ■ – hodnota nižšia ako uvádza Beneš, ■ – hodnota vyššia ako uvádza Beneš,  – hodnota patriaca do intervalu uvádzaného Benešom, I – druhy z lokality Predajná I, II – druhy z lokality Predajná II
Pôdny substrát je na tomto stanovišti veľmi ovplyvnený spomínaným odpadom. Vysoké
množstvo síry v rastlinách možno vysvetliť jej vysokým obsahom v gudrónoch. Gudróny
(kyselinové smoly) vznikajú pri rafinácii minerálnych olejov práve kyselinou sírovou. Bublinec (1994) udáva pre listy buka hodnotu 952 mg.kg-1 síry a pre ihličie smreka 643 mg.kg-1.
21
Studia OECOLOGICA II/2010
Hodnoty fosforu sú podobné horčíku a podobne ako draslík, sú pod hodnotou rozpätia, ktoré
udáva Beneš (3 000–5 000 mg.kg-1). Jedine Tanacetum vulgare obsahuje koncentrácie spadajúce do tohto rozpätia (3900, 3100 mg.kg-1).
Pri porovnávaní zistených hodnôt s Benešom (1994) a Bublincom (1994) možno povedať,
že okrem síry neboli obsahy ostatných makroprvkov v rastlinách prekročené. Hlavne u draslíka a fosforu možno hovoriť o deficite pre rastliny.
Z mikroelementov jednoznačne najvyššiu koncentráciu v sledovaných bylinách dosahuje
železo, mangán a zinok. Výrazne nižšie sú obsahy molybdénu, bóru a medi. Niektoré vyššie
koncentrácie v porovnaní s Benešom (1994) možno vysvetliť tým, že v kyslejšom prostredí
sa zvyšuje rozpustnosť a tým aj prijateľnosť mikroprvkov pre rastliny.
Koncentrácia železa sa v rastlinách pohybuje v rozmedzí od 80 do 370 mg.kg-1. Beneš (1994)
uvádza hodnoty v trávach od 55 do 376 mg.kg-1, Bublinec (1994) v listoch buka 286 a v ihličí smreka 215 mg.kg-1. Zistené hodnoty sú v tolerancii, nebol zaznamenaný ani úbytok ani
prebytok. Najvyššie hodnoty sme zistili u druhu Artemisia vulgaris (370 mg.kg-1) a Carex
hirta (330 mg.kg-1).
Hodnoty mangánu sa pohybujú v rozpätí od 18 do 124 mg.kg-1 a sú dosť variabilné. U druhov Melilotus albus, Agrostis capillaris, Calamagrostis epigejos na lokalite Predajná II sme
zaznamenali nižšie koncentrácie a u Calamagrostis epigejos na lokalite Predajná I prebytok
mangánu – 124 mg.kg-1. Beneš (1994) udáva interval od 35 do 100 mg.kg-1,
U zinku sme zaznamenali v porovnaní s Benešom (1994) tesné prekročenie u troch druhov
– Carex hirta (60 mg.kg-1) a Tanacetum vulgare (57, 58 mg.kg-1) na oboch lokalitách. Odporúčaný interval je od 20 do 50 mg.kg-1.
Koncentrácie medi sa v skúmaných rastlinách pohybujú v rozmedzí od 2,56 (Calamagrostis
epigejos) do 12,57 mg.kg-1 (Artemisia vulgaris). Pri porovnávaní s Benešom (1994), ktorý
zistil u tráv rozpätie od 6 do 12 mg.kg-1, môžeme povedať, že obsah medi je nízky v šiestich
prípadoch z ôsmich. Beneš udáva, že meď je v pôdach silne sorbovaná, preto je nadmerné
hromadenie Cu v rastlinách výnimočné a rastliny ju prijímajú len v malých množstvách. Je
to spôsobené tým, že je pevne viazaná v koreňoch a jej transport a pohyblivosť v nadzemných častiach rastlín je malá. Ľahko vytvára komplexy s organickými látkami a vytvorené
väzby sú veľmi pevné.
Najmenej zastúpené prvky v sledovaných rastlinách sú molybdén a bór. Obsah molybdénu sa pohybuje v rozpätí od 0,22 do 3,94 mg.kg-1. Beneš zistil interval hodnôt od 0,15
do 0,50 mg.kg-1. U troch druhov došlo k prekročeniu obsahu Mo, ktorý v pôde blokuje príjem Cu.
K prekročeniu Benešom zisteného intervalu pre bór (6–12 mg.kg-1) došlo v štyroch prípadoch – Artemisia vulgaris, Melilotus albus a Tanacetum vulgare na obidvoch skládkach.
Pri porovnávaní dvoch výskumných lokalít možno povedať, že sú isté rozdiely v kumulácii
prvkov v druhoch Calamagrostis epigejos a Tanacetum vulgare, ktoré sú ako jediné dva
druhy spoločné pre obidve skládky. U druhu Calamagrostis epigejos na skládke Predajná
I sme v porovnaní so skládkou Predajná II zaznamenali vyššie hodnoty makroživín okrem
draslíka, a tak isto vyššie hodnoty mikroživín okrem molybdénu. Pre Tanacetum vulgare je
charakteristický podobný priebeh koncentrácií prvkov. Vyšší obsah sme na skládke Predajná
I zaznamenali u Mg, K a S, z mikroelementov u Mo, Cu, Mn a B, obsahy Fe a Zn sú na oboch
skládkach vyrovnané.
Dané fakty môžu súvisieť so skutočnosťou, že skládka Predajná I je o desať rokov dlhšie
uzavretá ako skládka Predajná II. To znamená, že za týchto desať rokov došlo k biologickej
degradácii ropných látok v pôde vo väčšom rozsahu, o čom nakoniec svedčí nižšie množstvo
NEL stanovených na skládke Predajná I ako na skládke Predajná II. Počas tohto dlhšie22
Studia OECOLOGICA II/2010
ho obdobia bol na lokalite Predajná I vyšší prísun, resp. návrat živín z odumretej biomasy
do pôdneho substrátu.
Hodnotenie kumulácie makro a mikroprvkov možno uskutočniť aj podľa príslušnosti vybraných druhov k čeľadiam. U druhov čeľade Asteraceae boli najvyššie hodnoty zaznamenané
u prvkov – K, P, Mo, Cu, Zn, Fe, B a u druhov čeľade Cyperaceae u prvkov Ca, Mg, S, Zn,
Fe. Najnižšie hodnoty prvkov okrem P, Mo a Mn boli zaznamenané u druhov z čeľade Poaceae.
Pre porovnanie a názornosť uvádzame koncentrácie makro – a mikroprvkov v asimilačných
orgánoch buka a smreka podľa Bublinca (1994) a Maňkovskej (1996), tab. 3 a 4.
Tabuľka 2 – Koncentrácie makro a mikroprvkov v trávach (Beneš, 1994)
P
K
Ca
Mg
S
mg.kg
3 0005 000
trávy
Fe
21 000- 6 000- 1 50035 000 12 000 5 000
-
Mn
Cu
Zn
Mo
B
35100
6-12
20-50
0,150,50
6-12
-1
-
Tabuľka 3 – Koncentrácie makro a mikroprvkov v asimilačných orgánoch buka a smreka
(Bublinec, 1994)
P
K
Ca
Mg
S
Fe
Mn
Cu
Zn
Mo
B
mg.kg-1
listy buka
1 558
10 405
9 538
1 884
952
286
781
8.6
62
9.7
20
ihličie smreka
1 152
6 447
14 763
836
643
215
281
3.3
50
13
12
Tabuľka 4 – Koncentrácie makro a mikroprvkov v asimilačných orgánoch buka a smreka
(Maňkovská, 1996)
P
K
Ca
Mg
S
Fe
Mn
Cu
Zn
Mo
B
mg.kg-1
listy buka
-
9 504
13 534
1 892
2 242
216
1 026
10
41
-
-
ihličie smreka
-
6 178
8 078
966
1 959
123
977
5,1
42
-
-
Z tabuliek 3 a 4 vyplýva, že koncentrácie sledovaných prvkov dvomi autormi sú podobné.
Rozdiel možno vidieť pri vápniku, kde Bublinec zistil vyššie hodnoty v ihličí smreka a Maňkovská zase naopak v listoch buka. Výraznejšie rozdiely sú pozorovateľné u síry. Maňkovská zistila vyššie hodnoty, čo však zdôvodňuje odberom asimilačných orgánov aj z imisne
zaťažených oblastí.
Problematikou obsahu makro a mikroelementov v asimilačných orgánoch drevín, v menšej
miere bylín, na rôznych stanovištiach neovplyvnených ropnými látkami sa zaoberali viacerí
autori. Zezulová (2008) na odkalisku s popolčekom z teplárenskej výroby v Martine stanovila v rôznych bylinných synantropných druhoch i v drevinách nasledovné koncentrácie
prvkov – u Calamagrostis epigejos zaznamenala výrazne nižší obsah síry (1 000 mg.kg-1)
a Zn (12 mg.kg-1). Hodnoty ostatných makroprvkov (Ca, Mg, K, P) sú podobné. Z mikroprvkov vyššie hodnoty zaznamenala u molybdénu (5,31 mg.kg-1), medi (6,93 mg.kg-1), bóru
(66 mg.kg-1) a železa (550 mg.kg-1). Marušková (2008) sa venovala stanoveniu makro a mikroprvkov v listoch vybraných drevín na skládke banského odpadu po ťažbe sekundárneho
kremenca na Šobove. V ihliciach smreka v blízkosti diaľnice Bednářová a Pospíšil (1985)
stanovili meď, železo, zinok, vápnik a horčík, Bublinec (in Supuka et al., 1991) stanovil živiny a mikroelementy v ihliciach borovice lesnej v mestských sídlach na Slovensku, Kontrišová et al. (1995) sa zaoberali spomínanou problematikou v ihliciach smreka v oblasti Beskýd (časť Kysuce). Obsah mikroelementov v pôde a v rastlinách udávajú aj Kabata-Pendias
23
Studia OECOLOGICA II/2010
a Pendias (2001). Banásová na medených a antimónových haldách zistila obsah Cu, Zn a Fe
v bylinných druhoch (Agrostis capillaris, A. stolonifera, Silene inflata, Rumex acetosella).
Záver
Vplyv ropných látok na vegetáciu nie je úplne objasnený a jasne dokázaný. Sorpciou ropných látok na povrch častíc pôdy je brzdená, prípadne úplne znemožnená distribúcia vody
a živín pôdnymi kapilárami ku koreňom rastlín, následkom čoho je obmedzený príjem vody
koreňovým systémom, a tým je znížená vitalita jedincov, ktoré napokon pri nadmernom
znečistení hynú. Mikrobiálny rozklad niektorých uhľovodíkov a nadmerné nahromadenie
oxi du uhličitého v pôde spôsobuje udusenie jedincov z dôvodu nedostatku kyslíka. Pri hodnotení koncentrácií prvkov sme mierny deficit zaznamenali u draslíka a fosforu, naopak
nadmerný obsah sme zistili u síry, čo možno vysvetliť vysokým obsahom síry v odpade
a v pôde. Ca a Mg sa v rastlinách nachádza v optimálnom množstve. U tráv sme v porovnaní s ostatnými vyššími rastlinami zaznamenali nižšie koncentrácie makroprvkov, hlavne
Ca, Mg a K. Z mikroprvkov sme nižší obsah zaznamenali u medi a mangánu, prekročenie
hodnôt v zmysle Beneša (1994) sme u niektorých druhov zaznamenali u molybdénu (Tanacetum vulgare I, Calamagrostis epigejos II, Melilotus albus II), zinku (Tanacetum vulgare I,
II, Carex hirta II) a bóru (Tanacetum vulgare I, II, Artemisia vulgaris II, Melilotus albus II).
Poďakovanie: Výskumné práce sa realizovali v rámci projektov VEGA č. 2/7161/27,
1/0631/10 a inštitucionálneho projektu I-09-009-00.
Literatúra:
Anke, M., Dorn, W. MüLLer, R., Schäuffer, U.: Umwelt und Mensch –
Langzeitwirkungen und Schlussfolgerungen für die Zukunft. Abhdl. Sächs. Ak. Wiss.
Leipzig, Math. –naturw. Kl. 59, H 5:2000, 45–61
Banásová, V.: Vegetácia medených a antimónových háld. Biologické práce. XXII, 1,
Bratislava: Veda, 1976, s. 112. CS ISSN 0037-6930.
Bednářová, J., pospíšil, J.: Kolísaní obsahu olova a některých dalších kovů
v jehlicích smrku ztepilého (Picea abies (L.) Karst. rostoucího v různé vzdálenosti
od silnice. In Biologica XXV vol. 84, 1985, s. 33–45.
Beneš, S.: Obsahy a bilance prvků ve sférách životního prostředí. II. část. Praha:
Ministerstvo zemědělství ČR, 1994, 159 s. ISBN 80-7084-090-0.
Bublinec, E.: Koncentrácia, akumulácia a kolobeh prvkov v bukovom a smrekovom
ekosystéme. Bratislava: Veda, 1994, 132 s. ISBN 80-224-0127-7.
BUBLINEC, E.: Edafické kritériá pre tvorbu zelene. In: Supuka et al.: Ekologické princípy
tvorby a ochrany zelene. Bratislava: Veda, 1991, pp.51–57, ISBN 80-224-0128-5.
Halajová, D.: Tvorba a ochrana životného prostredia podniku Petrochema Dubová.
Štúdia pre vnútorné potreby podniku. Dubová: Petrochema, 1995, 30 s., (nepubl. rkp.).
Kabata-Pendias, A., Pendias, H.: Trace Elements in Soils and Plants. London,
New York, Washington: CRC Press, 2001, s. 403.
24
Studia OECOLOGICA II/2010
Konrišová, O. et al.: Obsah prvkov v ihličí smreka v oblasti Beskýd (časť Kysuce).
In Tesař, V., Kula, E., (eds.) Vliv imisí na lesy a lesní hospodářství Beskyd. Zpravodaj
Beskydy. Brno: MZLU, 1995, s. 87–92. ISBN 80-7157-150-4.
Ladomerský, J., Samešová, D.: Analýza vylúhovateľnosti odpadov z kyslej
rafinácie ropy. In Kaly a odpady: Zborník z medzinárodnej konferencie. Bratislava: ÚVT,
2004, s. 190–194. ISBN 80-89088-26-0.
Maňkovská, B.: Geochemický atlas Slovenska. Lesná biomasa. Bratislava: Geologická
služba Slovenskej republiky, 1996, 87 s. ISBN 80-85314-51-7.
Marschner, H.: Mineral nutrition of higher plants. 2nd edn. Academic Press Harcourt
Brace & Co., Publishers London–San Diego–New York–Boston–Sydney–Tokyo–Toronto,
1995.
Marušková, A.: Revitalizácia a remediácia banských skládok drevinami. In Studia
Oecologica II, 2, 2008, s. 23–27, ISSN 1802-212X.
Ollerová, H.: Flóra a vegetácia stanovíšť ovplyvnených ropnými látkami v oblasti
Petrochema Dubová. In Vedecké štúdie 7/2004/A., Zvolen: TU, 2004, 123 s. ISBN 80-2281428-8.
Procházka, S., Macháčková, I., Krekule, J., Šebánek J. et al.: Fyziologie
rostlin. Praha: Academia, 1998, 485 s. ISBN 80-200-0586-2.
Zezulová, K.: Zhodnotenie využitie fytoremediačných metód pri dekontaminácii
antrozemí na skládkach. Diplomová práca. Zvolen: TU, 2009, 64 s.
25
Studia OECOLOGICA II/2010
Využitie brezy Betula pendula (Roth) pri
revitalizácii a fytoremediacii haldy so zvýšeným
obsahom pyritu
Utilization of birch Betula pendula (Roth) in
Revitalization and phytoremediation of tailing with
higher amount of pyrite
Andrea Marušková, Helena Hybská
Technická univerzita vo Zvolene, Fakulta ekológie a environmentalistiky, Masaryka 24, 960 53 Zvolen ,
Slovenská republika, [email protected], [email protected]
Abstrakt
Príspevok hodnotí možnosť využitia brezy previsnutej (Betula pendula Roth) pri revitalizácii
a fytoremediácii haldy so zvýšeným obsahom pyritu v povrchovom lome Šobov (v blízkosti
Banskej Štiavnice, Slovensko). Vo vzorkách substrátu a brezového pletiva bolo analyzované
Fe, Pb, S a P, a to metódou ICP-MS. Olovo sa v nadzemnej biomase kumuluje hlavne v konároch a kôre, avšak hodnoty sú nižšie ako v pletivách iných listnatých drevín. Koncentrácie
železa sú okrem koreňov najvyššie v listoch a konároch. Na rozdiel od olova, obsah železa
v listoch je v porovnaní s inými druhmi dvojnásobný. Vo všeobecnosti je breza vhodná drevina na revitalizáciu v oblastiach s kyslým substrátom, kde sú navyše zvýšené koncentrácie
síry a mierne vyššie obsahy železa a olova. Z pohľadu fytoremediácií je nevhodná pre extrakciu Pb a Fe, ale odporúčame jej využitie vo fytostabilizácii.
Abstract
The paper deals with possible revitalization and phytoremediation of mine tailing with higher amount of pyrite in quarry called Šobov (near Banská Štiavnica, Slovakia) using birch
(Betula pendula Roth). There were analysed four elements like Fe, Pb, S and P with ICP-MS
in both soil and plant samples. Lead is accumulated mainly in branches and bark in aboveground phytomass. But the values are lower than in tissues of other deciduous trees species.
Iron concentration is higher in leaves and branches but the highest is in roots. In spite of lead,
iron content in leaves is doubled in comparison with other deciduous tree species. In general,
birch is suitable tree species for revitalization of areas with acid substrate and higher content
of sulphur and only slightly higher iron and lead concentrations. Birch is not suitable for Pb
and Fe extraction but it represents good phytostabilizating tree species that improve soil and
microclimate characteristics.
Kľúčové slová: Betula pendula, banské haldy, fytoremediácie, železo, olovo, síra, fosfor,
distribúcia prvkov
Key words: Betula pendula, mine tailings, phytoremediation, iron, lead, sulphur, phosphorus, distribution of elements
Úvod
Lom Šobov leží 1 km severne od Banskej Štiavnice (stredné Slovensko). Stenovým spôsobom sa tu ťaží sekundárny kremenec. Odpadový materiál vznikajúci pri ťažbe sa sústre26
Studia OECOLOGICA II/2010
ďuje na haldy v areáli lomu. V minulosti na predmetnej lokalite neprebehli žiadne revitalizačné aktivity. K hlavným negatívnym impaktom haldy patrí výrazná acidifikácia prostredia prostredníctvom kyslých banských vôd uvoľňovaných v telese haldy a presakujúcimi
do nižších obývaných lokalít (kontaminácia studní).
Výskum sa zameral na haldu staršieho dáta, kde v priebehu rokov vznikol sukcesiou brezový
porast. Samotná halda predstavuje sypaný nevytriedený horninový materiál so zrnitosťou od
niekoľkých desatín milimetra až po metrové balvany. Nezhutnenosť, zo zrnitosti vyplývajúca dobrá priepustnosť pre vodu, ako aj spomenutá poloha v teréne, zabezpečujú existenciu
podmienok priaznivých pre rozklad minerálov.
Jednoznačne najmenej stabilnými zložkami haldy sú pyrit a sekundárne minerály pochádzajúce z lomu. Pyrit, ktorého čiastočná oxidácia začala už v lome, v tomto procese pokračuje.
Jeho oxidácia je komplikovaný proces, ktorý zahŕňa niekoľko typov oxidačno-redučných
reakcií, hydrolýzy a vzniku komplexov. Počas reakcie vody s pyritom sa vytvára nerozpustný hydroxid železitý a kyselina sírová. Pyrit je v iniciálnom štádiu oxidovaný kyslíkom a pH
následne klesá podľa rýchlosti produkcie kyseliny sírovej. Keď pH prostredia klesne pod
hodnotu 4, Fe3+ sa stane viacej rozpustný vo vode a začne pôsobiť ako oxidačné činidlo,
pod pH 3 je Fe3+ jediný dôležitý oxidant pyritu. Prítomnosť alebo neprítomnosť kyslíka
neovplyvňuje rýchlosť oxidácie pyritu (Šucha et al., 1995).
Jedným z faktorov ovplyvňujúcich opísané procesy sú thionové baktérie. Welward et al.
(2004), Križáni (1991) a Máša (2007) identifikovali na predmetnej lokalite niekoľko druhov
baktérií ako napr. Acidithiobacillus thiooxidans, Acidithiobacillus ferrooxidans ako aj Bacilus cirkulans, ktoré vyvolávajú rozklad silikátov.
Charakter vegetácie na predmetnej halde je určovaný najmä brezovým porastom, ktorý pokrýva väčšinu povrchu skúmanej lokality. Breza previsnutá je schopná rásť, tvoriť porasty
a rozmnožovať sa v popísaných podmienkach, čo by ju ako pioniersku drevinu mohlo predurčovať na revitalizáciu, príp. remediáciu nielen skúmaného územia, ale aj iných podobne
antropicky ovplyvnených lokalít. V prácach mnohých autorov (napr. Hemrle et al., 2006;
Vrábliková, Vráblik, 2006; Marguí et al., 2007 a i.) môžme nájsť zmienky o viac či menej
úspešnom použití drevín pri revitalizáciach a fytoremediáciach.
Pre účely zhodnotenia potenciálnych možností využitia brezy previsnutej na revitalizáciu
lokalít s podobnými pôdnymi charakteristikami ako prevládajú na Šobove, boli analyzované obsahy vybraných makroprvkov (síry a fosforu), ako aj ťažkých kovov (železa a olova). Práve zvýšený obsah síry a železa v substráte charakterizuje dané prostredie, keďže je
výsledkom (a aj príčinou) celého cyklu reakcií limitujúcich existenciu rastlín na lokalite.
Koncentrácia olova býva vzhľadom na charakter podložia Štiavnických vrchov často zvýšená, čo môže predstavovať ďalší rizikový faktor. Na druhej strane fosfor je pre rastliny
druhý najdôležitejší makroprvok, keďže predstavuje esenciálnu zložku nukleových kyselín,
fosforylovaných sacharidov, lipidov a bielkovín, ktoré kontrolujú všetky životné procesy
(Janarhan Reddy, 2006).
Metodika
Za účelom štúdia obsahu vybraných prvkov v biomase brezy previsnutej, boli v septembri
roku 2007 odobrané vzorky fytomasy – listy, konár, drevo, kôra a koreň. Listy, konáre a kôra
boli odobrané minimálne z 10 dospelých zdravých jedincov vybraných náhodným výberom
z porastu na halde. Drevo a korene boli odobrané z 10 vyvrátených stromov, neboli však
zasiahnuté hnilobným procesom.
27
Studia OECOLOGICA II/2010
Rastlinné vzorky boli vysušené pri laboratórnej teplote. Následne boli pomleté na oscilačnom mlyne RETSCH MM 301, listy pri frekvencii 25 Hz 2 minúty, ostatné vzorky 4 minúty.
Navážka 1 g bola najskôr hodinu lúhovaná v 2 ml HNO3, potom bolo pridaných po 2 ml
z HCl, HNO3 a H2O, pričom vzniknutá zmes bola vystavená teplote 95 °C po dobu ďalšej
hodiny. Po zriedení do 20 ml boli pomocou ICP-MS stanovené nasledovné prvky, t.j. Pcelk,
S, Fe a Pb.
Pôdne vzorky boli rovnako odobrané na začiatku septembra roku 2007. Zmiešaná vzorka
vznikla odberom z 5 zákopkov z hĺbky do 30 cm od povrchu. Pôda bola následne sušená pri
laboratórnej teplote, zbavená nečistôt a organického materiálu. Na analýzu pomocou ICPMS sa použila jemnozem, ktorá bola rozložená zmesou 4 kyselín (HNO3, HClO4, HF a HCl).
Rozklad a analýza vzoriek prebehla v akreditovanom laboratóriu Acme Analytical Laboratories Ltd. v Kanade. Prevádzka pracuje v rámci noriem ISO 9001 a ISO 17025. Deklaruje
zhodu svojich analýz s certifikovanými referenčnými materiálmi a súčasne zabezpečuje kvalitu prevedením paralelných analýz vybraných vzoriek. Rsd týchto analýz nepresiahlo 10 %.
Výsledky sú prerátané na sušinu.
Stanovenie pH sa vykonalo v zmysle Fialu et al. (1999). Prijateľné formy fosforu (Pprijat) sa
zisťovali vo výluhu Melich II, a to podľa Fialu et al. (1999) a Jednotných pracovných postupov (2009), pričom samotné analýzy prebiehali na spektrofotometri Genesis Series FTIR.
Výsledky a diskusia
Za účelom zhodnotenia vplyvu brezového porastu na vybrané chemické vlastnosti substrátu
bol stanovený obsah Pb, Fe ako aj makroprvkov S a P. V prípade fosforu bol determinovaný
nielen jeho celkový obsah (Pcelk), ale aj jeho pre rastliny prijateľné formy (Pprijat). Výsledky
analýz sú zhrnuté v tabuľke 1.
Tabuľka 1 Prehľad analyzovaných obsahov prvkov stanovených v substráte šobovskej
haldy. Porovnanie nameraných hodnôt s údajmi uvádzanými v literatúre.
Prvok
Pcelk (ppm)
Halda bez
porastu
Halda spod
brezového
porastu
Normálne hodnoty prvkov
Bowen (1979)
Beneš (1992)
1 160
960
35–5 300 (800)
20–4 400 (720)
55
210
-
-
S (ppm)
4 000
1 000
30–1 600 (700)
40–450 (170)
Fe (ppm)
63 100
34 900
2 000–155 000 (40 000)
8 000–103 000 (32 700)
Pb (ppm)
60,4
71,9
2–300 (35)
24–71 (41)
Pprijat (ppm)
Pozn. Hodnoty kurzívou v zátvorkách predstavujú priemerné koncentrácie udávané spomínanými autormi.
Z tabuľky č. 1 je zrejmé, že celkové obsahy prvkov namerané v substráte šobovskej haldy
sú, až na síru, porovnateľné s koncentračnými rozsahmi a priemermi uvádzanými Bowenom (1979) a Benešom (1992). Je teda pravdepodobné, že nehostinné prostredie pre vznik
a rozvoj vegetácie na predmetnej halde, nie je primárne podmienené len ne/výskytom živín.
Okrem možného deficitu iných makroprvkov, resp. vysokej koncentrácii ďalších ťažkých
kovov, sú to nepriaznivé faktory vyplývajúce z charakteru stanovišťa – haldy, ako je výrazný sklon a stok zrážkovej vody po povrchu substrátu podmieňujúci eróziu ako aj odnos
prichytených a klíčiacich semien, či rastliniek. Ďalšími negatívami sú silné slnečné žiarenie
a nevyrovnaný vodný režim. V prípade šobovskej haldy, je to najmä nízke pH. Vo vzorke
28
Studia OECOLOGICA II/2010
substrátu bez vegetačného krytu bolo stanovené pHKCl na hodnotu 3,5 (pHH2O = 3,3). Brezový porast neovplyvnil kyslosť substrátu (pHKCl = 3,4 a pHH2O = 3,9).
Aj vo vzorke odobranej na ploche bez vegetácie je dostatok anorganického fosforu pre vznik
a udržanie porastu. Obsah celkového fosforu je nižší v substráte pod brezovým porastom
(o 17,2 %), čo možno vysvetliť príjmom prvku rastlinami. Na druhej strane by sme mohli
predpokladať vyšší obsah fosforu práve v tejto vzorke, nakoľko by mohla byť obohacovaná
o organický fosfor pochádzajúci z rozkladu biomasy. Táto hypotéza sa nepotvrdila, keďže
zrejme odčerpávanie P zo substrátu je vyššie. Avšak vstup organického fosforu z rozkladu
biomasy dokazuje výrazne zvýšený podiel rastlinami prijateľných foriem fosforu práve vo
vzorke substrátu spod brezového porastu. Prijateľný obsah fosforu možno v prípade haldy
bez porastu hodnotiť ako nedostatočný až stredný, kým v substráte s porastom je jeho množstvo dostatočné (dobré) (Bublinec in Supuka et al., 1991). Väčšina anorganického fosforu je
prítomná hlavne ako H2PO4- a HPO42-, pričom prijateľnosť hydrogénfosforečnanov je lepšia
pri vyššom pH, kým dihydrogénfosforečnanov pri nižšom (Janarhan Reddy, 2006).
Zistené koncentrácie Pb môžme hodnotiť ako mierne zvýšené. Množstvo síry v substráte bez
porastu niekoľkonásobne prevyšuje normálne hodnoty uvádzané v literatúre (Bowen, 1979;
Beneš, 1992), pričom v substráte pokrytom vegetáciou dosahuje hraničné hodnoty uvádzané
Bowenom (1979) a rádovo prevyšuje interval uvádzaný Benešom (1992).
Tabuľka 2 Prehľad koncentrácií vybraných prvkov vo fytomase brezy previsnutej v jednotlivých rastlinných orgánoch
Breza – list
P
S
Fe
Pb
ppm
ppm
ppm
ppm
1 150
4 000
370
0,75
Breza – konár
710
400
210
1,84
Breza – drevo
110
< 100
20
1,23
Breza – kôra
220
300
90
1,55
Breza – koreň
590
400
2720
5,1
Údaje zahrnuté v tabuľke č. 2 prezentujú distribúciu sledovaných prvkov v jednotlivých
orgánoch brezy previsnutej. V porovnaní s bukom breza obsahuje rádovo menej tohto prvku
v kôre, koreňoch aj dreve. Obsah v listoch je identický (Bublinec, 1994). Taktiež ani v prípade Pb nemôžeme hovoriť o vysokých koncentráciách. Maňkovská (1996) udáva priemernú
hodnotu Pb v listoch lesných drevín na 3,06 ppm, Bublinec (1994) špecifikuje obsah tohto
ťažkého kovu v listoch buka lesného na 4–6 ppm, v kôre až na 10–20 ppm, pričom v dreve, koreňoch a pni udáva priemernú hodnotu 1 ppm. Obsah Pb v breze ďaleko zaostáva za
uvedenými hodnotami, okrem koreňov. Na druhej strane obsah S v listoch brezy je približne
jeden a pol – násobný (4 000 ppm) v porovnaní s priemerom lesných listnatých drevín udávaných Maňkovskou (1996) 2 401 ppm. Rovnako aj obsah Fe, kde spomínaná autorka udáva
hodnotu 189 ppm, kým v brezovom lístí sme analýzou určili 370 ppm.
Z obr. 1 je evidentné, že najviac Pb a Fe sa kumuluje v koreni. V prípade olova sa najmenšia
koncentrácia stanovila v lístí, pletivo konára, kôry a dreva obsahovalo približne rovnaké
hodnoty tohto ťažkého kovu (1,23–1,84 ppm). Je pozoruhodné, že aj tak relatívne nízke koncentrácie olova v listoch (0,75 ppm), pri každoročnom opade spôsobujú nárast obsahu kovu
vo vrchnej vrstve substrátu, a to zo 60,4 ppm vo vzorke z haldy bez vegetácie na 71,9 ppm
v substráte spod brezového porastu (tab. 1). Pri porovnaní koncentrácií Pb z hlbších vrstiev
by sme pravdepodobne zaznamenali pokles obsahu olova u vzorky spod brezového porastu.
29
Studia OECOLOGICA II/2010
6
3000
5
2500
4
2000
3
1500
2
1000
1
500
0
0
breza - list
Koncentrácia Fe (ppm) v rastlinných
vzorkách
Koncentrácia Pb (ppm) v rastlinných
vzorkách
Na druhej strane, podobný trend u Fe nebadať, čo možno súvisí aj s mikrobiálnymi procesmi
prebiehajúcimi v telese, ale aj na povrchu haldy.
breza - konár breza - drevo breza - kôra breza - koreň
Pb
Fe
Obr. 1 Porovnanie obsahu Pb a Fe v jednotlivých orgánoch brezy previsnutej
Na rozdiel od Pb, obsah Fe v listoch nepredstavuje najmenší obsah spomedzi ostatných
častí rastlinného organizmu. Najmenej Fe sa preukázalo v brezovom dreve, nasleduje kôra
a konáre.
Záver
Na základe analýz obsahu Fe, Pb, S a P vo fytomase brezy previsnutej a substráte predstavujúcom odpad po povrchovej ťažby sekundárneho kremenca, nemôžme označiť brezu
previsnutú za hyperakumulátor, dokonca ani výrazný kumulátor Pb alebo Fe. V nadzemnej
fytomase sa Pb najlepšie kumuluje v konároch a kôre, avšak hodnoty nedosahujú priemerné
obsahy v iných listnatých drevinách. Železo sa po koreňoch najviac kumuluje v listoch a konároch, dokonca jeho koncentrácia v listoch je dvojnásobná oproti priemerných hodnotám
uvádzanými Maňkovskou (1996).
Na druhej strane sa však potvrdilo, že tento druh je schopný rásť aj vo veľmi nepriaznivých
podmienkach, zvlášť aj pri nízkom pH. Vo všeobecnosti zlepšuje vlastnosti substrátu, zmierňuje eróziu a zlepšuje mikroklimatické podmienky, čím vytvára priestor na sukcesiu.
Na základe dosiahnutých výsledkov môžme skonštatovať, že breza previsnutá je vhodná
na revitalizáciu oblastí s kyslým substrátom so zvýšeným obsahom síry a mierne vyššími
hodnotami Fe a Pb. Z pohľadu fytoremediácií, je nevhodná na fytoextrakciu Pb a Fe, avšak
predstavuje dobrý príklad fytostabilizačnej dreviny.
Poďakovanie
Výskumné práce sa čiastočne realizovali v rámci projektov VEGA 2/7161/27, 1/0529/09
a 1/0631/10 ako aj inštitucionálneho projektu I-09-009-00; autorky týmto ďakujú za pridelené finančné prostriedky.
Použitá literatúra
BENEŠ, S. (1992): Geochemie půd vzniklých na horninách vyvřelých a metamorfovaných.
In. Sborník VSZ, Praha, s. 91–105.
30
Studia OECOLOGICA II/2010
BOWEN, H. J. M. (1979): Environmental Chemistry of the Elements. London : Acad.
Press, 348 p.
BUBLINEC, E. (1991): Edafické kritériá pre tvorbu zelene. In: Supuka et al.: Ekologické
princípy tvorby a ochrany zelene. Bratislava, pp.51–57, ISBN 80-224-0128-5
bublinec, E. (1994): Koncentrácia, akumulácia a kolobeh prvkov v bukovom
a smrekovom ekosystéme. Acta Dendrologica. Zvolen, 132 p. ISBN 80-224-0127-7
FIALA et al. (1999): Záväzné metódy rozborov pôd. VÚPOP Bratislava, 142 s. Hermle, S., Günthardt-Goerg, M. S., Schulin, R. (2006): Effects of metalcontaminated soil on the performance of young trees growing in model ecosystems under
field conditions. Environmental Pollution 144, pp. 703–704.
JANARDHAN REDDY, K. (2006): Nutrient Stress. In: Madhava Rao, K. V.,
Raghavendra, A. S., Janardhan Reddy, K., (eds.): Physiology and Molecular
Biology of Stress Tolerance in Plants. pp. 187–217.
Jednotné pracovní postupy – Analýza půd I. (2009): Ústřední kontrolní
a zkušební ústav zemědělský Brno
KRIŽANI, I., JELEŇ, S., HÁBER, M. (1991): Rezistentné a sekundárne minerály
historických depónií v štiavnickom rudnom poli – environmentálne a technologické
aspekty. In: Mineralogie, geochemie a životní prostředí. Sborník referátú. ostrava – Poruba
28.–30. července 1991, s. 99–100
Maňkovská, B. (1996): Geochemical Atlas of Slovakia – forest biomass. Bratislava :
Geolgická služba Slovenskej republiky. p. 87. ISBN 80-85314-517-7
Marguí, E., Queralt, I., Carvalho, M. L., Hidalgo, M. (2007): Assessment of
metal availability to vegetation (Betula pendula) in Pb-Zn ore concentrate residues with
different features. In: Environmental Pollution 145, pp. 179–184.
Máša, B. (2007): Sledovanie vplyvu kyslých drenážnych vôd z lokality Banská Štiavnica –
Šobov na okolie. Diplomová práca, Fakulta ekológie a environmentalistiky TU vo Zvolene,
89 s.
ŠUCHA, V., et al. (1995): Stanovenie stupňa a rozsahu poškodenia krajiny v dôsledku
ekologickej havárie na lokalite Banská Štiavnica – Šobov a odhad možností jej
revitalizácie. KLG PriF, Univerzita Komenského, Bratislava, 39 s.
Vrábliková, J., Vráblik, P. (2006): Rekultivace v Podkrušnohoří. Studia
Oecologica XV s. 35–41, FŽP UJEP, Ústí nad Labem
WELWARD, L., PERHÁČOVÁ, Z., MICHALKOVÁ, E. (2004): Vplyv toxických prvkov
na kvalitu vody vo Vodnej nádrži Belianská v banskoštiavnickom vodohospodárskom
systéme. In: Beseda I. et al. (2004): Aktuálne problémy kontaminácie životného prostredia
z hľadiska toxikológie a ekotoxikológie III. časť, s. 40–46
31
Studia OECOLOGICA II/2010
Příspěvek k poznání fauny obratlovců lokality
„Kateřina – mokřad“
Contribution to the knowledge of vertebrate fauna
of LOCALITY „KATEŘINA – MOKŘAD“
Michal HOLEC1, Pavel JAROŠ2
1 Univerzita J.E. Purkyně v Ústí nad Labem, Fakulta životního prostředí, Králova výšina 7,
400 96 Ústí nad Labem, Česká republika, [email protected]
2 Bílinská přírodovědná společnost, Břežánská 9, 418 01 Bílina, Česká republika, [email protected]
Abstrakt
Kateřina-mokřad je Evropsky významnou lokalitou (EVL). Lokalita byla vyhlášena z důvodu výskytu kuňky obecné (Bombina bombina). V práci je podán komentovaný přehled všech
zde zjištěných druhů obratlovců. Celkem je z lokality známo 8 druhů obojživelníků, 2 druhy
plazů, 19 druhů ptáků a 6 druhů savců.
Klíčová slova: Kuňka obecná, Bombina bombina, Natura 2000, EVL, inventarizace, obratlovci
Abstract
Kateřina-mokřad is SAC marshy locality aimed at frog Bombina bombina preservation. Our
work summarized literature and our field work vertebrates observation at this locality. Totally 8 amphibians, 2 reptilians, 19 birds and 6 mammals species have been observed.
Key words: Bombina bombina, Natura 2000, SAC, inventarization, vertebrates
Úvod
Kateřina-mokřad je evropsky významnou lokalitou (EVL), kde předmětem ochrany je kuňka obecná (Bombina bombina), vyskytují se zde však i další druhy chráněných a ohrožených obratlovců. Faunu obratlovců části území zájmové EVL popsal již ČEŘOVSKÝ a kol.,
2005. Autoři se ve svých pozorováních, založených na pěti návštěvách v letech 2002 až
2005, zaměřovali zejména na obojživelníky Severní tůně (viz obr. 1), ostatní v jejich práci
uvedená data jsou výsledkem příležitostných pozorovaní. Takto tito autoři zjistili 5 druhů
obojživelníků a dalších 16 druhů obratlovců (2 druhy plazů, 12 druhů ptáků, a 2 druhy savců). Sledování obojživelníků zde v letech 2008 a 2009 prováděl rovněž JAROŠ a HOLEC
(2008 a 2009). I v tomto případě byla kromě hlavního sledování obojživelníků prováděna
příležitostná pozorování ostatních obratlovců. Cílem tohoto příspěvku je shrnout dosavadní
znalosti o fauně obratlovců tohoto významného území.
32
Studia OECOLOGICA II/2010
Lokalita a metodika
Charakteristika lokality
Obecná charakteristika
Lokalita EVL Kateřina – mokřad (kód CZ0423215) se nachází v Teplickém okresu (rozhraní
okresů Teplice a Ústí nad Labem) Ústeckého kraje, cca 3 km východně od Teplic, severně
od obce Modlany. Nejvýznamnějším prvkem zájmového území jsou dvě tůně (viz zákres
na Obr. 1): 1. tůň – koordináty 50o39´27,936´´ s. š., 13o54´3,059´´ v. d.; 2. tůň – koordináty
50o39´12,828´´ s. š., 13o54´7,69´´ v. d.
První tůň leží v severní části lokality (max. plocha vodní hladiny cca 0,6 ha) a je obklopena ladem ležícím polem, které je na většině plochy udržováno sekáním, tůň je ohraničená
i z velké části zarostlá rákosinami; 2. tůň v jižní části lokality (max. plocha vodní hladiny
v době pozorování cca 80 m2) se nachází ve vzrostlém lesním porostu převážně hybridního
topolu. Pro přehlednost tyto tůně v textu označujeme jménem Severní (tůň 1) a Jižní tůň (tůň
2) (Obr. 1). Vzhledem k tomu, že Jižní tůň byla na jaře 2008 i 2009 téměř bez vody, byla
předmětem sledování téměř výhradně tůň severní, tzn. podobně jako v práci ČEŘOVSKÉHO a kol. (2005).
Kromě výše zmíněných dvou tůní se na lokalitě dále severně od Severní tůně periodicky vyskytuje ještě třetí drobná vodní plocha (využívána zvěří jako kaliště). Během našeho
průzkumu zde byla voda pouze v jarních měsících. Podobně jako u ČEŘOVSKÉHO a kol.
(2005), který však tuto plochu v práci ani nezmiňuje, tato plocha nebyla předmětem našeho
podrobnějšího sledování.
Žádný z výše uvedených mokřadů není průtočný. V okolí jsou patrné odvodňovací strouhy.
Dle sdělení starousedlíků Jižní tůň vznikla jako pinka (propadlina po hlubinné těžbě, zde
pak hnědého uhlí). Severní tůň se vytvořila údajně v důsledku neudržované a nefunkční
meliorace původně zemědělsky využívaných pozemků v době nám neznámé, avšak relativně nedávné (řádově maximálně před několika málo desítkami let, jak nám uvedl jeden ze
starousedlíků).
Klimatická oblast
Klimaticky dle Quitta (TOLAZS a kol., 2007) území patří do teplé oblasti W2.
Geomorfologie, geologie
Podle geomorfologického členění ČR (DEMEK, MACKOVČIN a kol., 2006) lokalita náleží
ke Krušnohorské soustavě, která je zde reprezentována Podkrušnohorskou podsoustavou,
celkem Mostecká pánev, podcelkem Chomutovsko – Teplická pánev a okrskem Chabařovická pánev. Chabařovickou pánev tvoří erozně denudační a akumulační povrch, od SZ k JV
mírně ukloněné denudační plošiny, svahy, úpatní haldy, fluviálně proluviální náplavové kužely a nízké říční terasy levostranných přítoků Bíliny místy s čedičovými suky. Celá oblast
je poznamenaná těžbou uhlí. Pánev je vyplněna miocénními jezerními jíly a písky s hnědouhelnými slojemi mosteckého souvrství. Méně jsou v oblasti zastoupeny cenomanské pískovce, turonské slínovce, terciérní vulkanity a pokryvy čtvrtohorních sedimentů.
Vegetace
Severní tůň (Obr. 1 a 2) je při okrajích lemována širokým pásmem litorální vegetace. Dominuje orobinec (Typha latifolia) a zevar (Sparganium sp.), méně byly zastoupeny tyto druhy:
skřípinec jezerní (Schoenoplectus lacustris), na bahnitých okrajích i skřípina lesní (Scirpus
33
Studia OECOLOGICA II/2010
sylvaticus), zblochan vzplývavý (Glyceria fluitans), chrastice rákosová (Phalaris arundinacea), vrbovka chlupatá (Epilobium hirsutum), čistec bahenní (Stachys palustris), kostival
lékařský (Symphytum officinale), v blátě i žabník jitrocelový (Alisma plantago-aquatica),
bahnička mokřadní (Eleocharis palustris) aj. Břehy lemují vrby (Salix spec.). Uprostřed je
pak volná vodní hladina s bohatým zárostem submerzní vegetace s bublinatkou jižní (Utricularia australis) a s natantním rdesnem obojživelným (Persicaria amphibia), okřehkem
menším (Lemna minor) a okřehkem trojbrázdým (Lemna trisulca). Rozvoji ponořené vegetace napomáhá vysoká průhlednost vody (dostatek světla), kde je možné zřetelně dohlédnout až na dno (hloubka nádrže se v nejhlubším místě pohybuje kolem 1 až 1,5 m). Okolí
mokřadu tvoří ladem ležící pole, jehož vegetace s dominantním pýrem plazivým (Elytrigia
repens) byla v roce 2008 kosena. SZ okraj lokality tvoří porost topolu kanadského (Populus
x canadensis), SV okraj tvoří olšina podél vyschlého koryta bezejmenné vodoteče (patrně
jen meliorační rýha) s dominantní olší lepkavou (Alnus glutinosa) a s menší pokryvností
vrby křehké (Salix fragilis) a topolu kanadského (Populus x canadensis).
Hladina vody v mokřadu sezónně výrazně kolísá, největší zamokření lze zaznamenat v jarním období, v pozdním létě lokalita částečně či z velké části vysychá. Koncem léta a na podzim 2009 byla volná vodní hladina pouze pomístně a maloplošně.
Jižní tůň (Obr. 1 a 3) je charakteristická nízkým stavem vody v časně jarních měsících s tendencí k úplnému vysychání v pozdějších měsících. Tůň je obklopena lesíkem s dominantním
topolem kanadským, vzácně jsou zastoupeny i další dřeviny. V keřovém podrostu roste bez
černý (Sambucus nigra), vzácně i olše lepkavá (Alnus glutinosa), na okrajích roste také hloh
(Crataegus spec.), svída krvavá (Cornus sanguinea), šípek (Rosa canina agg.) a pámelník
(Symphoricarpos albus). V bylinném patře rostou pouze běžné nitrofilní a stínobytné druhy s dominancí kopřivy dvoudomé (Urtica dioica). Z mokřadnějších druhů se s menší pokryvností vyskytuje např. orsej jarní (Ficaria verna subsp. bulbifera). Na březích tůně roste
chrastice rákosová, která porůstá i dno po vyschnutí. V části lesíka z jihu přiléhající k cestě
je v současnosti poměrně rozsáhlá skládka odpadů s deponií různých zemin a stavební suti.
Skládka zarůstá běžnou ruderální vegetací s dominancí kopřivy dvoudomé, třtiny křovištní
(Calamagrostis epigejos), pýru plazivého (Elytrigia repens), zlatobýlu kanadského (Solidago canadensis), z keřů se na skládce uplatňuje bez černý, hlohy. Na severní hranici mezi
tímto lesem a polem lze pozorovat hromady kamení a zbytky rozvalin starých budov, zarůstající zejména kopřivami a bezem černým. Zbytky osídlení připomínají i jednotlivé ovocné
stromy v okolí rozvalin.
Metodika
Při jednotlivých pochůzkách v lokalitě, které byly zaměřeny zejména na vybírání obojživelníků z pastí z bariérového odchytu v období jarní migrace (v roce 2008 byly instalovány 4
přibližně 5 m dlouhé a 25 cm vysoké bariéry, v roce 2009 bylo instalováno 9 stejně vysokých
a cca 15 m dlouhých bariér a 37 zakopaných pastí vyrobených z plastových PET lahví – podrobněji viz JAROŠ a HOLEC 2008 a 2009), méně pak na prolovování tůní a vizuální pozorování obojživelníků na březích a ve vodě, byli rovněž příležitostně zaznamenáváni ostatní
obratlovci. Většina našich návštěv směřovala k severní tůni (jižní tůň již na jaře vysychá),
zde byla také instalována většina bariérových pastí (pouze v roce 2008 byla jedna bariéra
instalována v blízkosti tůně jižní). Sledování obojživelníků probíhalo od 7. 4 do 22. 4. 2008
a od 7. 3 do 13. 4. 2009. Sledování ostatních obratlovců byla v roce 2009 doplněna ještě
květnovým pozorováním realizovaným ve dvou návštěvách.
34
Studia OECOLOGICA II/2010
Výsledky a diskuze
Na lokalitě bylo pozorováno celkem 8 druhů obojživelníků, 2 druhy plazů, 19 druhů ptáků
a 6 druh savců. Z toho 3 druhy jsou zvláště chráněné (dle vyhlášky MŽP ČR č. 395/1992 Sb.)
v kategorii kriticky ohrožené (KO), 10 druhů patří mezi silně ohrožené (SO) a 5 do kategorie
druhů ohrožených (O), viz Tab. 1.
Tab. 1: Počty zvláště chráněných druhů a druhů celkem. Jejich kategorizace dle vyhlášky
MŽP ČR č. 395/1992 Sb. je vyjádřena zkratkami: KO- druhy kriticky ohrožené, SO – druhy silně ohrožené, O – druhy ohrožené
Kategorie ochrany
Skupina obratlovců
obojživelníci
plazi
ptáci
KO
1
SO
5
1
4
O
1
1
3
Evidovaných druhů celkem
8
2
19
savci
2
6
Z pozorování ČEŘOVSKÉHO a kol. (2005) vyplývá, že lokalita je významná nejen z hlediska výskytu kuňky obecné, ale i dalších druhů obojživelníků, zejména čolka velkého a blatnice skvrnité. Tato skutečnost byla námi potvrzena. Na rozdíl od ČEŘOVSKÉHO a kol.
(2005), kteří popisují spíše ojedinělá pozorování dospělých exemplářů těchto obojživelníků,
se nám podařilo, zejména pomocí bariérových odchytů do pastí prokázat poměrně velký
podíl dospělých jedinců.
Kromě druhů z lokality již známých se nám podařilo prokázat dalších 14 druhů obratlovců,
což je dáno zejména tím, že naše návštěvy, byť orientované rovněž především k severně položenému mokřadu, byly pravděpodobně více směřovány i do dalších biotopů EVL než jak
tomu bylo v případě pozorování autorů před námi. Z druhů zvláště chráněných (dle vyhlášky
MŽP ČR č. 395/1992 Sb.) a zároveň druhů s užší vazbou na lokalitu, tzn. kterým je lokalita
biotopem (ve smyslu zákona č. 114/1992 Sb.), je to např. ropucha obecná a skokan štíhlý.
Výčet námi zjištěných druhů na lokalitě byl limitován naším pozorováním orientovaným
zejména na severní mokřad a jeho bezprostřední okolí a částečně i dobou pozorování, která
byla přizpůsobena především zjišťování migrací obojživelníků. Lze proto předpokládat, že
v území se budou vyskytovat další druhy obratlovců (především ptáků a savců), a to nejen
druhů, které zájmové území využívají příležitostně, např. v době tahu, nebo jako loviště, ale
i druhů se silnější vazbou na lokalitu (rozmnožování, zimování apod.). Např. jen v blízkosti
lokality, v polních remízcích a u obce Modlany, byly příležitostně pozorovány i další běžné
druhy, jako je např. bažant obecný, káně lesní, strakapoud velký, pěnkava obecná, skřivan
polní a krtek obecný. Všechny tyto, a dále i některé další druhy, lze tedy předpokládat i v zájmové oblasti EVL. Upřesnění počtu druhů obratlovců trvale se vyskytujících a pronikajících na území EVL bude navíc možné až po konečném stanovení hranic chráněného území,
tzn. po geodetickém zaměření a zakreslení hranic do katastrálních map.
Přehled všech pozorování obratlovců v lokalitě
Níže je uveden přehled pozorovaných druhů obratlovců. U druhů zvláště chráněných
ve smyslu vyhlášky MŽP ČR č. 395/1992 Sb. je uvedeno jejich zařazení do kategorie zvláštní ochrany (KO- druhy kriticky ohrožené, SO – druhy silně ohrožené, O – druhy ohrožené).
35
Studia OECOLOGICA II/2010
Obojživelníci
čolek obecný (Lissotriton vulgaris) – pod označením Triturus vulgaris SO
V oblasti a celkově v ČR poměrně široce rozšířený druh. Čolek obecný byl ČEŘOVSKÝM
a kol. (2005) zmiňován jak z Jižní, tak i Severní tůně. I námi byl tento druh pozorován v obou
tůních. Zatímco však v Jižní tůni se jednalo pouze o ojedinělé odchyty, vcelku hojně byl
pozorován v tůni Severní a jejím okolí. Početně byl zjištěn rovněž jarním bariérovým odchytem do pastí v okolí Severní tůně (v roce 2009 bylo během jarní migrace odchyceno
a evidováno 181 jedinců).
čolek velký (Triturus cristatus) – SO
V ČR pravděpodobně roztroušeně na celém území ČR (např. MORAVEC, 1994). Podle VOŽENÍLKA (1987) došlo na Ústecku ke značnému úbytku jeho populace. ČEŘOVSKÝ a kol.
(2005) uvádějí pozorování jedné samice ze severní tůně. Naše poznatky z jara roku 2009,
kdy bylo zjištěno jarním odchytem do pastí v okolí Severní tůně 13 ex., dokládají, že druh
zde není tak vzácný.
kuňka obecná (Bombina bombina) – SO
V ČR poměrně souvisle rozšířený druh s většinou obsazených čtverců rovněž v celé Severočeské hnědouhelné pánvi (např. MORAVEC, 1994). Kuňka obecná byla námi pozorována
i na většině vodních ploch v okolí lokality. Na lokalitě patřil druh k pravidelně zaznamenávaným, který se zde ozýval v době maxima minimálně v mnoha desítkách až stovkách vokalizujících jedinců. V létě 2008 jsme na březích Severní tůně pozorovali stovky juvenilních
exemplářů, v roce 2009 jsme při jarním průzkumu v okolí severní tůně odchytli 59 jedinců
do bariérových pastí. Podobné informace o početnosti druhu v lokalitě přinášejí i ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) a potvrzuje se tak význam této lokality pro ochranu druhu. V průběhu pozorování jsme pozorovali v Severní tůni i atypického, pravděpodobně infikovaného jedince
pulce (viz. Obr. 4).
blatnice skvrnitá (Pelobates fuscus) – SO
Znalosti o rozšíření blatnice skvrnité jsou v ČR pro její skrytý způsob života jen kusé, a výskyt tak je velmi lokální (např. MORAVEC, 1994). ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) v roce 2005
pozorovali 12 pulců v severní tůni, ve své práci také uvádějí starší poznatky O. Volfa, V. Zavadila a I. Přikryla z roku 2002, kteří nalezli 6 pulců v Jižní tůni. Výskyt blatnice skvrnité
jsme potvrdili během jarní migrace odchytem 11 dospělců do bariérových pastí, avšak pouze
v okolí Severní tůně.
skokan skřehotavý (Rana ridibunda) – KO
V severozápadních, severních a středních Čechách široce rozšířený druh (viz např. MORAVEC, 1994; VOJAR A DOLEŽALOVÁ, 2003). ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) uvádějí ze Severní tůně hlasové projevy až desítek jedinců. Naše poznatky jsou obdobné.
ropucha obecná (Bufo bufo) – O
Jde o obecný a v ČR včetně širší oblasti zájmového území široce rozšířený druh (např.
MORAVEC, 1994). Rozmnožování však v době pozorování proběhlo nenápadně a ani prolovováním jsme nezjistili žádné jedince. ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) tento druh z lokality
neuvádějí. Výskyt jsme potvrdili pouze odchytem do bariérových pastí v okolí Severní tůně,
v roce 2009 jsme takto v době jarní migrace odchytili 17 ex.
36
Studia OECOLOGICA II/2010
skokan štíhlý (Rana dalmatina) – SO
V ČR poměrně široce rozšířený druh (např. MORAVEC, 1994). Ojediněle (11. 3. 2009 –
1 ex, 5. 4. 2009 – 1 ex, 10. 10. 09 – 1 ex) jsme tento druh pozorovali v okolí Severní tůně.
skokan hnědý (Rana temporaria)
V některých tradičních mokřadních oblastech je poměrně vzácný, přesto je považován
za druh v ČR široce rozšířený a obecný (např. MORAVEC, 1994). Ojediněle (duben 2008 –
1 ex.) jsme tento druh pozorovali v Severní tůni.
Plazi
ještěrka obecná (Lacerta agilis) – SO
V ČR plošně rozšířený druh, dnes běžný na i ruderálních stanovištích (MIKÁTOVÁ a kol.,
2001). Zanedbaná krajina Severočeské hnědouhelné pánve hostí tento druh poměrně běžně.
ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) uvádějí pozorování 2 ex. z mokřadu Severní tůň. Naším pozorováním jsou 3 ex. chycené 13. 4. 2009 do bariérových pastí v blízkosti Severní tůně.
užovka obojková (Natrix natrix) – O
V ČR poměrně široce rozšířený druh, avšak s vazbou především na mokřadní, tedy dost
lokální, biotopy (MIKÁTOVÁ a kol. 2001). ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) popisují nález 2 ex.
z mokřadu Severní tůň. Námi byl 1 juv. ex. zaznamenán v bariérové pasti v roce 2009.
Ptáci
potápka malá (Tachybaptus ruficollis) – O
ŠUTERA a kol. (1997) jej v širší oblasti Ústecka hodnotí jako hnízdící a zimující druh. HOLEC (nepublikováno) tento druh zaznamenal v době pozorování v zájmovém území i na několika nádržích v okolí Chabařovic, tzn. v širší oblasti zájmové lokality. Na území ČR je
potápka malá stále poměrně široce rozšířený, avšak jen lokálně početný druh. Podobně jako
u mnoha jiných druhů vodních ptáků i zde dochází v ČR k poklesům početnostních stavů
(ŠŤASTNÝ a kol. 2006).
Na lokalitě byl námi druh pozorován pouze jednou v 1 ex na Severní tůni (13. 4. 2009).
bukač velký (Botaurus stellaris) – KO
ŠUTERA a kol. (1997) jej z oblasti neuvádějí. Ve dnech 29. 3. a 2. 4. 2002 byl F. Russigem
(RUSSIG in verb.) na mokřadu u nádrže Kateřina (poblíž EVL Kateřina – mokřad) zaznamenán jeden volající samec. V blízkosti Severní tůně (avšak mimo vymezenou EVL) byl
v roce 2008 a 2009, vždy opakovaně v průběhu dubna, identifikován hlas 1 ex. Přesnější
lokalizace místa, odkud se druh ozýval, se nám však nepodařila. Přestože se jednalo o místo
ležící mimo EVL, tak zde tato pozorování uvádíme, neboť jde o regionálně vzácné pozorování, obecně v ČR vzácného druhu se vztahem k mokřadnímu biotopu a vzhledem k malé
vzdálenosti pozorování i k lokalitě.
volavka popelavá (Ardea cinerea)
Dříve v oblasti pouze sporadicky protahující druh (např. ŠUTERA a kol., 1997), dnes celoročně a na mnoha místech pozorovaný nehnízdící pták.
Ze zájmové lokality je publikováno jedno pozorování z roku 2004 (ČEŘOVSKÝ a kol.,
2005).
37
Studia OECOLOGICA II/2010
Námi byl druh opakovaně pozorován na Severní tůni nebo na poli v její těsné blízkosti v počtu 1-3 ex.
kachna divoká (Anas platyrhynchos)
Podle ŠUTERY a kol. (1997) v minulosti v oblasti protahující a řídce hnízdící druh. Dnes je
kachna divoká pozorována celoročně a na mnoha místech, přičemž běžně hnízdí. Hnízdním
prostředím mohou být litorální porosty mokřadů nebo i nemokřadní biotopy v těsném nebo
vzdálenějším okolí mokřadu.
Ze zájmové lokality je publikováno pozorování 11 ex. ze Severní tůně z roku 2002 (ČEŘOVSKÝ a kol., 2005). Námi byla kachna divoká zjištěna při čtyřech návštěvách v počtu
od 1 do 4 ex.
chřástal vodní (Rallus aquaticus) – SO
ŠUTERA a kol. (1997) jej v širší oblasti Ústecka uvádějí jako vzácného transmigranta, který
bývá jen nehojně pozorován i v hnízdní době.
Ze zájmové lokality je publikováno jedno pozorování ze Severní tůně z června roku 2002
(ČEŘOVSKÝ a kol., 2005). Námi nebyl výskyt potvrzen.
lyska černá (Fulica atra)
V oblasti celoročně pozorovaný hnízdící druh (např. ŠUTERA a kol., 1997).
Jedno pozorování ze Severní tůně zaznamenali ČEŘOVSKÝ a kol. (2005), námi byl druh
pozorován opakovaně v 1 až 3 ex.
slípka zelenonohá (Gallinula chloropus)
V oblasti protahující, roztroušeně hnízdící a zimující druh (např. ŠUTERA a kol., 1997). Dle
vlastních pozorování se však druh v pánevní oblasti v malých počtech vyskytuje na většině
nádrží s dobře vyvinutými porosty orobince či rákosu, kde nachází tento dosti plachý druh
možnost bezpečného úkrytu. V Severní tůni jsme pozorovali pouze 1 ex. (14. 3. 2009).
jeřáb popelavý (Grus grus) – KO
Jeřáb popelavý je ŠUTEROU a kol. (1997) z oblasti Ústecka charakterizován jako vzácný
transmigrant.
Druh jsme v 1 ex. pozorovali koncem dubna 2008 na poli v blízkosti Severní tůně a dále
ve 3 ex. (14. 3. 2009) přímo na severní tůni. V dubnu 2009 byl druh v 1 ex. zaznamenán též
na poli v JV části nádrže Kateřina (poblíž zájmového území).
čejka chocholatá (Vanellus vanellus)
ŠUTERA a kol. (1997) čejku chocholatou v oblasti popisuje jako protahující druh, na několika místech však bylo zaznamenáno i hnízdění. V okolí nádrže Kateřina, tzn. v blízkosti
zájmové lokality, jej výše jmenovaní autoři uvádějí z let 1975–1980. Druh je z oblasti znám
i z pozdějších let (např. HOLEC, ČEŘOVSKÝ – nepublikováno). Poslední publikovaný
údaj pochází přímo ze Severní tůně z května roku 2003 (ČEŘOVSKÝ a kol., 2005). Námi
nebyl výskyt zaznamenán.
bekasina otavní (Gallinago gallinago) – SO
Hnízdění dokládají z náhorní plošiny Krušných hor např. ŠUTERA a kol. (1997). Pozorování jsou však známa i z dalších lokalit oblasti, včetně blízkého okolí zájmové lokality
38
Studia OECOLOGICA II/2010
(VONDRÁČEK, 2003). V pánevní oblasti se jedná pravděpodobně pouze o migrující druh.
V polovině března 2008 a 5.4.2009 byl vždy v 1 ex. zaznamenán na Severní tůni.
dudek chocholatý (Upupa epops) – SO
Druh je v širší oblasti Ústecka ŠUTEROU a kol. (1997) hodnocen jako druh pravidelně protahující a řídce hnízdící.
Na jaře 2008 byl 1 ex. zaznamenán P. Jarošem na přístupové nezpevněné cestě oddělující
jižní a severní část lokality.
krutihlav obecný (Jynx torquilla) – SO
ŠUTERA a kol. (1997) druh charakterizují jako v minulosti v oblasti početně hnízdící, avšak
s hnízděním doloženým naposledy v šedesátých letech minulého století, autoři jej dále popisují jako druh v oblasti migrující. Na Ústecku však Holec tento druh v hnízdní době roztroušeně pozoroval na několika lokalitách. V okolí Severní tůně byl krutihlav pozorován
opakovaně v dubnu 2009, jednou zcela netypicky přímo v mokřadu. Pravděpodobné bylo
hnízdění v dutinách starších stromů v blízkosti severní tůně, odkud se při našem pozorování
opakovaně (např. 9. 4. 2009 a 13. 4. 2009) ozýval.
slavík obecný (Luscinia megarhynchos) – O
Pravidelně pozorovaný druh s mnoha doloženými lokalitami hnízdění, zejména v okolí Bíliny a Labe. Podle ŠUTERY a kol. (1997) je v Mostecko-teplické kotlině vzácný. V okolí obce
Modlany a nádrže Kateřina byl druh v minulosti zaznamenáván i dalšími badateli (např.
Holec, Čeřovský – nepublikováno). Přímo ze zájmové lokality (ze Severní tůně) je výskyt
publikován z let 2003–2005 ČEŘOVSKÝM a kol. (2005). V rámci našeho průzkumu nebyl
výskyt přímo v lokalitě potvrzen.
cvrčilka zelená (Locustella naevia)
ŠUTERA a kol. (1997) v oblasti druh uvádějí jako roztroušeně hnízdící a přibývající. Ze
Severní tůně druh uvádějí ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) z roku 2004. Námi nebyl výskyt potvrzen.
cvrčilka říční (Locustella fluviatilis)
Druh je ŠUTEROU a kol. (1997) v širší oblasti Ústecka charakterizován jako ojediněle
hnízdící, avšak přibývající. Ze Severní tůně druh zmiňují ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) – pozorování z roku 2004 a 2005. Námi nebyl výskyt potvrzen.
rákosník obecný (Acrocephalus scirpaceus)
V oblasti jako řídce hnízdící druh ho uvádí např. ŠUTERA a kol. (1997). V lokalitě je výskyt
popisován v roce 2002 (ČEŘOVSKÝ a kol., 2005). Námi byl druh pozorován v letech 2008
a 2009 rovněž v porostech Severní tůně.
sedmihlásek hajní (Hippolais icterina)
Jako druh hnízdící, avšak nehojně pozorovaný jej z oblasti popisují např. ŠUTERA a kol.
(1997). Ze Severní tůně druh uvádějí ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) – pozorování z roku 2002.
Námi druh nebyl zaznamenán.
39
Studia OECOLOGICA II/2010
ťuhýk obecný (Lanius collurio) – O
ŠUTERA a kol. 1997 druh v oblasti hodnotí jako ubývající, avšak na celém území hnízdící
druh, úbytek druhu autoři blíže nedokládají. ŠŤASTNÝ a kol. (2006) již dokládají po předcházejícím úbytku nárůst populací. V ČR v krajině s roztroušenými keři je to poměrně běžný
druh. Ze severního mokřadu jej uvádějí ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) z roku 2005.
Námi byl druh pozorován opakovaně v počtu 1–2 ex. v křovinách severně od Severní tůně
v letech 2008 a 2009.
strnad rákosní (Emberiza schoeniclus)
Druh je v oblasti popisován jako protahující i hnízdící (např. ŠUTERA a kol., 1997). Ze severního mokřadu jej uvádějí ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) z let 2002 až 2005.
Námi byl druh opakovaně pozorován v porostech Severní tůně v letech 2008 a 2009 v počtu
1–5 ex.
Savci
Fauna savců lokality je málo známá. ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) uvádějí 2 v ČR široce rozšířené a obecné druhy: zajíc polní (Lepus europaeus), srnec obecný (Capreolus capreolus).
Námi byly pozorovány další tři obecné druhy: prase divoké (Sus scrofa), rejsek obecný (Sorex araneus), hraboš polní (Microtus arvalis). V těsné blízkosti Severní tůně byla nalezena
spodní čelist bělozubky (Crocidura sp.). Dle zjištěných rozměrů rozměry (ACo=4,9 mm,
M1-M3 = 4,1 mm) a dalších znaků, které uvádějí ANDĚRA a HORÁČEK (2005), viz str. 273
obr. 95, se jednalo o bělozubou bělobřichou (Crocidura leucodon), tzn. druh v ČR lokálně,
např. právě Podkrušnohoří (viz uvedení autoři) rozšířený.
Poděkování
Práce byla podpořena Krajským úřadem v Ústí nad Labem a z prostředků projektu MMR
WD-44-07-1.
Literatura
ANDĚRA M., HORÁČEK I. (2005) Poznáváme naše savce. Sobotáles, Praha, 328 s.
ČEŘOVSKÝ, V., HEJDUK, J., VLČEK, R. (2005) Fauna obratlovců Evropsky významné
lokality „Kateřina – mokřad“. Fauna Bohemiae Septentrionalis, 30, 15–22.
JAROŠ, P., HOLEC, M. (2008): Orientační průzkum obojživelníků ve vybraných EVL
Ústeckého kraje – Kopistská výsypka, Háj u Oseka, Strádovský rybník, Kateřina – mokřad.
MS, závěrečná zpráva, depon. in KÚ Ústeckého kraje, 37 s. + příloha.
JAROŠ, P., HOLEC, M. (2009) Průzkum obojživelníků ve vybraných EVL Ústeckého
kraje – Strádovský rybník, Kateřina – mokřad, Háj u Oseka, Kopistská výsypka. MS,
závěrečná zpráva, depon. in KÚ Ústeckého kraje, 24 s. + přílohy.
MIKÁTOVÁ B., VLAŠÍN M., ZAVADIL V. (eds.) (2001) Atlas rozšíření plazů v České
republice. Atlas of the distribution of reptiles in the Czech Republic. -AOPK ČR, Brno –
Praha, 257 s.
MORAVEC, J. (1994) Atlas rozšíření obojživelníků v České republice. Národní muzeum,
Praha.
40
Studia OECOLOGICA II/2010
ŠŤASTNÝ, K., BEJČEK, V. et HUDEC, K. (2006) Atlas hnízdního rozšíření ptáků v ČR
– 2001–2003. – Aventinum, 463 s.
ŠUTERA, V., VONDRÁČEK, J., VYSOKÝ, V. (1997) Ptáci okresu Ústí nad Labem. AOS
Publishing, Ústí nad Labem. 282 s.
ŠUTERA, V., VYSOKÝ, V. (1999) Savci okresu Ústí nad Labem. AOS Publishing, Ústí
nad Labem. 215 s.
VOJAR, J., DOLEŽALOVÁ, J. (2003) Rozšíření skokana skřehotavého (Rana ridibunda
Pallas, 1771) na výsypkách Ústeckého kraje. Fauna Bohemiae Septentrionalis, 28, 143–
152.
VONDRÁČEK, J. (2003) K výskytu bekasíny otavní (Gallinago gallinago) v severních
Čechách. Fauna Bohemiae Septentrionalis, 28, 105–113.
41
Studia OECOLOGICA II/2010
Obr. 1. Zákres EVL Kateřina – mokřad, vyznačení zájmových tůní a okolních biotopů.
Zdrojem podkladové mapy pro zobrazení zájmového území je mapa z mapového serveru
dostupného na adrese http://geoportal.cenia.cz/mapmaker/cenia/portal/
42
Studia OECOLOGICA II/2010
Obr. 2. Pohled na zájmovou lokalitu Kateřina – mokřad v březnu 2009. V popředí je severní tůň, v pozadí pak lesní část lokality s jižní tůní (viz obr. 3). Na obr. je stav vody v jarních
měsících. Může však docházet k vysychání, jak jsme zaznamenali v některých podzimních
dnech 2009.
Obr. 3. Pohled na Jižní tůň v říjnu 2009. Po většinu roku bývá tůň v posledních letech
bez vody, jak dokumentuje již ČEŘOVSKÝ a kol. (2005) z let 2004 a 2005 .
43
Studia OECOLOGICA II/2010
Obr. 4. Abnormální (pravděpodobně infikovaný) jedinec pulce kuňky obecné pozorovaný
v Severní tůni v roce 2008.
44
Studia OECOLOGICA II/2010
Strategické přístupy k revitalizačnímu programu
pánevních okresů Ústeckého kraje1
Strategic Approaches to the Program of
Revitalization of the Coal Basin Districts in the Ústí
Region
Jaroslav ZAHÁLKA, Miroslav FARSKÝ
Univerzita Jana Evangelisty Purkyně v Ústí nad Labem, Fakulta životního prostředí, Králova výšina 7,
400 96 Ústí nad Labem, [email protected], [email protected]
Abstrakt
Rozsah a stupeň environmentální devastace Podkrušnohoří klade mimořádné nároky na komplexnost a profesionalitu strategických přístupů k jeho revitalizaci. Tomu nejlépe vyhovuje
metoda scénářů aktivní lokální a regionální politiky, s nezastupitelnou úlohou regionálních
samosprávných orgánů. Z navržených tří variant scénářů by měla být naplňována optimální
tzv. udržitelná varianta, a to s využitím všech dostupných prostředků v agendě územního
plánování, financování a stimulování občanských aktivit.
Abstract
The extent and degree of environmental devastation in the area of Podkrušnohoří put extraordinary demands on the comprehensiveness and professionalism of strategic approaches
to its revitalization. The most suitable way for such solutions is the method of scenarios
of active local and regional policy with the unsubstitutable role of regional self-governing
bodies. Three variants of scenarios have been proposed, the optimal variant – the so called
sustainable one – should be completed using all available resources in the agenda of town
and country planning, financing and stimulating civic activities.
Klíčová slova: Podkrušnohoří, revitalizace pánevní oblasti, strategické scénáře
Key words: : the area of Podkrušnohoří, revitalization of the coal basin area, strategic scenarios
Úvodem
O významu strategického plánování se dnes (na rozdíl od počátku 90. let) u nás nepochybuje. Spíše se však uplatňuje v globálních úvahách. Horší je to s praktickým využíváním tohoto
prvku řízení v úrovni „manažerských dovedností“. Za dlouhodobé strategické plánování se
vydává to, co má horizont tříletý, maximálně pětiletý (s odkazem na proměnlivost podmínek
a prostředí), navíc na strategické plánování mnohde „není čas“ pro nával aktuálních problémů, vyžadujících okamžitá řešení.
Současný obsah a postupy územně-plánovací aktivity má řadu prvků a postupů shodných
s aktivitou „územního plánu“ z období let 1948–1989. Z pochopitelných důvodů však zanikla aktivita „oblastního plánu“ jako součást dřívějšího národohospodářského plánování.
1 Vypracováno v rámci projektu Ministerstva pro místní rozvoj ČR č. WD- 44-07-1 „Modelové řešení revitalizace průmyslových regionů a území po těžbě uhlí na příkladu Podkrušnohoří“ – odpovědný řešitel Prof.
Ing. Jaroslava Vráblíková, CSc.
45
Studia OECOLOGICA II/2010
Jeho poslání a metodika se udržela jen v odvětví lesního hospodářství, i v souvislosti s většinovým podílem lesů ve státním vlastnictví 2 Popis územně plánovacích činností je de facto
obsažen v části druhé stavebního zákona č. 183/2006 Sb.3 Citovaná legislativa se však soustřeďuje na etapy operativních fází činnosti: na obsah a náležitosti Zásad územního rozvoje
(ZÚR) a na ně navazující Územní plán kraje a Regulační plán kraje. Obsah a formy úvodní
strategické motivace nejsou však v citované legislativě pojednávány. V předkládané stati
diskutujeme metodiku této motivace, a to na příkladu pánevních okresů Ústeckého kraje
a programu jejich revitalizace.
Charakteristika pojednávaného regionu
Území čtyř sousedících podkrušnohorských okresů: Chomutova, Mostu, Teplic a Ústí n/L,
náležejících do Ústeckého kraje, se stalo v minulosti dějištěm extensivního rozvoje povrchové těžby hnědého uhlí, výroby elektřiny, chemického průmyslu a zpracování kovů. Povrchová těžba hnědého uhlí v Severočeské hnědouhelné pánvi od svého počátku (ještě v 19. století) až po dnešní dny zasáhla plochu cca 250 km2. a kulminovala v 80. letech objemem
více než 70 Mt/r. Od 60. let 20. století zde bylo zlikvidováno asi 116 vesnic a měst či jejich
částí, včetně historického města Most. Přestěhováno přitom bylo na 90 tis. lidí. Dosavadní
industriální a urbanizační vývoj vedl k následující (viz tab. 1) struktuře půdního fondu v této
oblasti:
%
Zastavené
plochy
a ostatní nezemědělská
půda
ostatní
zastavěné plochy
vodní plochy
V tom
lesní pozemky
Nezemě-dělská
půda
trvalé
travní porosty
zahrady, ovocné sady
z toho
orná půda
Země-dělská půda
okres
celkem
Tabulka 1 : Bilance půdy v modelové oblasti k 31. 12. 2006 (ha)
Chomutov
93 533
39 172
23 132
1 725
14 277
54 361
34 477
3 151
1 147
15 586
16 733
17,9
Most
46 715
13 543
9 451
981
3 007
33 172
15 495
985
753
15 938
16 691
35,7
Teplice
46 924
15 938
8 244
1 333
6 361
30 986
17 302
770
1 037
11 879
12 916
27,5
Ústí n. L.
celkem
40 444
18 328
5 217
1 158
11 953
22 116
12 677
762
908
7 769
8 677
21,5
227 616
86 981
46 044
5 197
35 598 140 635
79 951
5 668
3 845
51 172
55 017
24,2
Pramen: [6]
Vládou ČR v r. 1991 přijaté tzv. územní ekologické limity těžby hnědého uhlí jsou v posledních letech problematizovány ze strany těžařských a elektrárenských firem a je vyvíjen tlak
na jejich „prolomení“ To by ve svých důsledcích vedlo na Mostecku k likvidaci Horního
Jiřetína a Černic, na Teplicku by těžební aktivitě musely zcela ustoupit Droužkovice a čás­
tečně Spořice a Březno. Vedle likvidace obcí by došlo k prolongaci mimořádné devastace
krajiny a infrastruktury v centru modelové oblasti mezi Mostem a Litvínovem.
Z pozitivních tendencí lze v druhé polovině 20. století, a to zejména v posledních dekádách,
doložit zvýšenou péči o rekultivaci pozemků postižených důlní činností. Přesto region charakterizuje mimořádně vysoká míra antropogenizace území a pokles kvality přírodních složek životního prostředí. Souběžně s rostoucí těžbou uhlí se zvyšoval i objem zahajovaných
rekultivačních prací na plochách devastovaných v souvislostí s těžbou:
2 Vypracování „Oblastních plánů rozvoje lesů“ je požadavkem lesního zákona č.289/1995 Sb. §23 a Vyhlášky
MZe č. 83/1996 Sb. .
3 Zákon ze dne 14. března 2006 o územním plánování a stavebním řádu (stavební zákon)
46
Studia OECOLOGICA II/2010
Tabulka 2: Rekultivační práce v SHP (ha)
Rok
Dokončené rekultivace
1950
1950
1970
1980
1990
2000
7 346
2007
0
350
1 100
3 000
6 400
10 579
Rozpracované rekultivace
20
595
2 465
4 139
2 809
5 368
5 430
V rekultivačním procesu
20
945
3 565
7 139
9 209
12 714
16 189
Pramen: [1]
Na výsledné struktuře dokončených rekultivací (10 579 ha) realizovaných v období 1950–
2007 se podílely na nich lesnické rekultivace 46,0 %, zemědělské rekultivace 30,9 %, rekultivace hydrické 2,6 % a ostatní formy (včetně parkových) byly uplatněny na 10,5 %.
Z hlediska evidovaného počtu obyvatel je možné modelovou oblast označit jako stagnující,
jak dokládají časové řady v grafu č. 1 a č.2:
Pramen: [6]
Pramen: [6]
Ekonomický a sociální vývoj modelové oblasti významně ovlivňuje nepříznivá vzdělanostní
a kvalifikační struktura obyvatel, stejně jako nižší stupeň stability a identity obyvatel s tímto
regionem, což obojí souvisí se zásadní poválečnou obměnou populace. Dalším rysem je
47
Studia OECOLOGICA II/2010
vyšší podíl národnostních a etnických menšin, což je rovněž důsledek poválečného doosídlování a následných migračních vln, který zde dosahuje 10 % i více z celkového počtu
obyvatel. Zvlášť problémovou skupinou jsou obyvatelé romské národnosti, jejichž podíl je
zhruba trojnásobný oproti průměru za ČR.
Úloha a struktura územního plánu
Jednou z relevantních forem, jimiž se prosazují při sociálně-ekonomickém vývoji určité oblasti obecnější, společenské zájmy (hlediska) nad zájmy (hledisky) partikulárními, je územně
plánovací agenda. Tato agenda má své místo i ve světě reálné tržní ekonomiky a není jenom
atributem tzv. plánované ekonomiky reálného socialismu – jak je některými zjednodušeně
interpretována. Oproti tomuto období však zanikla agenda „oblastního plánu“, kterou bylo –
zjednodušeně řečeno – plánování výroby a zaměstnanosti v teritoriálním průřezu4.
Územní plánování je nyní v ČR pojato jako trvalá, soustavná a komplexní činnost státní
správy, a to jmenovitě orgánů územního plánování a stavebních úřadů, zaměřená na naplňování určitých cílů politiky územního rozvoje (tj. regionální politiky) v daném území, při respektování určitých zásad, pravidel a limitů. Popis územně plánovacích činností je de facto
obsažen v části druhé stavebního zákona č. 183/2006 Sb.5 (§ 5 až 17) „Působnost ve věcech
územního plánování a stavebního řádu“.
Územně-plánovací agenda pro region uvažovaný v rámci našeho projektu je v kompetenci
kraje (VÚSC – vyššího územně správního celku), jehož působnost určuje § 7 cit. Zákona.
Nejprve mají být vypracovány Zásady územního rozvoje (ZÚR), po jejichž projednání by se
přistoupilo k zpracování dokumentace Územního plánu (ÚP).
ZÚR by měly pojednat vizi (představu) o budoucím vývoji daného území v dlouhodobé
záběru, s časovým horizontem 15 – 20 let, u některých faktorů i s horizontem vzdálenějším.
V tomto kontextu je v příslušné legislativě explicitně požadováno, aby ZÚR zdůvodnil a jednoznačné stanovil:
1/ Územní limity
• energovodů (ochranná pásma)
• dopravní infrastruktury (ochranná pásma)
• území se zvýšenou ochranou životního prostředí (CHKO, NATURA2000)
2/ Územně-plánovací limity
• funkčního vymezení území
Zpracování ZÚR by mělo reflektovat poznatky a zásady „trvale udržitelného rozvoje“ (TUR).
Legislativa blíže neurčuje – a ani určit nemůže – jakým postupem, jakou metodou má regionální management získat, formulovat a implantovat svou vizi o dalším vývoji regionu
do ZÚR. Je to totiž aktivita jen částečně algoritmizovatelná, avšak kladoucí značné požadavky na kreativitu i empatii zpracovatelů, charakteru spíše prognostického než operativního.
V tomto kontextu bychom pokládali za vhodné, aby vypracování ZÚR předcházelo vypracování několika variant strategického scénáře.
4 Jeho poslání a metodika se udržela jen v odvětví lesního hospodářství, i v souvislosti s většinovým podílem
lesů ve státním vlastnictví: Vypracování „Oblastních plánů rozvoje lesů“ je požadavkem lesního zákona
č.289/1995 Sb. §23 a Vyhlášky MZe č. 83/1996 Sb. .
5 Zákon ze dne 14. března 2006 o územním plánování a stavebním řádu (stavební zákon)
48
Studia OECOLOGICA II/2010
Strategické scénáře
Teorie managementu chápe strategické scénáře jako prostředek tzv. „strategické konverzace“, jejíž výsledky (závěry, doporučení) ovlivňují jednak taktiku dalšího postupu managementu, jednak konkrétní zadání dalších etap realizace. V našem případě: na základě vyhodnocení a diskuse variant scénářů by mělo být zformulováno zadání pro vypracování Zásad
územního rozvoje (ZÚR) v struktuře a stupni podrobnosti daných příslušnou legislativou.
Scénář by neměl být pouze reflexí vize managementu o dohledné budoucnosti v jedné variantě či dvou alternativách. Měl by podat tuto představu ve vějíři variant spolu s charakteristikami toho, jak by měly management a decize postupovat, aby ta či ona představa o budoucnosti buď nenastala (černý scénář) nebo naopak byla realizována (reálný či optimistický
scénář).
Na základě provedené SWOT analýzy byly pro naši modelovou oblast odvozeny premisy
(pracovní hypotézy) tří variant strategického scénáře dalšího vývoje této oblasti, a to :
Varianta A („setrvačná“)
• V modelové oblasti pokračuje těžba hnědého uhlí na dnešní úrovni. V případě MUS
jsou respektovány ekologické limity, v případě SD (lom Bílina) pokračuje těžba
v rámci korekce limitů na základě usnesení vlády o tzv. „výměně“ území .
• Elektrárenství v oblasti setrvává na současné kapacitě při modernizaci současných
zdrojů.
• Rekultivace postupují v dosavadním tempu a struktuře.
• Počet a struktura obyvatelstva stagnuje.
Varianta B („ústupová“, černý scénář)
• V oblasti překračuje těžba hnědého uhlí hranice současných ekologických limitů
u lomu ČSA (MUS).
• Elektrárenství v oblasti prodělává období rekonstrukce spojené s intenzifikací a nárůstem výkonu novou výstavbou (např. nová elektrárna MUS – ČSA, nová paroplynová elektrárna v Úžině).
• Rekultivace se dostávají do problémů, např. není řešeno blížící se uzavření lomu
ČSA, zhoršující se bilance vody pro hydrické rekultivace, nárůst ploch ponechaných
samovolné sukcesi apod.
• Ostatní výrobní podniky v oblasti stagnují.
• Snižuje se počet obyvatel, klesají ukazatelé jeho kvalifikace.
Varianta C („udržitelná“, optimální scénář)
• V modelové oblasti dochází k jistému poklesu těžby hnědého uhlí v rámci současných ekologických limitů a odepsáním dalších zásob za jejich rámcem.
• Elektrárenství v oblasti setrvává až mírně klesá při modernizaci a ekologizaci jeho
kapacit.
• Rekultivace postupují akcelerujícím trempem, v jejich struktuře se uplatňují hydrické formy a řízená sukcese.
• Dochází k postupné diverzifikaci ekonomické struktury a řešení „brownfields“.
• Demografická a vzdělanostní struktura obyvatelstva se vyvíjí příznivě.
49
Studia OECOLOGICA II/2010
Při brainstormingových sezeních byla navržena hierarchická struktura, obsahující kritéria
hodnocení a jejich preferenční vztahy. Bylo zvoleno 10 kriterií, rozdělených do tří „pilířů“.
Kriteria byla převážně navržena tak, aby vystihovala intensitu působení aktivit, které mají
negovat či tlumit identifikované disparity a jsou maximalizačního typu: Čím je vyšší hodnota, tím lépe.
• Ekonomický pilíř (E) – průmysl, zemědělství, služby, podnikání (3 kriteria)
• Socio-kulturní pilíř (SK) – zdravotnictví, sociální péče, vzdělávání, kultura (4 kriteria)
• Environmentální pilíř (N) – ovzduší, voda, krajina, ekosystémy (3 kriteria)
Stanovení váhy jednotlivých pilířů (E, SK, N) považujeme za politické rozhodnutí, příslušející především vládní administrativě a krajské representaci. Pro naše orientační propočty
byl zvolen poměr jejich vah ana partes. Kvantifikace jednotlivých kritérií v jednotlivých
variantních scénářích byla provedena gremiálně a scénáře pak byly vyhodnoceny metodou
vícekriteriálního hodnocení variant s využitím softwarového produktu Expert Choice [8].
V další etapě bude nutné novelizovat jak váhy jednotlivých pilířů za účasti vládní administrativy a krajské representace, tak i výběr kritérií a jejich kvantifikaci. Na základě vyhodnocení novelizovaných scénářů by měly být zformulovány závěry pro zadání vypracování
„Zásad územního rozvoje“ (ZÚR). Obsah scénářů a nebo jejich doprovodné přílohy by proto
měly přihlédnout k požadavkům, které jsou kladeny na ZÚR legislativou.
Finanční aspekty programu revitalizace
Realizace programu revitalizace si vyžádá vynaložení finančních prostředků z : 1/ firemních
(podnikových) zdrojů – 2/ systému veřejných rozpočtů -
Podnikové zdroje
Podle § 35 zákona č. 44/1988 Sb. (Horní zákon) je těžař v ČR po­vinen provádět na plochách,
které byly narušeny těž­bou, komplexní úpravu území a územních struktur – tj. rekultivaci.
K zajištění rekultivací je organizace povinna vytvářet rezervu finančních prostředků.
Z veřejně dostupných dokumentů těžařských společností v pojednávaném regionu (výroční
zprávy s konsolidovanou účetní uzávěrkou) byl zjištěn stav rezervy ve výši 12 miliard Kč.
Systému veřejných rozpočtů
V posledních letech, před vznikem nyní probíhající finanční a obchodní krize, věnovala ČR
na environmentální investice 0,6–0,7 % svého HDP, což odpovídalo ročně 15–20 miliardám Kč. Současné dostupné statistické údaje neumožňují sice přesné vyčíslení podílu veřejných rozpočtů na environmentální investiční aktivitě, avšak publikované údaje o zdrojích
v r. 2005 a 2006 nás opravňují k tvrzení o rozhodujícím podílu veřejných rozpočtů na této
aktivitě. V nejbližší budoucnosti by mělo být z veřejných rozpočtů zafinancováno řešení
následující programů:
1/ Do roku 1993 neprivatizované důlní státní podniky nevytvářely finanční rezervy na rekultivace a sanace, naopak odváděly do státního rozpočtu mimořádný odvod zdůvodňovaný
existencí důlní renty, v důsledku výhodnějších báňsko-technických podmínek (v porovnání
např. s hlubinnou těžbou černého uhlí). Tímto odvodem byly dolům v severních Čechách
odčerpány finanční prostředky, které mohly být jinak mj. použity na zahlazování negativních
důsledků důlní činnosti. Tyto staré důlní škody privatizační proces na přelomu let 1993/1994
neřešil přesto, že některé předčasně uzavřené doly v rámci útlumu, například lom Most – Ležáky, si nemohl od roku 1994 do svého uzavření vytvořit dostatečnou rezervu na rekultivaci
50
Studia OECOLOGICA II/2010
a závěrečnou sanaci. Proto vláda ČR vydala 18. března 2002 vládní usnesení č. 272 o uvolnění 15 mld. Kč na řešení ekologických škod vzniklých před privatizací hnědouhelných
společností v Ústeckém a Karlovarském kraji. Z těchto prostředků mají být hrazeny náklady na rekultivace předčasně utlumených dolů a také na revitalizaci rekultivovaných území.
Tento fond je dnes vyčerpán téměř z 90 % a předložené požadavky vysoce překračují jeho
původní objem, který nebyl následně navýšen.
2/ Odstranění ekologických zátěží (resp. škod), ku kterým se zavázala vláda ČR v souvislosti s privatizací bývalých státních podniků. Jedná se o 200 akcí s celkovým odhadem investičních nákladů 115 mld. Kč (bez DPH).
3/ Počátkem r. 2009 nesplňovalo 49,5 % českých měst s více než 2 000 obyvatel směrnice
EU o odpadních vodách a kanalizaci. ČR se však při vstupu do EU zavázala, že všechny
obce s více než 2 tisíci budou mít do konce r. 2010 vybudovány ČOV a kanalizaci. Jednalo
by se celkově o investici ve výší 62 mld. Kč s předpokládaným finančním krytím: státní
fondy 10 mld. Kč, fondy EU 43 mld. Kč a půjčka od EIB 9 mld. Kč.
Postup realizace programu revitalizace Podkrušnohoří bude značně ovlivněn průběhem
a délkou obchodní a finanční krize a s tím souvisejícími důsledky pro příjmy veřejných rozpočty ČR. Střízlivě nutno hodnotit i možnost získání prostředků z rozpočtu EU: ten je totiž
tvořen příspěvky členských zemí z jimi vyprodukovaných HDP a inkasa DPH. Z pohledu
ekonoma jde o přerozdělovací (redistribuční) proces, neboť „Brusel“ není podnikatelským
subjektem resp. vytváří jen statisticky zanedbatelný objem zisku pro investování. Koncepce
regionální a strukturální politiky EU je ostatně dohodnuta a formulována tč. jen pro léta
2007–2013 včetně.
Z hlediska finančního hodnocení měly by scénáře i ZÚR při kvalifikovaném odhadu finanční
náročnosti jednotlivých úseků (souborů, etap) respektovat:
• Jednotná cenová hladina
• Odhady jednorázově vynaložený investičních nákladů bez DPH a nákladů na projekční práce a inženýring
• Odhady formou intervalového odhadu
• Při výběru variant použít metod analýzy nákladů a přínosů CBA (Cost-Benefit Analysis) [4]
Úloha a stimulace občanské aktivity
Neopominutelný význam mají pozitivní souběžné a vstřícné revitalizační a environmentální
aktivity obyvatelstva v regionu, zapojování veřejnosti do rozhodovacího procesu při respektování principů udržitelného rozvoje. Demiurgy jeho prosazení by měly být i místní a územní samosprávy, regionální organizace politických stran, různá zájmové organizace, hnutí
a iniciativy a vhodným rámcem projekt OSN „Agenda 21“ (A 21) a na navazující agendy
národní a místní Agendy.
Projekt Místní Agenda 21 (MA 21) je aplikací obecných zásad „trvale udržitelného rozvoje“ ve specifických podmínkách občanských komunit regionů, měst a obcí. Jde o proces,
v němž místní reprezentace ve spolupráci s podnikateli, zájmovými slupinami a jednotlivými občany plánují a realizují akce, kterými chtějí podpořit environmentální principy a priority v obci. V první fázi zavádění nebo připravování místní Agendy 21 jsou hledáni partneři
a zkoumány názory podnikatelů, státní správy a samosprávy na zlepšení životního prostředí
v kontextu rozvoje města, obce. Na základě poznatků, anket, průzkumů a „kulatých stolů“
je připravován a sestaven koncept a pracovní verze. Vlastní zpracování dokumentu MA 21
vzniká v druhé etapě, po projednání a zhodnocení názorů zástupců státní správy, samosprá51
Studia OECOLOGICA II/2010
vy, podnikatelů, občanů žijících v daném regionu, ekologických hnutí, institucí a dobrovolných občanských organizací. K tomu je potřeba splnit řadu dílčích cílů :
• Zlepšit komunikaci mezi obcí (městem) a jeho občany
• Zvýšit zájem občanů o veřejné dění
• Zapojit veřejnost do rozhodování o rozvoji obce (města)
• Zvýšit povědomí zastupitelů i úředníků o zásadách udržitelného rozvoje
• Připravit, veřejně projednat a schválit Strategii udržitelného rozvoje obce (města).
Města, která se řídí těmito principy, se mohou stát členem Národní sítě Zdravých měst
České republiky (NSZM). V současné době má NSZM 90 členů, s regionálním vlivem
na 1 797 měst a obcí, ve kterých žije 3,1 milionu obyvatel (téměř 30 % populace ČR). Přínos
Národní sítě tkví zejména v metodické podpoře v oblasti strategického plánování a rozvoje
měst, či pomoci při získávání finančních zdrojů ve formě různých grantů a dotací. Většina
zapojených obcí zásady zdraví a trvale udržitelného rozvoje zohledňuje při tvorbě dlouhodobých strategií. V modelové oblasti Podkrušnohoří získalo titul Zdravé město Ústí nad Labem
v roce 2005 a aktivně se podílí na naplňování jeho principů.
Závěr
Na základě vyhodnocených variant novelizovaných scénářů by mělo být zformulováno zadání pro vypracování Zásad územního rozvoje (ZÚR) v struktuře a stupni podrobnosti daných příslušnou legislativou. Novelizace scénářů by se měla uskuteční po projednání
Aktualizované SEK ve vládě. Bude zapotřebí opakovat SWOT analýzu a přeformulovat premisy jednotlivých variant či případně formulovat nové varianty strategického scénáře. Dále
bude již nejen aktuální, ale přímo nezbytná účast představitelů vládní administrativy a krajské reprezentace k stanovení váhy jednotlivých pilířů.
Literatura
[1] Vráblíková J. a kol.: Revitalizace antropogenně postižené krajiny
v Podkrušnohoří . II. část: Teoretická východiska pro možnost revitalizace území modelové
oblasti. Ústí n/L., FŽP UJEP 2008 (ISBN 978- 80-7414 –0085-3)
[2] Farský M., Zahálka J.: Severočeská hnědouhelná pánev: determinace a disparity
vývoje krajiny. Životne prostredie (Bratislava), roč. 42 (2008), č. 4, s.212–216 (ISSN
0044-4863)
[3] Fiala P., Farský M., Zahálka J.: Vícekriteriální hodnocení strategického
scénáře Podkrušnohoří. Studia Oecologica, 2009. č. 1, s. 84–94 (ISSN 1802-212X)
[4] Farský, M., Ritschelová, I., Vysloužilová, D., Sidorov, E.: O metodě
hodnocení efektivnosti environmentálních investic, Mezinárodní vědecká konference:
Účetnictví a reporting udržitelného rozvoje, Brno, str. 18–26, 25.–27. 5. 2009. Centrum
ekonomických studií, VŠEM Praha. (ISBN 978-80-86131-82-5)
[5] : Aktualizace Státní energetické koncepce České republiky. Praha, MPO ČR, říjen 2009
[6] : Městská a obecní statistika, ČSÚ, http://www.cczso.cz
52
Studia OECOLOGICA II/2010
On measuring the natural and environmental
resource value and damages
Josef Seják a,*1, Pavel Cudlínb
Faculty of the Environment, J. E. Purkyně University, Králova výšina 7,
400 96 Ústí nad Labem, Czech Republic
b
Institute of Systems Biology and Ecology AS CR, Na Sádkách 7, 370 05 České Budějovice, Czech Republic
a
Abstract
This paper critically evaluates the concepts of economic, monetary valuations of marketed
natural resources and non-marketed environmental resources. It gives basic information
on the targets and duties flowing from EU Directive No. 2004/35/CE of 21 April 2004 on
Environmental Liability. It analyses the methodological procedures for restoring environmental damages and evaluates the Habitat Equivalency Analysis (HEA) recommended by
the Technical enclosure of the Directive to scale compensation for natural resource injuries, based on the principle of equivalency. Besides HEA, which is the method of physical
equivalency, the paper proposes to use an expert method of monetary biotope valuations that
offers 192 biotope type values for the Czech Republic and is much more flexible and simpler
in practical use and, due to monetary values, also has much broader applicability in all cases
of natural and environmental resource damages and changes.
Key words: Monetary valuations of nature, biotopes, natural resource injuries, quantifications.
Concepts of economic valuation of nature
In the early 21st century humankind is beginning to look for ways to reverse the negative trends of destroying world ecosystems (the EU’s demand is to stop biodiversity loss
by 2010). It is the economic (monetary) valuation of habitats that plays an important and
possibly irreplaceable role in their incorporation into human thinking and decision-making.
Decision makers require simple, user-friendly, cost-effective tools that permit the introduction of sustainability criteria into an economic framework and that promote ecologically
sound business practices. The issue is not marginal; given the unprecedented rate of species
extinction and habitat degradation due to pollution and overexploitation, we cannot wait
long before taking actions against the impoverishment and disruption of life on our planet
(Dobson 1996).
In mainstream economics, economic values are traditionally derived from the utilitarian
basis coming from the concept of willingness to pay (WTP) for satisfying the preferences
of an individual consumer. Even among ecological economists, the term “value” is defined
from the utilitarian (user) point of view. For example, Farber, Costanza and Wilson (2002,
p. 375) define “value” as “to mean the contribution of an action or object to user-specified
goals, objectives or conditions. A specific value of that action or object is tightly coupled
with a user’s value system because the latter determines the relative importance of an action
or object to others within the perceived world”. On the other hand, Turner, Pearce and Bateman (1994) show the limits of such individualistic utilitarian environment valuation, noting
that “economic valuation measures human preferences for or against changes in the state
of environments. It does not value the environment” (p. 38).
1 Corresponding author. Tel. +420 475284120, e-mail: [email protected]
53
Studia OECOLOGICA II/2010
The utilitarian approach has been used since the mid 19th century for valuing natural resource
services (e.g. Faustmann 1849). Natural resources have been valued, as production factors
and assets, through their market services in economic activities (production, exchange and
consumption) as a sum of the future net benefits (rents) discounted to present value in finite
or infinite time horizons (for non-renewable and renewable natural resources).
Since the 1870s the utilitarian paradigm has been supplemented by the neoclassical concept
of marginal valuation. The value of a good has been derived from its marginal utility for the
user. The total value of a commodity is given by the number of commodity units produced
(supplied) multiplied by the marginal utility from the last unit consumed (demanded).
The general expression for the value of an asset, V, in the base year, 0, is simply the sum of
the net economic benefits it yields in each year t, over the lifetime, T, of the asset, discounted
to present value by the discount rate, i.
rt Qt
t
t = 0 (1 + i )
(1)
where r is the unit rent calculated as revenue minus the marginal cost of harvesting, and Q is
the total harvest in a given period (Lange 2004, p. 74).
The most frequent assumptions in natural resource valuation are of constant rent benefit r
over time, as well as constant discount rate i over time, and in the case of renewable natural
resources, the assumption of an infinite time horizon for their use (formally it leads to an
infinite time series that is convergent; see time series in higher mathematics). With these assumptions, formula (1) can be written in the following simple form
t
vo = ∑
∞
vs = ∑
r
r
=
t
i
(1 + i )
(2)
where Vs = natural resource value under assumptions of constant r and i and infinite time
horizon.
This is the simplest formula for estimating natural resource value by means of the revenue
method. The summation of discounted rents as infinite time series converges to the ratio r/i.
It is the well known formula of capitalised rent, which shows the natural resource value Vs
as an amount that, invested into a bank at an interest rate of i, annually brings an interest of r.
During the 20th century, the rapid growth in the use of natural resources resulted in half of the
most valuable world ecosystems (mainly natural forests and wetlands) being destroyed and
changed into anthropogenic surfaces. Only at the end of the 20th century did scientists realize that humankind and all other living species are crucially dependent on the life-supporting
functions of ecosystems.
Similarly, as in the case of natural resource valuation, non-market environmental assets
started to be valued, within the utilitarian tradition, from the late 1960s and early 1970s
by identifying individuals’ willingness to pay for their non-market environmental functions
and services. A number of imputation methods have been developed that estimate total economic value by revealing the preferences held by human individuals (Moran, Bann 2000,
Farber et al. 2002, Turner et al. 2003). Within the utilitarian paradigm, the concept of total
economic value does not encompass any value that intrinsically resides in environmental assets (Turner, Pearce, Bateman 1994, p. 109).
On the other hand, since we could not live without some minimum level of ecosystem services, it is clear that the total monetary value of the global Earth ecosystem services is infinite.
t =1
54
Studia OECOLOGICA II/2010
It also means that the total amount of the Earth natural capital is infinite (natural capital being defined as a sum of discounted future environmental gains from ecosystem services).
Similarly infinite are the values of parts of the global ecosystem. How, then, can the concept
of natural capital depreciation be defined? Within this utilitarian value approach identifying
the level of natural capital consumption allowances is difficult.
That is why many ecologists and economists refuse to recognize the monetary value of ecosystem services and biodiversity, i.e. the “diversity within species, between species and of
ecosystems” (Convention on Biological Diversity 1992). Some of them claim that monetary
valuations of biodiversity are a nonsensical exercise (Ehrenfeld 1988). Ehrenfeld (1988, p.
214) characterizes the fact that “it is not possible to figure out the true economic value of any
piece of biological diversity, let alone the value of diversity in the aggregate” as a “problem
for economists”; however, the following sentence identifies the real issue: “We do not know
enough about any gene, species, or ecosystem to be able to calculate its ecological and economic worth in the larger scheme of things.”
Some other environmental economists refuse to incorporate the intrinsic value of nature into
the utilitarian concept of economic value, arguing that “it is not possible to show empirically
what intrinsic value in nature is” (Turner, Pearce, Bateman 1994, p. 38).
Moreover, considering that half of the world ecosystems vanished during the last hundred
years it seems that the utilitarian concept of value has failed in its incremental approach. And
it is especially the continuing loss of ecosystems and the loss of biodiversity that create an
urgent need to ascribe real economic values to them. As Aldo Leopold (1966) put it:
The last word in ignorance is the man who says of an animal or plant: “What good is it?” If
the land mechanism as a whole is good, then every part is good, whether we understand it or
not. If the biota, in the course of aeons, has built something we like but do not understand,
then who but a fool would discard seemingly useless parts? To keep every cog and wheel is
the first precaution of intelligent tinkering.
Overcoming the separation of utilitarian mainstream economics from other social sciences
simply requires encompassing the primary value of the Earth system itself into the concept
of total economic value. In order to avoid all the above mentioned existing troubles with
utilitarian valuations of ecosystem services, it may be more realistic, from the viewpoint
of practical decision-making processes on alternative land use options, not to directly value
the ecosystem services (whose value for mankind and other living species may be infinite),
but to value biotopes (habitats) as carriers of ecosystem services, i.e. as a specific environment for plant and animal species. Habitat is defined as “the place or type of site where an
organism or population naturally occurs” (Convention on Biological Diversity, 1992). According to the Czech law No. 114/1992 Coll., on the Protection of Nature and the Landscape,
biotope is defined as “a complex of animate and inanimate mutually effected factors, which
form the environment of a certain individual, species, population or community. A biotope
is a local environment that meets the requirements which are characteristic for plant and
animal species”. Biotopes anchor ecosystems to the Earth.
Ecosystems and biodiversity are intricately tied to the territorial (spatial) framework. That is
why the evaluation of the ecological quality of a territory is a better approach to measuring
and valuating biodiversity than any other approach not tied with the territorial dimension.
Intrinsic value is the value that something has for its own sake. The intrinsic value of nature
lies in its irreplaceable life-supporting role for humans and for all other living species. Humans, as one link in the evolutionary chain of living species, exist due to the life-supporting
role of ecosystems. During nearly four billion years, ecosystems, as interactions of living
55
Studia OECOLOGICA II/2010
species with the Earth’s natural environment, created conditions agreeable for mammals and
other “higher” species. They created and maintain conditions that seem to be unique in a
hostile universe. Ecosystems not only are the source of desired materials (food, wood, fish
production, renewable resources), but of utmost importance are their life-supporting services
(a healthy natural environment supplies clean air, clean water, rainfall, ocean productivity,
fertile soil, waste processing, buffering against the extremes of weather, regeneration of atmosphere) (Hawken, Lovins, Lovins 1999).
These natural services cannot be replaced by technical processes on a significant scale. This
was demonstrated in 1991–93 when the scientists operating the $200 million Biosphere 2
experiment in Arizona discovered that it was unable to maintain life-supporting oxygen levels for eight people living inside. Biosphere 1, i.e. Planet Earth, performs this task daily at
no charge for over 6 billion people (the natural capital of the global ecosystem can thus be
estimated, based only on one service – regeneration of atmosphere, to be $15 x 1016 at least).
Up to now, this intrinsic value of nature is not reflected due to unfamiliarity or ignorance
in the preferences of the majority of human individuals. The identification of these highly
useful and crucially important intrinsic values of ecosystems, non-reflected up-to-now within the narrow utilitarian concept of economic value, can best be done by interdisciplinary
teams of social and natural scientists. Their synergic knowledge of supporting and regulating
services of ecosystems may help to rank the ecological importance of biotopes as specific
environments for living species. The derived synergic preferences of scientific teams for
ranking the biotopes according to their ecological quality, in representative democracies,
may be approved by society and implemented into economic systems and into a decisionmaking framework of economic agents through governmental and parliamentary processes.
Biotope valuation method
Through combining the ecological functions and the restoration costs of respective biotopes,
an approach has been developed in the Hessian federal state of Germany and modified in
the Czech Republic for the measurement and economic evaluation of environmental assets
and their life-supporting quality. This so called Hessian method was recommended in 2000
for dissemination by the EU White Paper on Environmental Liability (Brussels, 09/02/2000,
COM(2000)66 final, p. 20) that preceded Directive 2004/35/CE of the European Parliament
and of the Council of 21 April 2004 on environmental liability. The Hessian method is based
on interdisciplinary expert valuations of all the types of biotopes that exist in the respective
national territory.
In order to identify and protect biodiversity and ecosystem functions and services (De Groot
1992; De Groot, Wilson, Boumans 2002), a complete list of biotope types for Hessian land
(Kompensationsverordnung GVBI. I S. 624, Anlage 3, www.hmulv.hessen.de) and for the
Czech territory (see Appendix 1) was elaborated. Each biotope type has been recently valued
by an interdisciplinary team of ecologists and economists from different scientific backgrounds using points according to eight ecological characteristics, each of them with a potential point value ranging from one to six points:
1. biotope type maturity (points according to the phylogenetic age of plant species)
2. biotope type naturalness (6 points to natural or semi-natural, 1 point to anthropogenic)
3. diversity of biotope type spatial structure (6 points to all possible vegetation layers)
56
Studia OECOLOGICA II/2010
4. diversity of biotope type species (points according to number of autochthonic species)
5. rareness of biotope type (points according to geographical and climatic uniqueness,
scarcity, frequency and extent)
6. rarity of species of biotope type (points according to number of rare and red list
species)
7. vulnerability of biotope type (points according to rate of endangering through the
change of habitat conditions)
8. threat to existence and quality of biotope (points according to dependency on the
change of rate of anthropogenic activities and conditions)
The sum of points achieved in the first four characteristics (biotope quality) was multiplied
by the sum of points achieved in the four remaining characteristics (of rareness and vulnerability). The figure obtained was divided by the maximum of points (576) and multiplied
by 100.
{[(1 + 2 + 3 + 4) * (5 + 6 + 7 + 8)] / 576} * 100 = number of points (3–100)
The point value of a respective biotope type shows its relative ecological significance compared to other biotopes. A complete list of biotope types for the territory of the CR was created (based on NATURA 2000 natural or semi-natural habitats – biotopes, extended by underground water biotopes and anthropogenic biotopes), including their respective point values,
showing the ranking of biotopes according to their ecological quality (the biotope’s lifesupporting potential). The list of biotope types and their point values is enclosed in Appendix
1 (point values are related to 1 m2 of respective biotope).
Point values for the Czech Republic were derived from eight ecological characteristics using the above written integrating scheme, with the exception of those completely anthropogenic biotopes that were deliberately given zero points. In some cases, e.g. in the case
of chemically devaluated waters and wetlands, such anthropogenic biotopes even have negative impacts on the surrounding environment and should in fact have negative point values.
Biotope ranking according to their point values reflects the relative ecological importance
of an individual biotope in relation to other biotopes, respectively their carrying capacity
for ecosystem functioning.
Point values were transferred into monetary terms by the average national restoration costs
necessary for improving the ecological quality of biotopes by one point per 1 m2. As pointed
out by Turner et al. (2003, p. 494), “from the outset, one important motivation for valuation studies has been to generate a better and more comprehensive informational base for
the policy formulation and decision taking process”. The fundamental aim of environment
valuation for decision-making purposes is “to express the effect of a marginal change in ecosystem services provision in terms of a rate of trade off against other things people value”
(Randal 2002; Hanley and Shogren 2002).
National restoration costs were estimated in the Czech Republic on the basis of a statistically
significant sample of real biotope restoration projects that represented all types of revitalisation activities. Altogether 136 restoration projects have been analysed that had already been
implemented over the last five years in different parts of the Czech Republic and which
brought and would bring an increase in the point value of the restored area in the long run.
The financial value of one point was counted for one revitalisation project as the sum of its
costs divided by the sum of the point increase expected in the long-term future and by the
size of the treated area (Sejak et al. 2003, ch. 5).
57
Studia OECOLOGICA II/2010
For inter-generational social discounting in the context of policies with a very long time
horizon involving multiple generations, which is often the case of environmental damages,
the U.S. EPA recommends that such policies “should generally include a ‘no discounting
scenario’” by displaying the streams of costs and benefits over time. As mentioned, this
is not equivalent to calculating a present value using a discount rate of zero (i.e., the flow
of benefits and costs should be displayed rather than a summation of values).
The expected future point values within biotope valuation are treated under the “no discounting scenario”. In calculating environmental injuries, damaged biotope values are estimated
by the point differences among healthy and damaged biotopes (damaged biotopes often being valued by zero points). The main argument for using the “no discounting scenario” is
that ecosystems are functioning at very different time scales and, in many cases, very long
evolutionary time scales that humans have to respect, according to sustainable development
principles.
Presently, the average value of one point in the Czech Republic is set at € 0.49. For example,
the most valuable Czech biotope type – T3.3 Narrow-leaved dry grasslands – is worth €41/
m2 (84 points x €0.49) in monetary terms.
Using the average national restoration costs as a numéraire for one point value is more realistic compared to finding a hypothetical willingness to pay for such a one point. Average
restoration costs reflect society’s real political preferences (real social willingness to pay)
expressed in real – recently accomplished – outlays from public budgets for restoring the
ecological quality of the national environment. Such a value of one point should be verified
approximately every five years so that it immediately reflects what society really allocates
into nature restoration and what the ecological efficiency of such outlays is. At the same
time, from such an ex post cost-benefit analysis of implemented restoration projects the
most ecologically beneficial projects can be selected. It means that it also carries important
information for more effective future allocations into nature restoration measures. The current interpretation of differentiating biotopes arises from the aspect of vegetation, as in the
case of NATURA 2000, rather than from the topological aspect which was significant for the
original Hessian method. In the Hessian approach, every stage (for example young stages)
of a certain biotope type is considered to create a biotope unit (see Kompensationsverordnung – KV, Vom 1. September 2005, Anlage 3, http://www.hmulv.hessen.de). This is also
the reason why in the original Hessian approach, biotope type maturity points were allocated
according to ontogenetic maturity while in the Czech interdisciplinary research team, which
utilized the list of NATURA 2000 biotopes, biotope type maturity was defined by the phylogenetic age of the dominant plant species.
Natura 2000 habitats have been interpreted into a national system of natural and semi-natural
biotopes (Chytry et al. 2001). The non-natural biotopes were defined in addition (Sejak, Dejmal et al. 2003). By incorporating the NATURA 2000 system of habitats, Czech researchers
had to count on a fully developed (typical) stage of biotope type, one item for the whole national territory (Guth and Kucera 2006). For this reason it was necessary to define additional
criteria (second step) for evaluating a specific biotope at a specific environment and time,
which corrects the first level of valuation (biotope type as one item for the national territory). These additional criteria take into account the ontogenetic development of a particular
biotope, its integrity in a particular landscape, the particular anthropogenic disturbance and
the fullness of the biotope’s ecosystems functions.
In substance, this biotope valuation method brings a new dimension of economic value
for land that reflects the biotope’s life-supporting potential and, expressed in more general
terms, it evaluates the intrinsic value of nature in monetary terms (Sejak, Dejmal et al. 2003).
Incorporating these intrinsic values of nature into an economic system represents a shift
58
Studia OECOLOGICA II/2010
from resource allocation in an economic system to the interdependency of ecological and
economic systems (Costanza 1997; Hubacek, van der Bergh 2006).
As can be seen from the above description of the biotope valuation method (BVM), it enables the total natural capital of the country to be measured by means of multiplying the
biotope values by their total country surfaces. Since a biotope includes an environment for
specific plant and animal species, it reflects the potential of biodiversity (biodiversity carrying capacity).
By combining biotope values with the CLC (Corine Land Cover) project results, the development of the total national value of biotopes as a monetary value of national natural capital
was quantified. Changes in the natural capital of the Czech Republic were monitored by
comparing the areas of CLC items 2000 (€ 587 billion) with the areas of CLC items 1990
(€ 568 billion). It means that during the 1990s (the period of transition from a centrally
planned to a market economic system) some ecologically positive changes took place; these
changes were caused mainly by changing some arable lands to meadows and pastures and
by expanding the forest area (total increase by approximately € 1.9 billion annually).
One of the main goals of the biotope valuation method is the quantification of environmental
damages according to Directive 2004/35/CE on environmental liability with regard to the
prevention and remedying of environmental damage and similarly according to the Czech
Environmental Law no. 17, 1992, that defines environmental damage (ecological detriment)
as a loss or attenuation of an ecosystem’s natural functions.
Environmental damages and the Directive on environmental liability
Based on the “polluter pays” principle, the purpose of Directive 2004/35/CE is to prevent
and remedy environmental damage. The Directive will impose new liabilities on enterprises
(those using a potentially polluting and damaging occupational activity) which cause environmental damage in the course of their business. The damaged environment (biodiversity
damage, contamination of land, and damage to waters) will have to be restored to the baseline. If that proves impossible, other measures will have to be taken, at the site of the damage
or off-site, to compensate for the remainder of the damage.
According to Annex II of this Directive, “when determining the scale of complementary
and compensatory remedial measures, the use of resource-to-resource or service-to-service
equivalence approaches shall be considered first” (1.2.2., p. L143/68). The US laws and
their damage assessment regulations, and especially the Habitat Equivalence Methodology
(HEA) adopted throughout the US, have great merit as a starting point for deciding on the
scale of compensatory “in kind” measures that can not be directly remedied in situ and thus
have to be compensated for, as an equivalent to the non-remedied original losses on the damaged site.
Because primary restoration measures do not compensate for the temporary loss of ecological and human services during the restoration period, compensatory measures are necessary
to compensate for that loss. This could be done in a selected compensatory area through the
provision of additional services of the same type as those lost. For determining the scale of
the compensatory restoration measures, one must determine the recovery trajectory of a certain primary restoration actions and the duration of service losses. The basic conceptual
foundation of HEA (Unsworth and Bishop 1994, p. 37) is that the present value of service
losses in monetary terms should equal the present value of service gains.
The HEA method as generally applied, however, is a difficult method to apply consistently
across the EU and is, as a service-to-service approach, prone to distortions related to the
59
Studia OECOLOGICA II/2010
specifics of an environmental damage incident. As Dunford et al. (2004, p. 49) noted, HEA
has several restrictive assumptions that are not met in many situations and its input parameters are often not known with certainty. Critical assumptions of HEA include a preference
for compensation with the same services as were injured, a fixed proportion of habitat services to habitat value, and a constant real value of services over time.
Discounting is a crucial component of HEA and the use of a real positive discount rate (e.g.
3% as recommended by the HEA methodology) limits this method to only relatively shortterm compensatory projects. The level of the discount rate decidedly influences the results
of equivalence calculations. For simplicity, if we use the case study of Unsworth and Bishop
(1994, p.39–40), and instead of a 3 % discount rate use, let us say, 1 %, then instead of 7.96
acres of new wetland to compensate for interim damages only around 1.94 acres will be sufficient. HEA is heavily dependant on the time frames of individual case studies and with a
3 % discount rate assumes that all future environmental services will be achieved within the
period of one or two human generations. Benefits from environmental services beyond this
time horizon are only negligibly reflected in HEA (after 60 years only 17% from the present
value remains with 3% discounting). It means that HEA is based on an improper or unrealistic time factor compared with the long-term services of natural habitats.
It is argued by many environmental economists that discounting ecosystem services by a positive discount rate generally precludes the realization that adapting the speed and direction of
economic and demographic processes to the evolutionary processes of the Earth is a precondition for sustainable future. That is why in the biotope valuation method “no discounting
scenario” is applied, enabling the long-term processes in ecosystems to be respected.
In many cases it is inappropriate or impossible to use the service-to-service approach. By
combining HEA with a biotope valuation method based upon the NATURA 2000 biotope
classification system recommended by the EU White Paper (COM/2000/66final), we move
the HEA service-to-service method on towards a more directly EU applicable standardised
valuation approach, thus getting ready for the eventual goal of monetary valuation.
How environmental damages are quantified according to the biotope
valuation method
BVM is a methodology used to determine compensation for environmental damages caused
on a national territory. In accordance with the “polluter pays” principle, the responsible party
is either the party that plans to change the natural surface into a more anthropogenic one or
the party that has caused some injury to a natural surface.
Environmental damages are differentiated according to their cause:
• small-scale, legal damaging actions (with either permanent or temporary duration)
with a simplified biotope type valuation (e.g. construction of a family house, etc.)
• other damaging actions requiring detailed biotope evaluations (legal actions with
EIA, illegal actions).
• environmental damages subject to Directive 2004/35/CE
Permanent damage lasts 100 and more years (eventually continuing into perpetuity), temporary damage lasts up to 100 years.
Permanent damage is calculated as the difference of the biotope type point values (per m2)
multiplied by their areas (m2) before the damage and after the damage.
60
Studia OECOLOGICA II/2010
The calculation scheme for permanent damage (e.g. legal action – construction of a family
house with a lifetime over 100 years):
PD = A1 – A2
where
PD – permanent damage on area damaged (changed)
n
A1 – area total point value before damage (A1= ∑ bi ∗ ai1 )
[points]
[points]
i =1
n
A2 – area total point value after damage (A2= ∑ bi ∗ ai 2 )
i =1
Bi – biotope type i point value
[points]
[points*m-2]
ai1 – biotope type i area before damage
[m2]
ai2 – biotope type i area after damage
[m2]
i = biotope type 1…n (where n is a number of biotopes in evaluated area)
The damage calculated must be compensated either by some restoration project with the
point gains equal to the damage projected or by a compensatory payment to a municipal
authority.
The calculation scheme for temporary damage is derived as the ratio of damage duration
to 100, plus the recovery time period divided by 2. A temporary damage can be calculated as:
TD = PD/100 * r1 + PD/100 * r2/2,
where
TD = temporary environmental damage
PD = permanent environmental damage
r1 = intervening period
r2 = recovery period
[points]
[points]
[years]
[years]
Point Value
A1
A2
Years
T=100
r1
r2
The calculation scheme for damages in the case of detailed evaluation of biotopes:
61
Studia OECOLOGICA II/2010
n
n
i =1
i =1
tdd = ∑ bi * ai1 * wi1 − ∑ bi * ai 2 * wi 2
[points]
TDD – total difference of point value of evaluated area
[points]
bi – point value of biotope type i
[points . m-2 ]
[m2]
ai1 – biotope type i area before damage
ai2 – biotope type i area after damage
[m2]
wi1 – coefficient of individual detailed valuation of biotope type i before damage
wi2 – coefficient of individual detailed valuation of biotope type i after damage
i = biotope type 1…n (where n is a number of biotopes in evaluated area)
TDD expresses the difference of point value for a specific area (before and after damage),
identified through a detailed valuation process of individual biotopes (estimating wi by additional criteria: the ontogenetic development of a particular biotope, its integrity in a particular landscape, the particular anthropogenic disturbance and the fullness of the biotope’s
ecosystems functions, incl. identification of flora and fauna species) by a team of ecologists.
The calculation scheme for environmental damages subject to Directive 2004/35/CE:
Similar as in the case of HEA, natural resource damage claims have three basic components:
(1) the cost of restoring the injured resources to the baseline, or “primary restoration”,
(2) compensation for the interim loss of resources from the time of injury until the resources
recover to the baseline, plus
(3) the reasonable costs of performing the damage assessment.
Nevertheless, compensation for the interim loss of environmental resource services is calculated in BVM not on the basis of summing the discounted services of these resources, but
much simpler by the total number of points lost.
If the injured area is subject to Directive 2004/35/CE, then the environmental authority (with
the help of BVM experts) must specify the following injured area parameters:
• the area baseline biotopes’ point value at the injury site (total point value before damage)
• the extent and nature of the injury (spatial extent of injury in m2) and the shape
of damage development in time (injury recovery function with primary restoration
or natural recovery)
• the rate of recovery (primary remediation) and the maximum point value to
be achieved (as a percentage of the baseline value)
• the recovery period (the dates when recovery starts and when the maximum injured
area point value will be achieved).
• complementary remediation in cases where primary remediation does not result
in fully restoring the damaged area
If temporary damage expresses the interim loss of biodiversity resources and their services,
then, according to Directive 2004/35/CE (and related Czech Act No. 167/2008 Coll., on prevention and remedying environmental damage and amendement on some laws) such interim
loss must be compensated for by the compensatory remediation measure that will gain (according to BVM) a point value equal to that interim loss. The responsible party (polluter)
62
Studia OECOLOGICA II/2010
pays for primary (and if need be complementary) restoration and, at the same time, pays for
the cost of implementing the compensatory restoration that, during the period of interim loss,
will compensate such a loss by gaining a point value of the same magnitude.
Compensatory remediation parameters (to be set by the environmental authority):
• the initial point value at the replacement project site
• the replacement project maturity function (the rate of point growth and the maximum
point value to be achieved)
• the replacement project’s duration.
Although the Environmental Liability Directive does not provide, in the first instance, for
monetary assessments of the damage and the corresponding compensatory measures, it underlines at the same time the need for further research and acknowledges combining compensatory “in kind” measures with a methodology adapted to the institutional context of the
Environmental Liability Directive. This directive will also contribute to achieving one of the
most stringent environmental goals of 6EAP – to halt biodiversity decline by 2010. This is
exactly what the biotope valuation method hopes to achieve, if implemented into the economic system, as it has been in the case of the Hessian federal state and as it will be in the
case of the Czech Republic (as Czech environmentalists believe).
Conclusion
The renewed EU Sustainable Development Strategy (9th June 2006) sets, as one of seven
important goals for the EU member countries, an overall objective: “To improve management and avoid overexploitation of natural resources, recognising the value of ecosystem
services”. Recognition of ecosystem values is the topic of this article. We argue in this paper that in order to maintain the ecosystem services we should start to measure the quality
of biotopes as a specific environment for specific living species. Biotope valuation method
is a simple and practically universally applicable method for incorporating the ecological
functions of territories into the economic thinking of decision makers and local stakeholders.
Acknowledgements
This research was supported by the grant of the Ministry of Environment of the Czech Republic under award SP/2d3/99/07.
References
Convention on Biological Diversity, 5 June (1992), http://www.biodiv.org
Costanza, R., (1997). Frontiers in Ecological Economics: Transdisciplinary Essays by
Robert Costanza. E. Elgar, Cheltenham, UK, 491pp.
Cudlin P., Prokopova M., Francirkova T., Buresova R., Smrz T.,
Boucnikova E., (2005). System NATURA 2000 utilization for purposes of biotope
valuation. Ekológia (Bratislava), 24, Supplement 1/2005: 52–68.
De Groot, R.S., (1992).Functions of Nature: Evaluation of Nature in Environmental
Planning, Management and Decision Making. Wolters-Noordhoff, Groningen, 345 pp.
63
Studia OECOLOGICA II/2010
De Groot, R.S., Wilson, M.A., Boumans, R.M.J., (2002). A Typology for the
Classification, description and valuation of ecosystem functions, goods and services. Ecol.
Econ., 41: 393–408.
Directive (2004)/35/CE of the European Parliament and of the Council of 21
April 2004 on environmental liability with regard to the prevention and remedying of
environmental damage, Official Journal of the European Union 30. 4. 2004, L143/56–75.
Dobson, A. P. (1996). Conservation and biodiversity. Scientific American Library, New
York, USA, 264 pp.
Dunford, R.W., Ginn, T.C., Desvousges, W.H., (2004). The use of habitat
equivalency analysis in natural resource damage assessments. Ecol. Econ., 48: 49–70.
Ehrenfeld, D. (1988). Why put a value on biodiversity? Pages 212–216 in E. O.
Wilson and F. M. P. Peter, editors. Biodiversity. National Academy Press, Washington,
D.C., USA.
Farber, S.C., Costanza, R., Wilson, M.A., (2002). Economic and Ecological
concepts for valuing ecosystem services, Ecol. Econ., 41: 375–392.
Faustmann, Martin. (1849). [Linnard (tr.) and Gane (ed.)1968]. On the
Determination of the Value Which Forest Land and Immature Stands Possess for Forestry.
English Translation in: Martin Faustmann and the Evolution of Discounted Cash
Flow (Translated by W. Linnard; with editing and introduction by M. Gane). 1968.
Commonwealth Forestry Institute Paper No. 42. University of Oxford: Oxford, England.
Guidelines for Preparing Economic Analyses. EPA (2000),
EPA 240-R-00-003, www.epa.gov/opei/pubsinfo.htm
Hanley, N., Shogren, J.F., (2002). Awkward choices: economics and nature
conservation. In: Bromley, D.W., Paavola, J. (Eds.), Economics, Ethics and Environmental
Policy: Contested Choices. Blackwell Publishing, Oxford.
Hawken, P., Lovins, A.B., Lovins, L.H., (1999). Natural Capitalism, The Next
Industrial Revolution, Earthscan Publications Ltd., 396 pp.
Hubacek, K., van der Bergh, J.C.J.M., (2006). Changing concepts of ‘land’ in
economic theory: From single to multi-disciplinary approaches. Ecol. Econ., 56: 5–27.
Chytry, M., Kucera, T., Koci, M. (eds.), (2001). Katalog biotopu Ceske republiky
(in Czech), Agency for Nature Conservation and Landscape Protection of the Czech
Republic, Prague
Kompensationsverordnung GVBI. I S. 624, Verordnung
über die Durchführung von KompensationsmaSSnahmen,
Ökokonten, deren Handelbarkeit und die Festsetzung von
Ausgleichsabgaben (in German), vom 1. September 2005, www.hmulv.hessen.de
Lange, GM., 2004. Manual for environmental and economic accounts for
forestry: a tool for cross-sectoral policy analysis, FAO Working Paper, March, 110 pp.
Leopold, A., 1966. A Sand County Almanac. Oxford University Press,
New York, 269 pp.
64
Studia OECOLOGICA II/2010
Moran, B., Bann, C., (2000). The Valuation of Biological Diversity for National
Biodiversity Action Plans and Strategies, UNEP, March, www.undp.org/bpsp/thematic_
links/enveco.htm.
OECD (2002). Handbook of Biodiversity Valuation, A Guide for Policy Makers, 160 pp.
Randall, A., (2002). Benefit cost considerations should be decisive when there is
nothing more important at stake. In: Bromley, D.W., Paavola, J. (Eds.), Economics, Ethics
and Environmental Policy: Contested Choices. Blackwell Publishing, Oxford.
Renewed EU Sustainable Development Strategy as adopted by the
European Council on 15/16 June 2006
Sejak, J. et al., (1999). Ocenovani pozemku a prirodnich zdroju (in Czech), Grada
Publishing, Prague, 256 pp.
Sejak, J. (1999). Reshaping European economy, An economic evaluation of the lifesupport functions of European nature, European Nature, no. 3, Dec.
Sejak, J., Dejmal, I. et al. (2003). Valuation and Pricing of Biotopes of the Czech
Republic (in Czech). Czech Environmental Institute, 428 pp. plus 48 pp. encl.: Indicative
Fauna Species of Natural Biotopes. Short description in English: http://fzp.ujep.cz/
projekty/bvm/bvm.pdf
Turner, R. K., Paavola, J., Cooper, P., Farber, S., Jessamy, V., Georgiou,
S., (2003). Valuing nature: lessons learned and future research directions, Ecol. Econ., 46:
493–510.
Turner, R. K., Pearce, D., Bateman, I., (1994). Environmental Economics, An
elementary introduction. Harvester Wheatsheaf, 328 pp.
Unsworth, R. E., Bishop, R. C., (1994). Assessing natural resource damages using
environmental annuities, Ecol. Econ., 11: 35–41.
65
Studia OECOLOGICA II/2010
Appendix 1
POINT VALUES OF BIOTOPE TYPES IN THE CZECH REPUBLIC
Biotope type
V00.1 Interstitial underground waters
V00.2 Crack underground waters
V0.1 Underground karst lakes
V0.2 Underground karst streams
V1 Macrophyte vegetation of naturally eutrophic and
mesotrofic still waters
V2.1 Macrophyte vegetation of shallow still waters
V2.2 Periodic still waters
V2.3 Waters of specific chemism
V3 Macrophyte vegetation of oligotrophic lakes and pools
V4 Macrophyte vegetation of water streams
V4.1 Spring ditchies
V4 Macrophyte vegetation of water streams
V4.2 Trout belts of water streams
V4 Macrophyte vegetation of water streams
V4.3 Thymallidae belts of water streams
V4 Macrophyte vegetation of water streams
V4.4 Barbel belts of water streams
V4 Macrophyte vegetation of water streams
V4.5 Bream belts of water streams
V5 Charophycae vegetation
V6 Isoëtes vegetation
M1.1 Reed beds of eutrophic still waters
M1.2 Halophilous reed and sedge beds
M1.3 Eutrophic vegetation of muddy substrates
M1.4 Riverine reed beds
M1.5 Reed vegetation of brooks
M1.6 Mesotrophic vegetation of muddy substrates
M1.7 Tall-sedge beds
M1.8 Calcareous fens with Cladium mariscus
M2.1 Vegetation of exposed fishpond bottoms
M2.2 Annual vegetation on wet sand
M2.3 Vegetation of exposed bottoms in warm areas
M2.4 Vegetation of annual halophilous grasses
M3 Vegetation of perennial amphibious herbs
M4.1 Unvegetated river gravel banks
M4.2 River gravel banks with Myricaria germanica
M4.3 River gravel banks with Calamagrostis
pseudophragmites
M5 Petasites fringes of montane brooks
M6 Muddy river banks
M7 Herbaceous fringes of lowland rivers
R0.1 Simple waters springs
R0.2 Thermal and mineral springs
R1.1 Meadow springs with tufa formation
R1.2 Meadow springs without tufa formation
R1.3 Forest springs with tufa formation
R1.4 Forest springs without tufa formation
R1.5 Subalpine springs
R2.1 Calcareous fens
R2.2 Acidic moss-rich fens
R2.3 Transition mires
R2.4 Peatsoils with Rhynchospora alba
R3.1 Active raised bogs
R3.2 Raised bogs with Pinus mugo
R3.3 Bog hollows
S1.1 Chasmophytic vegetation of calcareous cliffs and
boulder screes
S1.2 Chasmophytic vegetation of siliceous cliffs and
boulder screes
S1.3 Tall grasslands on rock ledges
S1.4 Tall-forb vegetation of fine-soil-rich boulder screes
S1.5 Ribes alpinum scrub on cliffs and boulder screes
S2 Mobile screes
S3 Caves
A1.1 Wind-swept alpine grasslands
A1.2 Closed alpine grasslands
A2.1 Alpine heathlands
A2.2 Subalpine Vaccinium vegetation
A3 Snow beds
A4.1 Subalpine tall-herbs vegetation
A4.2 Subalpine tall-forb vegetation
A4.3 Subalpine tall-fern vegetation
A5 Cliff vegetation in the Sudeten cirques
A6 Acidophilous vegetation of alpine cliffs and boulder
screes
A7 Pinus mugo scrub
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
38
39
40
41
42
43
44
45
46
47
48
49
50
51
52
53
54
55
56
57
58
59
60
61
62
63
64
65
66
67
66
Parameter
M
6
6
6
6
N
6
6
6
6
Su. ZBH PV
DL DS RB RS SB TB
2
1
2
1
6
3
2
1
4
1
6
4
3
2
6
1
4
3
3
3
6
1
4
3
%
56
63
65
67
180
225
221
252
31
39
36
44
5
5
4
4
4
4
4
3
69
270
47
5
5
5
6
6
6
6
6
4
3
3
4
4
3
2
3
4
4
6
6
3
2
1
3
5
5
4
5
4
4
3
4
73
67
63
77
304
255
224
342
53
44
39
59
6
6
3
3
4
1
5
3
65
234
41
6
6
3
4
4
2
5
3
69
266
46
6
6
4
4
4
2
5
4
73
300
52
5
6
4
5
4
3
4
4
73
300
52
5
6
5
5
4
6
4
3
79
357
62
6
6
4
5
4
4
4
5
4
5
5
5
5
6
5
6
6
6
6
5
5
5
6
6
5
5
6
5
5
5
5
6
6
6
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
2
3
2
3
2
3
3
2
4
4
4
3
3
3
3
4
3
3
3
2
3
2
2
6
6
2
6
4
2
4
4
2
6
6
6
6
6
4
4
6
3
2
2
3
3
2
2
3
2
3
2
2
3
2
2
1
2
5
6
3
4
3
3
3
3
3
5
4
5
5
5
4
2
4
4
3
3
5
3
3
3
3
3
5
3
3
3
6
3
4
4
75
71
54
73
60
54
58
60
52
77
65
65
69
71
63
56
69
324
289
160
306
208
160
192
208
150
342
240
240
272
285
221
176
272
56
50
28
53
36
28
33
36
26
59
42
42
47
49
38
31
47
240
42
5
6
3
2
6
2
3
4
65
5
3
4
6
6
5
5
5
5
5
5
5
5
6
6
6
6
5
6
5
6
6
5
5
6
6
6
5
5
6
6
6
6
6
4
3
3
2
2
3
3
4
4
3
3
3
4
3
4
4
3
4
4
4
2
2
4
4
2
3
4
4
4
4
4
3
3
3
4
4
4
4
4
6
6
6
6
6
4
6
4
6
6
6
6
2
2
2
1
1
4
3
3
3
3
5
3
4
3
3
3
3
3
3
3
5
4
5
5
4
4
5
5
5
5
6
6
6
6
4
3
3
3
3
6
5
4
4
4
5
4
4
5
5
5
5
65 234 41
58 192 33
58 192 33
60 208 36
58 192 33
79 357 62
75 323 56
71 289 50
73 306 53
75 324 56
75 324 56
73 306 53
75 323 56
81 380 66
81 380 66
81 380 66
79 360 63
5
6
3
5
6
5
2
4
75
323
56
5
6
3
5
4
4
2
4
69
266
46
5
5
5
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
5
6
6
6
6
6
6
6
3
3
4
3
4
3
3
4
4
3
3
4
4
3
4
3
4
4
3
3
3
3
3
3
4
5
4
5
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
3
3
2
2
1
4
4
3
3
3
4
4
4
4
2
2
2
2
2
5
5
4
4
5
4
4
4
5
4
4
4
3
3
4
4
4
4
4
4
4
4
4
69
67
69
67
65
77
75
75
75
75
77
81
79
81
270
255
266
247
228
342
323
323
323
324
342
378
360
380
47
44
46
43
40
59
56
56
56
56
59
66
63
66
6
6
3
5
6
4
5
4
81
380
66
6
6
4
5
6
3
4
3
77
336
58
Studia OECOLOGICA II/2010
Biotope type
68
69
70
71
72
73
74
75
76
77
78
79
80
81
82
83
84
85
86
87
88
89
90
91
92
93
94
A8.1 Salix lapponum subalpine scrub
A8.2 Subalpine deciduous tall scrub
T1.1 Mesic Arrhenatherum meadows
T1.2 Montane Trisetum meadows
T1.3 Cynosurus pastures
T1.4 Alluvial Alopecurus meadows
T1.5 Wet Cirsium meadows
T1.6 Wet Filipendula grasslands
T1.7 Continantal inundated meadows
T1.8 Continental tall-forb vegetation
T1.9 Intermittently wet Molinia meadows
T1.10 Vegetation of wet disturbed soils
T2.1 Subalpine Nardus grasslands
T2.2 Montane Nardus grasslands with alpine species
T2.3 Submontane and montane Nardus grasslands
T3.1 Rock-outcrop vegetation with Festuca pallens
T3.2 Sesleria grasslands
T3.3 Narrow-leaved dry grasslands
T3.4 Broad-leaved dry grasslands
T3.5 Acidophilous dry grasslands
T4.1 Dry herbaceous fringes
T4.2 Mesic herbaceous fringes
T5.1 Annual vegetation of sand dunes
T5.2 Open sand grasslands with Corynephorus canescens
T5.3 Festuca sand grasslands
T5.4 Pannonian sand steppe grasslands
T5.5 Submontane acidophilous grasslands
T6.1 Acidophilous vegetation of spring therophytes and
succulents
T6.2 Basiphilous vegetation of spring therophytes and
succulents
T7 Inland salt marshes
T8.1 Dry lowland and colline heaths
T8.2 Secondary submontane and montane heaths
T8.3 Vaccinium vegetation of cliffs and boulder screes
K1 Willow carrs
K2.1 Willow scrub of loamy and sandy river banks
K2.2 Willow scrub of river banks
K3 Tall mesic and xeric scrub
K4 Low xeric scrub
L1 Alder carrs
L2.1 Montane grey alder galleries
L2.2 Ash-alder alluvial forests
L2.3 Hardwood forests of lowland rivers
L2.4 Willow-poplar forests of lowland rivers
L3.1 Hercynian oak-hornbeam forests
L3.2 Polonian oak-hornbeam forests
L3.3Carpathian oak-hornbeam forests
L3.4 Pannonian oak-hornbeam forests
L4 Ravine forests
L5.1 Herb-rich beech forests
L5.2 Montane sycamore-beech forests
L5.3 Limestone beech forests
L5.4 Acidophilous beech forests
L6.1 Peri-Alpidic basiphilous thermophilous oak forests
L6.2 Pannonian thermophilous oak forests on loess
L6.3 Pannonian thermophilous oak forests on sand
L6.4 Central European basiphilous thermophilous oak
forests
L6.5 Acidophilous thermophilous oak forests
L7.1 Dry acidophilous oak forests
L7.2 Wet acidophilous oak forests
L7.3 Subcontinental pine-oak forests
L7.4 Acidophilous oak forests on sand
L8.1 Boreo-continental pine forests
L8.2 Forest-steppe pine forests
L8.3 Peri-Alpidic serpentine pine forests
L9.1 Montane Calamagrostis spruce forests
L9.2 Bog spruce forests
L9.3 Montane Athirium spruce forests
L10.1 Birch mire forests
L10.2 Pine mire forests with Vaccinium
L10.3 Pine forests of continental mires with Eriophorum
L10.4 Pinus rotundata bog forests
XV1 Vegetation of new water surfaces
XV2 Degraded water biota
XV3 Drainage channels
XV4 Locally treated water streams
XM1 Wet ruderal fallow land
XR Degraded raised bogs
XS1 New stone and sand quarries
XS2 Supporting and dry walls
95
96
97
98
99
100
101
102
103
104
105
106
107
108
109
110
111
112
113
114
115
116
117
118
119
120
121
122
123
124
125
126
127
128
129
130
131
132
133
134
135
136
137
138
139
140
141
142
143
144
145
146
Parameter
M
6
5
3
4
3
4
4
4
4
4
5
3
5
4
3
5
5
5
4
4
4
3
4
4
4
5
4
N
6
6
4
5
4
5
5
5
6
5
5
4
5
5
5
6
6
6
5
5
5
5
5
5
5
5
4
5
6
Su. ZBH PV
DL DS RB RS SB TB
4
4
6
3
4
4
4
5
6
2
4
4
4
5
2
3
4
3
4
4
4
4
4
5
4
4
4
2
4
5
4
6
2
3
5
4
4
6
2
4
5
4
4
6
2
4
4
4
4
6
6
4
5
4
4
6
6
4
5
4
4
5
4
5
5
5
4
4
4
3
4
4
3
4
6
4
5
4
3
4
6
4
5
4
3
4
4
3
4
4
4
6
4
6
4
4
4
5
6
5
5
4
4
6
6
6
5
6
4
6
4
6
5
4
4
6
4
5
4
4
4
6
4
5
5
4
4
5
2
4
4
4
2
4
6
3
4
4
2
3
6
3
4
4
3
5
6
3
4
4
3
5
6
5
5
4
3
4
4
2
3
3
3
5
4
3
4
4
%
77
75
58
71
63
69
71
69
81
79
79
63
75
73
63
81
83
92
79
75
77
65
67
65
71
79
56
340
320
192
289
225
266
285
266
380
361
361
225
323
304
225
378
400
483
361
323
342
238
255
238
289
360
180
59
56
33
50
39
46
49
46
66
63
63
39
56
53
39
66
69
84
63
56
59
41
44
41
50
63
31
71
285
49
5
6
3
5
6
4
4
4
77
342
59
6
4
4
6
4
4
4
4
4
5
5
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
5
5
5
5
5
4
6
5
5
6
5
5
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
3
4
4
4
5
5
5
5
5
5
5
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
5
6
6
6
5
5
5
4
5
5
5
5
5
5
6
6
5
6
5
5
5
6
6
4
4
5
3
5
6
5
6
6
4
6
2
2
6
2
6
4
6
2
6
6
3
5
5
5
2
3
5
5
3
6
6
6
4
4
2
2
2
2
2
3
4
3
3
3
4
3
3
3
4
4
3
3
3
4
2
4
4
4
6
3
4
3
4
4
4
2
3
4
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
6
5
4
3
3
3
3
3
4
4
3
3
5
5
4
4
4
4
3
4
4
5
4
5
5
5
85
75
65
71
63
63
73
60
75
75
77
69
81
81
71
75
77
79
69
69
73
79
63
83
85
83
418
324
238
280
209
209
300
190
323
315
330
242
378
374
273
315
336
352
242
260
300
357
216
396
414
396
73
56
41
49
36
36
52
33
56
55
57
42
66
65
47
55
58
61
42
45
52
62
38
69
72
69
5
6
6
6
4
4
3
4
79
345
60
4
4
4
5
5
5
5
5
5
5
5
5
6
6
6
2
1
1
4
2
6
2
2
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
6
3
3
3
3
4
4
3
2
6
5
5
5
5
5
6
5
5
5
5
5
5
5
5
3
3
3
3
3
3
2
2
5
3
3
3
3
3
5
5
3
3
3
3
3
3
3
2
3
3
3
3
3
2
2
4
3
4
4
6
4
6
6
3
3
4
6
6
6
6
2
2
2
2
2
4
4
3
3
2
2
2
3
2
3
3
2
3
3
3
2
3
3
2
1
1
2
2
2
1
1
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
4
4
4
4
2
3
2
4
3
5
1
1
4
4
4
4
4
3
4
4
3
4
3
4
4
4
4
3
2
3
2
2
4
3
3
73
63
65
67
73
65
79
77
63
67
67
75
75
77
77
40
38
38
48
44
65
38
33
294
216
234
247
304
228
352
336
209
247
247
323
320
340
340
90
80
80
130
108
240
81
64
51
38
41
43
53
40
61
58
36
43
43
56
56
59
59
16
14
14
23
19
42
14
11
67
Studia OECOLOGICA II/2010
Biotope type
147
148
149
150
151
152
153
154
XS3 Tunnels
XS4 Landslides
XT1 Post-agrarian fallow lands
XT2 Degraded wet wasteland
XT3 Intensively managed and degraded mesic meadows
XT4 Degraded grasslands and heathlands
XT5 Plants of railway or road embankments
XT6 New mining areas and spoil heaps
XK1 Extensively managed or fallow wineyards and
orchards
XK2 Fallow land with bushes and trees
XK3 Trees of railway or road embankments
XK4 Pioneering vegetation of athropogenic areas
XL1 Hedgerows and alleys
XL2 Lone trees
XL3 Monocultures of unappropriate tree species Hedges
XL4 Degraded forests with ruderal vegetation
XL5 Glades, forest plants and restoration forest planting
X1.1 New artificial water basins from natural materials
X1.2 Water reservoirs from concrete
X1.3 Technically treated rivers
X1.4 Polluted waters
X2 Technically treated springs, emptied or drained bogs
without vegetation
X3.1 Ruins
X3.2 Used adits, tunnels and cellars
X4.1 Traditional village square
X4.2 Biotopes of one-year fallows
X4.3 Perennial plants on arable land
X4.4 One-year and autumn plants on arable land
X4.5 Herbaceous vegetation on degraded areas,
unrecultivated waste dumps
X4.6 Railway stations
X4.7 Wasteland in industrial, deposital and technicalagricultural areas
X5.1 Hedges
X5.2 Biotopes of vegetable gardens
X5.3 Biotopes of intensively managed wineyards, hopfields and orchards
X6.1 Parks and gardens
X6.2 Graveyards and cemeteries with mainly
allochthonous species
X6.3 Nurseries, forest plantations
X6.4 Monocultures of allochthonous tree species (e.g.
false acacia)
XX1.1 Sedimentation basins, sewage treatment plants
XX1.2 Chemically devaluated water areas
XX1.3 Riverbeds from concrete (channels, tubes)
XX2 Chemically devaluated wetlands
XX3.1 Completely build up area with minimum vegetation
XX3.2 Impermeable surfaces and surfaces permanently
without vegetation
XX4.1 Industrial and storage objects, waste dumps in
urban areas
XX4.2 Impermeable surface (tarmac, makadam and concrete
surface of roads and parking places, technical areas, airports,
bridges, dams…)
Abbreviations:
M = matureness
N = naturalness
DL = Diversity of layers-structures
DS = Diversity of species
RB = Rareness of biotope
RS = Rareness of species of this biotope
SB = Sensibility (vulnerability) of biotope
TB = Threat of number and quality of biotope
Su % = Sum of points in % from maximal possible sum (48)
ZBH= (Z+P+DS+DD)*(VB+VD+CB+OB) (max. 576)
PV = [(Z+P+DS+DD)*(VB+VD+CB+OB)]*100/576
(in % from max. possible value [576])
Point valuation of certain parameter is min. 1 and maximally 6
points
Natural and quasi-natural biotope types
Semi-natural biotope types
Anthropogenic (abiotic) biotope types
155
156
157
158
159
160
161
162
163
164
165
166
167
168
169
170
171
172
173
174
175
176
177
178
179
180
181
182
183
184
185
186
187
188
189
190
191
192
68
Parameter
M
3
3
2
2
2
3
2
2
N
2
4
2
2
3
3
3
2
Su. ZBH PV
DL DS RB RS SB TB
1
2
6
2
2
3
2
2
4
3
1
3
3
4
2
2
2
3
3
3
2
2
2
4
3
3
1
1
3
2
3
3
2
2
2
3
3
3
2
1
2
3
2
2
4
1
1
3
%
44
46
42
42
38
44
40
35
104
121
99
100
77
108
88
72
18
21
17
17
13
19
15
13
3
3
3
5
4
3
3
5
60
210
36
3
3
2
3
3
2
2
2
2
1
2
1
4
3
3
3
3
4
4
3
2
1
2
2
4
3
4
4
4
3
5
3
1
1
1
2
3
3
3
3
3
4
3
3
2
2
2
2
4
2
2
2
2
3
1
2
2
2
2
1
2
1
1
1
1
1
2
2
2
1
1
1
2
2
1
4
4
3
3
2
1
1
2
1
2
3
2
4
4
2
2
3
2
3
1
2
50
42
38
50
50
46
46
42
29
25
27
25
140
96
72
143
143
117
112
99
49
35
42
35
24
17
13
25
25
20
19
17
9
6
7
6
2
2
2
2
6
1
1
3
40
88
15
1
1
2
1 1
1
3
1
2
2 2
2
3
1
3
2 2
2
3
1
3
2 2
2
4
2
6
3 1
1
1
1
2
2 1
1
1
1
1
3 3
3
3
3
5
4 3
3
40 90
23 28
50 140
40 84 31 56
31 56
16
5
24
15 10
10
1
1
3
2
3
1
2
2
31
56
10
1
1
2
1
3
1
2
3
29
45
8
1
2
2
2
1
1
1
2
25
35
6
2
1
2
2
3
3
2
3
2
2
1
1
2
3
3
3
35
37
72
81
13
14
1
2
2
2
4
1
3
3
37
77
13
2
3
5
3
2
1
2
3
44
104
18
1
2
5
3
2
1
2
3
40
88
15
1
2
2
3
4
1
1
3
35
72
13
1
2
3
2
3
1
1
2
31
56
10
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
0
0
0
0
0
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
0
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
0
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
0
Studia OECOLOGICA II/2010
Modified Navier Stokes Equation and Wall
Turbulence
Modifikované Navier Stokesovy rovnice
a turbulence při stěně
Luděk JIRKOVSKÝ1, Amador MURIEL2
1
Department of Informatics and Geoinformatics, Fakulta Zivotniho Prostredi, FZP, University of J.E.
Purkyne, Kralova Vysina 7, 40096 Usti n. L.,Czech Rep., [email protected]
2
National Institute of Physics, University of the Philippines
Diliman, Quezon City, Philippines
Abstract
Following recent studies with a previously derived incompressible post-Navier-Stokes equation, we apply this equation to the flow of turbulent fluid between two parallel flat plates.
We find velocity profiles of a turbulent system that cannot be reproduced from the classical
incompressible Navier-Stokes equation. We extend the analysis to the turbulent flow along a
single wall and compare the results with the established controversial logarithmic law of the
wall.
Abstrakt
Vracíme se k nedávným studiím s již dříve odvozenou post-Navier Stokesovou rovnicí
pro nestlačitelnou tekutinu a aplikujeme tuto rovnici k turbulentnímu proudění mezi dvěma
rovnoběžnými rovnými deskami. Dostáváve rychlostní profily turbulentního systému, které
nelze obdržet z klasické Navier Stokesovy rovnice pro nestlačitelnou tekutinu. Rozšíříme
celou analýzu pro turbulentní tok podél jediné stěny a porovnáme výsledky se standardním
kontroverzním logaritmickým zákonem stěny.
Key words: Post-Navier-Stokes equation, wall turbulence, flat-plate system
Klíčová slova: Post-Navier-Stokesovy rovnice, turbulence při stěně, soustava rovných desek
Introduction
It is known that difficulties arise when turbulence is studied from the standard Navier-Stokes
equation alone, first observed by D. Ruelle [1]. One recent effort gives us
a modified Navier-Stokes equation resulting from a microscopic molecular consideration
ignored by conventional hydrodynamics [2]. Basically, besides its utility, the justification for
the strange terms appearing in this modified transport equation comes as a result of inelastic
interactions among the molecules of the fluid since the contribution from the collision integral in the Boltzmann equation no longer vanishes unlike in the derivation of standard NS
equation. It is well known that inelastic interactions among the molecules of the fluid result
in deterministic chaos we associate with turbulence.
If one adopts a hypothesis about a microscopic origin of turbulence, there are the dissipative
effects because of excitations of internal degrees of freedom of the particles, for instance
rotational levels, due to collisions resulting in inelastic interactions. Monatomic gas such
as inert gas is modeled as a quantum confinement, (three-dimensional potential box), with
69
Studia OECOLOGICA II/2010
discrete energy levels [3,4], thus there are dissipative effects because of excitations to higher
energy levels due to collisions as well. Other particles with no internal structure such as electrons may also undergo inelastic interactions because of existence of two spin states.
In [2] a quantum kick imparts a constant unit of momentum with certain probability per unit
time to the molecules of the fluid. This is a way of injecting energy into a system to see if
turbulence results. The model reproduces the velocity profiles of turbulent flow between
two flat plates. Extending the analysis to the flow along a single wall by letting the distance
between two flat plates to go to infinity, we arrive at a result qualitatively similar to known
results, nevertheless fundamentally different from the logarithmic law of the wall known
to have discrepancies with empirical data by even 65% [5]. The velocity field conforms to
experimental data [6,7].
Application to flat plate system

The modified Navier-Stokes equation for the macroscopic velocity U is
∂U i
1
σΠ
+ U j ∂ jU i + σU i = − ∂ j Pij −
∂t
ρ
m
(1)
where the last term of both sides of the equation are adopted from [2] to represent quantized
kicks to the system, with σ as the probability per unit time that a particle of mass m is
imparted a momentum kick Π . All other terms follow conventional definitions. This is no
longer a purely continuum model. We shall justify this approach from the apparent success
of the model in explaining empirical data heretofore unexplained by continuum mechanics
[8,9].
If one uses a decomposition of the pressure tensor Pij into its diagonal and off-diagonal parts,
pδ ij + σ ij , i, j = 1,2,3 where p is the pressure and σ ij are the components of shear stress
tensor, Eq. (1) becomes
∂U i
σΠ
+ U j ∂ jU i + σU i = −
− ∂ i p + ν∂ 2jU i
∂t
m
where ν is the kinematic viscosity.
(2)

For the flat plates configuration the mean velocity vector is U = (U ( z, t ), 0,0) and Eq. (2) re-
∂ 2U
ρ ∂U
+ kU − 2 = g
(3).
The paramν ∂t
∂z
ρσ
is proportional to the probability of kicking particles to different momentum
eter k =
ν
1
kΠ
and g = − ν ∂ x p − m represents the constant effective pressure head per unit kinematic
duces to
viscosity that drives the motion of the fluid.
70
Studia OECOLOGICA II/2010
Results and discussion
We find the stationary solution of Eq. (3) subject to flat plate boundary conditions, U (0) = U ( L)
, with plates at a distance L apart,
U ( z) =
g  sinh k z − sinh k ( z − L) 
1 −
, k > 0

k 
sinh k L

(4).
We can find a transient solution. If one writes a solution of Eq. (3) with g = 0 as
νkt
νkt
u G(1) = Aexp(− ) + B
y (z) and another in the form u G(2 ) = C exp(− ) ⋅ y(z) where A, B
ρ
ρ
and C are constants to be determined, the solution of equation (3) for g ≠ ,0 , satisfying
static initial and non-slip boundary conditions can be constructed as U ( z, t ) =
g
+ u G(1) + u G(2 ) .
k
 sinh k z − sinh k ( z − L) 
g
 and constants A = B = −C = − the time evoluWith y( z) = 

k


tion of the profile
is sinh k L
 g
 νkt 


 − y(z) + y(z) exp −
k
ρ
 


(5).
The velocity profile of the flow along a single flat plate z = 0 can be obtained simply by
letting the distance L approach infinity. Then for the mean velocity of the stationary flow
we get
U (z, t ) =
 νkt
g
1 − exp −
k
 ρ
[
g  sinh k z − sinh k ( z − L)  g
1 −
 = 1 − exp(− k z)
 k
L→∞ k 
sinh k L


U w ( z) = lim
Then the time development of the flow along a single wall is
 νkt 
 νkt 
g

 − U w ( z) + U w ( z) exp −
U (z, t ) = 1 − exp −
k
 ρ 
 ρ 
]
(6).
(7).
The results for the turbulent flat plate system are plotted in Figs. 2 and 3, compare wie solution of standard NS equation, laminar flow, (k = 0) , parabolic law, Fig. 1. We used the
parameters ρ = 1,ν = 0.1, g = 100, L = 1 . The result for the wall turbulence is plotted in Fig.
4 with the same parameters except L → ∞ . For comparison we note that for the flow along
a single flat plate the solution of standard NS equation gives us laminar velocity profile,
( g = k = 0) , which is a straight line passing thru the origin (0,0) .
The exponential description of the behavior of the velocity profile deviates from the logarithmic law for large k , small and larger distances z and is consistent with an exponential
profile derived using a field theoretical method in [6]. Finally, we compare our results for
U
L
wall turbulence with experimental data [7] for relatively small Reynolds number, R = max
2í
. The best data fit, see Fig. 5, we obtain for small g and k by assuming the probability parameter k is slowly varying with distance z . In our case the reasonable ad hoc assumption
71
Studia OECOLOGICA II/2010
is that k is decreasing with distance z from the wall since it is well known that the fluid
is more turbulent near the wall. A similar result for wall turbulence in terms of hyperbolic
cosine,(cosh) functions was obtained and tested against the very same experimental data in
by S. Chen et al [10]. However their result including some power law terms was obtained
from a closure of Reynolds averaged equation (Camass Holm equations). We present a more
simple result.
Conclusion
The above results, observed in experiments, cannot be obtained from the standard incompressible NS equation. This paper conforms to the recent post-NS approach adopted in [2].
We conclude that a post-NS equation reproduces experimentally known velocity profiles in
two parallel plates and of the flow near the flat wall, something that the standard incompressible NS equation has not been able to reproduce. On the other hand the established logarithmic law of the wall seems to fail in vicinity of the wall, (viscous and buffer sublayers), and
in far regions from the wall, see for example [11]. One must now examine the origin of this
difference. In our view it is the quantum of momentum introduced in the model.
Fig. 1. Solution of standard NS equation, stationary parabolic velocity
profile for laminar flow between flat plates U vs. z , k = 0 .
72
Studia OECOLOGICA II/2010
Fig. 2. Stationary velocity profile for turbulent
flownbetween flat plates, U vs. z , k = 100
Fig. 3. Stationary velocity profile for turbulent flow
between flat plates, U vs. z , k = 250 .
73
Studia OECOLOGICA II/2010
Fig. 4. Wall turbulence, U vs. z , k = 250 .
Fig.5. Wall turbulence, comparison of theoretical curve, e.g. with
g = 0.0522, k = 0.0036 − 0.000046 z :____, with experimental
data, Ο , of Ref. 7.
References
[1] Ruelle D.: The Turbulent Flow as a Dynamical System, in New Perspectives in
Turbulence, edited by L. Sirovich L., Springer, New York, 1991.
[2] Getreuer P., Albano A.,Muriel A.: Possibility of turbulence from a postNavier-Stokes equation Physics Letters A 366 (2007) 101–104.
[3] Muriel A.: Quantum Kinetic Model of Turbulence, Physica D 124 (1998) 225–247.
[4] Nerushev O., Novopashin S.: Rotational Relaxation and Transition to
Turbulence, Physics Letters A 232 (1997) 243–246.
74
Studia OECOLOGICA II/2010
[5] Cipra B.: A new theory of turbulence causes a stir among experts, Science 272 (1996)
951.
[6] Oberlack M.: A unified approach for symmetries in plane parallel turbulent shear
flows, Journal of Fluid Mechanics 427 (2001) 299–328.
[7] Wei T., Willmarth W.W.: Journal of Fluid Mechanics 204 (1989) 57.
[8] Landau L. D., Lifschitz E. M.: Hydrodynamics (Nauka, Moscow), 1988.
[9] Fox G.,Germano F.: Fluid mechanics (Van Nostrand Co. Inc., Princeton), 1961.
[10] Chen S., Foias C., Holm D., Olson E., Titi E., Wynne S.: Camassa Holm
equations as a closure modelfor turbulent channel and pipe flow, Physical Review Letters,
81, 24 (1998).
[11] Zanoun E., Durst F.: Evaluating the law of the wall two-dimensional fully
developed turbulent channel, Phys. Fluids 15, 10 (2003), 3 079–89.
75
Studia OECOLOGICA II/2010
REGENERACE BROWNFIELDS NA PRŮMYSLOVOU ZÓNU
TRIANGLE – ŽATEC
BROWNFIELDS REGENERATION FOR INDUSTRIAL ZONE
TRIANGLE – ZATEC
Petr Vráblík
Univerzita J.E. Purkyně, Fakulta životního prostředí, Králova výšina 7, 400 96 Ústí nad Labem,
Česká republika, [email protected]
Abstrakt
V článku je popsána sanace a regenerace bývalého vojenského letiště Žatec, jehož rozloha je
364 ha. V současnosti byl prostor sanován a revitalizován za účelem strategické průmyslové
zóny Triangle. Vojenské letiště bylo využíváno v průběhu 2.světové války. Regenerace žateckého vojenského letiště patří k největším sanačním akcím ve střední a východní Evropě.
Abstract
The paper refers to remediation of the former military airport premises, which has in total
the area of 364 hectares. At present the premises has been remedied and reconstructed into
a strategic industry zone called Triangle. The military airport was introduced into operation
before the World War Two. The presented remediation of the Zatec military airport is one
of the largest remedial actions in the Central and Eastern Europe.
Klíčová slova: sanace, regenerace brownfieldu, průmyslová zóna, Triangle
Key words: remediation, brownfields regeneration, industrial zone, Triangle
Úvod
Jednou z nejvýznamnějších regenerací brownfieldů na území nejen Ústeckého kraje, ale celé
republiky, která byla před několika málo lety dokončena, je regenerace bývalého vojenského
letiště Žatec na strategickou průmyslovou zónu Triangle.
V první polovině devadesátých let 20. století let byla na žateckém vojenském letišti ukončena
činnost vojenského letectva Armády ČR. Areál letiště se od té doby nevyužíval a postupně
chátral. Armáda ČR rozhodla v roce 1997 o trvalém uvolnění areálu letiště mimo resort obrany tak, aby se mohl využívat pro civilní účely. Výhodou využití tohoto letiště je strategicky
vhodná urbanistická poloha areálu značného rozsahu, možnost zamezit narůstajícím ztrátám
vznikajícím v chátrajícím areálu a potenciální hospodářské oživení čtyřměstí Chomutov –
Most (zájmové oblast Podkrušnohoří) – Louny – Žatec, které je z hlediska nezaměstnanosti
jedním z nejproblémovějších území v rámci ČR. Prostor bývalého letiště, dnes průmyslové
zóny Triangle, zaujímá rozlohu 364 ha a měl by být určen především pro strategického investora z oblasti zpracovatelského průmyslu.
Dne 24. 4. 2002 schválilo zastupitelstvo Ústeckého kraje záměr nabytí areálu bývalého vojenského letiště Žatec z majetku Armády ČR do majetku Ústeckého kraje formou bezúplatného
převodu ve věci veřejného zájmu pro vybudování strategické průmyslové zóny Ústeckého
kraje. Dne 29. 5. 2002 vláda ve svém usnesení č. 549 „Zabezpečení investiční přípravy PZ
region Severozápad a Moravskoslezsko“ podpořila přípravu strategické průmyslové zóny
76
Studia OECOLOGICA II/2010
na území bývalého žateckého letiště. V závislosti na těchto rozhodnutích došlo ke změně
územních plánů dotčených obcí a byla zahájena příprava strategické průmyslové zóny Triangle ve spolupráci s agenturou CzechInvest.
Zahájení procesu regenerace
Stávající objekty areálu bývalého vojenského letiště byly pro záměry průmyslové zóny, potenciálního strategického investora, ale i pro další investory nevyužitelné. Konkrétně šlo
o nadzemní i podzemní objekty, přistávací a vzletovou dráhu, komunikace, zpevněné plochy
a inženýrské sítě areálu. Většina z těchto objektů byla navíc značně zdevastována. Tyto objekty se v období od listopadu 2002 do listopadu 2004 postupně, po etapách odstranily.
Demolice se prováděly do úrovně základové spáry, včetně základů a včetně likvidace souvisejících inženýrských sítí a vybouraný materiál byl tříděn podle jeho kategorizace. Neznečištěná cihelná suť, betonová suť a živice se recyklovaly na frakci 0–100, recyklát byl uložen
na určené deponie v prostoru PZ Triangle a později použit hlavně při výstavbě obslužných
komunikací průmyslové zóny.
Obr. 1 Demolice vzletové a přistávací dráhy
Dalším závažným problémem bylo rozsáhlé znečištění žateckého vojenského letiště, zjištěné v osmdesátých letech v rámci průzkumu vojenských areálů v tehdejším Československu.
Na letišti se v té době používaly již značně opotřebované a zastaralé technologie z padesátých let.
Za provozu letiště byly v areálu skladovány a používány látky na bázi ropných uhlovodíků, které zejména nedbalou manipulací jak při příjmu, tak rozvodu a používání způsobily
na letišti kontaminaci horninového prostředí a podzemních vod. Jde především o pohonné
hmoty (letecký petrolej – kerosin, nafta, benzin), lehký topný olej, motorové, převodové
a hydraulické oleje.
V případě žatecké základny průzkum potvrdil úniky paliva nejen z podzemních nádrží, ale
zejména z přečerpávacích zařízení a rozvodného potrubí. Ropnými produkty bylo v zóně nad
hladinou podzemní vody (nesaturovaná zóna) znečištěno cca 120 000 m3 zeminy na ploše
asi 5 ha a v zóně hladiny podzemní vody a pod ní (saturovaná zóna) cca 100 000 m3 zeminy
a podzemní vody na ploše asi 10 ha.
První sanační práce byly zahájeny ještě koncem osmdesátých let, kdy se z hydrogeologických vrtů uvnitř i vně areálu letiště odčerpávaly ropné látky z hladiny podzemní vody. Zatím
77
Studia OECOLOGICA II/2010
však šlo o nouzové řešení zabraňující proniknutí ropných látek do vodních zdrojů v blízkých
obcích Nehasice a Tatinná.
K systematické sanaci tohoto území se přikročilo v srpnu roku 2003, přičemž aktivní provoz
sanačních technologií byl projektován až do roku 2008 a postsanační monitoring do roku
2013. Sanační práce probíhaly v souladu s příslušným rozhodnutím správního orgánu (ČIŽP
OI Ústí nad Labem), který specifikoval podmínky sanačního zásahu včetně sanačních limitů
pro zeminu (2 000 mg/kg v suš. NEL) a podzemní vodu (odstranění volné fáze ropných látek
z hladiny p. v., 4,0 mg/l NEL v ohniscích znečištění). ČIŽP při stanovení výše limitů vycházela ze závěrů Rizikové analýzy (AQUATEST–SG 1996, aktualizace EnviConG 2001),
Ekologického auditu (Rachač, 2001) a dalších podkladových zpráv (doprůzkumy, studie).
Generálním dodavatelem sanačních prací byla společnost DEKONTA, a.s. Ústí nad Labem.
Roli supervizní organizace, která dohlíží na kvalitu a odbornost realizované sanace, plnila
společnost AQUATEST a.s. Praha.
Cílem sanačních prací bylo odstranit kontaminaci horninového prostředí a podzemní vody
v areálu průmyslové zóny Triangle a zamezit dalšímu šíření kontaminace podzemní vodou
ve směru proudění.
Vlastní sanační práce zahájily provedením tzv. předsanačního doprůzkumu, který měl upřesnit údaje o rozsahu kontaminace nesaturované zóny zemního tělesa ve vertikálním i horizontálním směru, a to pro účely vytyčení oblastí odtěžby zemin v ohniscích kontaminace, ale
i optimalizace parametrů sanační technologie navržené v Prováděcím projektu (DEKONTA,
2003).
Celkem bylo vytyčeno a odvrtáno padesát sedm průzkumných vrtů. Při situování vrtů se
vycházelo z výsledků všech doposud realizovaných průzkumných prací a provedených laboratorních stanovení obsahu NEL v odebraných vzorcích zemin. Zjištěná kontaminace (kerosin) nepřesahovala úroveň NEL 7 000 mg/kg-1 v sušině. Vysoce nadlimitní kontaminace
byly potvrzeny v centrech uvažované odtěžby v podstatě na všech lokalitách vyjma lokality
Kuchyně 1, 2. Další místa s vysokými koncentracemi znečištění byly zjištěny např. v severní
části oblasti bunkrů 3,4 a západní a severní oblasti laboratoře LPH. Plošné rozšíření kontaminace se významně nelišilo od údajů v zadávací dokumentaci. Kontaminace byla prokazatelně vázána i na zeminy saturované zóny. Doprůzkum tato místa zjistil např. v západní
části uvažované odtěžby v oblasti Laboratoře LPH, v jižní části uvažované odtěžby v oblasti
BLPH 1, 2 a v centru uvažované odtěžby v oblastech BLPH 3, 4 a Stáčiště. Hladina podzemní vody byla zjištěna v hloubce cca 6,0 m p. ú. t.
Na základě zjištěných informací o geologickém profilu, úrovni kontaminace a úrovni hladiny podzemní vody byly navrženy konkrétní postupy pro odtěžbu znečištěných zemin s následnou dekontaminací na těchto dílčích lokalitách:
• Oblast „Bunkry BLPH 1, 2“ (plocha odtěžby 10 792 m2)
• Oblast „Bunkry BLPH 3, 4“ (15 743 m2)
• Oblast „Stáčiště“ (5 872 m2)
• Oblast „Laboratoř PHM“ (2 105 m2)
• Oblast „Hlavní stojánka“ (6 902 m2)
• Oblast „Čerpací stanice PHM“ (1 927 m2)
Sanace zemin nad hladinou podzemní vody se prováděla odtěžením kontaminovaných zemin a jejich následnou biodegradací metodou ex situ na zabezpečené ploše vzletové/přistávací dráhy. Po ukončení sanačního procesu (dosažení cílových limitů v zeminách) byly
dekontaminované zeminy využity jako zpětný zásyp výkopových jam.
78
Studia OECOLOGICA II/2010
Na tyto práce plynule navázala sanace saturované zóny, tedy zemního tělesa pod hladinou
podzemní vody. V tomto případě byla zvolena metoda sanace in situ ze dvou důvodů. Tím
prvním byla technická obtížnost a s ní spojené vysoké finanční náklady v případě odtěžby
kontaminované zeminy pod hladinou podzemní vody. Druhým důvodem je skutečnost, že
kontaminovaná oblast zasahuje až do prostoru pod silnicí I/7 Praha – Chomutov, kde nebylo
možné odtěžbu provádět. Technologie sanace in situ je principiálně shodná s metodou ex
situ s tím rozdílem, že bakteriální suspenze a další aditiva jsou aplikovány prostřednictvím
vsakovacích drénů přímo do zemního tělesa, takže nedochází k přesunům zeminy.
S technologií sanace in situ úzce souvisí hydraulická sanace, tedy čištění podzemních vod.
Podzemní voda byla čerpána systémem třiceti vrtů lokalizovaných v linii rovnoběžné se
silnicí I/7 severně od areálu bývalého letiště. Tato soustava vrtů plní funkci ochranné bariéry
(zabraňuje šíření kontaminace ve směru proudění podzemní vody) a dále funkci sanační
(voda vyčerpaná z vrtů se čistí pod úroveň stanoveného sanačního limitu a znovu infiltruje
do saturované zóny vsakovacími drény na dně sanačních výkopů).
Obr. 2 Odtěžba zemin v lokalitě Bunkry
Sanace zemin metodou ex situ
Na biodegradační plochu přivážely nákladní automobily vytěženou zeminu z nesaturované
zóny, kontaminovanou ropnými látkami nad úroveň sanačního limitu. Biodegradace ex situ
probíhala schváleným pracovním postupem dle prováděcího projektu. Odtěžba zemin probíhala v období od září do prosince roku 2003. Jako vhodná plocha pro úpravu zemin s kontaminací pomocí biotechnologických metod byla využita bývalá přistávací/vzletová dráha
v areálu průmyslové zóny. Před jejím zprovozněním se zkontrolovalo a opravilo technické
zabezpečení dráhy (průchodnost okrajových kanálků, těsnost odvodné kanalizace), aby se
v průběhu provádění biodegradace zabránilo kontaminaci okolního horninového prostředí.
Současně s těmito pracemi se rekonstruoval lapol, v němž se shromažďuje část dešťových
vod ze vzletové dráhy. Dekontaminační plocha měla rozměny 80 × 2 500 m a její kapacita
činila cca 200 000 tun, což bylo dostačující pro splnění sanačního úkolu ve všech oblastech
v areálu letiště určených k sanaci. Na ukončení dekontaminace navázala demolice dráhy
jako poslední součást odstranění všech nepotřebných stavebních objektů, které na ploše bývalého vojenského letiště probíhaly v letech 2002 až 2004. Plocha byla rozdělena do deseti
sektorů, na kterých byla dočasně deponována kontaminovaná zemina vytěžená z jednotlivých sanovaných oblastí. Sektory byly označené a oddělené volným prostorem umožňujícím
průjezd techniky (kultivátory, autocisterny, nákladní automobily). V každém sektoru byla
79
Studia OECOLOGICA II/2010
umístěna zemina přibližně stejného charakteru a obsahu kontaminantu s cílem co nejefektivnější sanace ex situ ve smyslu optimalizace „doby zdržení“ sanovaného materiálu na ploše.
Zemina byla na ploše rozprostřena tak, aby to zajistilo její plnou aeraci (výška navážky činila průměrně 90 cm). Po prokázaném dosažení cílového limitu NEL (kontrolní odběry vzorků
zemin prováděla supervizní organizace) byl dekontaminovaný materiál průběžně odvážen
zpět k vytěženým prostorům jako zpětný zásyp.
Obr. 3 Přehled koncentrací NEL na mezideponii kontaminovaných zemin v průběhu biodegradace
Základním principem metody biodegradace je schopnost určitých bakteriálních kmenů využívat daného kontaminantu, v případě žateckého letiště leteckého paliva kerosinu, jako zdroje uhlíku a energie v oxidačních procesech. Ekologicky nežádoucí uhlovodíky (u kerosinu
především alkany – alifatické i rozvětvené, cykloalkany, aromatické uhlovodíky a alkylderiváty cykloalkanů a aromatických uhlovodíků) jsou přeměněny standardními metabolickými
drahami přes několik mezistupňů až na oxid uhličitý a vodu. Během procesu biodegradace
byla v celém objemu dekontaminované zeminy dvakrát provedena kultivace. Kultivace materiálu v průběhu biodegradačního procesu se prováděla ze tří důvodů – provzdušnění materiálu, rovnoměrné vnesení biopreparátu či aditiv a homogenizace materiálu. Kultivace se
nejprve provedla přeoráváním, v druhé etapě přehozením pásovými rypadly.
Po ukončení výkopových prací bylo dno sanačních výkopů vyspádováno ve směru proudění
podzemní vody a nakypřeno, aby sloužilo jako vsakovací prostor pro aplikaci biodegradačního roztoku a minerálního obohacení. Na takto upravené dno byly položeny vsakovací
drenážní rozvody určené pro zasakování bakteriálního preparátu v rámci sanace saturované
zóny metodou in situ. Současně se položily páteřní rozvody biopreparátu z technologického
centra přímo k jednotlivým sanačním výkopům. Vsakovací drény byly zavezeny infiltrační
vrstvou (betonový recyklát se zrnitostí 100 mm) o mocnosti 0,5 m.
Když skončily přípravné práce pro sanaci in situ, zavezly se sanační výkopy dekontaminovanou zeminou z biodegradační plochy. Závoz sanačních výkopů probíhal po metrových
vrstvách, hutněných pojezdem vibračního válce. Tyto práce skončily v červenci roku 2004.
V rámci sanačních prací technologií ex situ se odtěžilo, dekontaminovalo a zpět zavezlo
118 382 m3 zeminy s nadlimitním obsahem kontaminantu. Nutná skrývka zemin s podlimitním obsahem kontaminantu byla provedena v rozsahu 64 612 m3.
80
Studia OECOLOGICA II/2010
Při dekontaminaci zemin na přistávací dráze bylo aplikováno celkem 3 474 m3 bakteriálního
preparátu a 421 m3 kapalných hnojiv a dalších aditiv. Při sledování a řízení průběhu sanačních prací se odebralo a analyzovalo 4 877 vzorků zeminy pro stanovení obsahu ropných
látek, dále 1 137 vzorků zemin pro stanovení parametrů biodegradace, 283 vzorků podzemní
vody pro stanovení obsahu ropných látek a 471 vzorků bakteriálního preparátu pro stanovení
jeho mikrobiologické kvality.
Během sanace zemin technologií ex situ se ze zemin odstranilo celkem 411,4 t ropných látek.
Sanace zemin metodou in situ
Během přípravných prací sanace in situ se položilo 1 842 m páteřních rozvodů pro distribuci
roztoku bakteriálního preparátu a 1 956 m vsakovacích drénů. Vybudovalo se 29 hydrogeologických monitorovacích vrtů a 30 širokoprofilových sanačních vrtů. Zahájení sanace
předcházel důkladný průzkum saturované zóny, při němž se odebralo a následně analyzovalo 119 vzorků podzemní vody z původních i nově vybudovaných monitorovacích vrtů.
Sledovanými parametry byly obsah ropných látek (NEL), obsah rozpuštěného kyslíku, oxidačně redukční potenciál, teplota, vodivost a pH vody, obsah dusičnanů a fosforečnanů, údaj
o chemické a biologické spotřebě kyslíku ve vodě a konečně bakteriální aktivita. Zjištěné
výsledky sloužily při optimalizaci metody biodegradace.
Obr. 4 Biocentrum společnosti DEKONTA, a.s. v areálu letiště
Před zahájením vlastní biotechnologické sanace metodou in situ bylo nezbytné provést aplikaci fertilizačního roztoku (tzv. minerální obohacení). Výsledkem tohoto postupu je maximální intenzifikace činnosti přirozené a uměle vnesené mikroflóry v sanovaném území.
Intenzifikace spočívá v kontrolované dotaci minerálních živin a stopových látek nezbytných
pro degradační činnost autochtonních, případně vnesených mikroorganismů. Složení aplikovaného fertilizačního roztoku umožňuje pokračování mikrobiálního metabolismu za anoxických podmínek v případě nedostatku vzdušného kyslíku v méně propustných partiích
zemního tělesa. Roztok se připravuje v prostorách biocentra ředěním kapalného hnojiva
v retenčních nádržích a dořeďuje vodou získanou přečištěním podzemní vody ze systému
vrtů hydraulické bariéry. Dokonalou dispergaci případného sedimentu zajišťuje aerační míchání. Poté se roztok čerpadlem dopravuje potrubím do vsakovacích drénů na příslušné sanované lokalitě.
Metoda in situ řeší problematiku dočištění saturované zóny kontaminované biologicky rozložitelnými kontaminanty a přímo vychází z technologie pump&treat zakomponováním biologického činitele do této klasické technologie. Princip metody je založen na optimalizaci
81
Studia OECOLOGICA II/2010
podmínek převážně již v saturované zóně horninového prostředí pro průběh biodegradačního procesu. Využívá jednak přirozené biodegradační aktivity přítomné mikroflóry, jednak
cíleně izolovaných bakteriálních kmenů dodaných do horninového prostředí. Ke stimulaci
jejich činnosti je aplikováno provzdušňování čerpané vody a její obohacení o nedostatkové
nutrienty (převážně dusík a fosfor) nebo jiný způsob dotace akceptoru elektronů.
Pravidelná aplikace bakteriálního preparátu byla zahájena v 9/2004 a prováděna prostřednictvím infiltračních drénů přečerpáváním podzemními rozvody z mísicích nádrží „biocentra“
přímo do drénů.
Voda čerpaná ze všech třiceti hydrogeologických vrtů, které byly součástí vnější hydraulické
bariéry, procházely celkem třemi sanačními stanicemi, kde se zbavovaly volné fáze ropných
látek a následně kontaminantu v rozpuštěné formě. Šlo o typizované sanační zařízení (stanice), každá sestávala z těchto částí: retenční nádrž čerpané kontaminované vody se stojanem,
gravitačně-koalescenční odlučovač, labyrintová sorpční nádrž, vypouštěcí čerpadlo, automatika řízení a elektroinstalace, propojovací potrubí, armatury a vodoměry.
Vyčištěná podzemní voda byla současně využívána pro výrobu a ředění bakteriálního preparátu využívaného při sanaci. Technologie in situ představovala uzavřený koloběh podzemní
vody: čerpání – čištění – zpětné zasakování. Tento postup současně urychloval promývání
kontaminovaných zemin v saturované zóně. Sanace in situ měla minimální nároky na zábor
ploch v zóně a umožnila výstavbu komunikací, inženýrských sítí i dalších objektů v rámci
průmyslové zóny.
V průběhu provádění dekontaminace metodou in-situ v letech 2004 až 2009 došlo k neočekávanému nárůstu koncentrace ropných látek v kontrolních i sanačních vrtech, vč. vrtů tzv.
„hydrobariéry“. Toto neočekávané zvýšení se odehrálo zejména v jarním a letním období
roku 2008 a vedlo až k nutnosti rozšířit prováděnou dekontaminaci jak plošně, tak časově.
Společnost Dekonta, a.s. zrealizovala v období 10/2008 až 07/2009 akci „Sanace severního
předpolí SPZ Triangle“, která spočívala v rozšíření ochranné funkce větší části z celkem
třiceti vrtů hydrobariéry i o funkci sanační. To znamenalo, že se z nich odčerpávala jak
znečištěná podzemní voda, tak i volná fáze. Současně bylo zintenzívněno zasakování vody
a „proplachování“ míst s neplánovaným výskytem ropných látek. Vše pak vedlo k tomu, že
se celá dekontaminace metodou in-situ prodloužila o cca 1 rok. Aktivní část sanace zemin
saturované zóny a podzemní vody byla ukončena k 10. 9. 2009, přičemž poté byly provedeny tři etapy následného odběru kontrolních vzorků (poslední na přelomu listopadu a prosince 2009), které prokázaly, že v celém území byly dosaženy sanační limity.
Za období 08/2004 až 09/2009 (období provádění sanace metodou in-situ) tak bylo v prostoru bývalého vojenského letiště Žatec vyčerpáno a přečištěno 173 998 m3 kontaminované
vody. Bylo odstraněno celkem 2 178 kg (2420 litrů) volné fáze ropných látek z hladiny podzemní vody v jednotlivých vrtech. Orientačním propočtem bylo dále zjištěno, že bylo odstraněno 11 188 kg ropných látek v rozpuštěné formě z čerpané podzemní vody. Celkem bylo
aplikováno 10 005 m3 bakteriálního preparátu, 273 tun fertilizačního roztoku a 411 085 m3
vzduchu k provzdušnění a okysličení saturované zóny (airsparging).
Budoucí využití průmyslové zóny
Strategická průmyslová zóna Ústeckého kraje Triangle získala koncem října 2004 významné
ocenění v rámci soutěže Průmyslová zóna roku 2003. Odborná porotu ji vyhodnotila jako
nejlepší brownfield roku 2003. Ocenění zóně udělila Agentura pro podporu podnikání a investic CzechInvest, Sdružení pro zahraniční investice AFI a partneři projektu Partnerství pro
podporu přímých zahraničních investic v České republice.
82
Studia OECOLOGICA II/2010
Zóna Triangle je určena především investorům, jejichž podnikatelské a investiční záměry
jsou z oborů zpracovatelského průmyslu (vyjma oborů zaměřených na prvotní zpracování
surovin), dále oborů strategických služeb, technologických center nebo z oblasti výzkumu
a vývoje. Zóna Triangle je prioritně zaměřena na umísťování plošně náročných investičních
záměrů, uvažuje přibližně o 20–25 ha na jeden investiční záměr. V současném období je tu
dobudována kompletní technická i dopravní infrastruktura.
Hlavní výhody PZ Triangle:
• Přímá blízkost větších sídel ve spádové oblasti (Chomutov, Žatec, Louny a Most).
• Rovinný charakter území.
• Lokalizace v oblasti s nadprůměrnou nezaměstnaností.
• Výhodná strategická poloha poblíž hranic se SRN.
• Velice dobré dopravní napojení na stávající silniční síť I. třídy.
• Vzdálenost od dálnice D8 cca 40 km.
• Dobrá kvalifikační úroveň pracovní síly vzhledem k průmyslové tradici regionu.
V současnosti jsou v zóně etablováni dva významní investoři z oblasti výroby LCD panelů
a televizorů s plochou obrazovkou IPS Alpha Technology Europe s.r.o. a Panasonic AVC
Networks Czech, s.r.o.
Obr.5 Pohled na rozmístění investorů v PZ Triangle
Závěr
Vizí zóny do budoucna je varianta maximalistického využití SPZ Triangle až do podoby Triangle City. Cílem tohoto záměru je, aby vedle investorů ze zpracovatelského průmyslu zde
působili i podnikatelé ze sektoru služeb primárně určených jak pro obyvatelstvo (zaměstnance a obyvatele Triangle City i blízkého okolí), tak pro firmy.
Realizace strategické průmyslové zóny Triangle v prostoru bývalého vojenského letiště Žatec představuje jen minimální nárok na zábor zemědělsky či jinak využitelné plochy a naopak umožňuje efektivní řešení problematiky starých ekologických zátěží a eventuálně regenerace některých, dnes nevyužívaných prvků technické infrastruktury.
83
Studia OECOLOGICA II/2010
Příspěvek byl podpořen v rámci projektu Ministerstva pro místní rozvoj ČR WD-44-07-1
„Modelové řešení revitalizace průmyslových regionů a území po těžbě uhlí na příkladu Podkrušnohoří“.
Seznam literatury
VANĚK J., HLÁSENKÝ I., SIXTA J., VRÁBLÍK P. (2005) Sanace areálu bývalého
vojenského letiště. In Odpadové fórum č. 2/2005, ISSN 1212–779. Str. 27–29. Vydavatel
České ekologické manažerské centrum, Praha.
VRÁBLÍK P., PONDĚLÍK M. (2004) Strategie regenerace brownfields v Ústeckém kraji.
Sborník prací Stavební činnost a revitalizace krajiny (GAČR 103/03/0639), str. 139–144,
ISBN 80–01–03152–7. České vysoké učení technické v Praze, Fakulta stavební, Praha.
VRÁBLÍK P. (2004) Příklad regenerace brownfields – přeměna bývalého vojenského
letiště Žatec. Sborník prací Stavební činnost a revitalizace krajiny (GAČR 103/03/0639),
str. 145–150. ISBN 80–01–03152–7. České vysoké učení technické v Praze, Fakulta
stavební, Praha.
Internetové zdroje:
http://www.kr-ustecky.cz
http://www.triangle-city.cz
84
Studia OECOLOGICA II/2010
PŘÍSPĚVEK K odhadU potenciálu biomasy
v Podkrušnohoří
Report to biomass potential estimation in
podkrušnohoří area
Jaroslava VRÁBLÍKOVÁ, Roman HONZÍK
Univerzita J. E. Purkyně, Fakulta životního prostředí, Králova výšina 7,
400 96 Ústí nad Labem, Česká republika, [email protected]
Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i. Praha, pracoviště Chomutov, honzí[email protected]
Abstrakt
Příspěvek se zabývá problematikou využití vedlejších a odpadních produktů ze zemědělské
výroby. Je zaměřen na antropogenně postiženou oblast Podkrušnohoří. Srovnává produkční
potenciály využití biomasy v ČR a porovnává je s kategorizovanými výnosovými hladinami
v pánevní oblasti.
Klíčová slova: biomasa, energetické využití, potenciály využití biomasy, trvalé travní porosty
Abstract
The report deals with using of minor and waste products from agricultural production in
anthropogenic affected area of Podkrušnohoří. Report compares production potentials of
biomass utilize in the Czech Republic and categorized yield levels in basin area.
Key words: biomass, energetic utilize, biomass potential estimation, grassland
Úvod
Součástí řešení projektu WD 44-07-1 „ Modelové řešení revitalizaci průmyslových regionů
a území po těžbě uhlí na příkladu Podkrušnohoří“ je i problematika využívání obnovitelných
zdrojů energie, zejména využívání biomasy k energetickým účelům. Biomasa je jedním
z nejstarších a nejvyužívanějších obnovitelných zdrojů energie. Využívání obnovitelných
zdrojů energie je základním předpokladem pro další existenci života na planetě Zemi, neboť
vyčerpání neobnovitelných zdrojů energie – fosilních paliv – je očekáváno v horizontu maximálně stovek let. To bylo důvodem zpracování studie „Využívání biomasy k energetickým
účelům, podpora nepotravinářského využití půdního fondu za účelem získání obnovitelných
zdrojů energie“. Částí této studie bylo i hodnocení výhodnosti využívání biomasy k energetickým účelům. Zde byly posouzeny i příležitosti pro využívání biomasy ve venkovských
regionech, které přináší obcím pozitivní přínosy. Využívání fytoenergetických zdrojů v praxi umožní, aby obec využívala zemědělskou a lesní výrobu pro krytí energetických potřeb
obce, nejčastěji jde o využívání produkce slámy. Biomasa je nejlevnějším místním zdrojem
energie, nemusí se dovážet, podporuje podnikání, přináší pracovní místa a nevytváří odpady.
Proto ve spolupráci s pracovníky VÚRV Ruzyně pracoviště Chomutov bylo dohodnuto využití souboru specializovaných map „Potenciál produkce vedlejších zemědělských produktů,
sena z TTP v pánevních okresech Ústeckého kraje“, bylo součástí projektu a je také předmětem předkládaného příspěvku.
85
Studia OECOLOGICA II/2010
Materiál a metody
Příspěvek je zpracován za použití dostupných veřejně přístupných statistických dat a dat
z databáze Corine Landcover 2000. Dále byla využita data z databáze Krajské agrární komory, a VÚRV a podkladů z FŽP UJEP. Rovněž bylo využito materiálů MŽP a VU Průhonice.
Zpracování vycházelo ze zjištěných výměr orné půdy a trvalých travních porostů (luk a pastvin). Pro analyzované okresy byly zjištěny výměry pěstovaných zemědělských plodin.
Na základě využití databáze stanice VÚRV, v.v.i. byl podle základních zemědělských kategorií přiřazen každé plodině výnosový potenciál podle výnosovosti BPEJ na nichž je tato
plodina pěstována. Následně byl zjištěn koeficient přepočtu výnosu slámy z výnosu zrna
a stanoven výnos slámy dle kategorií výnosovosti, druhů obilovin a řepky. Obdobně byl
stanoven potenciál sena z TTP (luk a pastvin).
Výstupem prací byl graficky a tabelárně znázorněný teoretický výnosový potenciál energeticky využitelného sena z TTP, obilní a řepkové slámy zpracovaný pro hodnocené území.
Výsledky a diskuse
Obecný přehled potenciálů využití biomasy
V rámci hodnocení využitelnosti biomasy v určité lokalitě či území je obvykle vyhodnocen
potenciál pro jejich další využití. Obecně se v odborné literatuře můžeme setkat s různými
typy potenciálů o obnovitelných zdrojů energie, které jsou následující:
- Technický potenciál je určen přítomností zdroje a technickými podmínkami jeho přeměny
na využitelnou energii. Stanovení tohoto potenciálu nemá praktický význam a bývá obvykle
mezistupněm pro stanovení využitelného potenciálu.
- Využitelný potenciál je technický potenciál zdroje, který je možno využít v současnosti
dostupnými technickými prostředky a je limitován pouze administrativními, legislativními,
ekologickými nebo jinými omezeními. Tato omezení jsou obvykle jasně definována.
- Dostupný potenciál se v některých případech rovná využitelnému potenciálu. Většinou
je však limitován dalšími faktory např. využíváním zdroje pro jiné než energetické účely
(omezení možností pěstování energetických plodin na zemědělské půdě, která je využívána
pro potravinářskou produkci apod.). Udává obvykle maximální možnou hranici využití daného zdroje za současných podmínek. U tohoto potenciálu nejsou posuzována ekonomická
omezení.
- Ekonomický potenciál je ta část dostupného potenciálu, kterou je možno za současných
podmínek ovlivňujících ekonomické parametry zařízení pro využívání OZE (ekonomické,
fiskální a legislativní podmínky, energetická politika státu, investiční a provozní náklady,
dostupnost kapitálu, úrokové sazby apod.) ekonomicky využít. Ekonomický potenciál není
definován jako fixní hodnota (závisí na ekonomických a dalších faktorech a na zvolených
kritériích) (Havlíčková, Weger, 2006, Příručka OZE, 2006).
Potenciál energetického využití biomasy
Energetický potenciál biomasy pěstované biomasy v ČR je dán součtem výnosových kategorií pro běžně pěstované i pro energetické plodiny při zohlednění využití zemědělské půdy
pro produkci potravin a technických plodin. Potenciál uvažuje produkci biomasy pro přímé
energetické využití i pro výrobu biopaliv. V současné době je vykazováno jako neosetá půda
a úhor cca. 30 000 ha (ČSÚ, 2009). V dalším období lze v návaznosti na snižování potravinářské produkce případně využít dalších cca. 60 až 100 tis.ha výměry zemědělské půdy
v ČR, pro další energetické využití.
86
Studia OECOLOGICA II/2010
Hlavní předpoklady a omezení rozvoje:
+ návaznost na tradiční zemědělskou výrobu
+ zvýšení ekonomické soběstačnosti a zaměstnanosti v regionech
+ velké množství relativně dostupných technologií
+ zefektivnění nakládání s odpady
+ údržba krajiny, zadržení vody v krajině
– relativně náročná logistika (sběr, doprava, úprava, skladování, zpracování)
– lokálně neudržitelné využívání biomasy(MŽP, 2009)
Tabulka 1. Potenciál využití biomasy
druh potenciálu
produkce biomasy (tis. tun)
energie (PJ)
ekonomický (r. 2004)
2 738
41
dostupný
9 037
136
využitelný
13 693
205
technický
18 348
275
teoretický
27 385
411
(MŽP, 2009)
Obecně k využití modelového území pro produkci biomasy
Výměra zastoupení kultur a hodnocení sledovaného území
V následující tabulce 2. je sumarizováno zastoupení kategorií využití území za sledované
regiony Ústeckého kraje.
Kraj zastoupení
kategorií
výměra k.ú.
lesní
zemědělská
orná
ttp
vinice
chmelnice
sady
zahrady
Tabulka 2. Celková výměra ploch, zastoupení kultur v roce 2008
okresy
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
Chomutov
93 532
35 201
38 955
22 903
14 333
20
16
863
820
Most
46 712
15 587
13 541
9 442
3009
106
0
414
570
Teplice
46 901
17 405
15 852
8 195
6 316
0
0
394
947
Ústí nad Labem
40 472
12 823
18 287
5 136
11 979
0
0
200
972
Celkem
227 617
81 016
86 635
45 676
35 637
126
16
1 871
3309
(Zdroj: Statistická ročenka půdního fondu 2009)
Zájmová oblast je tvořena celým bývalým okresem Ústí nad Labem, Teplice, Most, a Chomutov.
87
Studia OECOLOGICA II/2010
Tabulka 3. Struktura osevu orné půdy vybraných okresů
plodina
obiloviny
75,00 %
řepka
10,95 %
cukrovka
0,30 %
kukuřice
1,50 %
víceleté pícniny (na o. p.)
4,90 %
ostatní
6,85 %
úhor
0,50 %
Celkem
100 %
Celková plocha orné půdy
45 676 ha
(Zdroj: Krajská agrární komora Ústeckého kraje)
Tabulka 4. Struktura pěstovaných obilovin
obilovina
pšenice ozimá a jarní
65,4 %
ječmen jarní sladovnický
19,6 %
krmné obiloviny (ječmen, oves)
7,3 %
žito a triticale
4,5 %
Ostatní obiloviny
3,2 %
Celkem
100 %
(Zdroj: Krajská agrární komora Ústeckého kraje)
Výnosový potenciál biomasy a jeho výpočet
Hodnocení potenciálu biomasy vychází z analýzy dostupných statistických údajů, prostorově orientovaných dat GIS a databáze VÚRV.
Do výpočtu teoretického potenciálu biomasy jsou zahrnuty zemědělské vedlejší produkty,
kterými jsou:
• sláma obilovin a olejnin
• tráva z trvalých travních porostů (TTP)
• odpady z čištění obilovin
Sláma obilovin a olejnin
Jako základ pro výpočet byly využity výnosy plodin v zájmových lokalitách, které byly přepočítány podle tabulky 5. podíl zrno – sláma a energetický obsah běžných obilovin a olejnin.
Průměrný výnos slámy byl přepočítán podle zastoupení obilovin a olejnin ve sledovaných
okresech. Pro zjištění potenciální produkce byl výše zjištěný výnos slámy obilovin a olejnin
vynásoben celkovou výměrou orné půdy v katastrech a výsledná hodnota za jednotlivé katastry okresů sumarizována.
88
Studia OECOLOGICA II/2010
Tabulka 5. Podíl zrna a slámy u běžných druhů obilovin a olejnin
poměr zrno:sláma
Energetická výtěžnost GJ/t při 85% sušině
pšenice
plodina
1 : 1,10
15,3
žito
1 : 1,20
15,3
ječmen
1 : 0,70
15,3
oves
1 : 1,05
15,3
triticale
1 : 1,30
15,3
řepka ozimá
1 : 1,80
17,2
(podle Kaltschmit a kol. (2009) Energie aus Biomasse a databáze VÚRV, v.v.i.)
Vzhledem k tomu, že se jedná o určení výnosového potenciálu ale rovněž třeba stanovit
energetickou výtěžnost potenciální biomasy bude výsledná produkce biomasy v tunách převedena na energetickou produkci pomocí výše uvedených koeficientů.
Tráva z trvalých travních porostů (TTP)
Jako trvalé travní porosty jsou deklarované louky a pastviny, kromě luk na orné půdě. Na základě studia literatury jsou různými autory uváděny velmi odlišné průměrné hektarové výnosy, které se pohybují od 2 do 3,5 t ha-1. V podmínkách sledovaného území je možno očekávat
výnosy v kolem 3 tun biomasy se sušinou 85 %. Rovněž tento výnos byl násoben hektarovými výměrami a sumarizován za jednotlivá katastrální území. Výhřevnost sena se pohybuje
kolem 14,6 až 15 GJ.t-1.
K problematice trvalých travních porostů byla zpracována SWOT analýza:
Silné stránky
-
-
-
-
-
-
tradice zemědělské výroby
dobré podmínky pro zemědělství
nízké náklady na pracovní sílu
státní dotace na výstavbu bioplynových
stanic
tlak veřejnosti na zlepšování životního
prostředí
možnost využití produkce z trvalých
travních porostů pro výživu hospodářských
zvířat nebo pro bioplynové stanice
Příležitosti
-
-
-
-
-
-
-
-
dostatek pracovních sil
podpora ekologického zemědělství
rozvoj agroturistiky
povinnost uhelných společností
revitalizovat vytěžené plochy
státní podpora krajinotvorné funkce
zemědělství
snížení těžební činnosti
zájem o zemědělské využití
rekultivovaných půd
propagace kraje pro turistické využití
Slabé stránky
pomalý postup revitalizace krajiny
pokles zemědělské produkce
nedostatek investic pro rozvoj zemědělství
nezájem o vyprodukovanou biomasu
nízký počet bioplynových stanic schopných
vyprodukovanou biomasu zpracovat
- ekologické zátěže
- degradace půd
-
-
-
-
-
Ohrožení
-
-
-
-
-
-
-
-
-
pokles investic do zemědělství a životního
prostředí
výrazný pokles živočišné výroby
nejasné vlastnické vztahy
zábory zemědělské půdy
vylidňování venkova
nezájem zemědělců o údržbu krajiny
formou trvalých travních porostů
nedostatečné státní dotace pro zemědělce
na údržbu krajiny
nedostatečná dotační podpora stavby
bioplynových stanic
další extenzivní rozvoj těžby uhlí
89
Studia OECOLOGICA II/2010
V zemědělství podhorských poloh vyvstává v případě orientace na chov skotu potřeba produkce kvalitní objemné píce v blízkosti center živočišné výroby. Vysoké výnosy kvalitní
píce zde mohou poskytovat víceleté jetelotravní porosty, které se dobře uplatňují jak s ohledem na svoji ekologickou plasticitu, tak i s ohledem na jejich příznivé mimoprodukční funkce v agroekosystému. Dlouhodobé pícní porosty mají v porovnání s jednoletými pícninami
nižší náklady na jejich obhospodařování a v porovnání s trvalými travními porosty často
vykazují výrazně vyšší produkci píce. S ohledem na efektivitu hospodaření i na ekologické
požadavky bude mít u víceletých pícních porostů význam vedle jejich výnosové schopnosti
a kvality píce také jejich vytrvalost, odolnost zaplevelování a v neposlední řadě i schopnost
osvojovat si živiny na méně úrodných půdách. S ohledem na výživu skotu je pro udržení
rentability chovů, respektive pro stabilní produkci mléka vedle jiných předpokladů významný i obsah živin ve sklízeném objemném krmivu, jejich koncentrace a případně i vzájemný
poměr. Kvalita objemné píce z pícních porostů vystupuje do popředí zejména v pícninářství
vyšších poloh, kdy v krmných dávkách převažuje objemná píce vlastní z vlastní produkce
a energetické a nutriční potřeby skotu jsou zde často vyšší. Produkce objemné píce a koncentrace živin v objemné píci dočasných a trvalých pícních porostů je významná při výživě
skotu s ohledem na zlepšování užitkovosti chovů v ekologicky méně příznivých podmínkách
vyšších poloh a může hrát pozitivní úlohu i při pohybu živin v agroekosystému. Čerpání živin pícními porosty je ovlivněno jak výší produkce biomasy, resp. sušiny, tak i koncentrací
živin ve sklízené hmotě.
Kategorizace katastrálních území pro určení jejich výnosovosti
Jak uvádí (Štolbová et al. 2008) ve své metodice je pro zařazení zemědělských území dle výnosových kategorií je nově využíván postup stanovení výnosovosti zemědělských půd jako
ekonomická kategorie hodnocení půdního fondu. Stanovení výnosovosti zemědělských půd
vychází z integrace dlouhodobých informací o zemědělském půdním fondu prostřednictvím
bonitovaných půdně ekologických jednotek (BPEJ).
Soustava BPEJ představuje charakteristické kombinace základních, v dlouhodobém časovém horizontu stabilních vlastností určitých úseků zemědělského území, které jsou vzájemně odlišné a poskytují i rozdílné produkční a ekonomické efekty.
Pro indikaci produkční schopnosti půdy byly užity výnosy hlavních zemědělských plodin
pěstovaných v ČR (obiloviny, kukuřice, cukrovka, brambory, řepka, krmné plodiny, travní
porosty).
Výnosy hlavních zemědělských plodin, včetně travních porostů byly vyjádřeny pro BPEJ
vhodné pro jejich pěstování na základě výsledků dlouhodobého sledování vlivu půdně-klimatických podmínek na výnosy plodin. Údaje o dlouhodobých výnosech pro dané půdněklimatické podmínky byly poskytnuty specializovanými výzkumnými pracovišti rostlinné
výroby. Zároveň byly stanoveny a uplatněny koeficienty snížení těchto základních výnosů
pro případ extrémně kamenitých půd, pro svahy a jejich expozici k jihu v teplých, suchých
regionech a k severu v chladných, vlhkých regionech.
Podíl jednotlivých plodin ve struktuře plodin pro jednotlivé skupiny BPEJ odpovídá optimálním agroekologickým zásadám (tj. např. nepřipouští pěstovat několik let po sobě brambory na jednom pozemku, cukrovka je zastoupena v řepařské oblasti, brambory v bramborářské, na mělkých půdách v horské oblasti i v zamokřených těžkých půdách jsou výhradně
trávy a podobně).
Celkové rozpětí hrubého ročního rentního efektu (od –2 500 Kč do +10 750 Kč) se stalo
základem pro stanovení bodové (indexní) hodnoty zemědělské půdy. To znamenalo pře-
90
Studia OECOLOGICA II/2010
vedení tohoto rozpětí do stobodové stupnice. Bodová hodnota půdy je vyjádřena indexem
od 6 do 100 bodů.
Nejnižší hodnotu 6 bodů má travní porost v chladném, vlhkém klimatickém regionu s průměrnou roční teplotou pod 5 °C, v hlubokých stržích s velmi příkrými svahy nad 30 %, kde
je půda nevhodná pro zemědělskou výrobu, ale měla by být zalesněna.
Nejvyšší hodnotu 100 bodů má černozem na spraši, středně těžká, hluboká více než 60 cm,
s příznivým vodním režimem, v teplém, mírně vlhkém klimatickém regionu s průměrnou
roční teplotou 8–9 °C, na úplné rovině bez možnosti plošné vodní eroze. Jsou to půdy vhodné pro pěstování intenzivních tržních plodin, cukrovky, zeleniny. Národní průměr bodové
hodnoty výnosovosti veškeré zemědělské půdy v ČR je 42,2 bodů.
Na základě výše uvedených skutečností byly každé BPEJ přiděleny body výnosovosti (Nařízení vlády 241/2004 Sb. a předpisy související). Pro stanovení výnosového potenciálu slámy
obilovin, řepky a sena z TTP jsme vycházeli z plochy katastrálního území, jehož výnosovost
je dána výnosovostí BPEJ tvořících jeho cenu na základě váženého průměru BPEJ v něm
zastoupených.
Obr. 1 Kategorie výnosovosti území ČR podle zastoupených BPEJ
Analýza zájmového území
V programu ArcMap byla provedena analýza sledovaného území. Jednotlivé třídy využití:
• území pro nás nezajímavé (obytná zástavba, průmyslové zóny, letiště, přístavy, liniové stavby, vodní toky a vodní plochy)
• v budoucnu zajímavé (území dobývání hornin, skládky a staveniště)
• a na území, kterých se týká výpočet teoretického produkčního potenciálu biomasy.
Tyto plochy jsou orná půda (OP) a trvalé travní porosty (TTP)
V následujícím kartogramu 1 je znázorněna generalizované klasifikace tříd zastoupení ploch
podle databáze Corine Land Cover 2000.
91
Studia OECOLOGICA II/2010
Kartogram 1 Generalizované kategorie využití analyzovaného území na základě dat CLC
2000
Výpočet produkčního potenciálu pro řepkovou a obilnou slámu na území bývalých pánevních okresů Ústeckého kraje
Podle kategorií výnosovosti pro území ČR byla pomocí programu ArcMap a kategorizace
Corine Land Cover 2000 vyselektována pro zájmové okresy severních Čech kategorie 211,
242 a 243, které odpovídají nezavlažované orné půdě, komplexním systémům kultur a území převážně zemědělskému s příměsí přirozené vegetace. Každá z parcel byla zatříděna
do jedné kategorie výnosovosti podle výnosovosti katastrálních území na nichž se uvedené
kategorie nacházejí. Následně byl ze statistických údajů zjištěn průměrný výnos zastoupených obilovin a řepky.
Stanovený průměrný výnos zrna obilovin a řepky a byl násoben koeficientem poměru zrn
a slámy a výsledný průměrný výnos slámy zařazen do jedné z osmi kategorií výnosovosti
zájmového území. Na základě obrazové analýzy dat jsme dospěly ke zjištění podílu výměry
orné půdy v každé z osmi kategorií výnosovosti, následně jsme tento podíl využily ke stanovený hektarové výměry každé z osmi kategorií, kterou jsme násobily výnosem slámy a jejím
zastoupením v osevním sledu, tak byl zjištěn výnos řepkové a obilní slámy v každé kategorii
i celkem za celkovou výměru orné půdy ve sledovaných okresech.
92
Studia OECOLOGICA II/2010
Kartogram 2 Kategorie výnosovosti orné půdy podle BPEJ zastoupených v katastru
pro okres Chomutov
Kartogram 3 Kategorie výnosovosti orné půdy podle BPEJ zastoupených v katastru
pro okres Most
93
Studia OECOLOGICA II/2010
Kartogram 4 Kategorie výnosovosti orné půdy podle BPEJ zastoupených v katastru
pro okres Teplice
Kartogram 5 Kategorie výnosovosti orné půdy podle BPEJ zastoupených v katastru
pro okres Ústí nad Labem
Z výše prezentované graficky znázorněné kategorizace výnosovosti výměry zemědělské
půdy jsou patrné následující skutečnosti. Orná půda je lokalizována převážně v jižních oblastech analyzovaných okresů. Nejvýnosnější oblasti jsou zastoupeny v okresech s největší
koncentrací orné půdy. V těchto okresech můžeme rovněž počítat větší velikosti obdělávaných pozemků díky rovinatosti a lepším kategoriím BPEJ.
94
Studia OECOLOGICA II/2010
Hodnoty z obrazové analýzy dat pro slámu obilovin a olejnin
Na základě zjištění plochy výměry spadající do jedné z osmi výnosovostních kategorií byla
zapracována následující tabulka, která sumarizuje jejich zastoupení v analyzovaných pánevních okresech Severních Čech.
Tabulka 6. Výměry ha orné půdy v osmi výnosovostních kategoriích pánevních okresů
Kategorie
1
Chomutov ha
438,9
Most
ha
332,3
Teplice
ha
167,0
Ústí n. L.
ha
263,1
Celkem
ha
1 201,4
2
421,5
506,4
360,1
579,0
1 867,0
3
1 037,3
1 268,8
843,4
484,6
3 634,1
4
2 493,5
1 780,6
842,9
752,6
5 869,5
5
2 893,7
297,2
1 349,6
1 154,0
5 694,4
6
8 294,4
807,5
2 635,0
737,6
12 474,6
7
5 362,0
2 041,2
1 074,3
714,2
9 191,8
8
1 961,6
2 408,0
922,7
450,8
5 743,2
celkem
22 903
9 442
8 195
5 136
45 676
Následně byl proveden výpočet výnosů slámy obilovin a řepky podle výnosovostních kategorií a procentickém zastoupení 75 % pro obiloviny, respektive 10,5 % pro řepku. Celková
produkce obilní slámy na výnosovostní kategorii a plochu je uvedena v následující tabulce
číslo 7 a v tabulce 8 pak pro 85 % sušinu řepkové slámy.
Tabulka 7. Celková produkce 85 % sušiny slámy obilovin v osmi výnosovostních kategoriích pánevních okresů Severních Čech
Kategorie výnosovosti
Chomutov
t
Most
t
Teplice
t
Ústí n. L.
t
Celkem
t
1
478,03
348,31
176,75
283,14
1 286,23
2
712,78
483,71
591,64
967,48
2 755,61
3
2 438,79
1 827,32
1 926,75
1 125,61
7 318,47
4
7 747,01
1 514,16
2 544,32
2 310,18
14 115,67
5
10 881,29
4 592,33
4 930,80
4 287,38
24 691,80
6
36 714,02
7 585,80
11 332,29
3 225,98
58 858,09
7
27 375,99
10 030,77
5 329,36
3602,8
46 338,92
8
11 485,99
13 571,2
5 249,24
2 608,15
32 914,58
97 834
39 954
32 081
18 411
174 855
1 496 859
611 290
490 842
281 684
2 675 282
Celkem t
Energetická výtěžnost GJ
Výpočet produkčního potenciálu pro seno z TTP na území pánevních
okresů Ústeckého kraje
Obdobně jako u obilné a řepkové slámy jsme postupovali i u stanovení potenciálu sena z trvalých travních porostů rovněž zde byly v prostředí ArcMap vyselektovány z databáze CLC
třídy 231, 321 což jsou louky, trávníky a přirozené pastviny. Ty byly rovněž kategorizovány
podle výnosovosti katastrálních území na nichž se nacházejí. Na následujících kartogramech
jsou zobrazeny výměry luk a pastvin s přidělenou výnosovostí v jedné z osmi tříd pro výměru TTP v pánevních okresech.
95
Studia OECOLOGICA II/2010
Kartogram 7 Kategorie výnosovosti TTP podle BPEJ zastoupených v katastru okresu
Chomutov
Kartogram 8 Kategorie výnosovosti TTP podle BPEJ zastoupených v katastru okresu
Most
96
Studia OECOLOGICA II/2010
Kartogram 9 Kategorie výnosovosti TTP podle BPEJ zastoupených v katastru okresu
Teplice
Kartogram 10 Kategorie výnosovosti TTP podle BPEJ zastoupených v katastru okresu
Ústí nad Labem
97
Studia OECOLOGICA II/2010
Tabulka 8. Celková produkce 85 % sušiny řepkové slámy v osmi výnosovostních kategoriích pánevních okresů Severních Čech
Kategorie výnosovosti
Chomutov
t
Most
t
Teplice
t
Ústí n. L.
t
Celkem
t
1
64,24
46,81
23,75
38,05
172,85
2
95,79
65,01
79,51
130,02
370,33
3
327,76
245,58
258,94
151,27
983,55
4
1 041,15
203,49
341,94
310,47
1 897,05
5
1 462,38
617,18
662,67
576,2
3 318,43
6
4 934,14
1 019,49
1 522,99
433,55
7 910,17
7
3 679,17
1 348,07
716,23
484,19
6 227,66
8
1 543,65
1 823,89
705,47
350,52
4 423,53
Celkem t
Energetická výtěžnost GJ
13 148
5 370
4 312
2 474
25 304
227 465
92 893
74 589
42 805
437 752
Následují tabulky výpočtu výnosových charakteristik ohodnocených luk a pastvin ve vybraných okresech Ústeckého kraje.
Tabulka 9. Celková výměra TTP v osmi výnosovostních kategoriích pánevních okresů Severních Čech
Kategorie
Chomutov
ha
Most
ha
Teplice
ha
Ústí n. L.
ha
Celkem
ha
1
274,7
212,0
217,4
3 889,3
4 593,4
2
263,8
752,0
394,7
717,0
2 127,5
3
649,1
260,5
674,4
949,1
2 533,2
4
1 560,5
263,5
781,0
1 141,5
3 746,5
5
1 810,9
283,3
1 225,9
1 175,4
4 495,6
6
5 190,8
602,6
1 217,5
1 651,2
8 662,1
7
3 355,6
237,4
1 251,2
2 068,0
6 912,2
8
1 227,6
397,6
553,8
387,4
2 566,5
celkem
14 333
3 009
6 316
11 979
35 637
Z následující sumarizace (viz tabulky 10, 11) je patrný celkový produkční potenciál biomasy
vybraných vedlejších zemědělských surovin a energetického sena podle výnosových hladin
energetické produkce. V tabulce číslo 11 je provedeno celkové shrnutí produkce biomasy
ze všech požadovaných zdrojů pro čtyři pánevní okresy a jejich energetická výtěžnost.
Tabulka 10. Celková produkce 85 % sušiny sena z TTP v osmi výnosovostních kategoriích
pánevních okresů Severních Čech
Kategorie výnosovosti
Chomutov
t
Most
t
Teplice
t
Ústí n.L.
t
Celkem
t
1
775,17
992,78
313,02
5 555,3
7 636,27
2
15 711,55
5 468,44
882,24
1 590,26
23 652,49
3
5 414,32
2 633,81
2095,7
2 926,67
1 3070,5
4
5 271,39
3 520,97
3 207,18
4 651,23
16 650,77
5
18154
4 581,58
6 093,19
5 796,97
34 625,74
6
21 080,24
11469,69
7 123,07
9 585,84
49 258,84
7
12 307,47
5 211,25
8443,5
1 3847,6
39 809,82
8
8 895,96
10 011,92
4 286,24
2 974,97
26 169,09
87 610
43 890
32 444
46 929
210 874
1 279 107
640 800
473 684
811 869
3 648 112
Celkem t
Energetická výtěžnost GJ
98
Studia OECOLOGICA II/2010
Tabulka 11. Celková produkce slámy obilnin a řepky a sena z TTP v 85 % sušině za pánevní okresy Ústeckého kraje
Kategorie výnosovosti
Chomutov
t
Most
t
Teplice
t
Ústí n. L.
t
Celkem
t
1
1317,44
1 387,9
513,52
5 876,49
9095,35
2
16 520,12
6 017,16
15 53,39
2 687,76
26 778,43
3
8 180,87
4 706,71
4 281,39
4 203,55
21 372,52
4
14 059,55
5 238,62
6 093,44
7 271,88
32 663,49
5
30 497,67
9 791,09
11 686,66
10 660,55
62 635,97
6
6 2728,4
20 074,98
19 978,35
13 245,37
11 6027,1
7
43 362,63
16 590,09
14 489,09
17 934,59
92376,4
8
21 925,6
25 407,01
10 240,95
5 933,64
63507,2
Celkem t
Energetická výtěžnost GJ
19 8 592
89 214
68 837
67 814
424 456
2 978 884
1 302 518
1 005 017
1 173 179
6 459 598
Závěr
V tabulce č. 1 je uveden teoretický potenciál biomasy pro ČR ve výši 27 385 000 t, což představuje celkem 411 PJ (tato produkce zahrnuje veškerou vyprodukovanou biomasu bez ohledu na způsob jejího využití). Po odečtení potravinářských a krmivářských komodit činí
tento potenciál cca. 50 %. Z této výše pak lze odhadnout produkci odpadních a vedlejších
zemědělských produktů na analyzovaném území na cca. 213 PJ. V pánevních okresech, kde
převažuje extenzivní zemědělská činnost, je celková produkce vedlejší a odpadní zemědělské biomasy 424 456 t, což při energetické výtěžnosti 15,3 GJ.t-1 a 85 % sušině představuje
6 459 598 GJ, což je 6,46 PJ. Na analyzovaných lokalitách se nachází pouze 86 635 ha
zemědělské půdy, což je ve srovnání s celkovou výměrou zemědělské půdy v ČR, která činí
4 244 801 ha pouze 2,04 %. Energetický potenciál vedlejších a odpadních zemědělských
produktů činí pouze 3,03 % energetického potenciálu ČR. Lze tedy konstatovat, že v pánevních okresech je teoretický energetický potenciál srovnatelný s průměrem ČR. Pro další období je určitou rezervou zintenzivnění produkce biomasy na TTP a využití rekultivovaných
ploch na výsypkách po povrchové těžbě hnědého uhlí.
Poděkování
Podpořeno projektem Ministerstva pro místní rozvoj ČR WD-44-07-1 „Modelové řešení revitalizace průmyslových regionů a území po těžbě uhlí na příkladu Podkrušnohoří“.
Použitá literatura
HAVLÍČKOVÁ, K., WEGER, J. a kol.: Metodika potenciálu biomasy jako
obnovitelného zdroje energie, Výzkumný ústav Silva Taroucy pro krajinu a okrasné
zahradnictví, Průhonice, 2006
HONZÍK R. Potenciál produkce vedlejších zemědělských
produktů, sena z TTP a odpadní dendromasy v pánevních okresech
Ústeckého kraje, zpracováno pro FŽP UJEP. VÚRV Chomutov, 2009.
KOLEKTIV AUTORŮ: Akční plán pro biomasu pro ČR na období 2009–2011, MZe,
2009. Informace o potenciálu obnovitelných zdrojů energie v ČR: (online) Dostupné z:
http://www.env.cz/AIS/web-pub.nsf/$pid/MZPMRF45OSUY/$FILE/OZE-czech.pdf [cit.
2009-24-5]
99
Studia OECOLOGICA II/2010
ŠOCH, M.: Využití trvalých travních porostů jako krajinného prvku, zpráva za aktivitu
A419, projekt WD-44-07-1, FŽP UJEP, 2009. 24 s.
VRÁBLÍKOVÁ, J.: Úvod do agroenergetiky, UJEP 2002, ISBN: 87-7044-231-X.
VRÁBLÍKOVÁ, J., ŠOCH, M.: Využívání biomasy k energetickým účelům, podpora
nepotravinářského využití půdního fondu za účelem získání obnovitelných zdrojů energie,
zpráva za aktivitu A417, projekt WD-44-07-1, FŽP UJEP, 2009. 114 s.
KALTSCHMITT, M., HARTMANN, H., HOFBAUER, H.,: Energie aus Biomasse:
Grundlagen, Techniken und Verfahren (German Edition), 2009 ISBN 978-354085094-6
NAŘÍZENÍ VLÁDY 241/2004 Sb. ze dne 21. dubna 2004 o podmínkách
provádění pomoci méně příznivým oblastem a oblastem
s ekologickými omezeními a předpisy související
ŠTOLBOVÁ M., KUČERA J., HLAVSA T.,: Metodika stanovení méně příznivých oblastí
(LFA), UZEI, 2008
Příručka OZE – příloha časopisu Komora.cz. Hospodářská komora
České republiky, říjen 2006
Český statistický úřad: http://www.czso.cz
100
Studia OECOLOGICA II/2010 | ZAJÍMAVOSTI
Cesta do Vídně aneb http://oldmaps.geolab.cz
osm let poté1
Journey to Vienna or http://oldmaps.geolab.cz
eight years after
Vladimír BRŮNA
Laboratoř geoinformatiky, pracoviště FŽP UJEP, Dělnická 21, 434 01 Most
http://bruna.geolab.cz, e-mail: [email protected]
Abstrakt
Místo úvodu
Studium starých map bylo na konci minulého století záležitostí jen úzkého spektra
vědních oborů. Devadesátá léta ale umožnila
přístup k mnohým kartografickým pramenům (staré katastrální mapy, vojenské topografické mapy, ad.) a možnost získat a studovat archivní materiály nejen v tuzemsku, ale
i v zahraničí. S rozvojem digitálních technologií se dostupnost těchto podkladů zvýšila
několikanásobně. Příspěvek mapuje historii
a současnost mapových souborů 1. a 2. vojenského mapování v České republice.
Více než 740 000 jedinečných přístupů
z celého světa za období posledních 7 let
ukazuje počitadlo na internetových stránkách Laboratoře geoinformatiky Fakulty
životního prostředí Univerzity Jana Evangelisty Purkyně v Ústí nad Labem (dále laboratoř) umístěných na adrese: http://oldmaps.
geolab.cz. Každým dnem počet přístupů
roste a množství přenesených dat přesahuje
objem několika GB denně. Příspěvek mapuje okolnosti vzniku portálu a jeho existenci
od počátku po současnost.
Abstract
Archeologie a krajinná ekologie
In the end of previous century, studies dealing with antique maps were within a domain
of rather a few scientific disciplines. This
situation changed in late ‘90s when accessibility of many cartographic sources (antique
cadastral maps, military maps etc.) either in
Czech Republic or abroad became much better especially within the context of developing digital technologies. The paper describes
history and contemporary status of the 1st
and 2nd Military Survey map files in Czech
Republic.
Zajímavé nápady vznikají většinou náhodně a za velmi nestandardních okolností.
V osmdesátých letech minulého století jsem
působil jako interní vědecký aspirant v Ústavu krajinné ekologie ČSAV, pracoviště Most.
Specializoval jsem se na využití metod dálkového průzkumu Země v krajinné ekologii. Téma na danou dobu dost tabuizované
s omezeným přístupem k datům a informacím. Ale s mým kolegou ing. Vladimírem
Tollingerem jsme v dálkovém průzkumu
viděli budoucnost a přínos pro studium krajiny, krajinného prostoru. Shodou okolností
Klíčová slova: staré mapy, vojenská mapo- v Mostě působila i expozitura Archeolování, mapový serverf
gického ústavu ČSAV (dále jen expozitura)
a protože obzvlášť v hornickém městě byl
Keywords: antique maps, military mapping, a stále ještě je vědecký svět malý, docházelo
ke vzájemným schůzkám krajinných ekolomap server
gů, geodeta a archeologů, oborů v té době
1 Příspěvek vznikl s podporou projektu GA ČR 205/07/0385 – Kartometrická a semiotická analýza a vizualizace starých map českých zemí z období 1518–1720
101
Studia OECOLOGICA II/2010 | ZAJÍMAVOSTI
dosti od sebe vzdálených. Jedno mají však
společné, a tím je zkoumání krajiny, krajinného prostoru, i když každý za jiným účelem.
Logicky jsme dospěli ke společným myšlenkám a v pravidelných debatách jsme hledali
možné cestičky vzájemné spolupráce.
Archeologie se v té době postupně odkláněla od své izolovanosti, od úzce zaměřeného
pohledu, a i když jsme to v té době s určitostí
nevěděli, tušili jsme, že v archeologii nastává změna. Změna od klasického konzervativního přístupu, reprezentovaného zejména
německou archeologickou školou k pohledu
širšímu, říkejme tomu krajinná – prostorová
archeologie, mající kořeny ve Velké Británii
(Aston, Rowley, 1974, Gojda, 2000). Namátkou vzpomenu projekt Ancient Landscape Reconstruction in Northern Bohemia
(ALRNB) a členy řešitelského týmu: Martin
Kuna, Martin Gojda, Jaromír Beneš , Marek
Zvelebil a další.
A co krajinná ekologie? Léta se hledala
a myslím si, že se hledá dodnes. Když v roce
1939 německý geograf Carl Troll poprvé použil termín krajinná ekologie (Landschaftsökologie, Landscape Ecology) bylo to
v souvislosti s použitím metody dálkového
průzkumu Země (DPZ). Interpretoval letecký snímek s cílem získat data a informace,
které by použil při studiu krajiny. Poznal,
že letecký snímek mu poskytuje úplně nový
úhel pohledu na krajinu, na její strukturu
a mozaiku. Najednou byl schopen rozpoznávat krajinnou mozaiku a prostorové vztahy
mezi objekty, které by pouhým terénním
průzkumem nebo čtením mapy nikdy nepoznal (Troll 1939).
V polovině osmdesátých let byly vydány významné publikace zabývající se problematikou krajinné ekologie v teoretické
i praktické rovině (Naveh, Lieberman 1984,
Forman, Godron 1986). Autoři definovali
základní principy krajinné ekologie, hlavní témata výzkumu: struktura – funkce
– změna krajiny a jejich vztahy. Poukázali na nové směry v bádání, na problematiku
analýzy krajinné struktury, využití tzv. multitemporálních analýz, na studium funkcí
krajinných prvků a další metody používané
v krajinné ekologii. Zároveň se problematika
krajinné ekologie stává multidisciplinárním
oborem. I tyto skutečnosti byly impulsem
ke vzniku pracovní skupiny dálkového průzkumu Země na půdě Ústavu krajinné ekologie ČSAV v Českých Budějovicích, která
se zabývala využitím dat DPZ při studiu krajiny.
A nyní k propojení archeologie a krajinné
ekologie. Kde hledat společné vazby, společné otázky, východiska jejich řešení, kde jsou
možné linie vzájemné spolupráce. Zajímá archeologa vývoj krajiny? Ano a taktéž vývoj
krajiny zajímá krajinného ekologa, resp. měl
by zajímat.
Stalo se v roce 1991, kdy se v lednu na nejisté půdě akademického pracoviště mostecké
expozitury sešla různorodá skupina badatelů.
A aby nezůstalo jen u diskusí, vzešel nápad
zrealizovat volný a všem přístupný seminář,
který měl téma archeologie a krajinná ekologie. Důvody semináře jsme společně s J.
Benešem shrnuli v úvodu sborníku2 (Beneš,
Brůna 1994, Beneš, Brůna 2008).3
Jen ve stručnosti zmínku obsahu sborníku:
např. článek Jiřího Sádla – Krajina jako interpretovaný text, Marka Zvelebila – Koncept krajiny, šance archeologie, Miloslava
Lapky a Miroslava Gottlieba – O čase, časovosti a jiném právě včas: K interdisciplinární
spolupráci archeologie a krajinné ekologie,
Jaromíra Beneše a Vladimíra Brůny – Má
krajina paměť? a Vlasty Jankovské – Pylové
2 „Současný badatelský ruch nesměřuje pouze ke specializacím v rámci různých vědních oborů, ale také
ke slučování odštěpných subdisciplin v netradiční oblasti badatelských orientací. Vztah archeologie ke krajinné ekologii je již předem určen jednou z nejdůležitějších společných oblastí poznávání a tou je krajinný
prostor, ve kterém se člověk v minulosti pohyboval (podstatné pro archeologii) a pohybuje (podstatné pro
krajinnou ekologii). Pokus uspořádat sborník, který nyní předkládáme, je v české archeologii, ale i v ekologii dosud pokusem osamělým. Nezastíráme, že struktura sborníku z tohoto faktu vychází. Myslíme si však,
že hledat společná témata těchto dvou oborů je užitečné.“
3 Sborník v elektronické podobě na http://bruna.geolab.cz/aplikace/ake
102
Studia OECOLOGICA II/2010 | ZAJÍMAVOSTI
spektrum, synantropní vegetace a perspektivy využití pylových analýz v československé archeologii. A profese výše uvedených
autorů – geobotanik – archeolog – filosofové
– archeolog a geoinformatik – palynoložka.
Ač zpočátku nesourodé texty od různých
oborů, dostaly ve sborníku své místo a roli,
která nebyla izolovaná, ale naopak. Společně se nalezly vzájemné vazby a vztahy, takže
sborník byl počátkem dlouhotrvající spolupráce na společných projektech s vysokou
interdisciplinární účastí.
Možná padne otázka, co má sborník společného s názvem a cílem příspěvku. Mnoho, už
jenom to, že na obálce byl publikován výřez
mapy prvního vojenského mapování – okolí
hradu Hněvín v Mostě. Stará černobílá kopie
byla nalezena v archivu archeologů v Mostě
a mě jako geodeta a kartografa ihned zaujala.
Vidět obraz krajiny starý 200 let, to je přesně
to pravé pro krajinnou ekologii. Zmínil jsem
německého geografa C. Trolla, který interpretoval letecký snímek s cílem získat obraz
krajiny. Ale na výřezu z mapového listu 1.
vojenského mapování jsme měli obraz krajiny starý přes dvě století.
A jsme opět o teorie krajinné ekologie:
struktura – funkce – změna – a stará mapa.
Ideální kombinace pro bádání krajinného
ekologa.
Od sborníku Archeologie a krajinná
ekologie do Vídně
Když bylo v Mostě zrušeno detašované
pracoviště Ústavu krajinné ekologie ČSAV
(a propo, kde jinde by se měl zkoumat vliv
člověka na krajinu, než v největší přírodní
laboratoři ve střední Evropě), vedly mé kroky do týmu Nadace Projekt Sever. Do Čech
byly ze strany USA poskytnuty první geografické informační systémy (GIS) a protože
nadace spolupracovala s resortem životního
prostředí, měli jsme možnost GIS začít využívat. První GIS projekty se zpracovávaly
společně s pracovištěm VÚVA v Ústí nad
Labem a s odborem ochrany krajiny MŽP
ČR.
Když už jsme měli GIS, tak vedle recentních dat jsme vytvářeli i vrstvy starých map
v rastrovém formátu. GIS má tu skvělou
vlastnost, že můžeme zapomenout na průsvitky, které jsme dříve postupně přikládali a analyzovali nad mapovým podkladem.
O dalších dovednostech tohoto nástroje
jsme ani netušili a cesta k poznání byla dost
strastiplná. Na jedné straně jsme se s GIS
učili pracovat, vytvářet vrstvy, digitalizovat na tabletu, skenovat, georeferencovat
a vytvářet geodatabáze. Na druhou stranu se
hledaly aplikace pro takto silný analytický
a syntetický nástroj. To je podle mého názoru i v dnešní době alfou a omegou využití
GIS. Klíčové je definovat problém, vstupní
data a metody již není takový problém získat
nebo vytvořit.
Přišly první projekty v resortu MŽP ČR,
digitalizace Atlasu životního prostředí, mapy
imisí ČR, větrné mapy, statistika zobrazená
pomocí kartogramů, krajinné analýzy, podklady pro revitalizaci vodních toků, krajinné
plány, ad.
V roce 2000, na půdě Fakulty životního
prostředí Univerzity J. E. Purkyně v Ústí
nad Labem, jsem se ke starým mapám vrátil.
Zkušenosti z předešlých projektů jsme přenesli do akademického prostředí. Studenti
zpracovávali seminární práce z GIS, interpretovali data DPZ, staré mapy a vytvářeli GIS
projekty s jediným cílem, naučit se aplikovat
geoinformační technologie v praxi, v oblasti
ochrany a tvorby životního prostředí.
Projekty na MŽP zastřešoval náš kolega
a kamarád ing. Stanislav Sládek († 2006),
který svým entusiasmem a silou osobnosti
nám umožnil zpracovat první studii, která
ukázala, jak a k čemu jsou staré mapy vhodné (Brůna, Uhlířová 2000). Protože výsledky studie zaujaly odpovědné pracovníky
ministerstva, byl ještě v témže roce podán
a přijat k realizaci projekt VaV MŽP ČR č.
640/02/01 – Identifikace historické sítě prvků ekologické stability krajiny.
Tím začala naše cesta do Vídně. Vlastně
začala už dříve, protože dostupnost vojenských mapování byla v ČR velmi omezena
103
Studia OECOLOGICA II/2010 | ZAJÍMAVOSTI
(Státní archiv Praha vlastnil pouze černobílé
fotokopie) a my jsme byli nuceni pro výše
uvedenou studii pro vybrané mapové listy
do Vídně zajet.
Cílem projektu bylo získání mapových
listů 1. vojenského mapování z Vojenského
archivu ve Vídni, převod do digitální formy, tvorba metodiky interpretace a ukázat
na možnosti aplikace v resortu ministerstva
životního prostředí.
První cesta pro úplný soubor map 1. vojenského mapování proběhla po složitých jednáních na podzim roku 2001, platba v hotovosti, problematika DPH a další komplikace
byly překonány a soubor mapových listů byl
úspěšně digitalizován a uložen v mapovém
archivu laboratoře.
Společně se zadavatelem projektu byla vybrána modelová území, ve kterých proběhla
interpretace v prostředí GIS, byly vytvořeny
soubory vektorových vrstev a interpretační
klíč (Brůna, Buchta, Uhlířová 2002)4.
První výsledky ukázaly přínos prvního vojenského mapování, především obsah map
mnohé krajináře příjemně překvapil a zaujal.
A protože Vídeňský vojenský archiv skrývá
i soubor map druhého vojenského mapování, v roce 2002 byly navýšeny finanční prostředky projektu a přivezli jsme soubor map
2. vojenského mapování.
Od Vídně k http://oldmaps.geolab.cz
rastrová data na internetu, máte následující
možnosti.
• umístit na webovou stránku rastrový obraz v nízkém rozlišení (standardně 72
dpi), poté je ale detail ztracen při přiblížení a obraz se rozpadne na jednotlivé
obrazové elementy;
• naopak zvýšení rozlišení obrazu má
za následek zvětšení velikosti souboru,
který je načítán a u vzácných originálních dat je nebezpečí jejich zneužití;
• a nebo vystavit mapové listy v prostředí
mapového serveru.
Ani jeden způsob nám nepřipadal vhodný. Vystavovat na internetu obrázky v malém rozlišení a naopak ve velkém rozlišení
s sebou nese množství nedostatků. Použití
mapového serveru u mapových listů prvního
vojenského mapování je problematické z důvodu absence geodetických základů (Brůna,
Uhlířová 2000, Brůna, Buchta, Uhlířová
2003).
Z nabízených produktů nás zaujal program
Zoomify, který umožňuje umístění rastrového obrazu na internetové stránky v libovolném rozlišení a obraz nelze jako jeden soubor z prostředí internetu stáhnout. Uvedený
program má tu základní vlastnost, že rastrový obraz rozdělí na velké množství jednotlivých souborů s různou úrovní přiblížení. Při
prohlížení, změnách měřítka a posunech se
vždy načítá příslušná množina odpovídajících souborů, ze kterých se obraz skládá.
Výsledek je na internetové adrese
http://oldmaps.geolab.cz. Vedle mapových
listů prvního a druhého vojenského mapování jsme server doplnili o část map třetího
vojenského mapování v měřítku 1 : 25 0005
a kompletní soubor mapových listů v měřítku 1 : 75 000.
Pamatuji si jako dnes, když byla interní
oponentura našeho projektu v Ústí nad Labem a jeden z oponentů doc. Ivan Bičík pravil: “Tak to máte až do důchodu co dělat“.
A měl pravdu jen částečně. Ani já a ani kolegyně Lenka Uhlířová, která byla druhým
členem týmu, se dnes starými mapami zabýváme jen okrajově.
Snahou odborných pracovníků a studentů,
kteří se podíleli na projektu, bylo zpřístupnění tak významných mapových děl široké
odborné a laické veřejnosti. A co jiného poPři tvorbě metodiky interpretace a interužít jako prostředek než prostředí Internetu.
Pokud se rozhodnete vystavit mapy či jiná pretačním klíči jsme mimo jiné spolupra4 http://projekty.geolab.cz/cd
104
5 Ve spolupráci s Agenturou ochrany přírody a krajiny.
Studia OECOLOGICA II/2010 | ZAJÍMAVOSTI
covali s mapovým archivem Historického
ústavu, v.v.i. (prof. Eva Semotánová, DrSc.),
který nám poskytnul pro server starých map
kompletní soubor map Müllerova mapování
Čech a Moravy a soubor map v malém měřítku 1 : 144 000 a 1 : 288 000.
Server postupně doplňujeme o další mapová díla, za zmínku stojí výběr barevných
císařských otisků Stabilního katastru, který byl zhotoven na objednávku Národního
památkového ústavu a obsahuje sídla s památkovou ochranou. I na základě této aktivity přistoupil Ústřední archiv zeměměřictví
a katastru k digitalizaci kompletního archivu
jmenovaných souborů map.
data poskytovat. Možná větší tlak ze strany
českých kartografů na vídeňský archiv by
v této aktivitě pomohl.
Závěrem
Příspěvek si neklade vědecké cíle, záměrem bylo spíše jednoduchou formou seznámit čtenáře s historií, současností a i budoucností serveru starých map, který má letos
osmileté jubileum. Nešlo o popisy metody
interpretace, prezentování vědeckých výsledků, tyto si čtenář najde v literatuře, ale
o poukázání na skutečnost, že myšlenka
na jejímž počátku byl sborník archeologie
a krajinná ekologie a vzájemné setkávání
Server starých map dnes a co dál
lidí z různých oborů, byla realizována a má
Spuštění serveru starých map se ukázalo velký přínos pro mnoho vědních oblastí i pro
za daných podmínek jako pozitivní. Počty praxi.
Vznikají nové články, magisterské a doknávštěv a objem přenesených dat předčily
naše očekávání. Snahou je server doplňovat torské práce, monografie, populárně naučné
o další mapová díla, která by se mohla pro- stati se stejnou myšlenkou – využitím stahlížet ve vysokém stupni rozlišení, laboratoř rých map. Příspěvek by měl vyvolat i další
však nemá kapacitní ani personální prostřed- vlnu zájmu o aplikace starých map, polemiky k aktualizaci serveru. Je to výzva pro ky a názory z různých stran, a pokud se i toto
podaří, nebyla cesta do Vídně zbytečná.
možné zájemce o spolupráci.
Poptávka po starých mapách
Mapy jsou prohlíženy nejen na serveru, laboratoř dostává požadavky na data z oblasti
archeologie, územního plánování, historické
geografie, krajinářství, historie, archivnictví,
architektury zahrad a parků, od soukromých
sběratelů, studentů VŠ, správy měst a obcí,
státní správy, ochrany přírody a krajiny, ad.
Objem požadavků na poskytnutí vojenských mapování je velký a velmi těžko
uspokojíme každého. Řešením je vydat staré mapy v digitální podobě a nabídnout odborné i laické veřejnosti. A je k tomu pouze
krok. Maďarský kolega Gábor Timár vydal
ve spolupráci se společností Arcanum soubor
vojenských map prvního a druhého vojenského mapování pro území Maďarska a Slovenska (Arcanum 2004, Arcanum 2005).
A již několik let má takto připraven soubor
DVD s územím Čech, Moravy a Slezska.
Stále však neobdržel povolení z Vídně, tato
105
Studia OECOLOGICA II/2010 | ZAJÍMAVOSTI
Literatura
ARCANUM, (2004): Die „Josephinische Aufnahme” – das Königtum Ungarn / the
Hungarian Monarchy. Budapest.
ARCANUM, (2005): Die zweite militärische Vermessung: Königreichs Ungarn und Banat
von Temes. Budapest.
ASTON, M., ROWLEY, T. (1974): Landscape Archaeology: an Introduction to Fieldwork
Techniques on Post-Roman Landscapes. Newton Abbot. David&Charles.
BENEŠ, J., BRŮNA,V. (eds.) (1994): Archeologie a krajinná ekologie. Nadace Projekt
Sever, Most, 159 s.
BENEŠ, J., BRŮNA,V. (eds.) (2008): Archeologie a krajinná ekologie. Ústí nad Labem,
2. vydání, elektronická verze na CD, ISBN 978-80-7044-961-5.
BRŮNA, V., BUCHTA, I., UHLÍŘOVÁ, L. (2002) : Identifikace historické sítě prvků
ekologické stability krajiny na mapách vojenských mapování. Acta Universitatis
Purkynianae, Studia Geoinformatica II. , UJEP, Ústí nad Labem, 46 s. CD ROM.
BRŮNA, V., BUCHTA,I., UHLÍŘOVÁ,L., (2003): Interpretace prvků mapy prvního
a druhého vojenského mapování. Historická geografie 32. Historický ústav AV ČR. s.
93–114.
BRŮNA, V., UHLÍŘOVÁ, L. (2000): Metodika přístupu k interpretaci historických map
se zvláštním zřetelem k udržení a obnově ekologické stability krajiny. FŽP UJEP, Ústí nad
Labem, 17 s.
GOJDA, M. (2000): Archeologie krajiny. Vývoj archetypů kulturní krajiny, Praha
(Academia).
TROLL, C. (1939): Luftbildplan und ökologische Bodenforschung (Aerial photography
and ecological studies of the earth). Zeitschrift der Gesellschaft für Erdkunde, Berlin:
241–298.
NAVEH, Z., LIEBERMAN, A. (1984): Landscape ecology: theory and application.
Springer-Verlag, New York, NY, USA.
FORMAN, R. T. T. and GODRON, M. (1986): Landscape Ecology. John Wiley and
Sons, Inc., New York, NY, USA.
106
Download

studia.OECOLOGICA - Fakulta životního prostředí