SLOVENSKÁ ASOCIÁCIA HYDROGEOLÓGOV
PODZEMNÁ VODA ROČNÍK XV ISSN 1335 - 1052
1 / 2009
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
OBSAH Jiří Krásný MINULOST, SOUČASNOST A PERSPEKTIVY ČESKÉ HYDROGEOLOGIE..................................................1 Peter Malík, Miroslav Bím REGIONÁLNE HYDROGEOLOGICKÉ ŠTÚDIE NA ÚZEMÍ SLOVENSKA V PRVEJ DEKÁDE 21. STOROČIA ............................................................................................................................................................16 Renáta Kadlecová, Miroslav Olmer, Zdeněk Herrmann, Jan Čurda RÁMCOVÝ PŘEHLED REGIONÁLNÍCH HYDROGEOLOGICKÝCH PRACÍ NA ÚZEMÍ ČESKÉ REPUBLIKY................................................................................................................................................................30 Dušan Bodiš, Eugen Kullman, Anna Hornáčková-Patschová SÚČASNÝ STAV HODNOTENIA KVANTITATÍVNEHO A CHEMICKÉHO STAVU ÚTVAROV PODZEMNÝCH VÔD SLOVENSKEJ REPUBLIKY.............................................................................................42 Jan Švoma, Pavel Dusílek STARÉ A NOVÉ PROBLÉMY PRŮZKUMU, ANALÝZY RIZIK A SANACE ZNEČIŠTĚNÍ PODZEMNÍ VODY V ČESKÉ REPUBLICE PO ROCE 2000 ..............................................................................54 Jiří Tylčer PODZEMNÍ VODA MĚSTSKÝCH A PRŮMYSLOVÝCH AGLOMERACÍ ......................................................65 Arnošt Grmela, Karel Lusk, Josef Halíř DŮLNÍ HYDROGEOLOGIE – DOPADY LIKVIDACE DOLŮ NA POVRCHOVÉ A PODZEMNÍ VODY...75 Jozef Kordík, Igor Slaninka ZOSTAVOVANIE ZÁKLADNÝCH HYDROGEOCHEMICKÝCH MÁP NA SLOVENSKU – CESTA K JEDNOTNÝM DIGITÁLNYM PODKLADOM ..................................................................................................87 Zlatica Ženišová, Renáta Fľaková, Ivana Jašová, Soňa Cicmanová ANTIMÓN A ARZÉN VO VODÁCH OVPLYVNENÝCH BANSKOU ČINNOSŤOU VO VYBRANÝCH OBLASTIACH SLOVENSKA .................................................................................................................................100 Pavel Eckhardt, Marta Martínková PCB CONTAMINATED SITES IN THE CZECH REPUBLIC (EKOLOGICKÉ ZÁTĚŽE S PCB V ČESKÉ REPUBLICE) ...............................................................................118
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
CONTENTS Jiří Krásný THE PAST, PRESENT STATE AND CHALLENGES OF THE CZECH HYDROGEOLOGY ..........................1 Peter Malík, Miroslav Bím REGIONAL HYDROGEOLOGICAL STUDIES ON THE TERRITORY OF SLOVAK REPUBLIC IN THE FIRST DECADE OF THE 21ST CENTURY...............................................................................................16 Renáta Kadlecová, Miroslav Olmer, Zdeněk Herrmann, Jan Čurda GENERAL OVERVIEW OF REGIONAL HYDROGEOLOGICAL RESEARCH IN THE CZECH REPUBLIC TERRITORY..........................................................................................................................................30 Dušan Bodiš, Eugen Kullman, Anna Hornáčková-Patschová PRESENT STATE OF THE GROUNDWATER BODIES QUANTITATIVE AND CHEMICAL STATUS EVALUATION IN SLOVAK REPUBLIC ...............................................................................................42 Jan Švoma, Pavel Dusílek FORMER AND CURRENT PROBLEMS OF INVESTIGATION, RISK ASSESSMENT AND REMEDIATION IN THE CZECH REPUBLIC AFTER 2000 ...............................................................................54 Jiří Tylčer GROUNDWATER IN URBAN AND INDUSTRIAL AGGLOMERATIONS ......................................................65 Arnošt Grmela, Karel Lusk, Josef Halíř MINING HYDROGEOLOGY – THE INFLUENCE OF THE MINES LIQUIDATION ON SURFACE AND GROUND WATER ............................................................................................................................................75 Jozef Kordík, Igor Slaninka COMPILATION OF BASIC HYDROGEOCHEMICAL MAPS IN SLOVAKIA – TOWARDS THE UNIFIED DIGITAL PRESENTATION...........................................................................................................87 Zlatica Ženišová, Renáta Fľaková, Ivana Jašová, Soňa Cicmanová ANTIMONY AND ARSENIC IN WATERS INFLUENCED BY MINING ACTIVITIES IN SELECTED PARTS OF SLOVAKIA............................................................................................................................................100 Pavel Eckhardt, Marta Martínková PCB CONTAMINATED SITES IN THE CZECH REPUBLIC ...........................................................................118
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
MINULOST, SOUČASNOST A PERSPEKTIVY ČESKÉ HYDROGEOLOGIE THE PAST, PRESENT STATE AND CHALLENGES OF THE CZECH HYDROGEOLOGY J iř í K rás ný ABSTRACT History and development of the Czech hydrogeology and principal present-day issues: hydraulic parameters distribution, scale effect and representative elementary volume, renewability and origin of deep groundwaters, problems of hardrock hydrogeology, natural resources and possibilities of groundwater withdrawals. Other discussed topics: global climatic changes, applicability of numerical modelling, hydrogeology and legislation, hydrogeologic education. KEY WORDS Czech hydrogeology, development, hydraulic parameters, groundwater resources and quality, climatic changes, education KLÍČOVÁ SLOVA Česká hydrogeologie, historie, hydraulické parametry, přírodní zdroje a kvalita podzemních vod, klimatické změny, vzdělávání
VYUŽÍVÁNÍ PODZEMNÍCH VOD V LIDSKÉ HISTORII, VZNIK A VÝVOJ ČESKÉ HYDROGEOLOGIE Je s podivem, že v protikladu k mnohatisíciletému využívání podzemních vod a vod vůbec jako nepostradatelné lidské potřeby došlo k teoretickému poznání a rozvoji základních hydrogeologických principů teprve v druhé polovině 19. století. Tento rozpor mezi délkou období praktického užívání podzemních vod a existencí hydrogeologie jako samostatného vědního oboru vysvětluje Tolman (1937) tím, že „podzemní voda je skryta v podzemí a unikala vážné pozornosti otci všech věd, zvědavosti, dokud intenzivní výzkum zhruba před 40 lety neobjevil význam podzemní vody a mnohé zajímavé jevy, doprovázející její výskyty“. V „kolébkách“ lidské civilizace s převládajícím aridním či semi-aridním klimatem, obecně charakteristických nedostatkem vody, byla podzemní voda využívána v celé lidské historii. V našem mírném klimatickém pásmu byla voda daleko dostupnější a běžně přítomná. Většinou byla považována, stejně jako vzduch, téměř za samozřejmost. Osídlení vznikala kolem toků, ale byly hloubeny také studny, dosahující někdy udivujících rozměrů. Zvláštní pozici měly odedávna prameny, které byly v mnohých územích předmětem obdivu až uctívání. Tato tradice se u nás dlouho projevovala výstavbou
a udržováním kapliček nad prameny či vznikem poutních míst v jejich okolí. Počátek hydrogeologie jako samostatného vědního oboru se však většinou klade až do druhé poloviny 19. století. V českých zemích spadá do tohoto období množství prací velmi dobré odborné úrovně, zaměřených převážně dvěma směry: na řešení střetů zájmů těžby uhlí s využíváním minerálních vod a na získávání hydrogeologických podkladů pro budování velkých vodovodů. V prvním případě byl hlavním podnětem hydrogeologických aktivit katastrofální průval termálních vod do hnědouhelných dolů mostecké pánve na dole Döllinger u Duchcova v r. 1879, jehož důsledkem bylo do té doby nepředstavitelné regionální ovlivnění hydrogeologických poměrů v puklinovém prostředí a následná ztráta přelivu teplických term, 7 km vzdálených. Druhý významný okruh rozsáhlých průzkumných hydrogeologických prací konce 19. a počátku 20. století byl zaměřen na získávání podkladů pro výstavbu velkých vodovodů v české křídové pánvi, zejména pro Prahu z Káraného (uveden do provozu 1914) a pro Brno z okolí Svitav, jehož provoz byl zahájen již o rok dříve, v r. 1913. Teprve hydrogeologické studie Oty Hynie ve třicátých letech 20. století však znamenají počátek systematického přístupu k otázkám podzemních vod – tedy
Doc. RNDr. Krásný Jiří, CSc. Ústav hydrogeologie, inženýrské geologie a užité geofyziky, Přírodovědecká fakulta Univerzity Karlovy, Albertov 6, 128 43 Praha 2,
[email protected]
1
PODZEMNÁ VODA vzniku české hydrogeologie. Třicátá až padesátá léta 20. století v české hydrogeologii je možno označit za éru Oty Hynie. V tomto období byla většina prováděných hydrogeologických prací orientována na zajištění zdrojů podzemní vody zejména pro zásobování obyvatelstva, ale i průmyslu a zemědělství pitnou a užitkovou vodou. Na dílo Oty Hynie navazovali další odborníci, takže padesátá léta 20. století v tehdejším Československu byla ve znamení nástupu tehdy mladé a zdravě ambiciózní hydrogeologické generace, převážně absolventů katedry hydrogeologie a inženýrské geologie, založené v r. 1952 na Přírodovědecké fakultě Univerzity Karlovy v Praze. V období 50-tých až 80-tých let 20. století byla česká hydrogeologie zaměřena především na posuzování možností využití a zajišťování zdrojů podzemních vod v lokálním a regionálním měřítku. Postupně se však hydrogeologická činnost stále více orientovala také na environmentální problematiku, zejména ochranu podzemních vod před kontaminací antropogenního původu a následné sanační práce. Dalšími dlouhodobými hydrogeologickými programy v tomto období bylo systematické hydrogeologické mapování, řešení ochrany minerálních vod a střetu zájmů důlní činnosti v územích výskytu minerálních vod, vymezování ochranných pásem prostých a minerálních vod a vytváření pozorovacích sítí podzemních vod. Výsledkem všech těchto činností bylo nahromadění a interpretace ohromného množství dat a zásadní prohloubení systematického regionálně-hydrogeologického poznání Česka. V návaznosti na Hynieho pojetí regionálních hydrogeologických studií bylo u nás dosaženo hydrogeologické prozkoumanosti, která v řadě směrů v té době výrazně převyšovala stupeň hydrogeologického poznání v mnohých dalších tzv. vyspělých státech. Může se zdát poněkud paradoxní, že právě toto období plánovaného socialistického hospodářství tak významně přispělo k rozvoji české hydrogeologie. Centrální podpora systematickým regionálním hydrogeologickým studiím i celému oboru geologie, spolu s pozitivním ovlivněním metodiky tehdejší sovětskou hydrogeologickou školou, patřila nepochybně ke kladům té doby. Na hydrogeologických pracích se v tomto období podílely především Ústřední ústav geologický a národní podnik s celočeskoslovenskou působností – Inženýrsko-geologický a hydrogeologický průzkum (IGHP) se sídlem v Žilině, z nějž se později oddělily jako samostatné národní podniky Stavební geologie Praha a Geotest Brno. Významná byla činnost n.p. Vodní zdroje, Geoindustria a řady dalších institucí. Kromě odborných přínosů druhé poloviny 20. století lze uvést také další hydrogeologické aktivity, které podstatně přispívaly k rozvoji tehdejší české hydrogeologie, vesměs uskutečňované ve spolupráci se slovenskými kolegy:
2
XV 1/2009 • Založení odborné skupiny hydrogeologie v rámci Československé společnosti pro mineralogii a geologii v r. 1962. • Uspořádání devíti celostátních československých hydrogeologických konferencí v období 1961 – 1988. Tato tradice po rozdělení Československa a přechodném přerušení v devadesátých letech byla v r. 1998 znovuobnovena v Česku 10. hydrogeologickou konferencí ve Stráži pod Ralskem a o něco později i na Slovensku. V r. 2005 se konal v Českých Budějovicích již 12. český národní hydrogeologický kongres. • V letech 1962 – 1986 bylo odbornou skupinou hydrogeologie vydáno celkem 18 svazků Hydrogeologické ročenky. SOUČASNÉ TENDENCE ČESKÉ HYDROGEOLOGIE Původní přírodní podmínky se v současném životním prostředí, významně ovlivňovaném člověkem, značně změnily. Roli podzemní vody je nyní v souvislosti s všeobecně se prohlubujícím poznáním přírodních procesů a se současným technickým rozvojem přisuzován daleko větší význam než dříve. Podzemní voda se kromě své odvěké funkce – z droje pitné a užitkové vody pro člověka, stává významným, často omezujícím činitelem při inženýrské činnosti člověka a médiem přenosu přírodních látek i kontaminantů antropogenního i přírodního původu. Podzemní voda je také stále více chápána jako činitel podstatně spolupůsobící při řadě geologických procesů (Ingebritsen, Sanford, 1998). Ve dvou posledních desetiletích 20. století se dosud převažující zaměření hydrogeologie začalo významně měnit. Po r. 1989 se v Česku rovněž změnila struktura mnohých institucí, zabývajících se hydrogeologií: velké národní podniky se rozpadly na akciové společnosti a další subjekty. Původní orientace hydrogeologie na zajišťování zdrojů podzemních vod a stanovení podmínek jejich praktického využívání se ve shodě s převládajícím trendem v industrializovaných zemích stále více přesouvala na řešení velmi různorodé environmentální problematiky. V souvislosti se stále se zhoršujícím životním prostředím a narůstajícími riziky jeho ohrožení začala být hydrogeologická hlediska nezbytná, někdy dokonce rozhodující při řešení otázek ochrany podzemních vod a životního prostředí vůbec, a to zejména: • Při určení rozsahu a charakteru kontaminace podzemních vod a horninového prostředí a získání podkladů pro jejich následnou efektivní sanaci – „kontaminační hydrogeologie“. • Při stanovení ochranných pásem zdrojů prostých podzemních vod (dříve tzv. pásem hygienické ochrany) a minerálních vod (přírodních léčivých zdrojů lázeňských míst).
PODZEMNÁ VODA • Při volbě míst vhodných pro skladování komunálních odpadů a hlubinných úložišť toxických a radioaktivních odpadů. • Při revitalizaci rozsáhlých území po ukončení těžby nerostných surovin. • Při posuzování ekosystémů a jejich závislosti na podzemních vodách. Většina prováděných hydrogeologických prací se tak zaměřila na zcela konkrétní problémy v přesně vymezeném, obvykle nerozsáhlém území. Z administrativních i jiných důvodů byla někdy pomíjena skutečnost, že i při malém rozsahu studovaného území se kromě geologických faktorů, v lidském časovém měřítku většinou neměnných, zabýváme také dynamickým prvkem – podzemní vodou. Je proto vždy nezbytné i při lokálních studiích brát v úvahu širší regionálně hydrogeologické souvislosti: podzemní voda do území průzkumu obvykle přitéká z okolí a dále odtéká, což může samozřejmě platit i pro přenos kontaminantů. Současná hydrogeologie poskytuje také nepominutelný základ pro řešení různých dalších praktických úkolů a svými závěry ovlivňuje a mnohdy i limituje řadu oborů národního hospodářství. Významné je její uplatnění při územním plánování, a to jak při rozhodování o odběrech podzemních vod a posuzování vlivu na okolní prostředí, tak při řešení různých otázek v městských a průmyslových aglomeracích („urbanistická hydrogeologie“) a inženýrskogeologických problémů, např. při posuzování vlivu podzemních vod na různé stavby, při hodnocení stability svahových území a pod. – „inženýrská hydrogeologie“. Důlní hydrogeologie se po dlouhou dobu zabývala především významnými změnami hydrogeologických poměrů, vyvolanými těžbou. V současném období útlumu či zastavení těžby mnohých nerostných surovin se orientace důlní hydrogeologie zaměřuje především na environmentální problematiku, kdy je nutno řešit návrat zdánlivě sice k původním přírodním poměrům, nicméně do zcela zásadně změněné situace, k níž došlo právě v důsledku předchozí těžby a dalších souvisejících antropogenních zásahů. Také v těchto směrech lze v budoucnu očekávat významné uplatňování hydrogeologie. Do širšího okruhu důlní hydrogeologie lze zařadit také hydrogeologickou problematiku naftových a plynových ložisek a podzemních zásobníků plynů. Objevily se i další sféry působnosti hydrogeologie, např. při úvahách o možnostech využívání zdrojů zemského tepla – geotermální energie. Původní, spíše přírodovědná náplň hydrogeologie se tak významně posunula k zaměření přírodovědně-technickému. Do značné míry k tomu přispívá také uplatňování moderních technických postupů při stále mnohostrannějším využívání numerického modelování a různých dalších výpočetních metod, které jsou neoddělitelným znakem současné doby.
XV 1/2009 NÁMĚTY K BUDOUCÍM HYDROGEOLOGICKÝM STUDIÍM Hodnocení hydraulických parametrů: použití a nejistoty Charakter hydrogeologického prostředí je určen typem porózity. Přes omezený počet definovaných základních typů porózity, průlinové, puklinové a popř. krasové se reálné horninové prostředí vyznačuje bezpočtem jejich vzájemných kombinací, často s předem nepředvídatelným prostorovým rozdělením. Na základě nesčíslněkrát ověřených poznatků lze konstatovat, že přírodní hydrogeologické prostředí není nikdy homogenní a izotropní. Nejdůležitější vlastnosti hydrogeologického prostředí, schopnost propouštět a akumulovat podzemní vodu, jsou určeny hydraulickými parametry, nejčastěji koeficienty hydraulické vodivosti, transmisivity a storativity. V běžné hydrogeologické praxi se nejčastěji stanovuje koeficient hydraulické vodivosti a transmisivity, méně často storativity. Rozdíly v hodnotách koeficientů hydraulické vodivosti a transmisivity mohou v témže hydrogeologickém prostředí dosahovat až několika řádů (obr. 1). Hydraulická vodivost, zjištěná vyhodnocením běžných přítokových zkoušek v existujícím heterogenním a anizotropním prostředí, obvykle vyjadřuje pouze hypotetickou průměrnou hodnotu z celé mocnosti kolektoru. Zavedení této průměrné hodnoty kdesi uprostřed např. mezi extrémně vodivými puklinami a řádově méně propustným až někdy téměř nepropustným zbývajícím úsekem vrtu může proto vést při řešení konkrétních praktických hydrogeologických úloh k závažnému zkreslení. Obdobně nereálné výsledky dostáváme v sedimentárním prostředí při častém střídání dobře propustných poloh s izolátory. Výsledky karotážních měření ve vrtech naznačují, že je mnohdy nutno vyvarovat se tradičních a apriorních představ, zejména o poměrně rovnoměrném zastoupení puklinové, ale často i průlinové porózity a o hydraulické vodivosti různými metodami zjištěných nehomogenit. Problémem dosud zůstává stanovení podílu průlinové a puklinové porózity v jednotlivých konkrétních případech hydrogeologického prostředí s tzv. dvojnou porózitou. Měřítkový efekt a reprezentativní elementární objem Hydrogeologické znalosti o konkrétním území jsou většinou založeny na výsledcích vrtných prací a přítokových zkoušek. Z nich také obvykle vycházíme při určení charakteru hydrogeologického prostředí. Velké množství čerpacích zkoušek a statistická analýza jejich výsledků umožnily vytvoření závěrů o regionálních charakteristikách propustnosti a transmisivity různých hydrogeologických celků Česka. Kromě rozdílů mezi odlišnými hydrogeologickými prostředími byla prokázána značná variabilita propustnosti a transmisivity 3
PODZEMNÁ VODA ve shodných prostředích, dosahující až tří i více řádů (příklady v obr. 1). Tyto rozdíly jsou způsobeny celou hierarchií odlišně propustných nehomogenit různé velikosti, čerpacími zkouškami obvykle neprokazatelných. Prvky nehomogenity mohou být, v závislosti na typu hydrogeologického prostředí, velmi rozdílných velikostí a tvarů. V nezpevněných či málo zpevněných sedimentech určuje prostorové změny hydrogeologického prostředí, rozdělení nehomogenit a hydraulických
XV 1/2009 parametrů a tedy preferenčních zón proudění podzemní vody především složení sedimentů, rozhodující o velikosti průlinové porózity. Nejmenší prvky nehomogenity zde představují intergranulární póry. Prvky nehomogenity různého rozsahu mohou představovat drobné pukliny, puklinové zóny a zlomové systémy hornin krystalinika a zpevněných sedimentů, ale také střídání psamitických a pelitických poloh v sedimentech. V karbonátových horninách a v recentních či
Obr. 1: Statistická rozdělení hodnot transmisivity vybraných hydrogeologických prostředí z výsledků přítokových zkoušek ve vrtech (podle Krásného 2002, upraveno) Znázorněná hydrogeologická prostředí (statistické soubory – výběry): K – krystalinické horniny (většinou ruly) jihočeského moldanubika; vertikálně šrafované pole odpovídá většině kumulativních relativních četností hornin krystalinika (bez krystalických vápenců); PC – většina permokarbonských pánví Českého masivu (většinou střídání pískovců a prachovců); I, D – jizerské souvrství v Pojizeří (většinou pískovce a vápnité pískovce): I – elevace - planiny mezi důly (zóny infiltrace), D – údolí Jizery a důly z. od Jizery (zóny drenáže); Q – kvartérní fluviální sedimenty podél Labe. Kumulativní relativní četnosti statistických výběrů jsou vyjádřeny body nebo jimi proloženými úsečkami, popř. polem nejčastějších výskytů v případě souboru K. Index Y = index transmisivity Y = log (106 q), q = specifická vydatnost v l.s-1.m-1, T = koeficient transmisivity v m2.d-1, x = aritmetický průměr, s = směrodatná odchylka, ++A, +A, -A, --A = pole pozitivních a negativních anomálií (+A, -A) a extrémních anomálií (++A, --A) mimo interval převládajících hodnot x ± s (hydrogeologického pozadí). Třídy velikosti a variability transmisivity a označení tříd statistických výběrů [např. IV(-V)d] podle klasifikace Krásného (1993). Fig. 1: Statistical distribution of transmissivity of selected hydrogeologic environments in Czechia, based n results of aquifer tests in hydrogeologic boreholes (after Krásný 2002) Statistical samples are represented by cumulative relative frequencies as lines interpolated from particular values: K – crystalline rocks (mostly gneisses) in southern Bohemia; the vertically hatched area represents field of most samples of crystalline rocks in the Bohemian Massif (without marbles); PC – most Permocarboniferous basins; I, D – Jizera formation of the Bohemian Cretaceous basin: I – elevations and slopes (recharge areas), D – valleys (discharge zones); Q – Quaternary fluvial deposits of the Labe River east of Prague. Index Y = index of transmissivity Y = log (106 q) , q = specific capacity in l.s-1.m-1, T = coefficient of transmissivity in m2.d-1, x = arithmetic mean, s = standard deviation , ++A, +A, -A, --A = fields of positive and negative anomalies (+A, -A) and of extreme anomalies (++A, --A) out of intervals of prevailing values (hydrogeologic background) x ± s. Classes of transmissivity magnitude and variation after the classification of Krásný (2003).
4
PODZEMNÁ VODA subrecentních vulkanitech vznikají složité puklinové systémy až otevřené vzájemně propojené kaverny a kanály. Za nehomogenity velkých rozměrů lze považovat rozsáhlá lépe propustná a transmisivní prostředí, jejichž příčinou jsou faciální změny v sedimentárních formacích či projevy odlišného neotektonického postižení hornin. Charakter informace o hydraulických parametrech velmi závisí na rozsahu prováděných zkoušek a jejich vztahu k rozměrům rozhodujících prvků nehomogenity příslušného hydrogeologického prostředí. Právě v závislosti na poměru velikosti prvků nehomogenity k rozsahu studovaného území a tím i k použité metodice se dosažené výsledky v důsledku tzv. měřítkového efektu velmi mění. Výsledky přítokových zkoušek přinášejí jen část informace o rozdělení hydraulických vlastností v určitém hydrogeologickém prostředí. Další poznatky lze získat terénními či laboratorními zkouškami. Metody používané v hydrogeologickém průzkumu mohou zahrnout jen prostor určité velikosti a jí odpovídající prvky nehomogenity. Měřítkový efekt se uplatňuje nejen při hodnocení hydraulických parametrů, ale je nutno s ním počítat v různé míře i při dalších úvahách o různých hydrogeologických prostředích, proudění či kvalitě podzemních vod. Výsledek je přitom odrazem použitého statistického či jiného zevšeobecňujícího přístupu, směřujícího ke stanovení středních nebo převládajících hodnot, vycházejících z dat v různě rozsáhlých územích či časových intervalech a prostorové i časové variability posuzovaných dat. Při zvětšování studovaného území se průměrná propustnost, určená laboratorními nebo terénními zkouškami, obvykle zvětšuje. Nejmenší rozsah území („testovaný objem“), kdy již nedochází k průměrným změnám sledovaných parametrů, je označován jako reprezentativní elementární objem („Representative Elementary Volume“ – REV). REV je považován za kontinuální prostředí, kterým je možno nahradit reálný složitý systém různých pórů - hydrogeologických diskontinuit, vyplněný jednou nebo více kapalinami (Bear, 1994). Výsledky přítokových zkoušek ve vrtech odpovídají rozměru vrtů a okolního prostoru ovlivněného zkouškami. Při použití jiných postupů můžeme vzhledem k měřítkovému efektu dospět k značně odlišným výsledkům. Z rozdílů vyplývají odlišné možnosti využití těchto dat. Míra spolehlivosti dosažených výsledků při zavedení kontinua pak vždy závisí na konkrétních cílech hydrogeologického studia. Rychlost proudění a obnovitelnost podzemních vod, role času v hydrogeologii Možnosti pohybu a výskytu podzemní vody jsou určeny současným charakterem hydrogeologického prostředí, které je výsledkem dlouhodobého geologic-
XV 1/2009 kého vývoje. Naopak množství podzemní vody, které se tvoří infiltrací a dále se určitým hydrogeologickým prostředím pohybuje, závisí na dalších přírodních, především klimatických, ale v poslední době často i na antropogénních podmínkách. Právě podzemní voda, dynamický, v prostoru a čase proměnlivý prvek, vytváří z hydrogeologie zcela specifický obor v rámci geologických věd, jinak zaměřených převážně na studium jevů, probíhajících v dlouhých obdobích. Geologické, klimatické a další přírodní podmínky při své různorodosti určují kombinací svých vlivů prostorově a časově velmi proměnlivé hydrogeologické poměry v různých územích. Doba proudění podzemní vody od oblasti infiltrace k oblastem akumulace anebo drenáže se velmi různí. V závislosti na charakteru hydrogeologického prostředí, propustnosti hornin, hydraulickém gradientu podzemní vody a rozsahu hydrogeologického celku může trvat od hodin a dní do desítek tisíc let (Šilar, 1990) a ve zvláštních případech i mnohem déle. S rychlostí proudění podzemních vod souvisí také jejich stáří. U podzemních vod synsedimentárního původu či u vod, akumulovaných v hydrogeologických kolektorech v důsledku pozvolného sestupného gravitačního proudění slaných vod, vzniklých v dřívějších aridních obdobích, lze stáří podzemních vod i v našich současných klimatických podmínkách odhadovat až na mnoho milionů let. V hydrogeologii se tedy můžeme setkat se stářím vod jak v lidském (dny, týdny, měsíce, roky), tak v geologickém časovém měřítku, v extrémních případech až po stamiliony let. Se stářím, tj. dobou vzniku a rychlostí proudění souvisí také otázka obnovitelnosti či neobnovitelnosti podzemních vod, která má značný význam především v aridních a semiaridních oblastech, kde v současné době dochází vlivem nepříznivých klimatických poměrů k omezené tvorbě přírodních zdrojů podzemních vod. Těmto otázkám by však měla být věnována pozornost i v našich zeměpisných šířkách, zejména s ohledem na dlouhodobé změny tvorby přírodních zdrojů podzemních vod. Za neobnovitelné je nutno považovat i některé složky našich minerálních vod (Krásný, 2009). Samotná rychlost proudění podzemní vody je většinou velmi malá. Kromě výše propustnosti hydrogeologického prostředí ji určuje hydraulický gradient, nabývající v běžných přírodních podmínkách nejčastěji hodnot řádu 10-3. I ve velmi dobře propustných sedimentech (písky, štěrky) bývá proudění poměrně pomalé, mnohdy jen v jednotkách metrů za den. Větší rychlosti proudění podzemní vody jsou zaznamenávány v horninách s otevřenými a vzájemně propojenými puklinovými systémy. V méně propustných horninách, a také ve větších hloubkách, proudí podzemní voda řádově pomaleji, rychlostí jen v milimetrech i méně za den, nebo v tzv. zóně stagnace setrvává téměř bez pohybu. Ve zcela uzavřených kolektorech mohla podzemní voda přetrvat od dob svého vzniku v minulých geologických
5
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
dobách dlouhá období jako voda synsedimentární (reliktní, „connate water“), podobně jako ropná či plynová ložiska. Při hydrogeologických úvahách je důležitá skutečnost, že rychleji než samotné proudění podzemní vody téměř vždy probíhají změny tlaku ve zvodních, projevující se různou rychlostí a dosahem vzájemného ovlivnění v různých hydrogeologických prostředích. Původ hlubokých podzemních vod S otázkou stáří a obnovitelnosti podzemních vod úzce souvisí problematika původu hlubokých vod, jejich chemického složení a příčin vertikální hydrochemické zonálnosti. Existující názory, diskutované mnohými autory, lze shrnout následujícím způsobem: • Vznik silně mineralizovaných vod v povrchových bezodtokých nádržích za podmínek (semi-)aridního klimatu v průběhu předchozích dlouhých geologických období a následný sestup těchto vod díky větší hustotě v důsledku gravitačního proudění do větších hloubek (“gravity-driven“ či “density-driven flow“) ve smyslu původního konceptu Filatova (1956), později rozpracovaného dalšími autory – exogenní původ. • Synsedimentární původ těchto vod („reliktní“ nebo „fosilní“ mořské vody) či jejich genetická vazba na vznik ropných ložisek (vody „naftového“ původu). • Endogenní původ z hydrotermálních roztoků či jako důsledek postvulkanické činnosti.
• Recentní vznik interakcí v systému voda-plyn-hornina ve větších hloubkách za odlišných tepelných a tlakových poměrů. Silně mineralizované, proplyněné nebo termální podzemní vody z hlubších hydrochemických zón vystupují někdy na povrch v pramenech a představují kvalitativní anomálie ve srovnání s ostatními „prostými“ podzemními vodami, převládajícími v nejsvrchnější zóně. Jsou odedávna známy jako minerální či termální vody. V poslední době jsou zjišťovány a zachycovány různě hlubokými vrty. Tím se potvrzuje jejich značné rozšíření v hlubších partiích zemské kůry. Všeobecné schéma vertikální hydrochemické zonálnosti (tab. 1) bylo sice prokázáno ve všech hlubokých hydrogeologických pánvích a v poslední době rovněž v hlubokých částech hydrogeologických masivů, v otázkách geneze i prostorového rozdělení různých typů vod stále existuje řada nejistot. Problematika hydrogeologických masivů („hard rocks“) Kromě tradičně vodohospodářsky využívaných hydrogeologických pánví je v posledních desetiletích celosvětově, a tedy i v mírných klimatických zónách včetně Česka, věnována zvýšená pozornost tzv. hydrogeologickým masivům, tedy prostředí krystalinických a silně zpevněných sedimentárních hornin, označovaných jako hydrogeologické prostředí „tvrdých“ či puklinově porézních hornin (“hard rocks“).
Tab. 1: Globální vertikální hydrodynamická a hydrochemická zonálnost (podle Krásného, Sharpa, 2007, upraveno) Tab. 1: Global vertical hydrodynamical and hydrochemical zonality (after Krásný, Sharp, 2007)
Přibližný hloubkový dosah zón v různých hydrogeologických prostředích
Hydrochemická zóna
Proudění podzemní vody
Hlavní složky chemismu podzemní vody
Celková mineralizace
Další obecné rysy hloubkových změn vzrůst
Pánve
Masivy
až stovky metrů
více desítek metrů
lokální (intenzívní, mělké)
Ca(-Mg) -HCO3(-SO4)
0.0x – 0.x g.l-1
teploty ↓
až přes tisíc metrů
stovky metrů
intermediární (zpomalené)
Na-HCO3(-SO4)
až několik g.l-1
až mnoho tisíc metrů
↑ mnoho tisíc metrů
regionální (hluboké, velmi pomalé až stagnace podzemních vod)
↓ ↓ ↓ ↓
globální (planetární)
Na-Cl ↓ ↓ ↓ Na(-Ca)-Cl ↓ ↓ ↓
obsahu plynů ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓
globální proudění nevýznamné
6
Hydrodynamická zóna
až několik set g.l-1
PODZEMNÁ VODA Tyto horniny vycházejí v rozsáhlých územích na zemském povrchu, ale také vytvářejí podloží všech hydrogeologických pánví. Za příčiny uvedené změny v přístupu k tomuto prostředí lze považovat mj. následující: • Přírodní zdroje podzemních vod a podzemní odtok v tocích na územích tvořených hydrogeologickými masivy, především těch, které mají svá pramenní území v horských oblastech, byly prokázány jako dostatečně velké k pokrytí místní potřeby vody a k udržení průtoků vodních toků v podhorských oblastech v bezsrážkových obdobích. • Vhodně situované vrty nebo jiné v těchto územích tradičně využívané jímací objekty jsou schopné pokrýt potřebu menších sídlišť, továren či zemědělských usedlostí a v některých územích dokonce menších měst. Ekonomická hlediska jsou podstatná při rozhodování, zda využití místních zdrojů není výhodnější než zásobováním vodou ze vzdálenějších zdrojů. • Nepříznivé vlivy industrializace a urbanizace, povrchových skládek a hlubokých úložišť toxických a radioaktivních odpadů, hnojiv a pesticidů v zemědělství na půdy, horniny a podzemní vody je nutno sledovat a omezovat také v tomto prostředí. • Hydrogeologické poznání je nezbytné při provádění různých povrchových a podzemních staveb a při důlní činnosti. V mnohých územích bylo prokázáno ovlivnění podzemních vod výstavbou i v relativně málo propustných horninách hydrogeologického masivu. • Výsledky vrtů, dosahujících až mnohakilometrových hloubek, a poznatky z výstavby podzemních laboratoří, prováděných v poslední době v krystalinických horninách, obvykle v souvislosti se studiem podmínek pro budování hlubokých úložišť radioaktivních, toxických a jiných nebezpečných látek a výzkumem geotermální energie, významně rozšířily naše poznatky o hlubokých partiích tohoto prostředí a znovu otevřely problém časoprostorového charakteru proudění hlubinných podzemních vod a výskytů solanek včetně diskuse o původu těchto vod. • Zvětšující se množství disponibilních hydrogeologických dat rovněž stimulovalo úsilí regionalizovat a zevšeobecnit výsledky, zjištěné za různých podmínek. Údaje o výši a prostorovém rozdělení transmisivity hornin, o přírodních zdrojích a kvalitě podzemní vody a poznatků o proudění podzemních vod, zjištěné různými metodickými postupy, poskytují vynikající možnosti pro srovnávací studia v lokálních, regionálních, kontinentálních až globálních měřítcích, a rovněž v rámci různých administrativních celků.
XV 1/2009 Všechny tyto skutečnosti vyvolávají současný zvýšený zájem hydrogeologů o výzkum tohoto složitého prostředí s cíli poskytnout podklady jak pro teoretické úvahy, tak pro jejich následné praktické využití. Dosud ne zcela objasněnými problémy je např. posouzení vlivu různých petrografických typů hornin na výši a rozdělení propustnosti, poznání hloubkových změn propustnosti a intenzity proudění podzemních vod, podmínky tvorby přírodních zdrojů podzemních vod a podzemního odtoku a časoprostorových změn kvality podzemních vod. Přírodní zdroje podzemních vod Ocenění zdrojů podzemní vody je vedle stanovení velikosti a variability transmisivity či propustnosti a jejich prostorového rozdělení dalším důležitým kvantitativním podkladem, nepostradatelným při regionálních hydrogeologických úvahách, včetně oceňování využitelného množství podzemních vod. Zatímco znalost transmisivity určuje schopnost hydrogeologického prostředí poskytnout podzemní vodu k využití jímacími objekty nebo obecně velikost přítoku podzemních vod do určitého území či prostoru (geologické hledisko), velikost přírodních zdrojů podzemní vody a jejich rozdělení v prostoru a čase je základním a výchozím podkladem pro bilanční hydrogeologické úvahy a pro stanovení možností dlouhodobého bezkonfliktního - ve smyslu současně používaných termínů - „trvale udržitelného“ využívání podzemních vod (hydrologické hledisko). V mírném klimatickém pásmu, tedy i v podmínkách Česka, lze přírodní zdroje podzemní vody, tj. množství vody, infiltrující do určitého zvodněného systému, v regionálním měřítku a za málo ovlivněných přírodních poměrů obvykle ztotožnit s podzemním odtokem, který je ve srovnání s povrchovým mnohem vyrovnanější – proto je také označován jako základní („base flow“). Zatímco povrchový odtok se převážně projevuje většími průtoky či vyššími stavy hladin vodních toků po intenzivních deštích, povodních anebo po tání sněhu a v bezsrážkových obdobích zcela ustává, podzemní voda je v obdobích sucha jediným zdrojem vody v povrchových tocích. Průměrný dlouhodobý specifický podzemní odtok z celého území Česka je odhadován ca 2,6 l.s-1.km-2, což představuje přírodní zdroje ve výši asi 205 m3.s-1 (Krásný et al., 1981, 1982). Z průměrného dlouhodobého celkového odtoku ca 480 m3.s-1, tj. průměrného specifického odtoku 6,1 l.s-1.km-2 (Němec et al., 2006) je tedy asi 43 % tvořeno podzemním odtokem. Poměr mezi množstvím vody povrchové a podzemní se v různých územích mění a v rámci určitých hydrogeologických podmínek závisí především na klimatických poměrech. Absolutně nejvyšších hodnot v Česku až 10 – 15 l.s-1.km-2 dosahuje průměrný dlouhodobý podzemní od-
7
PODZEMNÁ VODA tok v horských partiích Krkonoš, Hrubého Jeseníku a Šumavy, tvořených vesměs krystalinickými horninami, ve výškách nad ca 1 200 m n.m. V těchto územích jsou pro tvorbu podzemního odtoku velmi příznivé klimatické a morfologické podmínky. S klesající nadmořskou výškou se podzemní odtok z uvedených horských území do jejich podhůří všeobecně snižuje. V české křídové pánvi dosahují nejvyšší regionálně převládající hodnoty podzemního odtoku 5 – 7 l.s-1.km-2 v pískovcových kolektorech a naopak minimálních hodnot jen 0,5 až 2 l.s-1.km-2 v plochých územích, tvořených málo propustnými slínovci. Prostorové rozdělení podzemního odtoku je sice v české křídové pánvi zásadním způsobem určeno litologickým složením hornin, v územích se srovnatelnými litologickými poměry je však i zde významně ovlivňuje reliéf území, výškové a klimatické poměry. Podstatné rozdíly mezi maximálními hodnotami podzemního odtoku v horských krystalinických územích a v pískovcových oblastech české křídové pánve, dosahujícími jen zhruba polovičních hodnot se mohou zdát, s ohledem na všeobecný hydrogeologický charakter a rozdílný vodohospodářský význam obou uvedených prostředí těžko pochopitelné. Mimořádný vodohospodářský význam některých křídových kolektorů vyplývá především z jejich značné transmisivity a často i storativity, umožňující soustředěné a dlouhodobé jímání velkých množství podzemních vod. Jak se však ukazuje v řadě jímacích území v české křídové pánvi, z dlouhodobého hlediska zde existují významné limity ve využívání podzemních vod, spočívající právě v omezených přírodních zdrojích, které mohou být intenzivními odběry podzemních vod, především v delších obdobích, překročeny. Na rozdíl krystalinických prostředí jsou však možnosti akumulace podzemních vod v křídových kolektorech podstatně větší. Ve většině dalších hydrogeologických prostředí Česka výše přírodních zdrojů podzemní vody jen výjimečně překračuje 2 l.s-1.km-2 a v řadě území klesá na hodnoty pouze kolem 0,5 l.s-1 km-2. V zóně mírného klimatického pásma, a tedy i v Česku, je obvykle doplňování podzemních vod vzhledem k dostatečným atmosférickým srážkám a celkové klimatické situaci považováno za dostatečné a tedy trvale bezproblémové. I zde však existují mnohé varující příznaky až projevy vážného narušení přijatelné a „trvale udržitelné“ rovnováhy mezi příjmovou a ztrátovou částí v bilanci podzemních vod či zhoršení kvality vod s nepříznivými ekologickými dopady. Příčinou jsou v některých územích značné odběry podzemních vod, ale i důsledky intenzivní industrializace a urbanizace krajiny. Využitelné množství podzemních vod Stanovení množství podzemní vody, které je možno
8
XV 1/2009 odebírat z jednotlivých jímacích objektů nebo z jejich skupin, z určitého území, povodí či z velmi rozlehlého zvodněného systému patřilo vždy k nejdůležitějším úkolům hydrogeologické praxe. Závažnosti tohoto aplikovaného hydrogeologického tématu odpovídala míra pozornosti, která mu byla v různých obdobích a zemích věnována. V hydrogeologické minulosti bylo pravděpodobně málo odborných témat, která byla diskutována v takovém rozsahu a z tak odlišných úhlů pohledu. Složitost této klíčové hydrogeologické problematiky naznačují jak rozdíly v definicích používaných termínů, tak v přístupech k jejímu řešení. Odlišnosti vyplývají nejen z doby jejich vzniku, tedy z úrovně obecného hydrogeologického poznání a metodiky řešení problému a z různé váhy přisuzované jednotlivým rozhodujícím faktorům (mj. ekologickým, ekonomickým, sociálním či politickým), ale i z konkrétních podmínek v odlišných územích a z osobní zkušenosti autorů ve zcela konkrétní přírodní či antropogenní situaci. Je také logické, že stanovisko uživatele nebo spotřebitele vody se bude lišit od pohledu přírodovědce či ekologa, zejména v situacích, kdy sám vodu nevyužívá. Lze však shrnout: při různorodosti přírodních a dalších podmínek není možné řešit jednotlivé případy všeobecně platným schématem. Je nutno postupovat flexibilně a s přihlédnutím ke konkrétním poměrům – fundovanou hydrogeologickou studii nemůže nahradit směrnice či metodický pokyn. Zřejmě nejvýstižnější, ač stručnou definici využitelného množství podzemních vod zatím uvedl Lohman (1952): „Využitelné množství je to množství podzemní vody, které je možno odebírat, aniž se dostaneme do nepříjemností.“ Tato definice je sice vágní, nicméně moudře ponechává prostor pro řešení konkrétních úkolů ve velice variabilních přírodních, mnohdy antropogenně ovlivněných podmínkách. Lohman sám uvádí s určitou nadsázkou řadu možných nepříjemností, např. být zastřelen zuřivým sousedem. Tato situace zřejmě odráží tehdejší realitu, jak je také ve sporech o vodu ztvárněna v některých filmových westernech. V bývalém Československu měly průzkumy orientované na ocenění využitelného množství podzemních vod dlouhou tradici. Od původních návrhů odběrů z jednotlivých studní a jímacích objektů větších vodovodů se od třicátých let 20. století přecházelo k posuzování regionálních možností využívání podzemních vod v rámci rozsáhlých hydrogeologických celků. Jednoduché a přitom logické přístupy při oceňování regionální využitelnosti podzemních vod u nás uplatňoval prof. Hynie (1949, 1961). Po období prací Oty Hynieho došlo v šedesátých až osmdesátých letech k mimořádnému rozvoji regionálních hydrogeologických průzkumů. V r. 1963, stejně jako v ostatních zemích tehdejší Rady vzájemné hospodářské pomoci, byla ustavena Stálá subkomise pro klasifikaci využitelných zásob podzemních vod jako součást Komise pro klasifikaci zásob
PODZEMNÁ VODA ložisek nerostných surovin („KKZ“ při úřadu předsednictva vlády). Od té doby bylo u nás oceňování využitelného množství podzemních vod (v terminologii KKZ „výpočet využitelných zásob podzemních vod“) jednotlivých hydrogeologických rajónů v rámci celého československého státního území systematicky zadáváno hydrogeologickým institucím a pak schvalováno KKZ. Při oceňování využitelného množství podzemní vody se vždy jedná v první řadě o kvantitativní posouzení. To umožňuje stanovit množství podzemní vody, které se v posuzovaném území nachází (obr. 2). Od něj
XV 1/2009 se pak odvíjejí různá další omezení, vyplývající z komplexního zhodnocení mnoha hledisek, přírodovědných, technických, ekonomických, sociálních a legislativních. K zabránění někdy jednostranných, až extrémních přístupů – jak na jedné straně odběratelů podzemní vody, tak na druhé straně rigorózních ochránců přírody, je nutno vždy hledat rozumný kompromis, spočívající v takové míře využívání podzemních vod, která v daných podmínkách uspokojí potřeby obyvatel či jiného uživatele, ale přitom nezpůsobí nežádoucí a závažné ovlivnění přírodního prostředí.
Obr. 2: Zdroje a zásoby podzemních vod a limity jejich využitelnosti (podle Krásného et al., 2009) V horní části kružnice jsou uvedeny složky zdrojů a zásob podzemních vod, podílející se na využitelném množství podzemních vod, v dolní části hlavní hlediska, snižující možnosti využívání podzemních vod podle konkrétních přírodních a antropogenních podmínek. Fig. 2: Groundwater resources and storage – limits of development (after Krásný et al., 2009) In the upper part of the figure particular components of resources as natural, induced and artificial, elastic storage and specific yield are represented, in the lower part factors as groundwater quality, ecological, legislative, economic and technical criteria, decreasing possibilities of groundwater withdrawals under different natural and anthropogenic conditions.
Přes velmi různorodé a v různých obdobích se měnící převládající zaměření hydrogeologie hlavním úkolem stále zůstává zajištění vhodných zdrojů podzemní vody pro lidskou potřebu. Ani současné hydrogeologické aktivity, převážně orientované na zdánlivě odlišnou problematiku tzv. kontaminační hydrogeologie, se nevymykají tomuto všeobecnému a prioritnímu zaměření - opatřit vodu pro lidstvo. Jsou pouze posunuty jiným směrem, s akcentem na kvalitu podzemní vody. Při komplexním územním plánování představuje řízené, racionální a pokud možno nekonf-
liktní využívání podzemní vody stále více základní přístup při potřebě trvale udržitelného sociálně-ekonomického rozvoje. To zahrnuje volbu optimální strategie využívání podzemní vody a její ochrany, v kontextu celkové vodní bilance příslušného území, při minimalizaci nepříznivých dopadů na životní prostředí, včetně určení vztahu podzemních vod k vodám povrchovým při případném kombinovaném využívání vod. Je nutno považovat za závažnou chybu, že v posledních dvou desetiletích byla v Česku velmi omezena regionální hydrogeologická studia k ocenění využitel9
PODZEMNÁ VODA ného množství podzemní vody, jejichž závěry v předchozím období poskytly významné podklady pro rozhodování o racionálním využívání podzemních vod v rozsáhlých hydrogeologických celcích, ale která také významně přispěla k rozvoji metodiky regionálních hydrogeologických prací. Ze znalosti velikosti přírodních zdrojů podzemních vod a jejich časoprostorových změn je možno na základě posouzení širokého komplexu souvisejících hydrogeologických otázek rozhodovat o konkrétních místech a způsobu využívání podzemních vod, tj. stanovit využitelné množství podzemních vod, toto využívání optimalizovat ve vztahu k povrchovým vodám i k ostatním složkám životního prostředí a formulovat podmínky ochrany podzemních vod. Významnými hledisky jsou přitom také poměr velikosti přírodních zdrojů k zásobám podzemních vod, daným akumulačními možnostmi hodnoceného hydrogeologického celku, doba proudění či zdržení podzemní vody a z toho vyplývající míra obnovitelnosti či neobnovitelnosti přírodních zdrojů podzemních vod. Tento aspekt, zvláště zohledňující delší období, nabývá zvláštního významu při současných úvahách o dlouhodobých klimatických změnách a jejich možných dopadech. DALŠÍ TÉMATA K ZAMYŠLENÍ Globální klimatické změny V současné době je velmi aktuální a intenzivně diskutovaná otázka globálních klimatických změn, obvykle omezovaná na problematiku globálního oteplování a jeho možného dopadu na zdroje podzemních vod a perspektivy budoucího využívání podzemních vod. Rozdíly mezi současnými, někdy až protichůdnými názory nespočívají ani tak ve zpochybňování existence možného globálního oteplování jako spíše v představách o míře a charakteru negativního působení člověka a zejména v přístupech, jak těmto klimatickým změnám a jejich důsledkům čelit. Většina názorů se pohybuje kdesi mezi hranicemi vymezenými dvěma krajními přístupy. Na jedné straně jsou to názory připisující příčinu veškerých či alespoň většiny současných klimatických změn činnosti člověka. K jejich řešení (či vyřešení?) jsou navrhována mnohá opatření, směřující především k omezení současného technického rozvoje lidstva. Je nutno si však klást otázku, jaký bude výsledný efekt, je-li současné oteplování, stejně jako v minulosti proběhlé klimatické změny, především přírodním procesem, při němž se podíl člověka uplatňuje jen v malé míře či minimálně? Geologové si velmi dobře uvědomují mimořádnou roli času v minulých dlouhodobých i krátkodobých přeměnách podoby naší Země, provázených mj. změnami klimatu. Opačným extrémním postojem je vše ponechat do budoucna svému vývoji a očekávat, že příroda si pomůže sama. Bylo by možno jistě uvést řadu příkladů, kdy zásahy člověka, někdy i dobře míněné, vyvolaly nejen 10
XV 1/2009 nevratné, ale z hlediska přírody i člověka naprosto škodlivé změny. Klíčová je proto otázka, jakým způsobem k důsledkům globálních klimatických změn přistupovat a zejména, jakým způsobem jejich dopadům v rozumné míře čelit, aniž bychom podstatně omezili rozvoj lidstva. Řešení jistě bude možné, avšak určitě odlišným způsobem na různých místech naší Země. Volba „napravných“ opatření musí být založena na multidisciplinárním přírodovědném, historickém a sociálně-ekonomickém posouzení příslušných území, v případě využívání podzemních vod založeném na úvahách o dostupnosti adekvátních zdrojů vod a rozboru různých variant řešení a posouzení všech aspektů ochrany životního prostředí, při vyloučení nekvalifikovaných, tzv. politických rozhodnutí. A jaké změny je možno očekávat v důsledku oteplování na našem území? Především se může snížit tvorba přírodních zdrojů podzemních vod a následně také celkové odtoky v suchých obdobích, udržované především podzemním odtokem. K významnějšímu poklesu tvorby přírodních zdrojů podzemních vod dojde nepochybně v níže položených oblastech. Zvýšení aridity vytvoří předpoklady k většímu zasolení půd a podzemních vod, jehož projevy lze ostatně přinejmenším v intervalech několika minulých století sledovat ve více našich územích, jako např. na jižní Moravě, v novobydžovském zvodněném systému v české křídové pánvi i jinde. Nižšími srážkovými úhrny budou také více postiženy mělké – připovrchové kolektory, kde lze očekávat pokles hladin i zmenšení hydraulických gradientů podzemních vod. Pro odběry podzemních vod regionálního významu se zvětší důležitost rozsáhlých a mocných kolektorů hydrogeologických pánví s vysokou transmisivitou a storativitou. Hlavní, až strategický význam budou mít hlubší zvodně dobré kvality, všeobecně málo zranitelné, které budou moci sloužit také jako zdroje pitné vody pro případné emergenční situace. Právě s ohledem na probíhající klimatické změny a poznání jejich dopadu na budoucí možnosti využívání podzemních vod v rámci všech disponibilních vodních zdrojů i jakékoli další posuzování hydrogeologických poměrů považuji v Česku přípravu a realizaci programu systematického dlouhodobého regionálního hydrogeologického průzkumu za nezbytnou. Konceptuální a numerické modely: jsou terénní (hydro)geologové vymírajícím druhem? V současném období mimořádného technického rozvoje zasáhla všeobecná komputerizace také do hydrogeologie a příbuzných oborů. K řešení nejrůznějších problémů jsou využívány numerické modely a jiné sofistikované postupy. Stále více hydrogeologů (a nejen jich) podléhá magické přitažlivosti počítačového disple-
PODZEMNÁ VODA je a kouzlu použitelných programů. Numerické modely nepochybně znamenají ohromný pokrok a staly se efektivním nástrojem při řešení množství složitých otázek, které v „předpočítačové“ éře nebylo vůbec možné. Nicméně, přechýlení zájmu hydrogeologické komunity o bezvýhradné využívání tohoto nástroje vede k určitému opomíjení některých přístupů, které jsou často zastánci moderních metod vnímány jako zastaralé a nepotřebné. V tomto směru bych rád upozornil na dva okruhy činnosti, na které v dnešní uspěchané době a při někdy poněkud kvapném využívání počítačových produktů zbývá méně času, až v horším případě bývají zcela opomíjeny. Prvním okruhem je nezbytnost zjištění rozsahu dosud zpracovaných podkladů, jejich shromáždění a všestranná analýza. Vzhledem k obvykle značné a stále se prohlubující geologické a hydrogeologické prozkoumanosti většiny našeho území a narůstajícímu množství dalších existujících dat má řádně provedená a všestranná rešerše mimořádný význam. Druhým v současnosti poněkud opomíjeným postupem jsou terénní práce či alespoň terénní rekognoskace. Je sice pravda, že většina našeho území byla podrobně geologicky a hydrogeologicky zmapována v různých měřítcích a výsledky jsou běžně k dispozici. Vzhledem k přírodnímu a prostorovému charakteru zkoumaného hydrogeologického prostředí a mnohým jeho nepravidelnostem však umožňuje bezprostřední kontakt řešitele s příslušným terénem vytvoření vlastních, byť i někdy subjektivních, ale také inspirujících představ, velmi důležitých pro řešení projektu. Proto v rámci všech, jakkoli zaměřených hydrogeologických průzkumů a výzkumů, především však při regionálních, dlouhodobých a finančně náročných projektech by všestranná a důkladná rešerše, doplněná terénním studiem, měla být obsahem první (úvodní) etapy průzkumu. Nelze bezvýhradně spoléhat na to, že „model vyřeší vše“. Numerické modelování se musí vždy opírat o spolehlivá vstupní data a jejich analýzu. Sebelepší výpočetní metoda nemůže být účinná a její výsledky mohou být dokonce zavádějící, byla-li špatně provedeno vyhodnocení vstupních dat pro sestavení modelu a následnou simulaci. Vždy je nutno přistupovat k řešení hydrogeologických úkolů s využitím všech možných metodických postupů, s maximální snahou tvůrčím způsobem interpretovat získané výsledky a vyhnout se mechanickým přístupům. Tento požadavek není nikterak nový, ani specifický pro Česko. Před mechanickou schematizací reálných poměrů varovali již Ferris et al. (1962), když uvedli, že hydro(geo)log nemůže jen slepě vybrat model, zmáčknout tlačítko a očekávat odpověď. Musí věnovat značný čas a úsilí posouzení, jak přesně skutečné prostředí odpovídá ideálnímu. Nadále je proto nezbytně nutné rozvíjet terénní, laboratorní a interpretační metody, které mohou přispět
XV 1/2009 k našemu lepšímu poznání geometrie a anatomie přírodního i antropogenně ovlivněného hydrogeologického prostředí a umožní přípravu spolehlivých podkladů pro následné numerické modelování. Právní normy – hydrogeologie a administrativa Hydrogeologická činnost jak v lokálním, tak v regionálním měřítku je usměrňována množstvím právních norem – zákonů a navazujících směrnic. Ty jsou nepochybně nezbytné k vytváření právního pozadí této činnosti. Neměly by se však nikdy stát pouhým nástrojem v rukou správních orgánů, umožňujícím mechanické rozhodování o řešených otázkách. Při řešení konkrétních záležitostí je vždy nezbytné opírat se, v rámci platných předpisů, především o odborná hydrogeologická hodnocení. Legislativou používané termíny by měly svým obsahem odpovídat zavedené a používané odborné hydrogeologické terminologii ani by zbytečně neměly být zaváděny termíny nové. Jako příklad nešťastného byrokratického zásahu lze považovat zahrnutí málo mineralizovaných vod do kategorie „přírodní minerální voda“. Označení přírodní minerální voda, etymologicky odpovídající právě zvýšeným obsahům minerálních látek ve vodě obsažených, bylo v tomto smyslu běžně chápáno v hydrogeologické a balneologické praxi. Toto pojetí, obecně akceptované odborníky, zabývajícími se minerálními vodami i podzemními vodami všeobecně pozbylo platnosti přijetím vyhlášky Ministerstva zdravotnictví (sine 2001). V důsledku tohoto administrativního rozhodnutí se tak vytvořil dvojí – schizofrenní přístup při definici termínu minerální voda. Vedle tradičního, dlouhodobě užívaného přírodovědně a balneologicky podloženého obsahu, opírajícího se o reálnou situaci, byl uměle zaveden nový pohled. Těžko však mluvit o některých vodách jako minerálních, pokud se neliší od vod dodávaných do vodovodů či jednotlivými studnami využívaných jako běžných vod pitných a za minerální byly prohlášeny jen administrativním rozhodnutím. Odstranění dřívějšího logického a konzistentního systému definice minerálních vod způsobilo zmatek. Pomoc je snadná: ponechání termínu minerální voda (popř. léčivá či stolní) ve smyslu dřívějších definic. Pro komerční využití vod lahvovaných či „balených“ lze snadno zvolit jiné označení než voda minerální – např. právě balená, lahvovaná anebo stolní. Čeština a ostatní jazyky členských zemí EU by jistě nabídly i jiné možnosti. Někdy i hydrogeologové sami se podílejí na vytváření nástrojů, které mohou vést k chybným administrativním rozhodnutím. Příkladem mohou být různé bodovací systémy např. pro hodnocení zranitelnosti podzemních vod, z nichž je pravděpodobně nejznámější DRASTIC (Aller et al., 1987). Tyto systémy
11
PODZEMNÁ VODA mohou být v nejlepším případě jen jakýmsi velmi hrubým vodítkem či pokusem o systematické hodnocení příslušných jevů, které však nemůže nahradit řádnou a fundovaně provedenou hydrogeologickou analýzu. Naopak schématické přístupy mohou vést k nesprávným administrativním rozhodnutím, neboť mechanické shrnutí malých odlišností v zadaných výchozích podmínkách může vyústit ve velké konečné rozdíly. Měly by být proto velmi opatrně vnímány a využívány především odborníky – hydrogeology. Hydrogeologie v kontextu geologického výzkumu a vzdělávání v Česku – nedávná minulost, současný stav a perspektivy Průzkum a výzkum podzemních vod prodělal v Česku po 90-tých letech 20. století značné změny. Ty vyplynuly nejen z privatizace a strukturních změn většiny dříve velkých podniků, zabývajících se často regionálním průzkumem podzemních vod, ale také z odlišného převládajícího zaměření jejich činnosti především na tzv. kontaminační hydrogeologii. Tato změna postihla především regionálně-hydrogeologický průzkum / výzkum, který v předchozím období významně přispěl k progresu české hydrogeologie i k jejímu uplatnění na mezinárodním fóru. Od začátku 90-tých let byly regionálně-hydrogeologické aktivity téměř úplně zastaveny. Nezpochybnitelným dokladem tohoto vývoje je také dramatický pokles počtu hydrogeologických publikací, který je možno demonstrovat např. na množství vydaných svazků Sborníku geologických věd – Hydrogeologie, Inženýrská geologie. K omezení publikačních aktivit přispělo i zrušení dříve velmi populárního měsíčníku Geologických průzkum, kde byla uveřejňována řada hydrogeologických příspěvků. V posledních letech byl také zaznamenán podstatný posun ve významu geologických oborů a celospolečenském hodnocení jejich výsledků, kdy mnohé dříve dominantní geologické obory někdy i značně oslabily svoji pozici. Lze také pozorovat relativně malý zájem o studium geologických oborů včetně specializovaného studia hydrogeologie. Vysokoškolská výuka hydrogeologie u nás probíhá především na Univerzitě Karlově Praha a Vysoké školy báňské – Technické univerzitě Ostrava, na obou školách poněkud odlišně koncipovaná. Přednášky, v různé míře související s oborem hydrogeologie, s metodikou hydrogeologických prací a podílem hydrogeologie na ochraně životního prostředí jsou poskytovány i na dalších vysokých školách. Pokles zájmu i studium hydrogeologie se může jevit dosti překvapující, protože v případě tohoto oboru, zabývajícího se významným přírodním zdrojem - podzemními vodami – se jedná o celosvětově perspektivní obor, jehož význam pro současnost a budoucnost lidstva je nezpochybnitelný a v mnohých zemích oprávněně zdů-
12
XV 1/2009 razňovaný, zvláště při úvaze možných globálních klimatických změn. Příčin tohoto stavu je jistě více. V Česku jsou jedním z hlavních důvodů politickoekonomické změny v 90. letech 20. století, v jejichž důsledku se zájemci o vysokoškolské studium přednostně orientují na obory, které stále ještě pragmaticky považují za perspektivnější pro svou budoucí kariéru. Další, a možná rozhodující příčinou je skutečnost, že do osnov základního středoškolského vzdělávání není většinou zařazena geologie, jako jediný ze všech přírodovědných oborů. Je dobře známo, že volba celoživotní kariéry a profesního zaměření nazrává právě v době středoškolských studií. Potvrzují to prohlášení mnohých předních odborníků včetně nositelů Nobelových cen, že jejich zájem o určitý obor byl podnícen oblíbeným středoškolským profesorem. Byla také zrušena dříve existující specializovaná střední geologická průmyslová škola. Pokud nebyli absolventi středních škol v průběhu předchozího studia s vědami o zemi a jejich společenským, ekonomickým a ekologickým významem alespoň v základech seznámeni, těžko lze očekávat jejich zájem a „zanícení“ pro toto vysokoškolské studium. Nedostatek zájmu o uvedené studium se následně odráží v pokračujícím se zužování příslušných výzkumných týmů na vysokých školách. V neposlední řadě působí nepříznivě také skutečnost, že dlouhodobě ověřovaný vzdělávací systém se v důsledku krátkodobých administrativních zásahů často mění. Po přerušení kontinuity vzdělávání v některých oborech se pak obtížně navazuje na předchozí stav – příprava vysokoškolsky vzdělaného odborníka trvá minimálně 5 let, navíc je obvykle potřebná několikaletá praxe po nástupu do konkrétního zaměstnání. To neznamená zásadní námitku proti jakýmkoli změnám, ale ty by měly být prováděny jen tehdy, jsou-li opravdu efektivní a přinesou-li jednoznačně prospěch věci. Příklady nešťastných náhlých a krátkodobých, zcela nekoncepčních rozhodnutí, lze bohužel sledovat v mnoha sférách našeho života, a to nejen v oblasti vzdělávání. Markantním příkladem je zásadní omezení hornického vzdělávání, když na ostravské Vysoké škole báňské došlo k výrazné, byť jistě užitečné konverzi k ekologické problematice. Je však třeba klást si otázku, zda a kdy nám znalost hornického povolání začne chybět, nejen ve striktně báňských profesích, ale i při aplikacích této odbornosti např. při budování různých podzemních staveb. Přes krátkodobé výkyvy v potřebě a „oblibě“ různých oborů by měla být zachovávána určitá rozumná tendence v udržení vzdělávání v určitých oborech alespoň v základním – omezeném rozsahu, nezbytném k překlenutí období, kdy dojde k jejich předpokládatelné renezanci. Jedním ze základních pilířů všestranného porozumění hydrogeologických vlastností a jevů je nepochyb-
PODZEMNÁ VODA ně znalost regionální hydrogeologie. Vedle konkrétního teoretického a praktického významu regionálně-hydrogeologického poznání vzniká komplexní chápání časových a prostorových hydrogeologických souvislostí. Jak bývá u empirických oborů obvyklé, toto komplexní porozumění se vytváří po dlouhou dobu vstřebáváním zpočátku poměrně izolovaných poznatků, z nichž se formuje jakási mozaika prohlubujícího se celkového poznání. Přes výše uvedené někdy poněkud pesimistické úvahy jsem přesvědčen, že hydrogeologie i geologie všeobecně si udrží i v budoucnosti pozici důležitého přírodovědného až přírodovědně-technicky zaměřeného oboru, který do značné míry ovlivňuje vývoj či dokonce poskytuje základ mnohým geologickým, hydrologickým a dalším oborům. Koneckonců, horninové prostředí je, spolu s půdní vrstvou na něm vyvinutou, nositelem biosféry a místem, na němž a v němž do značné míry žijeme, jež k svému přežití potřebujeme a jež různým způsobem využíváme.
XV 1/2009 Neměli bychom však čekat na případné projevy globálních klimatických změn, nedostatek vody či jiných klíčových surovin, popř. až dojde k zvýšení jejich cen na světových trzích, ale měli bychom být připraveni na využívání i našich přírodních zdrojů, především těch, které lze považovat za strategické pro naši zemi. K těmto strategickým přírodním zdrojům nepochybně patří a v blízké i v daleké budoucnosti bude patřit také podzemní voda. PODĚKOVÁNÍ Grantové agentuře České republiky, v rámci jejíchž projektů č. 205/00/1523 Hydrogeologická syntéza České republiky a č. 205/07/0691 Geotermální zdroje, jejich limity a trvale udržitelné využití: benešovskoústecký zvodněný systém bylo možno shromáždit a zpracovat podklady pro přípravu tohoto příspěvku.
LITERATURA ALLER, L.T., BENETT, T., LEHR, J.H., PETTY, R.J., HACKETT, G. 1987: DRASTIC: A standardized system for evaluating groundwater pollution potential using hydrogeological settings. – U.S.Environmental Protection Agency/600/2-87/035. Washington, D.C. s. 455 BEAR, J. 1994: Use of models in decision making. In: Dracos, Th. – Stauffer, F. eds.: Transport and reactive processes in aquifers. – Balkema. Rotterdam, 1994, s. 3-9. ISBN 90 5410 368 X FERRIS, J.G., KNOWLES, D.B., BROWN, R.H., STALLMAN R-W. 1962: Theory of aquifer tests. Ground-water hydraulics. Geol. Survey Water-Supply Paper 1536-E, 69-174. Washington FILATOV, K.B. 1956: Gravitacionnaja gipoteza formirovanija chimičeskogo sostava podzemnych vod platformennych depressij. Izdat. AN SSSR. Moskva. s. 208 HYNIE, O. 1949: Vodárensky využitelné vydatné nádrže podzemních vod v Čechách. Geotechnica, 8. St. geol. Úst. Praha. s. 116 HYNIE, O. 1961: Hydrogeologie ČSSR I. Prosté vody. Nakl. Čs. Akad. Věd. Praha. s. 562 INGEBRITSEN, S.E., SANFORD, W.E. 1998: Groundwater in geologic processes. Cambridge University Press. s. 341. ISBN 0521 49608 x KRÁSNÝ, J. 1993: Classification of transmissivity magnitude and variation. Ground Water, 31, 2, s. 230-236. Dublin, Ohio KRÁSNÝ, J. 2002: Understanding hydrogeological environments as a prerequisite for predicting technogenic changes in groundwater systems. In: Howard, K.W.F., Israfilov, R.G. (eds) Current problems of hydrogeology in urban areas, urban agglomerates and industrial centres. Proc. Advanced Research NATO Workshop, May 2001, Baku. Kluver Acad. Publish. Dordrecht. s. 381-398. ISBN 1-4020-0601-2 KRÁSNÝ, J. 2009: Poznání geneze minerálních vod západočeského typu – klíč k jejich ochraně. Rozšíř. Abstrakt. Sborn. 10. česko-slovenského mezinárodního kongresu, Ostrava (v tisku) KRÁSNÝ, J., SHARP, J.M. 2007: Hydrogeology of fractured rocks from particular fractures to regional approaches: State-ofthe-art and future challenges. In: Krásný, J., Sharp J.M. (eds.): Groundwater in fractured rocks, IAH Selected Papers 9. s. 130. Taylor and Francis. ISBN 978-0-415-41442-5 KRÁSNÝ, J., DAŇKOVÁ, H., HANZEL, V., KNĚŽEK, M., MATUŠKA, M., ŠUBA, J. 1981: Mapa odtoku podzemní vody ČSSR 1:1 000 000. Český hydrometeorologický ústav. Praha KRÁSNÝ, J., KNĚŽEK, M., ŠUBOVÁ, A., DAŇKOVÁ, H., MATUŠKA, M., HANZEL, V. 1982: Odtok podzemní vody na území Československa. Český hydrometeorologický ústav. Praha. s. 50 KRÁSNÝ, J., CÍSLEROVÁ, M., ČURDA, S., DATEL, J., DVOŘÁK, J., GRMELA, A., HRKAL, Z., KŘÍŽ, H., MARSZAŁEK, H., ŠANTRŮČEK, J., ŠILAR, J. 2009: Podzemní vody České republiky. Regionální hydrogeologie prostých a minerálních vod. Česká geologická služba, Praha (v tisku) LOHMAN, S.W. 1972: Ground-water hydraulics. Geol. Surv. Profess. Paper 708. Washington NĚMEC, J., HLADNÝ, J. et al. 2006: Voda v České republice. Ministerstvo zeměd. ČR – Consult Praha. s. 256. ISBN 80-903482-1-1 ŠILAR, J. 1990: Podzemní voda v hydrologickém cyklu a jako přírodní zdroj. Vodohosp. časopis 38, 4, s. 401-426, Bratislava TOLMAN, C.F. 1937: Ground water. McGraw-Hill Book Co. New York-London. s. 593 SINE (2001): Vyhláška Ministerstva zdravotnictví č. 423/2001 Sb. o zdrojích a lázních (s účinností od 1. ledna 2002)
13
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
SUMMARY As in many other European countries the development of the Czech hydrogeology started at the end of the 19. century. It has been initiated mainly by the catastrophic thermal-water inrush in the lignite Mine Döllinger in 1879 in the Tertiary Most basin in the northern part of Bohemia that destroyed that time well known Spa Teplice and, by groundwater studies for water-supply systems of the cities Prague and Brno. The beginning of systematic groundwater investigations in the early thirties of the 20. century were connected with the name of the outstanding Czech hydrogeologist Prof. Oto Hynie. This time the principal concern was assessment of groundwater resources for water supply. Later many regional hydrogeologic studies in different areas have been carried out. Thus, in the second half of the 20. century very high level of regional hydrogeologic knowledge of the whole Czech territory was reached. From the last decades of the 20. century many hydrogeologic projects have been focused on various environmental issues and problems of urban, engineering and mining hydrogeology. In spite of a big progress of the present-day hydrogeologic understanding many uncertainties remain that represent principal present-day issues and should be studied in the future. Some of them are as follows: • Recognition of spatial distribution of hydraulic parameters. In spite of a few different types of porosity as intergranular, fracture and karstic real conditions are, due to variable hydrogeologic conditions, very complex. A key problem is relation of intergranular and fracture porosity in real cases of rocks with double porosity. • No homogeneous and isotropic hydrogeologic environment occurs under natural conditions and differences in hydraulic conductivity and transmissivity of the same environment can be several orders of magnitude (Fig. 1). Differences in assessment of hydraulic parameters can also be obtained by using methods reflecting different extent of the study area (scale effect). Mean values and concepts of hydraulic continuum might often lead, depending on the aim of study, to incorrect conclusions (issue of a Representative Elementary Volume). • In hydrogeologic processes different time intervals from human to geologic time scales are to be considered. Depending on the type of hydrogeologic environment and depth of hydrogeologic bodies groundwater flow can last from hours and days up to millions of years. Both in hydrogeologic basins and massifs general global vertical hydrodynamical and hydrochemical zonality could be defined (Tab. 1). Especially saline groundwaters, having originated under former arid climatic conditions and consequently having leaked to depth as a consequence of so called gravity-driven flow, and their contribution to recent groundwaters is a matter of discussion. Connected with the age of groundwaters is the question of their renewability or non-renewability. This is a key issue in many arid countries where tendencies appear to develop groundwaters stored in previous geologic times, beyond the present recharge rate. • Hydrogeologic issues of hard rocks. Once underestimated, in the last decades increasing attention has been paid to this specific hydrogeologic environment for more reasons, as e.g. important natural groundwater resources and adequate water-supply possibilities in some regions, extended geotechnical and engineering-geological activities including construction of deep repository sites and deep boreholes. Up to now still open questions comprise influence of different petrologic types of rocks on their permeability, esp. under different structural conditions, depth-related changes of permeability, its spatial variation, speed of groundwater flow and time and spatial changes of groundwater quality. • Estimation of time changes in natural groundwater resources and possibilities of groundwater withdrawals in different hydrogeologic environments. In the whole Czech territory natural groundwater resources (recharge), expressed as the mean long-term specific groundwater runoff (base flow), were assessed as 205 m3.s-1, i.e. 2,6 l.s-1 km-2. This means that from the total runoff 480 m3.s-1 approximately 43 % is formed by groundwater runoff. Relation between surface water and groundwater runoff under comparable hydrogeologic conditions depends principally on climatic conditions. Highest natural groundwater resources up to 10 – 15 l.s-1.km-2 were assessed in high mountain ranges formed by crystalline rocks. On the other hand, in the Bohemian Cretaceous Basin, from the viewpoint of the water management the most important unit of the Czech Republic, the maximum values of natural groundwater resources reach only 5 – 7 l.s-1.km-2 in some sandstone aquifers. This seemingly illogical fact that in regions with highest transmissivity and storage possibilities as Cretaceous aquifer systems only half of natural groundwater resources is formed, compared with crystalline areas of low transmissivity, can be explained by distinct prevailing morphological and climatical conditions. Consequently, relatively insufficient recharge resulted in decline of piezometric surface in many Cretaceous regions with intensive groundwater withdrawals. • Special attention had been paid to groundwater development possibilities by the nineties of the 20. century when in almost all the Czech territory regional hydrogeologic studies had been carried out. This resulted in assessment of natural and exploitable groundwater resources systematically classified after the level of study recognition. 14
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Limits of development of groundwater resources and storage were determined taking into account different weight of natural, ecological, economical, social and even political factors of respective regions (Fig. 2). Such estimations played important role in reasonable land-use planning. Unfortunately, due to several reasons, in the last two decades systematic activities in this kind have been considerably limited if not entirely stopped. It is indispensable to start similar new programme of groundwater resources assessment in regional hydrogeologic units, using the present-day modern investigation methods. • In the paper some other selected issues are presented for consideration and discussed: • Possible influence of global climatic changes on groundwater resources formation where different opinions do not cast doubts on the existence of these changes but mostly attribute distinct role of human activities in these changes and suggest different ways how to solve the problem. • Extreme development in numerical modelling represents excellent tool to tackle many previously non-solvable hydrogeologic problems. Yet, interpretation of results of modelling is not always in good accordance with a natural reality. Still valid is the opinion of Ferris et al. (1962) that “the hydrologist cannot blindly select a model, turn a crank, and accept the answers. He must devote considerable time and thought to judging how closely his real aquifer resembles the ideal”.
15
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
REGIONÁLNE HYDROGEOLOGICKÉ ŠTÚDIE NA ÚZEMÍ SLOVENSKA V PRVEJ DEKÁDE 21. STOROČIA REGIONAL HYDROGEOLOGICAL STUDIES ON THE TERRITORY OF SLOVAK REPUBLIC IN THE FIRST DECADE OF THE 21ST CENTURY P et e r Ma l ík , M i ros lav B í m ABSTRACT Regional hydrogeological investigations, explorations and surveys represent a primary background information on hydrogeological settings of the Slovak territory. Based on these it is possible to decide correctly on water management measures and landuse planning decisions, taking into account distribution and movement of groundwater, to project detailed hydrogeological explorations, to extract input data on boundary conditions and aquifer hydraulic properties in regional groundwater flow modelling studies, and to evaluate the degree of groundwater sources pollution and the risk of contamination of another groundwater sources. Today, resp. in the time period between the present time and the milestone represented by the year 2000, we can recognise several types of hydrogeological labours with regional character, which were undertaken on the territory of Slovak Republic: (a) hydrogeological surveys connected with estimation of groundwater resources; (b) construction of basic hydrogeological and hydrogeochemical maps, mostly in the scale of 1 : 50 000; (c) construction of purpose hydrogeological maps and maps of natural water quality in the framework of edition of maps of geological factors of environment, also mostly in the scale of 1 : 50 000; (d) regional hydrogeothermal evaluations of prospective geothermal areas / areas of geothermal waters; (e) hydrogeological explorations connected with delineation of protection zones, mostly for the sources of natural healing waters and sources of table drinking mineral waters. KEY WORDS Regional hydrogeology, Slovak Republic, hydrogeological surveying, hydrogeological maps, geological factors of environment KĽÚČOVÉ SLOVÁ Regionálna hydrogeológia, Slovenská republika, hydrogeologický prieskum, hydrogeologické mapy, geofaktory životného prostredia
ÚVOD Obdobie rokov 2000 až 2010 sa z hľadiska vedného odboru hydrogeológie nesie v znamení zvýšenej pozornosti k jej výstupom, ale aj v znamení zvýšených nárokov na kvalitu, dostupnosť a reprodukovateľnosť údajov, ktoré tento vedný odbor prináša. Spoločenské prostredie, do ktorého rámca sú regionálne hydrogeologické výskumy a prieskumy územia Slovenska zasadené, možno považovať za poznačené vstupom krajiny do Európskej únie a v duchu prijímania príslušnej legislatívy sa niesla i časť sumarizácie poznatkov, potrebných najmä pre implementáciu európskej rámcovej smernice o vodách (2000/60/ES), využité najmä pri
vyčleňovaní útvarov podzemných vôd (Kullman et al., 2005a, 2005b). V zmysle tejto smernice, resp. aj dcérskej smernice o podzemných vodách (2006/118/ES) sa niesli mnohé odborné práce potrebné pre rozsiahle regionálne hydrogeologické a hydrogeochemické charakterizovanie územia Slovenskej republiky, ktoré sú v rámci ich implementácie časovo rozvrhnuté až do roku 2015. V podobnom duchu i mnohé oficiálne dokumenty proklamujú starostlivosť o životné prostredie, pričom napr. Programové vyhlásenie vlády Slovenskej republiky (č. 660 zo dňa 31. júla 2006) ráta so zabezpečením dôslednej ochrany vodných pomerov a vodárenských zdrojov, pričom „vodu bude pritom považovať za
RNDr. Peter Malík, CSc. Štátny geologický ústav Dionýza Štúra; oddelenie hydrogeológie a geotermálnej energie, Mlynská dolina 1, 817 04 Bratislava; Slovensko;
[email protected] RNDr. Miroslav Bím Ministerstvo životného prostredia Slovenskej republiky, sekcia geológie a prírodných zdrojov, nám. Ľ. Štúra 1, 812 35 Bratislava, Slovensko;
[email protected]
16
PODZEMNÁ VODA strategickú surovinu, od dostatku a kvality ktorej bude závisieť úroveň všetkých hospodárskych aktivít, ako aj životná úroveň občanov“. V rovnakom duchu Koncepcia geologického výskumu a prieskumu územia SR na roky 2007 – 2011 (s výhľadom do roku 2015), schválená 28. 11. 2007 vládnym uznesením 1001/2007, počíta s realizáciou hydrogeologického výskumu a prieskumu, zostavovaním hydrogeologických máp a ďalším poznávaním hydrogeologických pomerov územia Slovenska pre vyčísľovanie množstiev podzemných vôd. Okrem aktuálnych koncepčných dokumentov však regionálne-hydrogeologické poznanie krajiny súvisí vo veľkej miere aj s tradíciou hydrogeologického poznávania, ktoré je na tomto území dané rozsiahlymi plošnými špecializovanými hydrogeologickými prieskumnými prácami, ktoré možno datovať približne od začiatku šesťdesiatych rokov XX. storočia. V súčasnom období, resp. v časovom intervale medzi súčasnosťou a medzníkom, ktorý predstavuje rok 2000, môžeme hydrogeologické práce regionálneho charakteru, ktoré sa vykonávali na území Slovenskej republiky, rozčleniť na (a) hydrogeologické prieskumy spojené s výpočtom množstiev podzemných vôd; (b) zostavovanie základných hydrogeologických a hydrogeochemických máp v mierke 1 : 50 000; (c) zostavovanie účelových hydrogeologických máp a máp kvality prírodných vôd v rámci edície máp geofaktorov životného prostredia taktiež prevažne v mierke 1 : 50 000; (d) regionálne hydrogeotermálne zhodnotenia perspektívnych oblastí geotermálnych vôd a (e) hydrogeologické prieskumy spojené s výpočtami množstva a vytyčovaním ochranných pásiem minerálnych vôd. HYDROGEOLOGICKÉ PRIESKUMY Informácie o množstvách podzemných vôd regionálneho charakteru vychádzajú predovšetkým z výsledkov vyhľadávacích hydrogeologických prieskumov (Bím, 2003). Etapizácia hydrogeologických prác (rozdelenie na vyhľadávací, podrobný a doplnkový hydrogeologický prieskum) vyplýva z Vyhlášky Ministerstva životného prostredia SR č. 51/2008 Z. z., ktorou sa vykonáva Zákon č. 569/2007 Z. z. o geologických prácach (geologický zákon). Vo vyhľadávacom hydrogeologickom prieskume sa podľa dikcie tejto vyhlášky (č. 51/2008 Z. z.) skúmajú hydrogeologické pomery vybraného hydrogeologického regiónu, rajónu, subrajónu a štruktúry, určujú množstvá podzemnej vody v kategórii C a sumarizujú sa aj skôr určené využiteľné množstvá vo vyšších kategóriách, skúmajú sa tiež hydrogeologické pomery regiónu pre účely komplexného územného plánovania, na ochranu a rozvoj životného prostredia. Vyhľadávacie hydrogeologické prieskumy sú teda úzko zviazané s hydrogeologickou rajonizáciou územia Slovenska (obr. 1),
XV 1/2009 kde sú doposiaľ vyhľadávacím hydrogeologickým prieskumom nepokryté hydrogeologické rajóny. Vyhľadávacie hydrogeologické prieskumy predstavujú najcennejší zdroj informácií o hydrogeologických pomeroch krajiny, pretože sa v ich rámci zvyčajne vykonávajú aj finančne náročnejšie technické práce – hydrogeologické vrty, pozorovania kvantitatívneho a kvalitatívneho režimu zrážkových vôd, povrchových tokov a najmä podzemnej vody z prameňov, umelých drenážnych objektov a vrtov, hydrometrovacie práce, regionálne matematické modely prúdenia podzemných vôd. V období od roku 2000 až doposiaľ boli schválené výsledky vyhľadávacích hydrogeologických prieskumov pre hydrogeologické rajóny: • M 130 Mezozoikum západnej časti Slovenského krasu, Železníckeho podhoria a časti Licinskej pahorkatiny (Malík et al., 2000), • MG 047 Mezozoikum strednej a južnej časti Považského Inovca (Machmerová, 2000), • V 086 Neovulkanity pohoria Vtáčnik a Pohronský Inovec (Bučeková et al., 2001), • NQ 123 Neogén východnej časti Košickej kotliny (Jetel et al., 2001), • M 036 Mezozoikum SZ časti Strážovských vrchov (Méryová et al., 2001), • NQ 090 Neogén Lučenskej kotliny (Beracko et al., 2002), • MG 046 Mezozoikum a paleozoikum severozápadnej časti Považského Inovca (Scherer et al., 2004), • PQ 141 Paleogén Spišskej Magury, Ľubovnianskej vrchoviny, sz. časti Spišsko–šarišského medzihoria a Pienin (Bajo et al., 2004), • NM 044 Neogén až krieda Myjavskej pahorkatiny juhozápadne od bradlového pásma (Bučeková et al., 2005), • M 024 Mezozoikum Veľkej Fatry a Nízkych Tatier medzi Ploskou a Donovalmi (Méryová et al., 2005), • PQ 115 Vyhľadávací hydrogeologický prieskum JV časti Popradskej kotliny (SZ časť hydrogeologického rajónu PQ 115; Méryová et al., 2004), • QG 139 Kryštalinikum časti Vysokých Tatier a kvartér ich predpolia (Fendek et al., 2005) , • Východná časť hydrogeologického rajónu PQ 115 Paleogén Hornádskej a časti Popradskej kotliny (Méryová et al., 2006), • V 088 Neovulkanity severných svahov Štiavnických vrchov (Remšík et al., 2008), • N 087 Neogén Žiarskej kotliny (Bajo et al., 2008). Výsledky vyhľadávacích hydrogeologických prieskumov možno považovať za reprezentatívne vzhľadom k zisťovaniu nových hydrogeologických skutočností a získavaniu nových regionálne-hydrogeologických poznatkov.
17
Obr. 1 : Stav regionálnej hydrogeologickej preskúmanosti, spojenej s výpočtami množstiev podzemných vôd na územiach jednotlivých hydrogeologických rajónov Slovenskej republiky v období rokov 2000 – 2010 (s využitím mapy Znášiková et al., 2008) Fig. 1 : State–of–art of the regional hydrogeological surveying, connected with the estimation of groundwater resources within the individual hydrogeological units (“rayons”) of Slovak Republic in the period of 2000 – 2010 (using the map of Znášiková et al., 2008)
18
XV 1/2009 PODZEMNÁ VODA
PODZEMNÁ VODA ZÁKLADNÉ HYDROGEOLOGICKÉ A HYDROGEOCHEMICKÉ MAPY Nástup hydrogeologických prác spojených so zostavovaním hydrogeologických máp v mierke 1 : 50 000 sa datuje do osemdesiatych rokov XX. storočia (Malík et al., 2007b). Do času, kým bola prijatá záväzná metodika (Malík a Jetel, 1991, 1994, Malík et al., 2003) bolo zostavených viacero hydrogeologických máp v mierke 1 : 50 000, niektoré aj s textovými vysvetlivkami (obr. 2). Boli to regióny severnej časti Košickej kotliny a Slanských vrchov; Myjavskej pahorkatiny, Brezovských a Čachtických Karpát; Chočských a Skorušinských vrchov; Nízkych Tatier; Hornádskej kotliny; v. časti Cerovej vrchoviny a Rimavskej kotliny a Lučeneckej kotliny. Spoločným princípom bolo ich zostavovanie po regiónoch v súčinnosti s geologickými mapami, t.j. nie po listoch „Křovákovho“ listokladu. Jednalo sa prevažne o riedko dokumentované mapy (užívateľovi bol k dispozícii len výberový zoznam najcharakteristickejších prameňov a hydrogeologických vrtov). Takýmito mapami bolo celkove pokrytých 4 855 km2 územia SR. Po prijatí metodiky a zavedení jednotnej edície základných hydrogeologických máp boli v období rokov 1991 – 1993 zostavené takéto mapy pre 11 regiónov (obr. 2): Branisko; Šarišskú vrchovinu; Levočské vrchy; Krivánsku Malú Fatru; Chvojnickú pahorkatinu; Hornonitriansku kotlinu; Zvolenskú kotlinu; Brezniansku kotlinu a severnú časť Záhorskej nížiny. V tom istom čase boli ukončené regionálne hydrogeologické výskumy západnej časti Bielych Karpát a Spišskej Magury, kde jeden z výstupov tvorili aj základné hydrogeologické mapy v mierke 1 : 50 000, zostavené podľa tej istej metodiky. Pre tieto regióny však neboli zostavené hydrogeochemické ekvivalenty hydrogeologických máp, prehľad hydrogeochemických pomerov bol len súčasťou textových vysvetliviek. Celkove boli tieto mapy v období rokov 1991 – 1993 zostavené pre plochu 2 889 km2. Neskôr, v rokoch 1994 – 1999, boli už zostavované dvojlistové základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy. Takto bolo spracovaných spolu 4 078 km2 z nasledovných regiónov: Čierna Hora; Pezinské Karpaty; severovýchodná časť Podunajskej nížiny; východná časť Veľkej Fatry; južná časť Záhorskej nížiny; Ľubovnianska vrchovina a severná časť Spišsko–gemerského Rudohoria. V rokoch 2002 až 2006 boli zostavované základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy v mierke 1 : 50 000 pre ďalších 10 regiónov Slovenska s celkovou plochou 4 272 km2: Medzibodrožie (Bajtoš et al., 2004); Vihorlat (Olekšák et al., 2006); pohorie Žiar (Černák et al., 2004); pohorie Čergov (Marcin et al., 2005); Muránska planina (Švasta et al., 2006); západná časť Veľkej Fatry (Malík et al., 2006); Turčianska kotlina (Michalko et al., 2005); Ipeľská kotlina (Scherer
XV 1/2009 et al., 2006) a región Podunajská rovina – Žitný ostrov s pravobrežím Dunaja (Benková et al., 2005) a región južnej časti Spišsko-gemerského Rudohoria (Méryová et al., 2006). V súčasnosti pracujú hydrogeológovia Štátneho geologického ústavu Dionýza Štúra na hydrogeologických mapách pre ďalších 10 regiónov Slovenskej republiky, ktorými sú Žitavská pahorkatina a Pohronský Inovec, Slovenský Kras, Rimavská kotlina, Bukovské vrchy, Bánovská kotlina, Žiarska kotlina, Súľovské vrchy a Žilinská pahorkatina, Slovenský Raj, východná časť Cerovej vrchoviny a Gemerské terasy a severná časť Podunajskej roviny – spolu 5 323 km2. Táto generácia máp má byť ukončená v roku 2012, pričom dovtedy by sa mali v digitálnej forme spracovať aj všetky v predchádzajúcom období zostavené základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy a následne by malo dôjsť k ich sprístupneniu verejnosti prostredníctvom servera mapovej služby ŠGÚDŠ. Takto by malo byť spracovaných (s výnimkou starších hydrogeologických máp, spracovaných rozličnou metodikou) spolu teda 16 562 km2, t.j. 33,8 % plochy Slovenskej republiky. ÚČELOVÉ HYDROGEOLOGICKÉ MAPY A MAPY KVALITY PRÍRODNÝCH VÔD V RÁMCI EDÍCIE MÁP GEOFAKTOROV ŽIVOTNÉHO PROSTREDIA Okrem základných hydrogeologických a hydrogeochemických máp v mierke 1 : 50 000 sa hydrogeologické mapy v tejto mierke 1 : 50 000 zostavovali aj v rámci súborov máp geofaktorov životného prostredia. Úroveň ich spracovania, daná najmä stavom podpornej faktografickej dokumentácie, bola v minulosti značne rozdielna kvôli absencii záväznej metodiky pre tento typ hydrogeologických máp (pripravuje sa až v súčasnom období). Viacerí autori takýchto máp potom siahli po metodických pokynoch spätých so zostavovaním základných hydrogeologických máp 1 : 50 000, ktoré však často nebolo možné – vzhľadom na nižšie rozpočty týchto máp – detailne dodržiavať. Treba zároveň upozorniť, že v rámci niektorých súborov máp geofaktorov životného prostredia neboli v deväťdesiatych rokoch 20. storočia hydrogeologické mapy vôbec vytvorené (viď obr. 3). Napriek tomu však bolo v rámci súborov máp geofaktorov životného prostredia popri mapách s nižšou úrovňou dokumentovanosti a vypovedacej schopnosti vyhotovených i viacero veľmi kvalitných účelových hydrogeologických máp v mierke 1 : 50 000. Na obr. 3 sú na mape Slovenska znázornené oblasti, pre ktoré sa už zostavovali súbory máp geofaktorov. Sú tu rozlíšené mapy geofaktorov zostavené do roku 2000 s hydrogeologickou mapou (Liptovský Mikuláš – Ružomberok a Vysoké Tatry; okres Galanta;
19
Obr. 2: Stav zostavovania základných hydrogeologických a hydrogeochemických máp v mierke 1 : 50 000 na území Slovenska v období rokov 2000 – 2010 Fig. 2: State–of–art of construction of the basic hydrogeological and hydrogeochemical maps in the scale of 1 : 50 000 on the Slovak territory in the period of 2000 – 2010
20
XV 1/2009 PODZEMNÁ VODA
Obr. 3: Stav zostavovania máp geofaktorov životného prostredia vo vyčlenených regiónoch na území Slovenska v období rokov 2000 – 2010 so zohľadnením zostavovania účelových hydrogeologických máp a máp kvality prírodných vôd v mierke 1 : 50 000 Fig. 3: State–of–art of constructions of maps of geofactors of environment in the selected regions on the Slovak territory in the period of 2000 – 2010, considering the construction of purpose hydrogeological maps and maps of quality of natural water in the scale of 1 : 50 000
PODZEMNÁ VODA XV 1/2009
21
Obr. 4: Stav regionálnych hydrogeotermálnych hodnotení perspektívnych oblastí geotermálnych vôd na území Slovenska v období rokov 2000 – 2010 Fig. 4: State–of–art of regional hydrogeothermal evaluations for individual prospective geothermal areas / areas of geothermal waters on the Slovak territory in the period of 2000 – 2010
22
XV 1/2009 PODZEMNÁ VODA
PODZEMNÁ VODA Jelšava – Lubeník – Hnúšťa) alebo bez nej (regióny Horná Nitra; Hornádska kotlina a východná časť Slovenského Rudohoria; Nízke Tatry a Starohorské vrchy; Košická kotlina a Slanské vrchy; Žiarska kotlina a banskoštiavnická oblasť; Malá Fatra a časť priľahlých kotlín). Po roku 2000 boli zostavené mapy geofaktorov životného prostredia vždy už s hydrogeologickou mapou. V súčasnosti evidujeme takto zostavené súbory máp pre regióny Banská Bystrica – Zvolen (Schwarz et al., 2000), povodie Slanej (Stupák et al., 2001), Levice – sv. časť okresu (Pramuka et al., 2001), TIBREG (Puchnerová et al., 2001), Vranov – Strážske – Humenné (Vrana et al., 2003), Povodie Kysuce (Jezný et al., 2003), povodie Popradu a hornej Torysy (Pramuka et al., 2004), Trnavská pahorkatina (Schwarz et al., 2004a), Chvojnická pahorkatina (Schwarz et al., 2004b), Stredné Považie (Rapant et al., 2004), Myjavská pahorkatina a Biele Karpaty (Ondrášik et al., 2005), IPREG (Tkáčová et al., 2006), Lučenská a Rimavská kotlina (Maťová et al., 2006) a Záhorská nížina (Schwarz et al., 2006). Rozpracované sú regióny Ľubovnianska vrchovina a Spišská Magura, ako aj Turčianska kotlina. V súčasnosti sa zároveň pripravuje aj metodika spracovania celého súboru máp geofaktorov životného prostredia v digitálnom formáte tak, aby sa jednak zladili zobrazované prvky na hraniciach jednotlivých regiónov, a aby sa zároveň umožnilo publikovanie tohto súboru na verejne prístupných mapových serveroch. REGIONÁLNE HODNOTENIA PERSPEKTÍVNYCH OBLASTÍ GEOTERMÁLNYCH VÔD Slovenská republika má vďaka svojim prírodným podmienkam významný potenciál geotermálnej energie, ktorý je na základe doterajších výskumov a prieskumov predbežne vyčíslený o veľkosti 5 538 MWt. Geotermálna energia sa zatiaľ využíva na 38 lokalitách s tepelne využiteľným výkonom 142,75 MWt (938,6 l.s-1 geotermálnych vôd). Zdroje geotermálnej energie sú na Slovensku totiž reprezentované predovšetkým geotermálnymi vodami. V záujme vytvorenia podmienok pre využívanie geotermálnej energie sa vykonávajú regionálne hydrogeotermálne hodnotenia (Bím et al., 2005; Bím, 2006) s určením množstva geotermálnych vôd a geotermálnej energie vo vymedzených 26 hydrogeotermálnych oblastiach, resp. štruktúrach Slovenska (Franko et al., 1995). Regionálne hydrogeotermálne hodnotenia boli do roku 2000 ukončené pre územia perspektívnych geotermálnych oblastí: Centrálna depresia Podunajskej panvy; Komárňanská vysoká kryha; Liptovská kotlina; Skorušinská panva, západná a južná časť Levočskej
XV 1/2009 panvy (Popradská kotlina) a oblasť Ďurkova v Košickej kotline. V rokoch 2000 až 2010 boli ukončené alebo sú v procese realizácie regionálne hydrogeotermálne hodnotenia regiónov Žiarska kotlina (súčasť perspektívnej geotermálnej oblasti SZ časť Stredoslovenských neovulkanitov; Remšík et al., 2000); Hornonitrianska kotlina (Fendek et al., 2004); Topoľčiansky záliv a Bánovská kotlina (Remšík et al., 2007); Humenský chrbát (Bajo et al., 2007) a v procese rozpracovania je perspektívna geotermálna oblasť Rimavská kotlina a Rudnianska kotlina (obr. 4). HYDROGEOLOGICKÉ PRIESKUMY SPOJENÉ S VÝPOČTAMI MNOŽSTVA MINERÁLNYCH VÔD A VYTYČOVANÍM ICH OCHRANNÝCH PÁSIEM Významné zdroje prírodných liečivých vôd a prírodných minerálnych vôd – najmä tradičné kúpeľné miesta – si vyžadujú zvláštny stupeň ochrany najmä z hľadiska svojej pozície zväčša uprostred značne urbanizovanej infraštruktúry. Podľa čl. 4 Ústavy SR sú národným majetkom a bohatstvom Slovenskej republiky a v súčasnosti ich aktívna ochrana z kvantitatívnej a kvalitatívnej stránky spadá pod Zákon č. 538/2005 Z. z. o prírodných liečivých vodách, prírodných liečebných kúpeľoch, kúpeľných miestach a prírodných minerálnych vodách a o zmene a doplnení niektorých zákonov v znení neskorších predpisov. V prípade minerálnych vôd využívaných na iné účely spadá pod Zákon č. 364/2004 Z. z. o vodách a o zmene zákona SNR č. 372/1990 Zb. o priestupkoch v znení neskorších predpisov (vodný zákon). Ochrana zdrojov minerálnych vôd sa podľa tohto zákona zabezpečuje pásmom fyzickej ochrany a stanovením ochranných pásiem v dvoch stupňoch (Panák, 2008). Hydrogeologické práce, spojené so stanovovaním ochranných pásiem a výpočtami množstiev minerálnych vôd priniesli so sebou rad významných poznatkov o spôsoboch a formách obehu týchto spoločensky najviac cenených podzemných vôd. V prvej dekáde 21. storočia boli z prostriedkov štátneho rozpočtu SR vypočítané množstvá minerálnej vody a navrhnuté ochranné pásma prírodných minerálnych zdrojov v Lúčkach (Vandrová et al., 2000; výpočet množstiev Vrana et al., 2008), v Trenčianskych Tepliciach (Bergerová et al., 2000; výpočet množstiev Hanzel et al., 2008), v Piešťanoch (návrh postupu prác pre určenie režimu termominerálnych vôd – Mucha et al., 2004; návrh ochranných pásiem – Marcin et al., 2008; výpočet množstiev – Méryová et al., v štádiu riešenia), v Korytnici (Franko et al., 2004), v Čeríne (Masiar, 2004a), na Sliači a v Kováčovej (Masiar, 2004b), v Šamoríne – Čilistove (Franko, Zvara, 2004), v oblasti Sklených Teplíc (Franko et al., 2003), Turčianskych Tepliciach (Vrana,
23
PODZEMNÁ VODA Hanzel, 2005), v Budiši (Vrana, Hanzel, 2006), v Kláštore pod Znievom a v Socovciach (Hanzel Vrana, 2007), v Tornali (Bajtoš et al., 2007), v Martine (Vandrová et al., 2007) a v Nimnici (Hanzel, Vrana, 2008). ĎALŠIE HYDROGEOLOGICKÉ PRÁCE REGIONÁLNEHO CHARAKTERU SPRACOVANÉ V OBDOBÍ ROKOV 2000 – 2010 Významným počinom, sumarizujúcim priestorové údaje o prvotnej krajinnej štruktúre, ako aj o jej sekundárnej (biotickej) a terciárnej (socioekonomickej) zložke bolo vydanie Atlasu krajiny SR v roku 2002. Hydrogeologické údaje, zobrazené v tomto diele, zahŕňajú hydrogeologické pomery znázornené na mape v mierke 1 : 750 000 (Malík et al., 2002) a 1 : 1 500 000 (Malík a Švasta, 2002), mapy využiteľného množstva podzemných vôd (1 : 500 000; Poráziková, Kollár, 2002), zdrojov minerálnych a geotermálnych vôd (1 : 500 000; Fendek et al., 2002), prírodných liečivých zdrojov a prírodných zdrojov minerálnych stolových vôd (1 : 1 000 000; Štefanovičová, Juráková, 2002), ako aj povrchových a podzemných zdrojov vôd (1 : 1 000 000; Kollár et al., 2002). Podrobná charakterizácia abiotickej časti prvotnej krajinnej štruktúry na základe zostavenia rozsiahlej krajinno–ekologickej informačnej základne so zameraním na hydrofyzikálne vlastnosti prvkov abiotickej časti prvotnej krajinnej štruktúry, ale i ďalšie (inžinierskogeologické vlastnosti georeliéf, geologicko–substrátový komplex, pôda) bola
XV 1/2009 tiež cieľom rozsiahleho projektu „Zostavovanie geologických máp v M 1 : 50 000 pre potreby integrovaného manažmentu krajiny“, ktorý v rokoch 2003 až 2007 riešil Štátny geologický ústav Dionýza Štúra. Konečným produktom riešenia bola okrem ďalších výstupov aj digitálna mapa hydrofyzikálnych vlastností abiokomplexov v mierke 1 : 50 000 s príslušnými digitálnymi databázami koeficientov prietočnosti a filtrácie, vytvorená technológiami GIS pre celé územie Slovenskej republiky (Malík et al., 2007). ZÁVER Práce regionálnych hydrogeologických výskumov a prieskumov predstavujú prvotnú podkladovú informáciu o hydrogeologických pomeroch územia Slovenskej republiky, na základe ktorej je možné vykonávať vodohospodárske opatrenia a územnoplánovacie rozhodnutia zohľadňujúce výskyt a pohyb podzemných vôd, projektovať prieskumné hydrogeologické práce, čerpať vstupné údaje o okrajových podmienkach a hydraulických vlastnostiach hornín pri regionálnych modeloch prúdenia podzemných vôd a posudzovať stupeň znečistenia podzemných vôd, resp. ohrozenia jestvujúcich zdrojov. Možno konštatovať, že prvá dekáda 21. storočia bola priaznivá k rozširovaniu poznatkov o hydrogeologických pomeroch, obehu a režime podzemných vôd v regionálnej mierke a vytvorila ďalší stupienok v procese ich systematického spoznávania.
LITERATÚRA BAJO, I., SZABOVÁ, A., MLYNARČÍK, M., JETEL, J. 2004: Paleogén Spišskej Magury, Ľubovnianskej vrchoviny, sz. časti Spišsko–šarišského medzihoria a Pienin – hydrogeologický rajón PQ 141, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 86806, 200 s. BAJO, I., FRANKO, O., GREXOVÁ, S., MLYNARČÍK, M., PRAMUK, V. 2007: Regionálne hydrogeotermálne zhodnotenie Humenského chrbta. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava BAJO, I., FRANKO, O., GREXOVÁ, S., MLYNARČÍK, M. 2008: Neogén Žiarskej kotliny – hydrogeologický rajón N 087, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 111 s. BAJTOŠ, P., STUPÁK, Š., LENHARDTOVÁ, E. 2004: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Medzibodrožia v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 143 s. BAJTOŠ, P., MALÍK, P., MICHALKO, J. 2007: Návrh revízie ochranných pásiem prírodných minerálnych zdrojov v Tornali. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava, 53 s. BENKOVÁ, K., BODIŠ, D., NAGY, A., MAGLAY, J., ČERNÁK, R., MARCIN, D., KOVÁČOVÁ, E., ŠVASTA, J. 2005: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Žitného ostrova a pravobrežia Dunaja v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 267 s. BERACKO, I., FRLIČKOVÁ, M., URBANÍK, J., ZEMAN, I. 2002: Neogén Lučenskej kotliny, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 84839, 101 s. BERGEROVÁ, H., FRLIČKOVÁ, M., URBANÍK, J., HRTUS, P., ZUBEREC, M., HAJČÍK, J. 2000: Trenčianske Teplice – ochranné pásma kúpeľov, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 83222, 107 s. BÍM, M. 2003: Informácia o hydrogeologickom prieskume Slovenska a jeho výsledkoch do roku 2002. Manuskript, Úrad vlády Slovenskej republiky BÍM, M., FENDEK, M., REMŠÍK, A. 2005: Zameranie výskumu a prieskumu územia zdrojov geotermálnej energie na Slovensku. Mineralia Slovaca 2/37/2005, ŠGÚDŠ, s. 100-102 BÍM, M. 2006: Správa o geotermálnom prieskume územia Slovenskej republiky. Manuskript, Úrad vlády Slovenskej republiky 24
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
BUČEKOVÁ, M., BAJO, I., MLYNARČÍK, M., POSPIECHOVÁ, O. 2001: Vtáčnik a Pohronský Inovec, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 84838, 157 s. BUČEKOVÁ, M., DENEŠ, P., MENZELOVÁ, O., JAMRIŠKA, J. 2005: Neogén až krieda Myjavskej pahorkatiny juhozápadne od bradlového pásma – hydrogeologický rajón NM 044 – vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava ČERNÁK, R., KORDÍK, J., BOTTLIK, F., HAVRILA, M., HELMA, J., KOHÚT, M., ŠIMON, L. 2004: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa pohoria Žiar v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 148 s. FENDEK, M., PORÁZIKOVÁ, K., ŠTEFANOVIČOVÁ, D., SUPUKOVÁ, M. 2002: Zdroje minerálnych a geotermálnych vôd 1 : 500 000. In: Kolektív autorov, 2002: Atlas krajiny Slovenskej republiky, Ministerstvo životného prostredia SR, Slovenská agentúra životného prostredia & Esprit Banská Štiavnica 2002, Mapový list v atlase, ISBN 80-88833-27-2 FENDEK, M., HAVRILA, M., ŠIMON, L., HÓK, J., ŽECOVÁ, K., MICHALKO, J., BAJTOŠ, P., OBERNAUER, D., FENDEKOVÁ, M., ŽENIŠOVÁ, Z., KRÁL, M., GRAND, T., DŽUPPA, P., KOMOŇ, J. 2004: Regionálne hydrogeotermálne zhodnotenie Hornonitrianskej kotliny. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 176 s. FENDEK, M., KORDÍK, J., KOHÚT, M., MAGLAY, J., BAJTOŠ, P., ŠVASTA, J. 2005: Vyhľadávací hydrogeologický prieskum hydrogeologického rajónu QG 139 Kryštalinikum časti Vysokých Tatier a kvartér ich predpolia. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 239 s. FRANKO, O., REMŠÍK, A., FENDEK, M., (Eds.), FRANKO, O., FUSÁN, O., KRÁL, M., REMŠÍK, A., FENDEK, M., BODIŠ, D., DROZD, V., VIKA, K. 1995: Atlas geotermálnej energie Slovenska. ŠGÚDŠ Bratislava, 267 s., ISBN 80-85314-38-X FRANKO, O., BIELY, A., MAĎAR, D., ZVARA, I. 2004: Analýzy geologických, geofyzikálnych, hydrogeologických a geochemických prác v hydrogeologickej štruktúre za účelom revízie ochranných opatrení a ochranných pásiem prírodných liečivých zdrojov v Korytnici. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava FRANKO, O., BIELY, A., MAĎAR, D., WEIS, K. 2003: Návrh revízie ochranných pásiem a opatrení prírodných liečivých zdrojov hydrogeologickej štruktúry Sklené Teplice. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 85778, 67 s. FRANKO, O. a ZVARA, I. 2004: Analýzy geologických, geofyzikálnych, hydrogeologických a geochemických prác v hydrogeologickej štruktúre za účelom revízie ochranných opatrení a ochranných pásiem prírodných liečivých zdrojov v Šamoríne–Čilistove. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava HANZEL, V. a VRANA, K. 2007: Návrh revízie ochranných pásiem prírodných minerálnych zdrojov v Kláštore pod Znievom a v Socovciach. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava HANZEL, V. a VRANA, K. 2008: Návrh ochranných pásiem prírodných liečivých zdrojov v Nimnici. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava HANZEL, V., VRANA, K., KULLMAN, E. 2008: Trenčianske Teplice – výpočet množstiev minerálnych vôd. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava JETEL, J., KAROLI, S., LENHARDTOVÁ, E. 2001: Neogén východnej časti Košickej kotliny – hydrogeologický rajón NQ 123, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 84768, 263 s. JEZNÝ, M., POTFAJ, M., ŠLEPECKÝ, T., BELEŠ, F., SANDANUS, M., VONDRÁČEK, L., HANZEL, V., KANDERA, K., ČURLÍK, J., ŠEFČÍK, P., MARTINČEKOVÁ, T., JANUŠ, J. 2003: Súbor regionálnych máp geologických faktorov životného prostredia povodia Kysuce v mierke 1 : 50 000, Progeo Žilina, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 52 s., 17 príl., arch. č. 85488 KOLLÁR, A., GAJDOVÁ, J., NÉMETHY, P. 2002: Mapa povrchových a podzemných zdrojov vôd 1 : 1 000 000. In: Kolektív autorov, 2002: Atlas krajiny Slovenskej republiky, Ministerstvo životného prostredia SR, Slovenská agentúra životného prostredia & Esprit Banská Štiavnica 2002, ISBN 80-88833-27-2, Mapový list v atlase KULLMAN, E., MALÍK, P., BODIŠ, D., HORNÁČKOVÁ-PATSCHOVÁ, A., HALABUK, A., BUJNOVSKÝ, R., HOLUBEC, M., KÚTNIK, P., PORÁZIKOVÁ, K. 2005a: Národná správa 2004, časť Podzemná voda, pripravená pracovnou skupinou implementácie rámcovej smernice EÚ o vodách 2000/60/EC v oblasti podzemných vôd. Záverečná správa. Manuskript – Archív SHMÚ Bratislava, 88 s. KULLMAN, E. ML., MALÍK, P., PATSCHOVÁ, A., BODIŠ, D. 2005b: Vymedzenie útvarov podzemných vôd na Slovensku v zmysle rámcovej smernice o vodách 2000/60/ES. Podzemná voda XI. / 2005 č. 1, Slovenská asociácia hydrogeológov, ISSN 1335-1052, Bratislava, s. 5-18 MACHMEROVÁ, E. 2000: Mezozoikum strednej a južnej časti Považského Inovca – hydrogeologický rajón MG 047 – vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 84398, 133 s. MALÍK, P., JETEL, J. 1991: Metodika zostavovania hydrogeologických máp v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava MALÍK, P., JETEL, J. 1994: Metodika zostavovania hydrogeologických máp v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 79616 MALÍK, P., BODIŠ, D., MELLO, J. 2000: Mezozoikum západnej časti Slovenského krasu, Železníckeho podhoria a časti Licinskej pahorkatiny, hydrogeologický rajón M 130 – vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Záverečná správa. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 84809, 307 s. MALÍK, P., ŠVASTA, J. 2002: Hlavné hydrogeologické regióny SR, mapa 1 : 1 500 000. In: Atlas krajiny Slovenskej republiky, 2002: Ministerstvo životného prostredia SR, Slovenská agentúra životného prostredia & Esprit Banská Štiavnica 2002, Mapový list v atlase, ISBN 80-88833-27-2
25
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
MALÍK, P., ŠVASTA, J., JETEL, J., HANZEL, V., GEDEON, M., SCHERER, S., FENDEK, M. 2002: Hydrogeologické pomery, mapa 1 : 750 000. In: Atlas krajiny Slovenskej republiky, 2002, Ministerstvo životného prostredia SR, Slovenská agentúra životného prostredia & Esprit Banská Štiavnica 2002, Mapový list v atlase, ISBN 80-88833-27-2 MALÍK, P., JETEL, J., ŠVASTA, J. 2003: Metodika zostavovania základných hydrogeologických máp v mierke 1 : 50 000, Geologické práce, Správy 108, ISSN 0433-4795, Štátny geologický ústav Dionýza Štúra, Bratislava, s. 23-44 MALÍK, P., KOVÁČOVÁ, E., BOTTLIK, F., KORDÍK, J., POLÁK, M. 2006: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa západnej časti Veľkej Fatry v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 317 s. MALÍK, P., BAČOVÁ, N., HRONČEK, S., IVANIČ, B., KÁČER, Š., KOČICKÝ, D., MAGLAY, J., MARSINA, K., ONDRÁŠIK, M., ŠEFČÍK, P., ČERNÁK, R., ŠVASTA, J., LEXA, J. 2007a: Zostavovanie geologických máp v mierke 1 : 50 000 pre potreby integrovaného manažmentu krajiny. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 552 s. MALÍK, P., BAJTOŠ, P., BOTTLIK, F., ČERNÁK, R., KOVÁČOVÁ, E., MARCIN, D., MICHALKO, J., OLEKŠÁK, S., SCHERER, S., ŠVASTA, J. 2007b: Hydrogeologické mapy na území Slovenska – história, súčasnosť a budúcnosť. Podzemná voda XIII. / 2007 č. 1, Slovenská asociácia hydrogeológov, Bratislava, s. 13-28, ISSN 1335-1052 MARCIN, D., OLEKŠÁK, S., CICMANOVÁ, S., BAJTOŠ, P. 2005: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa pohoria Čergov v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 120 s. MARCIN, D., KORDÍK, J., MICHALKO, J., BOTTLIK, F., MIKITA, S., GREGOR, M. 2008: Návrh ochranných pásiem prírodných liečivých zdrojov v Piešťanoch. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava, 131 s. MASIAR, R. 2004a: Návrh ochranných pásiem zdrojov prírodných minerálnych vôd v Čeríne. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava MASIAR, R. 2004b: Revízia ochranných pásiem prírodných liečivých zdrojov na Sliači a v Kováčovej. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava MAŤOVÁ, V., KUSEIN, M., HELMA, J., BALLOVÁ, L., SOBOCKÁ, J., POLTÁRSKA, K., ŠURINA, B., JAĎUĎA, M., DODOK, R., KOMOŇ, J., DANIEL, S., BROZMAN, F., LUČIVJANSKÝ, L., DANIEL, J., NOVOTNÝ, L., BAŠISTA, J., VRÁBĽOVÁ, K., FUSSGÄNGER, E., COPLÁK, M., KUVIK, M., KUBIŠ, M. 2006: Súbor máp geologických faktorov životného prostredia regiónu Lučenská a Rimavská kotlina. AuREX TRADE Banská Bystrica, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 96 s., 32 príl., arch. č. 86746 MÉRYOVÁ, E., FRLIČKOVÁ, M., URBANÍK, J., ARDOVÁ, M. 2001: Mezozoikum SZ časti Strážovských vrchov – hydrogeologický rajón M 036 – vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 84399, 105 s. MÉRYOVÁ, E., FRLIČKOVÁ, M., URBANÍK, J. 2004: Vyhľadávací hydrogeologický prieskum JV časti Popradskej kotliny (SZ časť hydrogeologického rajónu PQ 115). Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava MÉRYOVÁ, E., FRLIČKOVÁ, M., URBANÍK, J. 2005: Mezozoikum Veľkej Fatry a Nízkych Tatier medzi Ploskou a Donovalmi – hydrogeologický rajón M 024 – vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 135 s. MÉRYOVÁ, E., FRLIČKOVÁ, M., URBANÍK, J., MÉRY, V. 2006: Východná časť hydrogeologického rajónu PQ 115 Paleogén Hornádskej a časti Popradskej kotliny– vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 180 s. MÉRYOVÁ, E., FRLIČKOVÁ, M., URBANÍK, J., MÉRY V. 2006: Hydrogeologická mapa južnej časti Spišsko–gemerského Rudohoria v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 145 s. MICHALKO, J., BOTTLIK, F., KORDÍK, J. 2005: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Turčianskej kotliny v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 248 s. MUCHA, I., RODÁK, D., BANSKÝ, Ľ. 2004: Návrh postupu prác pre určenie režimu termominerálnych vôd v žriedlovej štruktúre Piešťany s cieľom revízie ochranných pásiem prírodných liečivých zdrojov v žriedlovej lokalite Piešťany. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava, 58 s. OLEKŠÁK, S., BAJTOŠ, P., ŽEC. B. 2006: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Vihorlatu v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 172 s. ONDRÁŠIK, M., SMOLÁROVÁ, H., ČÍŽEK, P., GLUCH , A., MARSINA, K., SIRÁŇOVÁ, Z., KORDÍK, J., SLANINKA, I., MARCIN, D., MALÍK, P., ŠVASTA, J., POTFAJ, M., DLAPA, P., ĎURIŠ, M., JURÁNI, B., MIČUDA, R., ŠIMKOVIC, I., FRANKOVSKÁ, J., DANANAJ, I., LIŠČÁK, P., JELÍNEK, R., PAUDITŠ, P., ONDREJKA, P., ŠEFČÍKOVÁ, B., IGLÁROVÁ, Ľ., MAGALOVÁ, D., OKOLIČÁNYIOVÁ, K., PRISTAŠ, J., HÓK, J. 2005: Súbor regionálnych máp geologických faktorov životného prostredia regiónu Myjavská pahorkatina a Biele Karpaty, ŠGÚDŠ Bratislava, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 86620, 78 s. PANÁK, D. 2008: Pohľad na vývoj zabezpečenia ochrany prírodných liečivých a prírodných minerálnych zdrojov na Slovensku. Podzemná voda, ročník XIV, číslo 2/2008, Slovenská asociácia hydrogeológov, Bratislava, s. 108-117, ISSN 1335-1052 PORÁZIKOVÁ, K. & KOLLÁR, A. 2002: Mapa využiteľného množstva podzemných vôd 1 : 500 000. In: Atlas krajiny Slovenskej republiky, 2002, Ministerstvo životného prostredia SR, Slovenská agentúra životného prostredia & Esprit Banská Štiavnica 2002, Mapový list v atlase, ISBN 80-88833-27-2 PRAMUKA, S., BAČO, P., ČURLÍK, J., ČIŽEK, P., GLUCH, A., JANOČKO, J., KOHÚT, M., MARSINA, K., OLEKŠÁK, S., PETRO, Ľ., POLAŠČINOVÁ, E., POLC, R., REPČIAK, M., SIRÁŇOVÁ, Z., SMOLÁROVÁ, H., STERCZ, M., STUPÁK, Š., ŠEFČÍK, P., ZÁHOROVÁ, Ľ. 2004: Súbor máp geofaktorov životného prostredia regiónu povodia Popradu a hornej Torysy, ŠGÚDŠ Bratislava, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 69 s., 32 príl., arch. č. 84086
26
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
PRAMUKA, S., CICMANOVÁ, S., KLUKANOVÁ, A., LANC, J., LUČIVJANSKÝ, L., NAGY, A., OLEKŠÁK, S., ŠEFČÍK, P., VOJTEK, R. 2001: Súbor máp geologických faktorov životného prostredia severovýchodnej časti okresu Levice v mierke 1 : 50 000, ŠGÚDŠ Bratislava, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 63 s., 15 príl., arch. č. 84111 PUCHNEROVÁ, M., BAŇACKÝ, V., ELEČKO, M., VASS, D., JETEL, J., KORDÍK, J., SLANINKA, I., PRAMUKA, S., MARSINA, K., ČURLÍK, J., GRMAN, D., CAMBEL, B., HUSÁK, Ľ., VISKUP, J., JANOTKA, V., HOJNOŠ, M., KANDRÍK, M., ZEMAN, I., SZALAIOVÁ, V., MEDO, S., ŠEFARA, J., RUDINEC, R., TKÁČOVÁ, H., HALMEŠOVÁ, S., PIOVARČI, M., GRETSCH, J. 2001: Prieskum prírodných zdrojov vo vzťahu k životnému prostrediu – TIBREG (širšie okolie trebišovskej panvy), A/ geofaktory životného prostredia, Geocomplex Bratislava, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 149 s., 337 príl., arch. č. 84569 RAPANT, S., MELLO, J., REMŠÍK, A., MARSINA, K., KLUKANOVÁ, A., BODIŠ, D., ČURLÍK, J., DANIEL, J. 2004: Súbor regionálnych máp geofaktorov životného prostredia regiónu stredné Považie (Žilina – Trenčianska Teplá) v mierke 1 : 50 000, ŠGÚDŠ Bratislava, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 85742, 70 s. REMŠÍK, A., KONEČNÝ, V., FENDEK, M., KRÁL, M., LEXA, J., HÓK, J., MAĎAR, D., GRAND, T., WEIS, K., ŠEFARA, J., VIKA, K., DROZD, V. 2000: Regionálne hydrogeotermálne zhodnotenie Žiarskej kotliny. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 83965, 90 s. REMŠÍK, A., POLÁK, M., FORDINÁL, K., BOOROVÁ, D., VANĚKOVÁ, H., BAJTOŠ, P., MALÍK, P., BODIŠ, D., MICHALKO, J., ČERNÁK, R., FENDEK, M., DŽUPPA, P., GRAND, T., VARGA, G., ŠEFARA, J., KRÁL, M., ŠIVO, A., PERUŇSKÝ, I., BRICHTA, R., UJPÁL, Z., HODÁK, L. 2007: Regionálne hydrogeotermálne zhodnotenie Topoľčianskeho zálivu. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava REMŠÍK, A., MALÍK, P., BAJTOŠ, P., RAPANT, S., BOTTLIK, F., BAČOVÁ, N., MICHALKO, J., BENKOVÁ, K., KRČMOVÁ, K., FENDEK, M., MARCIN, D., ČERNÁK, R., HELMA, J., ŠIMON, L., MROSKO, J., MORAVSKÁ, A., MAĎAR, D., WEIS, K., GRAND, T., UJPÁL, Z., ŠIVO, A., RICHTÁRIKOVÁ, M., JÁNOŠÍK, E., KOVÁČIK, J., DAŘÍČEK, A. 2008: Neovulkanity severných svahov Štiavnických vrchov – vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 212 s. SCHERER, S., SLANINKA, I., BAHNOVÁ, N., BOTTLIK, F., MALÍK, P., ŠVASTA, J. 2004: Mezozoikum a paleozoikum SZ časti Považského Inovca, hydrogeologický rajón MG-046, vyhľadávací hydrogeologický prieskum – záverečná správa. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 207 s. SCHERER, S., ČERNÁK, R. a SLANINKA, I. 2006: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Ipeľskej kotliny v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 186 s. SCHWARZ, J., TUPÝ, P., MALÍK, P., ŠVASTA, J., LINKEŠ, V., DOŠEKOVÁ, A., KOBZA, J., ČURLÍK, J., ŠEFČÍK, P., LANC, J., HRICKO, J., SUCHÝ, F., KÁTLOVSKÝ, V., HRNČÁROVÁ, M., PITOŇÁK, P., PÚCHYOVÁ, A., VASIĽKO, T. 2000: Súbor regionálnych máp geologických faktorov životného prostredia regiónu Banská Bystrica–Zvolen v mierke 1 : 50 000, Envigeo Banská Bystrica, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 34 s., 59 príl., arch. č. 83226 SCHWARZ, J., KOVÁČ, M., TUPÝ, P., MALÍK, P., BENKOVÁ, K., JASOVSKÁ, A., HRNČÁROVÁ, M., PITOŇÁK, P., ČURLÍK, J., ŠEFČÍK, P., HRICKO, J., KANDRÍK, M., HOJNOŠ, M., LUČIVJANSKÝ, L., ILKANIČ, A., VASIĽKO, T., OROSZLÁNY, J., ZLOCHA, M., ANTAL, B. 2004a: Súbor regionálnych máp geologických faktorov životného prostredia regiónu Trnavská pahorkatina v mierke 1 : 50 000, Envigeo Banská Bystrica, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 139 s., 56 príl., arch. č. 85743 SCHWARZ, J., SOTÁK, J., VEĽKÝ, P., TUPÝ, P., MALÍK, P., BOTTLIK, F., JASOVSKÁ, A., PITOŇÁK, P., MUDRÁKOVÁ, M., HRICKO, J., KANDRÍK, M., HOJNOŠ, M., LUČIVJANSKÝ, L., POLTÁRSKA, K., SOBOCKÁ, J., JAĎUĎA, M., HUTÁR, V., ŠURINA, B., ILKANIČ, A., VASIĽKO, T. 2004b: Súbor máp geologických faktorov životného prostredia regiónu Chvojnická pahorkatina v mierke 1 : 50 000, Envigeo Banská Bystrica, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 131 s., 45 príl., arch. č. 86019 SCHWARZ, J., LAFFÉRS, F., TUPÝ, P., JASOVSKÁ, A., PITOŇÁK, P., MUDRÁKOVÁ, M., HRICKO, J., KANDRÍK, M., HOJNOŠ, M., BEZÁK, J., MÁŤUŠ, J., POLTÁRSKA, K., SOBOCKÁ, J., JAĎUĎA, M., HUTÁR, V., ILKANIČ, A., VASIĽKO, T. 2006: Záhorská nížina – súbor máp geologických faktorov životného prostredia regiónu v mierke 1 : 50 000, Envigeo Banská Bystrica, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 124 s., 27 príl., arch. č. 86921 STUPÁK, Š., ČURLÍK, J., PRAMUKA, S., BAJTOŠ, P., PETRO, Ľ., BEZÁK, J., LUČIVJANSKÝ, L. 2001 : Povodie Slanej – súbor máp geofaktorov životného prostredia v okrese Rožňava, ŠGÚDŠ Bratislava, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 93 s., 61 príl., arch. č. 84323 ŠTEFANOVIČOVÁ, D. & JURÁKOVÁ, K. 2002: Prírodné liečivé zdroje a prírodné zdroje minerálnych stolových vôd 1 : 1 000 000. In: Kolektív autorov, 2002: Atlas krajiny Slovenskej republiky, Ministerstvo životného prostredia SR, Slovenská agentúra životného prostredia & Esprit Banská Štiavnica 2002, Mapový list v atlase, ISBN 80-88833-27-2 ŠVASTA, J., SLANINKA, I., MALÍK, P., VOJTKOVÁ, S., & VOJTKO, R. 2006: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Muránskej Planiny v mierke 1 : 50 000. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 175 s. TKÁČOVÁ, H., ČERNÁK, R., KOVÁČIK, M., ALFÖLDYOVÁ, A., BAČOVÁ, N., BEZÁK, J., ČURLÍK, J., ELEČKO, M., FRANKOVSKÁ, J., GLUCH, A., HOJNOŠ, M., HÓK, J., HRICKO, J., JANOTKA, V., KANDRÍK, M., KONEČNÝ, V., KORDÍK, J., KOVÁČIKOVÁ, M., KOVÁČOVÁ, E., KUBEŠ, P., MAŤÚŠ, J., NAGY, A., PIOVARČI, M., POLC, R., PRISTAŠ, J., PRAMUKA, S., SCHERER, S., SLANINKA, I., STANKOVÁ, V., SZALAIOVÁ, V., ŠEFARA, J., ŠEFČÍK, P., VASS, D., VISKUP, J., ZEMAN, I. 2006: Ipeľský región (IPREG) – orientačný prieskum geologických činiteľov životného prostredia. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 105 s., 91 príl., arch. č. 87147
27
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
VANDROVÁ, G., SZABOVÁ, A., URBANÍK, J., HRTUS, P., ZUBEREC, M., HAJČÍK, J. 2000: Lúčky – ochranné pásma kúpeľov, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 83269, 143 s. VANDROVÁ, G., ŠTEFANKA, P., ČERVEŇAN, M. 2007: Návrh revízie ochranných pásiem prírodných liečivých a prírodných minerálnych zdrojov v Martine. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava VRANA, K., PUCHNEROVÁ, M., VOJTAŠKO, I., KAROLI, S., TKÁČOVÁ, H., JANOČKO, J., ŽÁK, D., KUŠÍKOVÁ, S., MARSINA, K., PRAMUKA, S., ČURLÍK, J., ŠEFČÍK, P., HOJNOŠ, M., KANDRÍK, M., LUČIVJANSKÝ, L., ZEMAN, I., SYČEV, V., TUPÝ, P., HOLZER, R., HRAŠNA, M., KOVÁČIK, M., HRICKO, J., ŠEFARA, J., SZALAIOVÁ, V., KATONA, M., TKÁČ, J., GRETSCH, J., STANKOVÁ, V., TEKULA, B., PIOVARČI, M. 2003: Súbor máp geologických faktorov životného prostredia regiónu Vranov – Humenné – Strážske, orientačný geologický prieskum životného prostredia, Geocomplex Bratislava, Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, arch. č. 85339, 80 s. VRANA, K. a HANZEL, V. 2005: Návrh revízie ochranných pásiem prírodných liečivých zdrojov v Turčianskych Tepliciach. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava VRANA, K. a HANZEL, V. 2006: Návrh revízie ochranných pásiem prírodných minerálnych zdrojov v Budiši. Manuskript – archív Inšpektorátu kúpeľov a žriediel Ministerstva zdravotníctva SR, Bratislava VRANA, K., HANZEL, V., KULLMAN, E. 2008: Lúčky – výpočet množstiev minerálnych vôd. Manuskript – archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 209 s. ZNÁŠIKOVÁ, B., GARGULÁK, M., LEGÁTHOVÁ, A. 2008: Prehľad množstiev podzemnej vody hydrogeologických celkov Slovenskej republiky k 1. januáru 2008. Manuskript – Archív odboru Geofondu ŠGÚDŠ Bratislava, 39 s.
SUMMARY Regional hydrogeological investigations, explorations and surveys represent a primary background information on hydrogeological settings of the Slovak territory. Based on these it is possible to decide correctly on water management measures and landuse planning decisions, taking into account distribution and movement of groundwater, to project detailed hydrogeological explorations, to extract input data on boundary conditions and aquifer hydraulic properties in regional groundwater flow modelling studies, and to evaluate the degree of groundwater sources pollution and the risk of contamination of another groundwater sources. Today, resp. in the time period between the present time and the milestone represented by the year 2000, we can recognise several types of hydrogeological labours with regional character, which were undertaken on the territory of Slovak Republic: (a) hydrogeological surveys connected with estimation of groundwater resources; (b) construction of basic hydrogeological and hydrogeochemical maps, mostly in the scale of 1 : 50 000; (c) construction of purpose hydrogeological maps and maps of natural water quality in the framework of edition of maps of geological factors of environment, also mostly in the scale of 1 : 50 000; (d) regional hydrogeothermal evaluations of prospective geothermal areas / areas of geothermal waters; (e) hydrogeological explorations connected with delineation of protection zones, mostly for the sources of natural healing waters and sources of table drinking mineral waters. Hydrogeological surveys connected with estimation of groundwater resources were in the period of 2000 – 2010 performed on 15 individual hydrogeological units (“rayons”) of Slovak Republic (see Fig. 1). Results of these are mostly connected to complex evaluation of surface streams gauging for groundwater outflow / baseflow separation from hydrograms, evaluation of pumping tests on newly drilled hydrogeological investigation boreholes, gauging of springs for estimation of their exploitable quantity securing in the dry periods, regime measurements of groundwater table on wells and boreholes, hydrometric measurements by current meter for estimation of hidden groundwater surpluses into the surface streams, hydrological balance calculation, qualitative observations of groundwater both in time and spatial snapshots, sampling of surface waters and precipitation connected to groundwater formation. All these activities are summarised in finale reports, accompanied by rich hydrogeological documentation including purpose hydrogeological and hydrogeochemical maps and maps of hydrogeological documentation. Basic hydrogeological and hydrogeochemical maps in the scale of 1 : 50 000 on the Slovak territory depict the aerial extent and qualitative characteristics of the upper aquifer and the more important deeper ones. The basic characteristics of aquifers – transmisivity and the variability of transmisivity, groundwater outflow, lithology and stratigraphy are expressed as follows: the mean value of the aquifer transmisivity (m2.s-1) by background colour, variability of the transmisivity (lateral filtration inhomogenity) by intensity of colour and the number (index), aquifer lithology by hatching, and aquifer lithostratigraphy by index. The content of basic hydrogeological maps at 1 : 50 000, gradually covering Slovakia now is based on field mapping and documentation of hydrogeological features into the background working maps in 1 : 10 000 in the mountains and 1 : 25 000 in the lowland territories. Hydrogeological maps are gradually being transferred to geographical information systems, and published electronically in HTML format, so that any user of internet viewer can open the map of the area and can extract the required point information. Current state of basic hydrogeological mapping on the Slovak territory in the period of 2000 – 2010 is shown on Fig. 2. 28
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
As complementary hydrogeological maps to the edition of basic hydrogeological maps are purpose hydrogeological maps and maps of quality of natural water connected with constructions of maps of geofactors of environment. These are created for selected regions on the Slovak territory in the scale of 1 : 50 000. State–of–art of constructions of these maps in the period of 2000 – 2010, as well as in the previous periods, is shown on Fig. 3. For the same period, on Fig. 4, regional hydrogeothermal evaluations for individual prospective geothermal areas / areas of geothermal waters are depicted. Hydrogeological explorations connected with delineation of protection zones, especially for the sources of natural healing waters and sources of table drinking mineral waters, are more intensively performed since the start of recent millennia – with growing interests for using these waters for spa and bottling purposes.
29
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
RÁMCOVÝ PŘEHLED REGIONÁLNÍCH HYDROGEOLOGICKÝCH PRACÍ NA ÚZEMÍ ČESKÉ REPUBLIKY GENERAL OVERVIEW OF REGIONAL HYDROGEOLOGICAL RESEARCH IN THE CZECH REPUBLIC TERRITORY R enáta Kadle cová , M iro slav O lmer , Zd en ěk H e rr mann , Jan Ču rda ABSTRACT The groundwater research represents a long tradition in the Czech Republic. It has been continuing since late 19th century with the main object concerning abundant drinking water supply for large cities. After 1918 in Czechoslovakia, the groundwater research was performed by the National Hydrological Institute (present the T. G. Masaryk Water Research Institute) and by the National Geological Survey (present Czech Geological Survey). Systematic regional hydrogeological research of the Czechoslovak territory was performed between the late 1960s and early 1990s. The research summarizes results of hydrogeological mapping and investigations. The presented paper offers an overview of basic regional hydrogeological projects implemented in the Czech Republic. KEY WORDS regional hydrogeological research, groundwater, Czech Republic, hydrogeological maps, investigations KLÍČOVÁ SLOVA regionální hydrogeologické práce, podzemní voda, Česká republika, hydrogeologické mapy
ÚVOD Hydrogeologie náleží mezi obory aplikované geologie, a proto regionální hydrogeologický výzkum podzemních vod nelze oddělovat od hydrogeologického průzkumu. První hydrogeologické práce regionálního rozsahu vznikly na základě potřeby zajištění zdrojů podzemních vod, zejména pro velká města, a tak první hydrogeologické studie mají spíše charakter základního hydrogeologického mapování, které po vzniku Československa provádí Státní ústav hydrologický, pozdější Výzkumný ústav vodohospodářský a Státní geologický ústav Československé republiky, dnešní Česká geologická služba. V rámci prováděného regionálního výzkumu vznikly obecně platné metodiky hydrologických a hydrogeologických prací. Regionální výzkum podzemních vod v zásadě syntetizuje výsledky základního hydrogeologického mapování a výsledky lokálních i regionálních hydrogeologických průzkumů. Od 60. do 90. let 20. stol. byl na území Československa realizován systematický regionální hydrogeologický průzkum, jehož výsledky byly využity v rámci
regionálního výzkumu podzemních vod. Proto je vhodné v následujícím textu uvést stěžejní regionální hydrogeologické práce, studie a metodiky i rámcový přehled vývoje těchto regionálních prací. HISTORIE První průzkumy zdrojů podzemních vod regionálního rozsahu lze řadit již do 70. let 19. stol., kdy se Praha, Brno a další velká města začala potýkat s nedostatkem kvalitní pitné vody pro obyvatelstvo. Například v 80. letech 19. stol. pro pražského purkmistra zpracoval prof. Jan Krejčí „Zprávu o pramenité, spodní a říční vodě v Praze z pohledu geologického“, v níž popisuje vydatné prameny u Vrutice na Mělnicku. V 80. letech 19. stol. byl ustanoven odborný komitét, který prozkoumal oblasti na Mělnicku a odhadl zdroje podzemních vod pískovcového útvaru u Vrutice a v Liběchově na 440 l.s-1. Na základě nabídky České spořitelny v roce 1896, že postaví vodovod pro Prahu, provedli Ing. Smreker a rytíř Zdeněk von Wessely průzkum území podél Labe mezi Lysou nad Labem a Mělníkem o celkové rozloze 177 km2. V rámci tohoto průzkumu bylo vyhloubeno 514 vrtů, zdokumentováno
RNDr. Renáta Kadlecová, RNDr. Jan Čurda Česká geologická služba, Klárov 3, 118 21 Praha 1,
[email protected],
[email protected] Ing. Miroslav Olmer Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.M., v.v.i., Podbabská 2582/30, 160 00 Praha 6 RNDr. Zdeněk Herrmann hydrogeolog, Nerudova 939, 500 02 Hradec Králové,
[email protected]
30
PODZEMNÁ VODA 118 domovních studní, na nichž byla provedena pozorování a realizovány dvě čerpací zkoušky. Výsledkem byl návrh vodních zdrojů pro vodárnu v Toušni s kapacitou 45 – 60 tis. m3.den-1 (591 – 694 l.s-1) a druhou v Kostelci nad Labem s kapacitou 22,5 – 30 tis. m3.den-1 (260 – 347 l.s-1), s plánovanými zdroji mezi Malým Újezdem a Mělníkem v údolí Košáteckého potoka a Pšovky (Pavlanský, 1928). První návrh se realizoval už na začátku 20. stol. jako tzv. Káranský vodovod (funkční od roku 1914), zatímco druhý návrh nalezl uplatnění až v roce 1972. Po konci 1. světové války byl v roce 1919 zřízen Státní ústav hydrologický, později po 2. světové válce transformovaný do Výzkumného ústavu vodohospodářského (VÚV). Obor podzemních vod se začal uplatňovat v náplni činnosti Státního hydrologického ústavu již brzy po jeho založení. Prvním zřetelným projevem bylo zahájení vydávání publikací „Podzemní vody a prameny“ v rámci edice Vodopis Československé republiky, která byla koncipována podle listů speciální mapy 1 : 75 000 a soustředila se na území české křídové pánve. Měla charakter převážně hydrografický – dokumentovala výskyt pramenů jako přirozených vývěrů podzemních vod, obsahovala však kromě místopisu také popis přírodních podmínek pro vznik pramenů, přímé měření vydatnosti a základní kvalitativní ukazatele. Tato edice je spojena především se jménem Františka Podvoleckého, který byl autorem konceptu edice a většiny listů i publikace, mapující výsledky výzkumu podzemních vod za období 1928 – 1935 (Jelen, 1935; Podvolecký, 1934 a, 1934 b, 1934 c, 1938). Publikace Podvolecký (1935) poskytuje již jinak nenahraditelné údaje z odběry podzemních vod neovlivněného období. Na uvedou edici navázalo po druhé světové válce další pokračování, většinou pod redakcí Bedřicha Filipa – v období 1951 – 1969 bylo zpracováno a vydáno v rámci ediční řady „VÚV Práce a studie“ dalších 9 listů (Filip, 1951, 1954, 1957, 1959, 1962, 1965, 1969; Slepička,1957; Svoboda, 1961). Tím byla edice ukončena bez toho, aniž by jí bylo pokryto alespoň celé území české křídové pánve. Jednotlivé listy edice Podzemní vody a prameny jsou uvedeny v samostatném oddílu seznamu literatury. Základy regionálně orientované hydrogeologické práce ve Státním geologickém ústavu Československé republiky, položil Ota Hynie, který zde působil v letech 1924 – 1952. Jako jeden z prvních geologů se věnoval především aplikované geologii, v jejímž rámci se později soustředil na hydrogeologii a především na vztahy mezi geologickými strukturami a hydrogeologií. Již v první polovině 20. stol. vzniká tedy řada hydrogeologických prací regionálního rozsahu, popisujících oblasti s předpokládaným výskytem velkého množství podzemních vod, které jsou doporučovány k dalšímu plánovanému průzkumu a vodárenskému využití. Během 2. světové války byly veškeré aktivity v oboru
XV 1/2009 vodárenském a tedy i pokračující průzkumy zdrojů podzemních vod utlumeny. V roce 1945 Ota Hynie zpracoval „Hydrogeologické podklady pro plánování vodovodního zásobování z podzemních vod českého křídového útvaru” a v roce 1949 shrnuje dosavadní výsledky hydrogeologických regionálních výzkumů ve sbírce prací z praktické geologie, která popisuje hydrogeologické poměry Chebska, Žatecka, Labského pískovcového pohoří na pomezí Čech, Dolní Pšovky a Košáteckého údolí, Pojizeří, pramenní oblasti u Českého Meziříčí, Polické křídové pánve a dalších oblastí včetně schematických mapek a hydrogeologických řezů. V pracích Oty Hynie, které byly logicky členěny na část geologickou, hydrogeologickou a bilanční, lze nalézt vzor pro pozdější zprávy o regionálním hydrogeologickém průzkumu. Vymezení kolektorů ve vertikálním směru Ota Hynie chápe jako problematiku litologickou. Vymezení kolektorů v horizontálním směru okrajovými podmínkami proudění, chápe především jako problematiku tektonickou. Dělení zvodněných kolektorů zlomy na samostatné struktury bylo v pozdějších dobách využito k rozdělení křídové pánve do hydrogeologických rajónů. Pomocí těchto přirozených hranic proudových systémů podzemní vody se již tehdy Ota Hynie snažil vymezit příslušné hydrogeologické povodí k drenážním místům podzemních vod, popsaných ve výše zmíněných pracích Františka Podvoleckého. V roce 1952 přechází Ota Hynie na Přírodovědeckou fakultu UK. V letech 1945 – 1958 vedl oddělení hydrogeologie geologického ústavu další z osobností české hydrogeologie Karel Zima, jehož specializací byla hydrogeologická rajonizace. V tomto období vzniká i práce Myslila (1957) Nádrže mělkých podzemních vod, kde jsou navrhována území v ČR vhodná pro umělou infiltraci. Hydrogeologie se dále rozvíjela jako aplikovaná disciplína geologie a v podstatě se vše řešilo více méně z průzkumného hlediska na Ústavu stavební geologie a na průzkumných organizacích. Na tehdejším Ústřední ústavu geologickém v Praze bylo vytvořeno oddělení hydrogeologie v roce 1958, kde se začaly řešit opět více méně praktické otázky v souvislosti s rozvíjením oboru hydrogeologie. Obecná hydrogeologická problematika se řešila v rámci zpracovávání hydrogeologických map, řešení ochranných pásem lázní, výpočtů zásob podzemních vod. V roce 1961 vychází první souborné dílo o podzemních vodách svého druhu „Hydrogeologie ČSSR I. díl Prosté vody“ od Oty Hynie, které shrnuje základy hydrogeologie a popisuje hydrogeologické poměry celého Československa. V roce 1963 vychází od Oty Hynie „Hydrogeologie ČSSR II. díl Minerální vody“, která se zabývá podstatou a úkoly hydrogeologie přírodních minerálních vod v ČSSR a pojednává o genetických, geologických a hydrochemických zákonitostech a podá31
PODZEMNÁ VODA vá systematický popis minerálních zřídel a peloidů na území ČSSR. V roce 1975 dokončují dílo Oty Hynie Vladimír Homola a Stanislav Klír v „Hydrogeologii ČSSR III. díl Hydrogeologie ložisek nerostných surovin“. Kniha obsahuje jak obecnou část, tak stručný popis hydrogeologických poměrů nejvýznamnějších ložisek ČSSR. Ota Hynie měl v plánu vydat čtyři díly, z nichž poslední měl být pojednáním o kvartérních kolektorech se zvláštním zřetelem k možnostem jejich vodárenského využití. Regionální zaměření hydrogeologické práce geologického ústavu bylo zúročeno zejména v letech 1965 – 1990 v podobě řady publikovaných mapových edic (viz hydrogeologické mapy) a metodik. Autorem stěžejních metodik byl Ján Jetel, např. „Použití matematických metod v geologii“ (1973), „Určování hydraulických parametrů hornin hydrodynamickými zkouškami“ (1982), „Metody regionálního hodnocení hydraulických vlastností hornin“ (1985) a Jiří Krásný (1986) a v oblasti geochemie podzemních vod Stanislav Gazda (1975), Tomáš Pačes (1972, 1983) a Pavel Pitter (1981, 1999). V 70. letech 20. stol. byly zpracovány v geologickém ústavu výskyty minerálních vod i po jednotlivých krajích (Čadek et al., 1968; Hálek et al., 1966; Jetel, Rybářová, 1979; Kačura, 1980; Květ, Kačura, 1978; Kolářová, 1978; Kolářová, Myslil, 1979). Ze stejného období je další publikace regionálního rozsahu s názvem Podzemní vody údolí Moravy zpracované Kouřilem (1970). Řada výsledků regionálních hydrogeologických prací byla publikována ve Sborníku geologických věd, hydrogeologie a inženýrská geologie geologického ústavu např. Naléhavé úkoly naší hydrogeologie minerálních zřídel (Hynie, 1964), Hydrogeologické poměry mělkých podzemních vod v oblasti soutoku Labe a Ohře (Vrba, 1964), Hydrogeologie chebské pánve (Kolářová, 1965), Hydrogeologie a geochemie vod jáchymovské oblasti (Laboutka, Pačes, 1966), Hydrogeologie permokarbonu a křídy na profilu Mělník-Ještěd (Jetel, 1970), Hydrogeologie artéské pánevní struktury v české části vnitrosudetské pánve (Vrba, 1971), Hydrogeologie na opěrném profilu Kolín – Nová Paka (Kolářová, 1971), Hydrogeologické poměry karbonu v okolí Slaného (Němeček 1971), Hydrogeologie sokolovské pánve (Jetel, 1972), Hydrogeologie oblasti lázní Poděbrad (Kolářová, Krásný, 1972), Hydrogeologie jižní části ústecké synklinály (Kříž, 1975), Hydrogeologické poměry královédvorské synklinály od (Vavřínová, 1975), Kolektorské vlastnosti permokarbonských hornin jihozápadního křídla vnitrosudetské pánve v Čechách (Jetelová, 1975), Hydrochemické závislosti v podzemních vodách severní části moldanubika a kutnorského krystalinika (Skořepa, Včíslová, 1975) Statistická analýza hydrogeologických dat z podkrkonošského permokarbonu (Krásný, 1976), Hydrochemické závislosti
32
XV 1/2009 v podzemních vodách severní části moldanubika a kutnorského krystalinika (Skořepa, 1976), Hydrogeologické poměry plzeňské karbonské pánve (Švoma, 1980), Hydrogeologie jihočeských pánví (Krásný, 1980), Hydrogeologie mšenské pánve a černouhelných ložisek mezi Mělníkem Benátkami nad Jizerou (Jetel, 1982b), Statistická analýza transmisivity hornin východní části Českomoravské vrchoviny (Michlíček, 1982), Hydrogeologické poměry severní části ústecké synklinály (Chrástka, 1983), Hydrogeologie kvartéru Hornomoravského úvalu a Mohelnické brázdy (Malý, 1983), Hydrogeologie cenomanu labské oblasti české křídové pánve (Jetel, Rybářová, 1991), Propustnost a průtočnost předvariských hornin ve středních, jižních a západních Čechách (Kolman, 1991), Bilance podzemních vod jako nástroj vodohospodářského plánování (Prchalová, Olmer 2000) a Hydrogeologie polické křídové pánve (Krásný et al., 2002). Množství výsledků regionálně hydrogeologických prací bylo uveřejněno v časopise Vodní hospodářství, v dříve vydávaném Geologickém průzkumu, ve sbornících československých (českých) hydrogeologických konferencí a v Hydrogeologických ročenkách (např. Dvorský et al., 2007). Činnost oboru podzemních vod ve VÚV se postupně zaměřila na vytvoření hydrologie podzemních vod jako samostatného odvětví. Od 50. let minulého století se prováděla soustavná měření průtoků na vybraných povrchových tocích a byla vyvinuta metoda hodnocení podílu odvodňování podzemních vod na tvorbě celkového odtoku, která znamenala průlom do dosavadního názoru „klasických hydrologů“. Podíl části, později označené jako základní odtok, byl vyhodnocen v rozmezí 40 až 60 procent celkového odtoku, byl lokalizován a stanoven i jeho dlouhodobý režim. Tato metoda, označená „PPP“, tj. podélný profil průtoků, je dodnes používána jako standardní postup pro hodnocení interakce podzemních a povrchových vod. Vznik a vývoj tohoto odvětví je spjat s působením F. Slepičky, který položil teoretické i praktické základy pro jeho uplatnění (např. Slepička, 1966, 1989). Vodohospodářská hlediska při využívání a ochraně podzemních vod v ČR včetně uskutečňování hydrogeologických průzkumů a provozu jímacích oblastí zpracovali Kliner et al. (1978). Na přelomu poloviny 20. stol. bylo zřejmé, že dojde k nárůstu nároků na zdroje podzemních vod, vyvolanému především odběry pro veřejné zásobení pitnou vodou a jejich předpokládaným zvyšováním. Během dekády 1955 – 1964 došlo ke zvýšení produkce vodáren o 60 % a jestliže v roce 1966 činil celkový odběr vody pro veřejné zásobení na území české části povodí Labe 11 m3.s-1, během příštích 20 let se očekával nárůst o dalších 8,5 m3.s-1. Na zdrojích využívaných pro veřejné zásobení se podílely podzemní vody téměř 50 %. Uvedený trend lze dokumentovat na příkladu
PODZEMNÁ VODA české křídové pánve, která představuje hlavní část využitelných zdrojů kvalitní podzemní vody. Pánev
XV 1/2009 zaujímá rozlohu ca 12 500 km2 a vývoj odběrů je zde zachycen v časové řadě od roku 1928 (obr. 1).
Obr. 1 Přehled odběrů podzemních vod z oblasti české křídové pánve od roku 1928 do 2003 Fig. 1. Overview of groundwater abstractions in the Bohemian Cretaceous Basin between 1928 and 2003
REGIONÁLNÍ HYDROGEOLOGICKÉ PRÁCE Využití zejména podzemních vod z kolektorů křídového stáří se přibližně do poloviny 20. stol. orientovalo na známá místa jejich výskytu, snadno dostupné zdroje, popřípadě na místa vhodná polohou vůči spotřebišti. Z porovnání úrovně tehdejších a budoucích nároků na zdroje podzemních vod bylo zřejmé, že jejich krytí vyvolá přechod k využívání zdrojů v širším měřítku, které představovalo hospodaření s podzemní vodou v rámci celých hydrogeologických struktur. Realizace hydrogeologického průzkumu v Československu v 50. letech 20. stol. byla zaměřena jen na některé aktuální problémy jako např. vztahy minerálních vod k důlně hydrogeologickým problémům, zatím neukončený hydrogeologický průzkum vodárensky perspektivních oblastí české křídové pánve, výstavba pozorovací sítě mělkých podzemních vod, hydrogeologická rajonizace. Československé hydrogeologii chy-
běl komplexní program průzkumu prostých, minerálních a důlních vod a také metodika hydrogeologických prací. Z tohoto stavu tedy vyvstala potřeba provedení jak základních, tak podrobnějších hydrogeologických prací. V první polovině 60. let 20. stol. byly tedy provedeny rozbory nároků na vodní zdroje a možnosti jejich pokrytí. I když byly nároky na zdroje koncipovány v souladu s tehdejším systémem centrálního plánování, nesporným přínosem bylo, že v roce 1966 byl na území tehdejšího Československa zahájen soustavný regionální hydrogeologický průzkum, který navazoval na průzkumné práce prováděné od padesátých let v rámci doplňování a zpřesňování Státního vodohospodářského plánu (SVP). V průběhu přípravy SVP bylo zřejmé, že pro plánování akcí širokého regionálního zaměření chybějí potřebné podklady. Dosavadní průzkumy podzemních vod byly navrhovány podle hydrologických celků
33
PODZEMNÁ VODA (povodí). Tento způsob však nebyl pro pánevní struktury vždy vyhovující, a proto byly navrženy zpočátku pouze pro povodí Labe oblasti hydrogeologicky aktivní a vhodné pro systematický průzkum (Zima, Vrba, 1959). V rámci rozvojových projektů vodního hospodářství byla proto řešena první verze rajonizace podzemních vod. Výsledkem byl návrh označený později jako „Rajonizace 1965“, v němž byly rajony vymezeny jako hydrogeologické struktury a odlišeny převážně podle stratigrafického hlediska. Rajonizace, zpracovaná na základu Hydrogeologické mapy Československa s rajony podzemních vod v měřítku 1 : 500 000, vytvořila podklad pro společný první pětiletý program regionálního průzkumu v odvětví geologie a vodního hospodářství. V první polovině 60. let se v rámci bývalé Rady vzájemné hospodářské pomoci začaly uskutečňovat kroky k unifikaci způsobů vyhodnocování „zásob“ podzemních vod. Provádění hydrogeologického průzkumu bylo kodifikováno jako součást státního plánu geologických prací a v roce 1963 zřízena Stálá subkomise pro klasifikaci podzemních vod při Komisi pro klasifikaci zásob ložisek nerostných surovin (KKZ). Subkomise zavedla systém oceňování a klasifikace zásob podzemních vod, požadavky na způsob dokumentace a pomohla výrazně k rozvoji metod výpočtů zásob podzemních vod. Chápání klasifikace zásob podzemních vod však bylo ovlivněno schématem klasifikace zásob ložisek nerostných surovin. To se projevilo již během 70. let, kdy se metodicky i prakticky začaly uplatňovat způsoby hodnocení podzemních vod jako složky celkového odtoku – toto hledisko bylo promítnuto jak do zásad a směrnice KKZ z roku 1979, tak do revidované hydrogeologické rajonizace z roku 1986. Činnost subkomise byla spjata se systémem centrálně plánovaného hospodářství a financování akcí regionálního hydrogeologického průzkumu ze státního rozpočtu – během činnosti subkomise byly předloženy ojediněle k projednání i akce jiných investorů (např. krajských podniků Vodovodů a kanalizací). V rámci SVP a programem akcí hrazených přes tehdejší Ústřední geologický úřad ze státního rozpočtu byl v 60. letech minulého století zahájen soustavný hydrogeologický regionální průzkum, nejdříve ve vytipovaných oblastech české křídové pánve a v oblasti Polabí s výskytem mocných kvartérních fluviálních sedimentů. Zároveň probíhal i regionální průzkum organizovaný z prostředků odvětví vodního hospodářství, který se soustředil na vodohospodářsky perspektivní oblasti zdrojů podzemních vod. Do jeho rozsahu patří mj. polická pánev, vysokomýtská synklinála, Loučná, povodí pravobřežních přítoků Labe, Polučnice a Kamenice, třeboňská pánev, kvartérní uloženiny řeky Moravy. Jeho předností byla zejména hydrologická měření,
34
XV 1/2009 která ve většině případů založila i pokračující soustavná sledování. HYDROGEOLOGICKÉ MAPY Tehdejší Ústřední ústav geologický jako hlavní tvůrce geologických a účelových map výsledky regionálních hydrogeologických průzkumů syntetizoval v geologických mapách přehledného měřítka. S kompilací geologických map a pokračováním regionálních hydrogeologických průzkumů souvisí i snaha o kartografické vyjádření hydrogeologických poměrů území republiky v hydrogeologických mapách jako grafickém podkladu pro vodohospodářské účely. V roce 1966 vydává Ústřední ústav geologický Hydrogeologickou mapu Československa v měřítku 1 : 1 000 000 (Myslil et al.). Hydrogeologická rajonizace byla postupně od prvního zpracování v roce 1965 aktualizována a zpřesňována. S tím souvisela i návaznost dalších mapových edic, zpracovaných a vydaných v gesci odvětví vodního hospodářství (Olmer et al., 1967; Olmer ed., 1974 – 1976, Olmer ed., 1987). K edici účelových map SVP ČSR, vydaných v roce 1987 („Rajonizace 1986“), byly publikovány hydrogeologické charakteristiky jednotlivých rajonů včetně jejich bilančního hodnocení, které pro povodí Odry a Moravy zpracoval Michlíček et al. (1986) a pro povodí Labe Olmer, Kessl et al. (1990). V letech 2002-2005 vznikla rajonizaci 2005 v rámci projektu VaV 650/4/02 (Olmer et al., 2005; Olmer et al., 2006). V období 1980 – 1989 vyšla v Ústředním ústavu geologickém edice základních hydrogeologických a hydrochemických map 1 : 200 000 (Hazdrová ed., 1980 – 1989 a, b) a k nim příslušné vysvětlivky (Hazdrová et al., 1980, 1983, 1984, 1985; Jetel et al., 1986, 1988; Krásný et al., 1982, 1984, 1987; Kačura et al., 1991; Kolářová, Hrkal et al., 1986; Myslil et al., 1985, 1986). Odborné pracoviště vodního hospodářství, později začleněné do VÚV, zavedlo a aplikovalo v 70. letech minulého století metodu stanovení základního odtoku v regionálním měřítku pro povodí Labe, Moravy a Odry. Výsledky hodnocení byly zavedeny již v edici map SVP z roku 1974 – 76 jako podíl celkového odtoku, v současné době navrhovaný „baseflow index (BFI), a staly se i východiskem pro sestavení Mapy odtoku podzemní vody na území Československa (Krásný et al., 1981, 1982), zpracované jako příspěvek k Mezinárodnímu hydrologickému programu UNESCO. Podrobnější hydrogeologické mapy v měřítku 1 : 50 000 u 86 listů i s příslušným doprovodným publikovaným vysvětlujícím textem (Műller ed., 1986 – 2000), pokrývajícím na 211 listech celé území republiky, vycházely tiskem v období 1986 – 1998 v rámci „Souboru geologických a ekologických účelových map
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
přírodních zdrojů České republiky“ (Čurda ed., 1990 – 1999, Hazdrová ed., 1986 – 1989) V rámci tvorby výše uvedené edice probíhalo hydrogeologické mapování a syntéza výsledků nových regionálních hydrogeologických průzkumů. Celkový přehled mapových edicí je v samostatném oddílu seznamu literatury. HYDROGEOLOGICKÉ PRŮZKUMNÉ PRÁCE První hydrogeologické práce regionálního rozsahu, tj. od konce 19. stol. do první poloviny 60. let 20. stol., měly popisný charakter na základě mapovacích prací a krátkodobých režimních měření vydatností pramenů, teplot vyvěrající vody atd. Až do roku 1975 nebyly pro stanovení přírodních zdrojů a zásob podzemních vod aplikovány výpočty pomocí modelů a použití metod povrchové detekce (remote sensing) bylo omezeno jen na geofyzikální měření. Po roce 1975 byly metody průzkumu rozšířeny o hydraulické a hydrologické modelování, o aplikaci letecké a družicové fotografie a o stopovací zkoušky. Mezi cíle průzkumu bylo zahrnuto i hodnocení kvality podzemní vody z hlediska vodárenského využití a úpravárenských procesů a stanovení principů regionální ochrany podzemní vody. Akce regionálního hydrogeologického průzkumu byly realizovány v rozmezí let 1966 až 1990 v rámci pěti pětiletých programů. U těchto akcí, řízených prostřednictvím Českého geologického úřadu, bylo povinné předložení výsledků k projednání KKZ. Seznam platných protokolů KKZ je uveden v tabulce 1. Syntézou české křídy (Herčík et al., 1987; Herčík, Herrmann, Valečka, 1999) byl tento projekt regionálního hydrogeologického průzkumu po 25 letech prakticky uzavřen. Na něj navázala jen Hydrogeologická syntéza Labského kvartéru (Herrmann, 1998). V některých plošně rozsáhlých rajonech (např. moldanubikum, středočeský pluton apod.) bylo od tzv. III. hydrogeologického programu přistoupeno k hydro-
geologickým syntézám bez předcházejícího regionálního hydrogeologického průzkumu. Malý objem finančních prostředků vyčleněných na hydrogeologickou syntézu těchto rajonů nedovoloval jejich zhodnocení ani na úrovni regionálního hydrogeologického průzkumu v pojetí, v jakém byl regionální průzkum realizován v tzv. I. a II. hydrogeologickém programu. Výsledky dosažené v rámci těchto syntéz však přesto naznačily, že rajony staršího paleozoika a krystalinických hornin nelze nadále považovat za deficitní, ale naopak, bude-li vyhledávací průzkum uskutečněn v potřebné šíři, budou v některých oblastech těchto rajonů ověřeny zdroje a zásoby podzemní vody i nadregionálního vodárenského významu (např. ramzovské nasunutí). Hydrogeologická syntéza založená na výsledcích regionálního hydrogeologického průzkumu byla zatím komplexně zpracována pro fluviální sedimenty v povodí horní Moravy, pliopleistocenní sedimenty hornomoravského úvalu, neogenní sedimenty dyjsko-svrateckého úvalu a pro českou křídovou pánev, hydrogeologicky nejvýznamnější strukturu ČR. V mnoha hydrogeologických rajonech ČR nebyl regionální hydrogeologický průzkum proveden vůbec a nebo byly jen kamerálně zhodnoceny existující údaje bez příslušného terénního průzkumu, měření a pozorování. Týká se to mnoha rajonů v hydrogeologicky významných kvartérních uloženinách, jejichž syntetické hydrogeologické zhodnocení bylo plánováno na období 1985 – 1990 a bylo realizováno jen v částech kvartéru Labe a Moravy bez vydání protokolů KKZ. Regionální hydrogeologický průzkum byl tak založen na vymezených jednotkách – hydrogeologických rajonech, a na podkladě jeho výsledků bylo možno během ca 30 let ověřit předpokládaná využitelná množství podzemních vod, ale zároveň postupně sbližovat jak hydrogeologická, tak vodohospodářská hlediska. Zároveň byly vyhodnoceny okrajové podmínky, které určovaly zvodnění kolektorů a na nichž bylo mož no navrhnout efektivní a odborně podložený způsob ochrany.
Tab. 1. Seznam platných protokolů KKZ Tab. 1. List of Commission classification supply authorized protocols
Geof. ČR
Autor
Název
Arch. Čís.
Rok
10 20 550 620 640 730 820 830 841 870
SYSEL P. KLINER K. SKOŘEPA J. BROŽEK P. KNĚŽEK V. NĚMEC V. VRÁNA M. ŠVOMA J. TYBITANCL J. VČÍSLOVÁ B.
JIRKOV ŽATECKO-JIH PODKRKONOŠSKÝ PERMOKARBON PERMOKARBON VNITROSUDETSKÉ PÁNVE POLICKÁ PÁNEV NEBANICE MANĚTÍNSKÁ PÁNEV PLZEŇSKÁ PÁNEV MŽE MEZI RADČICEMI A BDĚNEVSÍ SILUR-DEVON BARRANDIENU
FZ004948 FZ005494 FZ005762 FZ005642 FZ005528 FZ005932 FZ005721 FZ005160 FZ006125 FZ005789
1967 1975 1978 1977 1975 1983 1978 1971 1983 1980
35
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Tab. 1. Seznam platných protokolů KKZ (pokračování) Tab. 1. List of Commission classification supply authorized protocols (continuation)
Geof. ČR
Autor
Název
Arch. Čís.
Rok
950 1020 1210 1240 1300 1340 1350 1440-1441 1460 1480 1490 1520 1530 1540 1550 1560 1570 1600 1620 1630 1640 1710 1720 1730 1740 1760 1770
VČÍSLOVÁ B. HEREŠOVÁ D. VČÍSLOVÁ B. PĚKNÝ V. VILŠER M. ŠTEFAN V. VACKOVÁ A. VAŠTA V. ČURDA S. WURMOVÁ M. KLINER K. MACEŠKA D. KUKLOVÁ K. TARABA J. TARABA J. WUNSCH B. POSPÍŠIL Z. JAHODA V. FRANZOVÁ KUPEC J. KUPEC J. NEUBAUER M. ŠVANDA J. KRAUSOVÁ V. KOŘENKOVÁ L. KUKLOVÁ K. VILŠER M.
FZ006178 FZ005078 FZ005916 FZ005803 FZ005587 FZ005292 FZ005731 FZ005928 FZ005880 FZ005334 FZ005265 FZ005792 FZ005502 FZ004899 FZ005607 FZ005235 FZ005645 FZ005512 FZ006058 FZ005397 FZ005656 FZ005013 FZ005342 FZ005913 FZ005808 FZ005709 FZ005080
1987 1970 1975 1978 1976 1972 1978 1982 1981 1973 1972 1980 1975 1967 1976 1972 1978 1975 1985 1974 1978 1969 1973 1982 1980 1978 1969
1780
HEREŠOVÁ D.
FZ005779
1980
1790 1820 1890 1901 1910
HEREŠOVÁ D. ČAPEK A. JAHODA V. MALÝ J. TARABA J.
FZ005891 FZ006001 FZ005943 FZ006126 FZ005809
1981 1984 1983 1985 1980
2030
VACEK Z.
FZ006007
1984
2060 2110 2150 2160 2190 2210 2220 2240 2250 2260 2290 3690 3692 4060 4220 6000-6024 6030
VILŠER M. KUČERA J. BĚLAŘ F. HEREŠOVÁ D. THEIMER L. ZURKOVÁ I. TARABA J. SEDLAČKOVÁ M. MEJZLÍK L. STAROBOVÁ M. ULAHEL P. MALÝ J. MALÝ J. VČÍSLOVÁ B. BĚLAŘ F. HERČÍK F. A KOL. HERCOG F.
STŘEDOČESKÝ PLUTON NOVÝ BYDŽOV POORLICKÝ PERM KRALICKÝ PROLOM KVARTERNÍ ULOŽENINY ŘEKY OPAVY KVARTÉRNÍ FLUVIÁLNÍ ULOŽENINY ŘEKY ODRY KVARTÉRNÍ SEDIMENTY MEZI ODROU A OSTRAVICÍ TERCIÉR-VODŇANY PUTIM KVARTÉR POVODÍ BLANICE TŘEBOŇSKÁ PÁNEVSEVERNÍ ČÁST BUDĚJOVICKÁ PÁNEV TŘEBOŇSKÁ PÁNEV STŘEDNÍ A JIŽNÍ ČÁST BOSKOVICKÁ BRÁZDA POHOŘELICE-MIROSLAV JIHLAVA OD DOLNÍCH KOUNIC PO ÚSTÍ MORAVSKÝ KRAS SVRATKA ČELECHOVICKÉ PALEOZOIKUM VYŠKOVSKÁ BRÁNA RELIKTY NEOGÉNU NA BRNĚNSKÉM MASÍVU BEČVA OD HRANIC NA MORAVĚ PO ÚSTÍ HORNÍ A STŘEDNÍ BEČVA ARTÉSKÁ OBLAST STŘEDNÍ JEVIŠOVKY KVARTÉRNÍ ULOŽENINY ŘEKY DYJE DYJSKO-SVRATECKÝ ÚVAL MIROSLAV MIKULOV - LEDNICE - VALTICE MORAVA-DYJE KVARTÉRNÍ NÁPLAVY MORAVY SEVERNĚ OBCE PETROV LEVOBŘEŽNÍ NÁPLAVY ŘEKY MORAVY LIŠANSKÝ POTOK DĚDICE HORNOMORAVSKÝ ÚVAL SYNTÉZA BLANENSKÝ PROLOM-SPEŠOV KVARÉRNÍ NÁPLAVY MORAVY MEZI BZENCEM A UHERSKÝM OSTROHEM NEOGENNÍ SEDIMENTY MORAVSKÉ BRÁNY FLUVIÁLNÍ SEDIMENTY HORNI OPAVY A OPAVICE MAJDALENA TÝNEC-PODLUŽÍ KVARTERNÍ SEDIMENTY ŘEKY OSOBLAHY POLESOVICE ROHATEC DĚTMAROVICE MORAVSKÝ BEROUN-NOVÉ VALTEŘICE LITOVEL - I. FÁZE PŘEDBĚŽNÝ HYDROGEOL. PRUZKUM ÚVALNO-IV. ETAPA MOHELNICKÁ BRÁZDA-I. ÚZEMNÍ CELEK MOHELNICKÁ BRÁZDA-III. ÚZEMNÍ CELEK MOLDANUBIKUM-ZÁPAD HALÁMKY-ROŽMBERK HYDROGEOLOG. SYNTÉZA ČESKÉ KŘÍDOVÉ PÁNVE JESENICE III.
FZ006059 FZ006124 FZ006185 FZ057843 FZ006169 FZ006172 FZ006194 FZ006220 FZ006221 FZ006243 FZ006235 FZ006256 FZ006256 FZ006246 FZ006186 FZ006234 FZ006287
1985 1985 1985 1986 1986 1987 1987 1988 1987 1979 1988 1988 1989 1988 1985 1987 1990
Geof. ČR – evid. Číslo České geologické služby Geofondu ČR
36
PODZEMNÁ VODA VSTUP DO EU Rámcová směrnice pro vodní politiku 2000/60/ES zavedla u nás do té doby nepoužívané pojmy „vodní útvar“ a „útvar podzemních vod“. Definice těchto pojmů byly začleněny do vodního zákona č. 254/2001 Sb., ve znění pozdějších předpisů. Tyto útvary bylo nutno vymezit podle uvedené směrnice v souvislosti s implementací komunitárního práva. Vodní útvary byly do národní legislativy zavedeny jako základní jednotky pro vodohospodářské plánování. V české vodohospodářské praxi byl vyvinut a od šedesátých let postupně propracován systém hydrogeologické rajonizace, kde jsou rajony založeny na charakteristikách přírodního horninového prostředí a vymezují jeho části, v nichž za určitých podmínek dochází ke zvodnění a oběhu podzemní vody. Rajony byly od počátku koncipovány jako základní jednotky pro bilanci a evidenci podzemních vod a je na ně vázána základní dokumentace. Pokud jde o přírodní a kvantitativní charakteristiku, jsou hydrogeologické rajony totožné s útvary podzemních vod, a bylo proto možné na nich založit přímo charakterizaci útvarů podzemních vod a hodnocení jejich kvantitativního stavu ve smyslu citované Rámcové směrnice. Platnost vymezení vodních útvarů je ve smyslu Rámcové směrnice ES omezena na dobu trvání plánu oblasti povodí, tj. na 6 let. Hlavním cílem Rámcové směrnice ES je dosáhnout dobrého kvantitativního a chemického stavu útvarů podzemních vod. Proto proběhlo na základě požadavku MŽP zhodnocení jednotlivých hydrogeologických rajonů a vytipování těch, kde jsou vodohospodářské problémy a kde je tedy třeba provést rebilanci zásob přírodních zdrojů podzemních vod včetně těch, kde lze hledat nové zdroje podzemních vod (Herrmann et al., 2001, 2008). Potřeba bilance přírodních zdrojů podzemních vod v řadě hydrogeologických rajonů vyplývá i z výsledků prací Českého hydrometeorologického ústavu, který ve smyslu zákona č. 254/2001 Sb., ve znění pozdějších předpisů, zpracovává vodní bilanci pro jednotlivé rajony. Stanovení hodnot přírodních zdrojů jako základního odtoku se provádí vždy za uplynulý rok a jako podklad pro výslednou vodohospodářskou bilanci. Vzhledem k nestejné úrovni podkladů mají i dosud výsledné hodnoty rozdílnou úroveň. Není zatím možné stanovit přírodní zdroje v rajonech, kde nejsou přímá měření, nebo v např. v kvartérních rajonech, kde není objasněna tvorba těchto zdrojů. Po roce 1996 se do ČR dostávají nové výpočetní technologie včetně GIS, které umožňují převedení stávajících mapových podkladů do digitální podoby, průběžné zpracování velkého množství dat, tvorbu modelů, zkrátka vytvoření interaktivní hydrogeologické vrstvy pro potřeby státní správy, resp. optimálního využití podzemních vod na území ČR. Bohužel na území ČR se veškeré hydrogeologické
XV 1/2009 regionální průzkumy se zaměřením na bilanci přírodních zdrojů podzemních vod zastavily v roce 1990 a jejich stávající výsledky jsou poplatné době jejich zpracování. Jelikož jsou přírodní zdroje podzemních vod dynamickou složkou, jsou v čase proměnné, a proto řada archivních zpracování nevyhovuje současnému stavu poznání. V současné době neprobíhají na území ČR žádné regionální hydrogeologické průzkumy. Česká geologická služba v rámci projektu VaV SP/2e1/153/07 „Interakce systému voda – hornina – krajina“, zpracovává hydrogeologickou informační vrstvu, jeden ze základních podkladů pro řešení geochemicko-hydrogeologické problematiky a to v regionálním i detailním měřítku a i jako podklad pro koncepční modely. Další regionálně zaměřené výzkumné práce v oblasti podzemních vod byly řešeny v projektech VÚV pod názvem Projekt Labe I (1991 – 1994), Projekt Labe II (1995 – 1998) a projekt VaV „Ochrana a užívání vodních zdrojů v rámci uceleného povodí“ – zvaný Projekt Labe III (1999 – 2002), Projekt Labe IV (2003 – 2006). V současné době probíhá projekt VaV pod evidenčním číslem SP/2e7/229/07 s názvem Antropogenní tlaky na stav půd, vodní zdroje a vodní ekosystémy v české části mezinárodního povodí Labe – Projekt Labe V. Lokální přehodnocení přírodních zdrojů podzemních vod probíhá zatím jen v rámci operačních programů financovaných EU. Výše uvedené projekty jsou v zásadě individuální vyplývající z potřeb obcí a měst. V současné době probíhají diskuse o přípravě a zpracování podkladů pro nalezení optimálního způsobu financování rebilancování přírodních zdrojů podzemních vod. OCEŇOVÁNÍ ZDROJŮ PODZEMNÍCH VOD U NÁS A VE SVĚTĚ Na počátku druhé poloviny 20. století se regionální hydrogeologický průzkum prováděl v centrálně státem řízených ekonomikách, jako oceňování surovinového potenciálu. V té době liberální ekonomiky rozvíjely neomezené využívání podzemních vod. Později však zjištěné znečištění zdrojů podzemních vod, pokles jejich hladin a vydatností vedly ve světě k přechodu od extenzivního využívání k řízenému hospodaření s podzemní vodou. V USA probíhal v letech 1978 – 1995 program RASA (Regional AqiferSystem Analysis) na kvantitativní ocenění 25 nejdůležitějších kolektorských systémů podzemní vody. Tedy v době, kdy v ČR byl regionální hydrogeologický průzkum ukončen v souvislosti se zrušením Českého geologického úřadu a KKZ. Podzemní voda je však dynamickým zdrojem, jehož množství i kvalita se v průběhu času mění v souvislosti se změnou odběrů, užívání krajiny i klimatu, a proto musí být oceňování podzemní vody v kolektorech 37
PODZEMNÁ VODA periodicky rebilancováno. Na základě této koncepce zahájila Americká geologická služba program GWRP (Ground-Water Resources Program) za účelem zpřesnění výsledů programu RASA, zjištění využitelnosti zdrojů podzemních vod při udržitelnosti návazných ekosystémů. Do programu GWRP bylo pro období 2004 – 2011 zařazeno 8 regionů. V ČR se, na rozdíl od USA, od roku 1990 žádný regionální hydrogeologický průzkum s oceněním zdrojů podzemních vod nezahájil. Databáze odběrů podzemních vod a požadavků na vodu je stále lépe vedena a doplňována v podnicích povodí. Vzniká tím velký rozpor v kvalitě dat pro bilance, kdy na straně odběrů existují dobře verifikovaná aktuální data a naopak na straně zdrojů se používají data velmi zastaralá. Změna přichází v 21. století v ČR obdobně jako v celé Evropě s implementací „Rámcové směrnice EU o vodách“, kdy byly v rámci plánování v oblasti vod vyčleněny tzv. vodní útvary, hodnocen jejich kvantitativní i chemický stav a navržena opatření ke zlepšení a stabilizaci jejich stavu. Potřeba citlivého hospodaření s vodními zdroji se však netýká jenom Evropy a USA, ale států celého
XV 1/2009 světa, a tak ve všech mezinárodních agenturách i odborných asociacích vznikají programy zaměřené na oceňování zásob podzemních vod. V rámci UNESCO jsou například programy GRAPHIC (Groundwater Resources Assessment Under the Pressures of Humanity and Climate Changes) a IGRAC (International Groundwater Resources Assessment Centre). Světová banka financuje program GW-MATE (Grounwater Management Advisory Team) pro pomoc při hospodaření s podzemní vodou. Pořádají se vědecké konference na téma oceňování zdrojů podzemní vody, v květnu 2009 organizovala Geologická společnost v Londýně setkání na téma “Groundwater Recharge Assessment: Are we any closer to the answer?” Mezinárodní asociace hydrogeologů IAH sestavila komisi IAH-CGCC (Commission Groundwater and Climate Change) pro vyjasnění problematiky vlivu klimatické změny na zdroje podzemních vod. Je smutné, že ČR patřila v šedesátých a sedmdesátých letech 20. století mezi vedoucí státy ve znalostech o velikosti, variabilitě a kvalitě zdrojů podzemních vod a toto své vůdčí postavení ztratila.
LITERATURA ČADEK, J., HAZDROVÁ, M., KAČURA, G., KRÁSNÝ, J., MALKOVSKÝ, M. 1968: Hydrogeologie teplických a ústeckých term. Sborník geol. Věd, HIG, 6, s. 7-207. ISSN 0036-5289 DVORSKÝ, J., GRMELA, A., MALUCHA, P., RAPANTOVÁ, N. 2007: Ostravsko-karvinský detrit. Spodnobadenská bazální klastika české části hornoslezské pánve. Montanex. Ostrava. 150 s. HÁLEK, V., HAZDROVÁ, M., KAČURA, G. 1966: Režim podzemních vod v teplickém křemenném porfyru. Sborník geol. Věd, HIG, 4, s. 125-144. ISSN 0036-5289 HAZDROVÁ, M., DAŇKOVÁ, H., KULHÁNEK, V., TREFNÁ, E., KNĚŽEK, M., ŠTEFEK, J. 1985: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 21 Klatovy. Ústř. Úst. geol. Praha HAZDROVÁ, M., DAŇKOVÁ, H., KNĚŽEK, M., KULHÁNEK, V., ŠTEFEK, J., TREFNÁ, E. 1983: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 12 Praha. Ústř. Úst. geol. Praha HAZDROVÁ, M., JETEL, J., DAŇKOVÁ, H., KNĚŽEK, M., KULHÁNEK, V., TREFNÁ, E. 1980: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 02 Ústí n. Labem. Ústř. Úst. geol. Praha HAZDROVÁ, M., KRÁSNÝ, J., DAŇKOVÁ, H., KNĚŽEK, M., KULHÁNEK, V., TREFNÁ, E. 1984: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 22 Strakonice. Ústř. Úst. geol. Praha HAZDROVÁ, M., ŠTEFEK, J., DAŇKOVÁ, H., KNĚŽEK, M., KULHÁNEK, V., KOŽNÁREK, Z. SUKOVITÁ, D., TREFNÁ, E. 1984: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 33 Třeboń. Ústř. Úst. geol. Praha HERČÍK, F., HERRMANN, Z., NAKLÁDAL, V. 1987: Hydrogeologická syntéza české křídové pánve. Závěrečná zpráva. Manuskript - ČGS Geofond Praha HERČÍK, F., HERRMANN, Z., VALEČKA, J. 1999: Hydrogeologie české křídové pánve. Čes. geol. Úst., Praha. 115 s. HERRMANN, Z. et al. 1998: Hydrogeologická syntéza Labského kvartéru. Manuscript - Aquatest, Praha HERRMANN, Z. 2008: Klasifikace území ČR z hlediska potřeby hodnocení zdrojů podzemních vod. Manuscript – MŽP, Praha. HERRMANN, Z. et al. 2001: Vyhledávání a přehodnocování zásob a zdrojů podzemních vod ČR. Přípravná předprojektová studie. Manuscript - Aquatest a.s. Praha HOMOLA, V., KLÍR, S. 1975: Hydrogeologie ČSSR, III. díl, Důlní vody. Akademia Praha. 426 s. HYNIE, O. 1945: Hydrogeologické podklady pro plánování vodovodního zásobování z podzemních vod českého křídového útvaru. Technický obzor, 53,18, 299-303 a 341-348 HYNIE, O. 1949: Vodárensky využitelné vydatné nádrže podzemních vod v Čechách. Geotechnica. sv. 8. Stát. geol. úst. Československé republiky. 115 s. HYNIE, O. 1961: Hydrogeologie ČSSR, I. díl, Prosté vody. Čes. Akademie věd. 562 s. HYNIE, O. 1963: Hydrogeologie ČSSR, II. díl, Minerální vody. Čes. Akademie věd. 798 s. HYNIE, O. 1964: Naléhavé úkoly naší hydrogeologie minerálních zřídel. Sborník geol. Věd, HIG, 1, s. 7-22. ISSN 0036-5289 CHRÁSTKA, F. 1983: Hydrogeologické poměry severní části ústecké synklinály (rajón M-23). Sborník geol. Věd, HIG, 17, s. 9-44. ISSN 0036-5289 38
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
JETEL, J. 1970: Hydrogeologie permokarbonu a křídy na opěrném profilu Mělník-Ještěd. Sborník gel.Věd, HIG, 7, s. 7-42. ISSN 0036-5289 JETEL, J. 1972: Hydrogeologie sokolovské pánve. Sborník geol. Věd, HIG, 9, s. 7-146. ISSN 0036-5289. ISSN 0036-5289. JETEL, J. 1973: Použití matematických metod v geologii. Knihovna Ústř. úst. geol., sv. 45. Ústř. úst. geol. Praha. 153 s. JETEL, J. 1982a: Určování hydraulických parametrů hornin hydrodynamickými zkouškami. Knihovna Ústř. úst. geol., sv. 58. Ústř. úst.geol. Praha. 246 s. JETEL, J. 1982b: Hydrogeologie mšenské pánve a černouhelných ložisek mezi Mělníkem Benátkami nad Jizerou. Sborník geol. Věd, HIG, 16, s. 33-89. ISSN 0036-5289 JETEL, J. 1985: Metody regionálního hodnocení hydraulických vlastností hornin. Metodická příručka. Ústř. úst.geol. Praha. 147 s. JETEL, J., RYBÁŘOVÁ, L. 1991: Hydrogeologie cenomanu labské oblasti české křídové pánve. Sborník geol. Věd, HIG, 19, s. 9-63 JETEL, J., KRÁSNÝ, J., DAŇKOVÁ, H., KNĚŽEK, M., KULHÁNEK, V., RYBÁŘOVÁ, L., TREFNÁ, E. 1986: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 03 Liberec, list 04 Náchod část. Ústř. Úst. geol. Praha JETEL, J., RYBÁŘOVÁ, L., HOLÁNEK, I., REMŠÍK, A., SUKOVITÁ, D., TREFNÁ, E. 1988: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 25 Gottwaldov. Ústř. Úst. geol. Praha JETEL, J., RYBÁŘOVÁ, L. 1979: Minerální vody Východočeského kraje. Ústř. Úst. geol. Praha JETELOVÁ, J. 1975: Kolektorské vlastnosti permokarbonských hornin jihozápadního křídla vnitrosudetské pánve v Čechách. Sborník geol. Věd, HIG, 12, s. 29-48. ISSN 0036-5289 KAČURA, G., DAŇKOVÁ, HOLÁNEK, I., H., KNĚŽEK, M., KULHÁNEK, V., TREFNÁ, E. 1991: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 14 Šumperk, list 04 Náchod část. Ústř. Úst. geol. Praha KAČURA, J. 1980: Minerální vody Severočeského kraje. Ústř. Úst. geol. Praha KLINER, K., KNĚŽEK, M., OLMER, M., et al. 1978: Využití a ochrana podzemních vod. SZN Praha, 295 s. KOLÁŘOVÁ, M. 1965: Hydrogeologie chebské pánve. Sborník geol. Věd, HIG, 3, s. 7-101. ISSN 0036-5289 KOLÁŘOVÁ, M. 1971: Lounská alkalická kyselka. Hydrogeologie na opěrném profilu Kolín - Nová Paka. Sborník geol. Věd, HIG, 8, s. 49-66. ISSN 0036-5289 KOLÁŘOVÁ, M. 1978: Minerální vody Středočeského a Jihočeského kraje. Ústř. Úst. geol. Praha KOLÁŘOVÁ, M., HRKAL, Z., et al. 1986: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 11 Karlovy Vary, list 01 Vejprty. Ústř. Úst. geol. Praha KOLÁŘOVÁ, M., MYSLIL, V. 1979: Minerální vody Západočeského kraje. Ústř. Úst. geol. Praha KOLÁŘOVÁ, M., KRÁSNÝ, J. 1972: Hydrogeologie oblasti lázní Poděbrad. Sborník geol. Věd, HIG, 9, s. 147-265. ISSN 0036-5289 KOLMAN, F. 1991: Propustnost a průtočnost předvariských hornin ve středních, jižních a západních Čechách. Sborník geol. Věd, HIG, 19, s. 65-94. ISSN 0036-5289 KOUŘIL, Z. 1970: Podzemní vody údolí řeky Moravy. Studia Geographica,10. Geografický ústav ČSAV Brno KRÁSNÝ, J., DAŇKOVÁ, H., KNĚŽEK, M., KRÁSNÁ, R., KULHÁNEK, V., SKOŘEPA, J., TREFNÁ, E. 1982: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 13 Hradec Králové. Ústř. Úst. geol. Praha KRÁSNÝ, J. 1976: Statistická analýza hydrogeologických dat z podkrkonošského permokarbonu. Sborník geol. Věd, HIG, 13, s. 113-151. ISSN 0036-5289 KRÁSNÝ, J. 1980: Hydrogeologie jihočeských pánví. Sborník geol. Věd, HIG, 14, s. 7-81. ISSN 0036-5289 KRÁSNÝ, J. 1986. Klasifikace transmisivity a její použití. Geol. Průzk. 6,28, s.177-179. Praha KRÁSNÝ, J., BUCHTELE, J., ČECH, S., HRKAL, Z., JAKEŠ, P., KOBR, M., MLS, J., ŠANTRŮČEK, J., ŠILAR, J., VALEČKA, J. 2002: Hydrogeologie polické křídové pánve: optimalizace využívání a ochrany podzemních vod. Sborník geol. Věd, HIG, 22, s. 5-100. ISSN 0036-5289. ISBN 80-7075-591-1 KRÁSNÝ, J., DAŇKOVÁ, H., KNĚŽEK, M., KRÁSNÁ, R., KULHÁNEK, V., TREFNÁ, E. 1984: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 32 České Budějovice. Ústř. Úst. geol. Praha KRÁSNÝ, J., KNĚŽEK, M., ŠUBOVÁ, A., DAŇKOVÁ, H., MATUŠKA, M., HANZEL, V. 1982: Odtok podzemní vody na území Československa. Český hydrometeorologický ústav. Praha KRÁSNÝ, J., KULLMAN, E., VRÁNA, K., DOSTÁL, I., KNĚŽEK, M., KOUŘÍMOVÁ, J., PROCHÁZKOVÁ, J., SUKOVITÁ, D., ŠUBA, J., TREFNÁ, E. 1987: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000. list 34 Znojmo. Ústř. Úst. geol. Praha KŘÍŽ, H. 1975: Hydrogeologie jižní části ústecké synklinály. Sborník geol. Věd, HIG, 12, s. 69-105. ISSN 0036-5289 KVĚT, R., KAČURA, G. 1978: Minerální vody Severomoravského kraje. Ústř. Úst. geol. Praha LABOUTKA, M., PAČES, T. 1966: Hydrogeologie a geochemie vod jáchymovské oblasti. Sborník geol. Věd, HIG, 4, s. 59-112, ISSN 0036-5289 MALÝ, J. 1983: Hydrogeologie kvartéru Hornomoravského úvalu a Mohelnické brázdy. Sborník geol.Věd, hydrogeologie inženýrská geologie, 17, s. 45-79. ISSN 0036-5289 MICHLÍČEK, E. 1982: Statistická analýza transmisivity hornin východní části Českomoravské vrchoviny. Sborník geol. Věd, HIG, 16, s. 91-120. ISSN 0036-5289 MICHLÍČEK, E., et al. 1986: Hydrogeologické rajony ČSR, svazek 2, Povodí Moravy a Odry. Výzk. úst vodohosp., Čes. hydrometeorol. úst., Geotest Brno. 170 s. MÜLLER, V. (ed.) 1986-2000: Edice ekologických map ČR, vysvětlivky k souboru geologických a ekologických účelových map přírodních zdrojů. Ústř. Úst. geol., resp. Čes. geol. Úst. Praha MYSLIL, V. 1957: Nádrže mělkých podzemních vod v ČSR. Knihovna Ústř. Úst. geol., sv. 29., Čes. Akademie věd. 89 s. 39
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
MYSLIL, V., et al. 1985: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 24 Brno. Ústř. úst.geol. Praha MYSLIL, V., et al. 1986: : Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000 list 23 Jihlava. Ústř. úst.geol. Praha NĚMEČEK, K. 1971: Hydrogeologické poměry karbonu v okolí Slaného. Sborník geol. Věd, HIG, 8, s. 97-118. ISSN 0036-5289 OLMER, M., HERRMANN, Z., KADLECOVÁ, R., PRCHALOVÁ, H., et al. 2006: Hydrogeologická rajonizace České republiky. Sborník geol. Věd, HIG, 23, s. 5-31. ISSN 0036-5289.ISBN 80-7075-660-8 OLMER, M., KESSL, J., et al. 1990: Hydrogeologické rajony. Výzk. úst vodohosp., Čes. hydrometeorol. úst. 154 s. PAČES, T. 1972: Fyzikálněchemické základy geochemie přírodních vod. Sborník geol. Věd, HIG, 10, s. 73-137. ISSN 0036-5289 PAČES, T. 1983: Základy geochemie vod. Academia Praha PAVLANSKÝ, J. 1928: Vývoj zásobování vodou hlavního města Prahy. Plyn a voda PITTER, P. 1981. Hydrochemie. STNL. Praha PITTER, P. 1985: Hydrochemie.Vydavatelství VŠCHT, Praha.1999. 2.vydání. ISBN 80-7080-340-1. Praha PODVOLECKÝ, F. 1935: Soustavný výzkum podzemních vod a pramenů v českém křídovém útvaru a jeho dosavadní výsledky za období 1928-35. Práce a studie, č. 17. Státní ústav hydrologický a hydrotechnický T.G. Masaryka v Praze PRCHALOVÁ, H., OLMER, M. 2000: Bilance podzemních vod jako nástroj vodohospodářského plánování. Sborník geol. Věd, HIG, 21, s. 55-62. ISSN 0036-5289. ISBN 80-7075-520-2 SKOŘEPA, J. 1976: Hydrochemické závislosti v podzemních vodách severní části moldanubika a kutnorského krystalinika. Sborník geol. Věd, HIG, 13, s.153-168. ISSN 0036-5289 SKOŘEPA, J., VČÍSLOVÁ, B. 1975: Hydrochemické závislosti v podzemních vodách severní části moldanubika a kutnorského krystalinika. Sborník geol. Věd, HIG, 12, s. 49-68. ISSN 0036-5289 SLEPIČKA, F. 1966: Hydrologický režim oběhu podzemních a povrchových vod v křídové oblasti. Manuscript - VÚV, Praha SLEPIČKA, F., SARGA, K., ANTON, Z. 1989: Moderní hydrologické metody pro hydrogeologické oblasti. Manuscript - VÚV, Praha ŠVOMA, J. 1980: Hydrogeologické poměry plzeňské karbonské pánve. Sborník geol. Věd, HIG, 14, s.83-111. ISSN 0036-5289 VAVŘÍNOVÁ, D. 1975: Hydrogeologické poměry královédvorské synklinály. Sborník geol. Věd, HIG, 12, s.107-125. ISSN 0036-5289 VRBA, J. 1964: Hydrogeologické poměry mělkých podzemních vod v oblasti soutoku Labe a Ohře. Sborník geol. Věd, HIG, 1, 31-57. ISSN 0036-5289 VRBA, J. 1971: Hydrogeologie artéské pánevní struktury v české části vnitrosudetské pánve. Sborník geol. Věd, HIG, 8, s. 7-48. ISSN 0036-5289 ZIMA, K., VRBA, J. 1959: Rajonizace území Čech do hydrogeologických celků v povodí Labe. Manuscript - Vodní zdroje – Ředitelství vodních toků. Praha
Mapy ČURDA, J. ed. 1990 – 1999: Edice hydrogeologické mapy v měřítku 1 : 50 000 v „Souboru geologických a ekologických účelových map přírodních zdrojů České republiky“. Čes. geol. Úst. Praha FILIP, B. 1951: Podzemní vody a prameny na listu Turnov spec. mapy 3754. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha FILIP, B. 1954: Podzemní vody a prameny na listu Jičín spec. mapy 3855. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha FILIP, B. 1957: Podzemní vody a prameny na listu Kladno spec. mapy 3952. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha FILIP, B. 1959: Podzemní vody a prameny na listu Česká Lípa spec. mapy 3753. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha FILIP, B. 1962: Podzemní vody a prameny na listu Varnsdorf spec. mapy 3653. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha FILIP, B. 1965: Podzemní vody a prameny na listu Česká Třebová spec. mapy 4057. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha FILIP, B. 1969: Podzemní vody a prameny na listu Žamberk spec. mapy 3957. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha HAZDROVÁ, M. ed. 1980 – 1989a: Edice základní hydrogeologické mapy ČSSR 1 : 200 000. Ústř. Úst. geol. Praha HAZDROVÁ, M. ed. 1980 – 1989b: Edice mapy chemismu podzemních vod ČSSR 1 : 200 000. Ústř. Úst. geol. Praha HAZDROVÁ, M. ed. 1986 – 1989: Edice hydrogeologické mapy v měřítku 1 : 50 000 v „Souboru geologických a ekologických účelových map přírodních zdrojů České republiky“. Ústř. Úst. geol. Praha JELEN, V. 1935: Podzemní vody a prameny na listu Roudnice spec. mapy 3852. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha KRÁSNÝ, J., DAŇKOVÁ, H., HANZEL, V., KNĚŽEK, M., MATUŠKA, M., ŠUBA, J. 1981: Mapa odtoku podzemní vody ČSSR 1:1 000 000. Český hydrometeorol. Úst. Praha MYSLIL, V. (red.) FRANKO, O., HAZDROVÁ, M., CHALOUPSKÁ, M., JETEL, J., KAČURA, G., KULLMAN, E., POSPÍŠIL, P. 1965: Hydrogeologická mapa Československa v měřítku 1:1 000 000,. Ústř. Úst. geol Praha OLMER, M. (red.) FRANKO, O., KULLMAN, E., POSPÍŠIL, P., ŘEZÁČ, B., VRBA, J. 1966: Hydrogeologická mapa, Rajony podzemních vod, Kartografické nakladatelství a Ředitelství vodních toků, Praha
40
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
OLMER, M. (red.), HAZDROVÁ, M., HERČÍK, F., HERRMANN, Z., KRÁSNÝ, J., MICHLÍČEK, E., NAKLÁDAL, V., NOVÁK, Z., PLEŠINGER, V., ŘEZÁČ, B., ŠVOMA, J., VILŠER, M., VRBA J., ZOUBKOVÁ, M. 1974-76: Edice hydrogeologických map SVP ČR v měřítku 1:200 000 s bilanční přílohou. Kartografie a VRV, Praha OLMER, M. (red.), HAZDROVÁ, M., HERČÍK, F., HERRMANN, Z., KRÁSNÝ, J., MICHLÍČEK, E., NAKLÁDAL, V., NOVÁK, Z., PLEŠINGER, V., ŘEZÁČ, B., ŠVOMA, J., VILŠER, M., VRBA J., ZOUBKOVÁ, M. 1987: Edice map rajonizace SVP ČR v měřítku 1:200 000. ČÚGK a VÚV OLMER, M., PRCHALOVÁ, H., BURDA, J., ČURDA, J., HARTLOVÁ, L., HERRMANN, Z., KADLECOVÁ, R., KREJČÍ, Z., KRYŠTOFOVÁ, E., MICHLÍČEK, E., SKOŘEPA, J. 2005: Hydrogeologická rajonizace České republiky – Čes. geol. služba a HEIS VÚV T.G.M., www.vuv.heis, www.geology.cz PODVOLECKÝ, F. 1934a: Podzemní vody a prameny na území Prahy, na listu spec. mapy 3953. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha PODVOLECKÝ, F. 1934b: Podzemní vody a prameny na listu Mělník spec. mapy 3853. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha PODVOLECKÝ, F. 1934c: Podzemní vody a prameny na listu Vysoké Mýto – Litomyšl spec. mapy 4056. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha PODVOLECKÝ, F. 1938: Podzemní vody a prameny na listu Kolín – Poděbrady spec. mapy 3954. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha SLEPIČKA, F. 1957: Podzemní vody a prameny na listu Mladá Boleslav spec. mapy 3854. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha SVOBODA, M. 1961: Podzemní vody a prameny na listu Litoměřice spec. mapy 3752. Vodopis Československa, resp. Československé socialistické republiky na území speciálních map 1:75 000. Výzk. Úst. vodohosp. Praha
SUMMARY There is a very long tradition of groundwater investigation in the Czech Republic. History of these activities started at the end of 19th century. The main goal at that time was to saturate large cities, especially the capital Prague, with drinking water. Since the formation of the independent Czechoslovakia at 1918, the systematic research of groundwater potential was organized by the state. The National Geological Survey (present Czech Geological Survey) and the National Hydrological Institute (present the T. G. Masaryk Water Research Institute) were established to perform this task. Potentially groundwater abundant regions in the Cretaceous basin were investigated and the overall inventory of springs and wells was published at the end. After the end of the 2nd World War, the strong development of regional hydrogeological research started, mainly under the leadership of Professor Ota Hynie. Professor Hynie also established the department of hydrogeology at the Faculty of Science at Charles University in Prague and wrote a unique textbook on fresh and mineral groundwater occurrence on the whole territory of Czechoslovakia. Both state institutes, geological and hydrological, together continued in regional hydrogeological study at that time. The edition of geological maps in scale 1:200000 was published and was followed by the edition of hydrogeological maps. The general scale hydrogeological map of the Czechoslovakia was edited at 1965 and the map of groundwater runoff at 1981. In connection with the water master plan the systematic study and evaluation of groundwater resources started at 1966. The first step to be done was the defining of the appropriate regions for research, so called the hydrogeological zones. These zones were as much geologically homogeneous with closed groundwater flow system as possible, to simplify the evaluation of groundwater resources. First delineation of hydrogeological zones was done in 1965 and it was actualised according to improvement of regional hydrogeological knowledge in the years 1973 and 1986. Till 1989 almost all hydrogeological zones perspective for water supply development were evaluated. At that time the accuracy of groundwater data for water management were unique in the European context. Summary of results is incorporated into Tab.1. Unfortunately the process of groundwater resources evaluation has been interrupted up until now. The Czech Republic as a member of the EU has implemented the WFD 200/60/ES. The hydrogeological zones were actualised by year 2005 and used for the delineation of groundwater bodies, which has to be incorporated in the river basin management plans. The hydrogeological zone is a frame for groundwater body, which could be divided according to its chemical status. Problems were found when estimating quantitative status of groundwater bodies because the evaluation of groundwater resources has not been actualised for more than 20 years and therefore has gradually lost its accuracy. Under these circumstances, the need for more precise groundwater resources evaluation has been needed and the new process of groundwater resources evaluation is planned. The presented paper offers an overview of basic regional hydrogeological projects implemented in the Czech Republic until present. 41
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
SÚČASNÝ STAV HODNOTENIA KVANTITATÍVNEHO A CHEMICKÉHO STAVU ÚTVAROV PODZEMNÝCH VÔD SLOVENSKEJ REPUBLIKY PRESENT STATE OF THE GROUNDWATER BODIES QUANTITATIVE AND CHEMICAL STATUS EVALUATION IN SLOVAK REPUBLIC D u šan Bo d iš , Eug en Ku l l ma n, A nna Ho rná čková- Patschová ABSTRACT Preparing the national strategy of water management in Slovakia till 2015 due with requirements of Directive 2000/60/EC (Establishing a framework for EU Community action in the field of water policy – WFD) and Guidance No. 18 (Groundwater status and trend assessment) is fundamentally based, from the point of view groundwater, on the evaluation of quantitative and chemical status of groundwater bodies. Properly and accurate evaluation of groundwater bodies and their status set up the basic assumption for the most effective adjustment of programme of measures – tool for the reverse of poor quantitative or chemical status of groundwater bodies in the process of achieving good status for all groundwater bodies on the national level (fulfilment of WFD requirements). The paper presents methodologies and results of GWB quantitative and chemical status evaluation process in Slovakia in the period when river basin management plan is preparing and make available for comments to the public, including users (www.vuvh.sk/rsv). Member state shall allow publics to comment those documents in order to ensure active involvement and consultation of all users in this process (deadline is .July 23th, 2009). KEY WORDS Directive 2000/60/EC, groundwater body, quantitative status, groundwater abstraction, chemical status, natural background level, threshold values KĽÚČOVÉ SLOVÁ Rámcová smernica o vodách 2000/60/EK, útvary podzemných vôd, kvantitatívny stav, využívanie podzemných vôd, chemický stav, pozaďová hodnota, prahová hodnota
ÚVOD Implementačný proces Smernice 2000/60/ES Európskeho parlamentu a rady z 23. októbra 2000 (ďalej „Rámcová smernica”) vchádza v roku 2009 do finálnej fázy prvého plánovacieho cyklu. Ukončuje sa spracovanie a verejnosti sa predkladajú na pripomienkovanie prvé návrhy znenia Plánov manažmentu povodí Slovenska vypracované v súlade s požiadavkami Rámcovej smernice. Ich hlavným cieľom, v oblasti podzemných vôd, je stanovenie stavu útvarov podzemných vôd a definovanie programov opatrení. Ich uplatnením by malo dôjsť k zlepšeniu stavu u tých útvarov podzemných vôd, ktoré boli v rámci hodnotenia v roku 2008 zaradené do zlého kvantitatívneho alebo chemického stavu s predpokladom dosiahnutia ich dobrého stavu do
roku 2015. Určenie stavu útvarov podzemných vôd na národnej úrovni v rokoch 2007 a 2008 tak predstavovalo kľúčovú úlohu prvého plánovacieho cyklu vo vodnom hospodárstve, od ktorého sa odvíjajú ďalšie aktivity pre obdobie 2009 až 2015. „Stav podzemnej vody“ je celkové vyjadrenie stavu útvaru podzemnej vody, ktorý je určený jeho kvantitatívnym alebo chemickým stavom, podľa toho, ktorý z nich je horší (článok 2 RSV). Hodnotenie stavu útvarov podzemných vôd v európskom kontexte musí byť spracované tak, aby jednotlivé národné hodnotenia vychádzali z rámcovo podobných postupov a hodnotenia stavu vykazovali vzájomne porovnateľné výsledky. Jednotnosť prístupu k hodnoteniu stavu útvarov podzemných vôd v rámci štátov Európskej únie preto
RNDr. Dušan Bodiš, CSc. Štátny geologický ústav D. Štúra, Mlynská dolina 1, 817 04 Bratislava,
[email protected] Ing. Eugen Kullman, PhD. Slovenský hydrometeorologický ústav, Jeséniova 17, 833 15 Bratislava;
[email protected] RNDr. Anna Hornáčková-Patschová, PhD. Výskumný ústav vodného hospodárstva, Nábr.arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava;
[email protected]
42
PODZEMNÁ VODA zabezpečilo vydané usmernenie č. 18 (Usmernenie pre hodnotenie stavu podzemných vôd a trendov, technická správa EÚ č. 2009-026). Národné metodiky museli vychádzať z požiadaviek nastavených uvedenou smernicou, avšak maximálne využitie už existujúcich a používaných informácií, postupov a hodnotení podzemných vôd na národných úrovniach uľahčovalo a zefektívňovalo realizáciu celého procesu. HODNOTENIE KVANTITATÍVNEHO STAVU ÚTVAROV PODZEMNÝCH VÔD Podľa Rámcovej smernice a Usmernenia č. 18/2009 musí byť pre útvary podzemných vôd v dobrom kvantitatívnom stave splnené každé z nasledovných kritérií: • disponibilné zdroje podzemných vôd nesmú byť nižšie ako priemerné dlhodobé odbery podzemných vôd, • nedochádza k významnej redukcii kvantity a kvality povrchových vôd a/alebo zhoršeniu životného prostredia, ktorých pôvodom je antropogénna zmena hladín podzemnej vody, alebo zmena prúdenia podzemnej vody a ktoré následne vedú k nedosiahnutiu relevantných cieľov u asociovaných útvarov povrchových vôd, • nedochádza k poškodeniu suchozemských ekosystémov závislých na podzemných vodách z dôvodu antropogénnej zmeny hladiny podzemnej vody. Určenie kvantitatívneho stavu sa musí vykonať pre všetky útvary podzemných vôd (alebo skupiny útvarov podzemných vôd). Odporúčanými skupinami testov hodnotenia kvantitatívneho stavu sú: • bilančné hodnotenie podzemných vôd, • hodnotenie dlhodobých poklesových trendov hladín podzemných vôd výdatností prameňov, • hodnotenie prietokov na povrchových tokoch a miera ich ovplyvnenia odbermi podzemných vôd, • hodnotenie suchozemských ekosystémov. TEST 1 – BILANČNÉ HODNOTENIE PODZEMNÝCH VÔD Pre útvar podzemnej vody v dobrom kvantitatívnom stave musí platiť, že dlhodobý priemerný odber podzemných vôd z útvaru podzemnej vody nesmie prekračovať dlhodobé priemerné dopĺňanie podzemných vôd (disponibilné zdroje podzemných vôd) so zohľadnením ekologických požiadaviek. Jedná sa o test na úrovni jednotlivých útvarov podzemných vôd ako celku. Vodohospodárska bilancia SR – kvantitatívna vodohospodárska bilancia podzemných vôd uplynulého roka (každoročne spracovávaná Slovenským hydrometeorologickým ústavom Bratislava), hodnotiaca vzťah medzi potenciálnymi možnosťami exploatácie podzemných vôd vyjadrených hodnotou využiteľných množstiev
XV 1/2009 podzemných vôd na jednej strane a reálnym vodohospodárskym, priemyselným a poľnohospodárskym využívaním podzemných vôd uplynulého roka na strane druhej, predstavuje jeden z primárnych materiálov opisujúcich hospodárenie s podzemnou vodou na Slovensku. Tento materiál sa preto stal zároveň aj východiskovým materiálom pre bilančný test vyžadovaný smernicou. Pričlenením využiteľných množstiev podzemných vôd a odberov podzemných vôd k jednotlivým útvarom podzemných vôd na základe publikovaných údajov o využiteľných množstvách podzemných vôd v hydrogeologických rajónoch Slovenska v rokoch 2004, 2005 a 2006 bolo možné stanoviť sumárne využiteľné množstvá podzemných vôd pre jednotlivé útvary podzemných vôd vrátane ich kategorizácie (A, B, C, I, II, III, odhad), ako aj sumárny priemerný ročný odber podzemných vôd za útvar podzemnej vody ako celok. S ohľadom na stanovenú zabezpečenosť využiteľných množstiev podzemných vôd v jednotlivých kategóriách a získanie relevantných údajov pre hodnotiaci proces v celoslovenskom meradle, bola vyčíslená pre každý útvar podzemnej vody transformovaná hodnota využiteľných množstiev (THVM) podzemných vôd nasledovne: THVM = hodnota využiteľných množstiev kategórie A · 1,0 + hodnota využiteľných množstiev kategórie B · 1,0 + hodnota využiteľných množstiev kategórie C · 0,80 + hodnota využiteľných množstiev kategórie C1 · 0,75 + hodnota využiteľných množstiev kategórie C2 · 0,70 + hodnota využiteľných množstiev kategórie I · 0,70 + hodnota využiteľných množstiev kategórie II · 0,50 + hodnota využiteľných množstiev kategórie III · 0,30. Transformovaná hodnota využiteľných množstiev podzemných vôd zohľadňovala mieru presnosti (stupňa poznania) jednotlivých kategórií a vo svojej konečnej podobe predstavovala vzájomne porovnateľný údaj o sumárnych využiteľných množstvách podzemných vôd v jednotlivých útvaroch podzemných vôd. Stanovenie kritickej medze pre zaradenie útvaru podzemnej vody do zlého kvantitatívneho stavu, mohlo byť potom z dôvodu použitia THVM jednotné pre celé územie Slovenska. Medzná hodnota pomeru THVM a odberov podzemných vôd pre zaradenie útvaru podzemnej vody do dobrého kvantitatívneho stavu podľa tohto testu bola na európskej úrovni odporúčaná až na hodnotu plného využitia t.j. 100 %. Na národnej úrovni (s ohľadom na pretrvávajúcu mieru neistôt vstupných údajov) bola medzná hodnota stanovená na úroveň 0,80. Zlý kvantitatívny stav útvarov podzemných vôd bol dokumentovaný u dvoch útvarov a to u útvaru SK200030FK (útvar puklinových a krasovo-puklinových podzemných vôd Pezinských Karpát) a útvaru SK200380FP (útvar puklinových a medzizrnových podzemných vôd neovulkanitov Pokoradzskej tabule).
43
PODZEMNÁ VODA Do rizika nedosiahnutia dobrého kvantitatívneho stavu podzemných vôd do roku 2015 bolo možné, s ohľadom na spracované rámcové prognózy vývoja využiteľných množstiev podzemných vôd a odberov podzemných vôd k tomuto roku a približovanie sa pomeru hodnôt THVM/odbery k stanovenej medznej hodnote 80 %, zaradiť ďalšie útvary podzemných vôd. U týchto bude potrebné v budúcnosti vykonať doplňujúce hodnotenia a rozšírenie monitorovacích programov. Jedná sa o útvar SK200080KF (útvar s dominantnými krasovo-puklinovými podzemnými vodami Pezinských, Brezovských a Čachtických Karpát), SK200250KF (útvar s dominantnými krasovo-puklinovými podzemnými vodami Veľkej Fatry) a SK200410KF (útvar s dominantnými krasovo-puklinovými podzemnými vodami východu Nízkych Tatier). TEST 2 – HODNOTENIE ZMIEN REŽIMU PODZEMNÝCH VÔD Rámcová smernica odporúča ako súčasť hodnotenia kvantitatívneho stavu útvarov podzemných vôd identifikovať existenciu dlhodobého poklesového trendu hladín podzemných vôd v monitorovacích objektoch, spôsobenú odbermi podzemných vôd. Pre tento typ hodnotenia na národnej úrovni boli využité minimálne 15 – 20 ročné časové rady meraní z objektov pozorovacej siete podzemných vôd s monitorovaním prebiehajúcim až do súčasnosti. Postup ďalšieho hodnotenia vybraných časových radov zahŕňal: • analýzu časových radov priemerných ročných hladín podzemných vôd/výdatností prameňov a identifikáciu významného negatívneho poklesového trendu s pravdepodobnosťou výskytu 85 %, 90 %, 95 % a 99 % za využitia neparametrického Mann – Kendallovho trendového testu (Birsan et al., 2005) a následné vyčlenenie pozorovacích objektov s vysokou – 99 % pravdepodobnosťou existencie významného poklesového trendu, • posúdenie miery a významnosti medziročného poklesu štatistickými nástrojmi Mann-Kendallovho testu, • zhodnotenie existujúcich odberov podzemných vôd v blízkosti pozorovacieho objektu s dokumentovaným významným poklesom a posúdenie ich možného vplyvu na dokumentovaný pokles hladín podzemných vôd resp. pokles výdatnosti prameňov, • pričlenenie objektov spĺňajúcich predchádzajúce kritéria k útvaru podzemných vôd a zaradenie útvaru do zlého kvantitatívneho stavu. Na základe výsledkov tohto testu možno jednoznačne zaradiť do zlého kvantitatívneho stavu útvar podzemných vôd SK1001200P (útvar medzizrnových podzemných vôd kvartérnych náplavov oblasti povodí Hornád).
44
XV 1/2009 TEST 3 – HODNOTENIE PRIETOKU NA POVRCHOVÝCH TOKOCH Usmernenie EÚ č. 18 ustanovuje, že útvar podzemných vody bude zaradený do zlého stavu s ohľadom na uvedený test vtedy, ak v ňom bude dokumentované významné zhoršenie kvantity a kvality povrchových vôd, alebo ekologického stavu na povrchových tokoch, ktoré by viedlo k nedosiahnutiu cieľov pre povrchové vody, stanovené Rámcovou smernicou. Tento test uvažuje, či na lokálnej úrovni majú vplyvy odberov podzemných vôd významný vplyv na útvary povrchových vôd prechádzajúce hodnoteným útvarom podzemných vôd, alebo tie, ktoré sú s útvarom povrchových vôd v hydraulickej súvislosti. Navrhovaná medzná hodnota pre významnosť vplyvu odberov podzemných vôd na útvary povrchových vôd je podľa usmernenia vtedy, ak viac ako 50 % odberov vôd po hodnotený profil na povrchovom toku (ktorý vykazuje významný dlhodobý pokles prietoku a nedosiahnutie cieľov pre povrchové vody) je z podzemných vôd. Na základe primárneho určenia 45 bilančných profilov na povrchových tokoch na Slovensku, ktoré v procese hodnotenia vykázali významný dlhodobý pokles prietokov, boli tieto následne pričlenené k útvarom podzemných vôd a testované vo vzťahu k ich možnému ovplyvneniu v dôsledku vodohospodárskeho využitia podzemných vôd nad bilančným profilom. Spracovaním štatistických charakteristík prietokov v bilančných profiloch (Q180 , Q350 a Q355) a po kvantifikácii odberov podzemných vôd za roky 2005, 2006 a 2007 bola vyhodnotená miera kvantitatívneho rizika povrchových vôd v dôsledku odberov podzemných vôd (hodnota priemerného vplyvu v roku X/Q180 a X/Q355 a pomer hodnoty dlhodobého priemerného odberu ku Q180 a Q355). Kde tieto údaje neboli k dispozícii použili sme krátkodobé ročné charakteristiky prietokov. V tých prípadoch, kde sumárny dlhodobý priemerný ročný odber podzemných vôd presahoval 50% hodnoty dlhodobého alebo priemerného ročného prietoku v povrchovom toku resp. prekračuje hodnotu minimálneho prietoku bolo konštatované, že vodohospodárske využívanie zdrojov podzemných vôd významne ovplyvňuje stav útvaru povrchových vôd a útvar podzemných vôd je nutné zaradiť do zlého kvantitatívneho stavu. Testom neprešli a do zlého kvantitatívneho stavu boli zaradené nasledovné útvary podzemných vôd: SK1001200P (útvar medzizrnových podzemných vôd kvartérnych náplavov oblasti povodia Hornád), SK200220FP (útvar puklinových a medzizrnových podzemných vôd S časti stredoslovenských neovulkanitov), S200360FK (útvar puklinových a krasovo-puklinových podzemných vôd SV Nízkych Tatier). Do skupiny rizikových útvarov podzemných vôd do roku 2015 boli testom č. 3 zaradené: SK1000700P (útvar medzizrnových podzemných vôd kvartérnych
PODZEMNÁ VODA náplavov Hrona), SK1001400P (útvar medzizrnových podzemných vôd kvartérnych náplavov Ondavy), SK2001300P (útvar medzizrnových podzemných vôd Bánovskej kotliny), SK2001800F (útvar puklinových podzemných vôd Z časti flyšového pásma a Podtatranskej skupiny v povodí Váhu), SK200260FP (útvar puklinových a medzizrnových podzemných vôd J časti stredoslovenských neovulkanitov oblasti povodia Hron) a SK200290FK (útvar puklinových a krasovo-puklinových podzemných vôd J svahov Nízkych Tatier oblasti povodia Hron). TEST 4 – HODNOTENIE SUCHOZEMSKÝCH EKOSYSTÉMOV ZÁVISLÝCH NA PODZEMNÝCH VODÁCH Test vyžaduje, aby boli splnené environmentálne charakteristiky požadované pre podporenie a zachovanie podmienok suchozemských ekosystémov závislých na podzemných vodách (napr. dodržanie určitej hladiny podzemnej vody). Ak uvedené požiadavky nebudú dodržané a hladina podzemnej vody bude určená ako významná, ale nedostatočná pre ich naplnenie, útvar podzemnej vody musí byť kategorizovaný do zlého stavu. Súčasťou základnej a rozšírenej charakterizácie útvarov podzemných vôd bolo aj posúdenie (screening) zamerané na identifikáciu suchozemských ekosystémov závislých na podzemných vodách, identifikácia ich poškodenia, alebo indikácia vysokého rizika poškodenia, ako dôsledku vplyvov podzemných vôd. Kritériami boli ekologické indikátory pre spoločenstvá, pravdepodobnosť prepojenia s útvarom podzemnej vody, určenie možného vzťahu ich poškodenia k antropogénnym vplyvom, založené na lokálnych poznatkoch, terénnych výskumoch a ich výsledkoch. Z výsledkov komplexného hodnotenia vykonaného Ústavom krajinnej ekológie SAV Bratislava, pobočka Nitra zameraného primárne na mokrade, prameniská, slatiny a prechodné rašeliniská (katalóg biotopov Slovenska, mapovanie lúk a rašelinísk – DAPHNE, vegetačné mapovanie, inventarizácia mokradí – SOP SR, mapovanie biotopov – UKE SAV) vyplýva, že k významnému narušeniu u vybraných 109 najvýznamnejších suchozemských ekosystémov na Slovensku z dôvodu antropogénnych vplyvov na podzemné vody nedochádza (hodnotenia zamerané na vodohospodárske využívanie podzemných vôd). Na základe tohto stanoviska nebol žiaden z útvarov podzemných vôd zaradený do zlého kvantitatívneho stavu z dôvodu neprimeraného vplyvu odberov podzemných vôd na suchozemské ekosystémy viazané na podzemné vody.
XV 1/2009 SUMARIZÁCIA VÝSLEDKOV HODNOTENIA KVANTITATÍVNEHO STAVU ÚTVAROV PODZEMNÝCH VÔD Združením výsledkov vyššie opísaných testov aplikovaných na útvary podzemných vôd v kvartérnych sedimentoch a predkvartérnych horninách bolo stanovené celkové hodnotenie kvantitatívneho stavu útvarov podzemných vôd na Slovensku, tvoriace súčasť pripravovaných plánov manažmentu povodí Slovenska. V súlade s Rámcovou smernicou bol prijatý postup, ktorý v prípade že útvar podzemných vôd nevyhovel v ľubovoľnom z testov zaradil útvar do zlého kvantitatívneho stavu. Celkové výsledky hodnotenia kvantitatívneho stavu útvarov podzemných vôd na Slovensku sú prehľadne dokumentované na obrázku 1. HODNOTENIE CHEMICKÉHO STAVU ÚTVAROV PODZEMNÝCH VÔD Pri hodnotení chemického stavu útvarov podzemných vôd v nadväznosti na RSV je uplatňovaná smernica Európskeho parlamentu a rady o ochrane podzemných vôd pred znečistením a zhoršením kvality podzemných vôd 2006/118/ES. Útvar podzemnej vody je definovaný ako útvar v dobrom chemickom stave (podľa prílohy V RSV, tabuľka 2.3.) vtedy, ak: • nevykazuje žiadne vplyvy prieniku slanej vody alebo iných prienikov, (t.j. zmeny vodivosti nenaznačujú prienik slanej vody alebo iných prienikov) do útvaru podzemnej vody, • nepresahuje normy kvality platné podľa iných právnych predpisov Spoločenstva v súlade s článkom 17 Rámcovej smernice o vode (Smernica o ochrane podzemných vôd pred znečistením a zhoršením kvality podzemných vôd 2006/118/ES), • nedochádza k nesplneniu environmentálnych cieľov stanovených v článku 4 Rámcovej smernice o vode pre súvisiace povrchové vody, ani k významnému zhoršeniu ekologickej alebo chemickej kvality takýchto útvarov, ani k žiadnemu významnému poškodeniu suchozemských ekosystémov, priamo závislých na útvare podzemnej vody. V smernici 2006/118/ES o ochrane podzemných vôd pred znečistením a zhoršením kvality sú stanovené normy kvality pre hodnotenie chemického stavu útvaru podzemných vôd. V súlade s ustanoveniami tejto smernice pre hodnotenie chemického stavu podzemných vôd v SR boli pre hodnotenie stavu útvarov podzemných vôd použité nasledovné kritériá: • normy kvality podzemnej vody stanovené v prílohe I smernice pre dusičnany a pesticídy (tab. 1),
45
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
• prahové hodnoty, ktoré boli stanovené v súlade s metodikou na národnej úrovni pre útvary podzemných vôd. Postup hodnotenia chemického stavu útvarov podzemných vôd na Slovensku bol prispôsobený podmienkam existujúcich vstupných informácií, použitému
koncepčnému modelu (zahŕňajúcemu charakter priepustnosti, hydrogeochemické vlastnosti horninového prostredia, obeh podzemných vôd, zraniteľnosť podzemnej vody a generálny smer prúdenia podzemnej vody v útvare), potenciálnym difúznym a bodovým zdrojom kontaminácie. Z hľadiska oficiálneho postupu bolo hodnotenie v podmienkach SR modifikované.
Tab. 1: Normy kvality podzemnej vody stanovené v prílohe I smernice pre dusičnany a pesticídy Tab. 1: Groundwater quality standards defined in Annex I of Directive for nitrates and pesticides
Zložka
Referenčná hodnota
Norma kvality
Legislatíva
Dusičnany
50 mg.l-1
50 mg.l-1
Smernica 91/676/EHS
Účinné zložky v pesticídoch, vrátane ich metabolitov
0,1 µg.l-1 celkovo 0,5 µg.l-1
0,1 µg.l-1 celkovo 0,5 µg.l-1
Smernica 91/414/EHS
Pri hodnotení chemického stavu v útvaroch podzemných vôd boli použité údaje o kvalite podzemných vôd: • z geochemického mapovania podzemných vôd Slovenska (Rapant et al., 1996), so štatistickou hustotou vzorkovania 1 vzorka / 3 km2. Jedná sa o výsledky analýz 16 359 vzoriek podzemných vôd z prameňov (8 857), vrtov (1 537), štôlní (51), studní (5 716) a drenáží (198). Stanovené boli nasledovné ukazovatele: Na+, K+, Mg2+, Ca2+, SiO2, NH4+, F-, Cl-, NO3-, SO42-, HCO3-, PO43-, Fe2+, Mn2+, Cr, Pb2+, Cd, As, Se, Cu2+, Al3+, Zn, Hg, Sb, Ba, Li+, Sr, ChSKMn, agr. CO2, • z účelového vzorkovania v rámci základného a prevádzkového monitoringu kvality podzemnej vody (SHMÚ, Bratislava), ktoré zohľadňuje časový faktor koncentračných zmien sledovaných zložiek. Pre stanovenie pozaďových a prahových hodnôt boli k dispozícii výsledky monitoringu z rokov 1984 – 2006. Z tohto obdobia bolo k dispozícii 16 478 chemických analýz podzemných vôd. STANOVENIE POZAĎOVÝCH A PRAHOVÝCH HODNÔT Prahové hodnoty (threshold values), pozaďové hodnoty (natural background level) a referenčné hodnoty (reference value) boli stanovené pre každý útvar podzemnej vody (16 kvartérnych a 59 predkvartérnych útvarov) na základe metodiky Stanovenie pozaďových a prahových hodnôt útvarov podzemných vôd a hodnotenie chemického stavu podzemných vôd na Slovensku (Bodiš et al., 2008). Prahová hodnota je koncentrácia, pre ktorú je prvok / látka rizikový s ohľadom na environmentálny
46
a zdravotný stav, zhoršuje chemický stav vyčleneného prírodného systému – útvaru podzemnej vody. Prahovou hodnotou je hodnota z intervalu medzi pozaďovou hodnotou a referenčnou hodnotou. Pozaďová hodnota (koncentrácia geochemického pozadia) je priestorovo a časovo charakteristický rozsah koncentrácie látky v podzemnej vode, ktorý nezahŕňa resp. len v minimálnej miere zahŕňa negatívne antropogénne vplyvy. Pozaďová koncentrácia látok v útvare podzemných vôd predstavuje hodnotu odpovedajúcu nenarušeným podmienkam (žiadny, príp. veľmi nízky stupeň antropogénneho ovplyvnenia). Pri stanovení pozaďových hodnôt bol uplatnený kombinovaný postup (zvlášť spracované údaje z geochemického mapovania a monitoringu kvality podzemných vôd a porovnanie ich výsledkov) založený na aplikácii dvoch prístupov: • Štatistický prístup zahŕňajúci: • Odhad sumárnych štatistických hodnôt, v prípade hodnôt menších ako medza stanovenia. Kritéria vhodnosti pre výber najvhodnejšej metódy boli neistoty a obmedzenia vyplývajúce z počtu hodnôt pod medzou stanovenia v súbore. V prípade, ak do 40 % meraní nedosiahlo koncentrácie na úrovni medze stanovenia, bola použitá substitučná metóda (nahradenie polovičnou hodnotou medze stanovenia). K spracovaniu údajov v intervale 40 – 60 % hodnôt pod medzou stanovenia bola použitá KaplanMeierova analýza pre výpočet sumárnej štatistiky, z ktorej potom pozaďová hodnota reprezentovala 75 percentil. Pre súbory so zastúpením hodnôt pod medzou stanovenia nad 60 % bola pozaďová hodnota komentovaná iba zmysluplnou prahovou hodnotou, ktorú pred-
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
stavuje hodnota detekčného limitu (Bodiš et al., 2008). • Charakter distribúcie spracovávaného prvku / zložky (vizuálne, histogram, testovanie typu rozdelenia). • Výpočet pozaďovej hodnoty s využitím identifikácie a odstránenia odľahlých hodnôt. Tento krok je individuálny pre každý prvok/zložku a riadi sa charakterom vstupných údajov. Použitá bola iteratívna 2σ-technika (Erhardt et al., 1998), ktorá spočíva v opakovanom odstraňovaní odľahlých hodnôt väčších, resp. menších ako x ± 2σ dovtedy, kým sa rozdelenie nepribližuje k normálnemu, potom za pozaďovú hodnotu pokladáme hornú hranicu intervalu, t.j. x + 2σ zo súboru upraveného poslednou iteráciou. Ako najvhodnejšiu štatistickú techniku pre stanovenie pozaďovej hodnoty sme použili robustné kritérium - medián zväčšený o dvojnásobok maximálnej odchýlky mediánu, ktorý je označovaný aj ako „medián mediánov“. Radikálnejšou metódou sa javí iteratívna 2σ-technika. Pre výpočet pozaďových hodnôt boli pre všetky zložky použité obe štatistické techniky (Bodiš et al., 2008).
zložky podzemnej vody: Na+, K+, Ca2+, Mg2+, Sr2+, PO43-, HCO3-, Fe2+, Mn2+, Cr, Cu2+, Se, As, Cd, Pb, Hg, NH4+, NO3-, Cl- a SO42-. Pozaďové hodnoty pre synteticky vyrábané organické látky sú rovné medzi stanovenia. Referenčnou hodnotou v prípade podzemnej vody je vo všeobecnosti koncentrácia, ktorá po jej prekročení spôsobuje nepriaznivé účinky na človeka a vodný ekosystém. Aká referenčná hodnota sa použije, závisí od receptora. Pri predpoklade, že podzemná voda bude využívaná ako pitná voda na zásobovanie obyvateľstva, boli definované referenčné hodnoty zo štandardu pre pitnú vodu. Prahová hodnota bola stanovená ako súčet pozaďovej a referenčnej hodnoty vydelený dvoma, predstavuje teda stred medzi pozaďovou a referenčnou hodnotou. Prahové hodnoty pre synteticky vyrábané organické látky sú rovné polovičnej hodnote referenčnej hodnoty zo štandardu pre pitnú vodu. Prahové hodnoty boli stanovené pre všetky znečisťujúce látky (polutanty), skupiny znečisťujúcich látok, alebo indikátorov znečistenia, ktoré sú uvedené v prílohe II. B smernice 2006/118/ES ako minimálny zoznam parametrov pre každý útvar podzemných vôd. Jedná sa o nasledovné parametre:
• Geochemický prístup, selektívny výber vzoriek s prírodnou a antropogénne minimálne ovplyvnenou podzemnou vodou v danom útvare podzemnej vody. Použité boli nasledovné kritériá pre minimálne ovplyvnenú vzorku:
• látky, ktoré sa môžu objavovať ako prirodzene sa vyskytujúce a/alebo ako výsledok antropogénnych činností – As, Cd, Pb, Hg, NH4+, Cl-, SO42-, • syntetické látky – trichloretén, tetrachloretén, • parametre indikujúce prieniky slanej vody, alebo iné prieniky – vodivosť alebo Cl- a SO42-.
• Vylúčenie každej vzorky, ktorá nevyhovuje podmienke, že jej koncentrácia je nižšia ako polovičná hodnota referenčnej hodnoty (štandardu pre pitnú vodu). Pre vylúčenie vzorky postačuje aj to, ak iba jedna zložka nevyhovuje tomuto princípu. • Zo vzoriek, ktoré vyhovujú prvej podmienke, je pozaďová hodnota vypočítaná pomocou štatistického prístupu. Odhad primárneho a antropogénneho podielu na stanovenej pozaďovej hodnote a jej overenie bolo urobené pomocou GIS techniky, porovnaním s mapou využitia krajiny a hydrogeologickými pomermi v útvare podzemnej vody. Ako hydrogeologické parametre boli pre tieto účely spracované a použité - identifikácia oblastí, v ktorých dochádza k doplňovaniu zásob podzemných vôd, identifikácia oblastí, v ktorých dochádza k odtoku z útvaru podzemných vôd a identifikácia generálnych smerov prúdenia podzemných vôd v rámci útvaru podzemných vôd. Uvedeným spôsobom na základe hydrogeochemickej recenzie výsledkov štatistického a geochemického prístupu boli stanovené pozaďové hodnoty pre jednotlivé útvary podzemných vôd pre nasledovné
Okrem toho boli prahové hodnoty stanovené pre všetky látky, ktoré boli identifikované v rámci rizikovej analýzy ako znečisťujúce látky prispievajúce k charakterizácii útvarov podzemných vôd ako rizikových (výsledok I. etapy hodnotenia – (Správa Slovenskej republiky o stave implementácie Rámcovej smernice o vode spracovaná pre Európsku komisiu, 2005), ale aj identifikované ako významné z hľadiska znečistenia vo vzťahu k existujúcim zdrojom znečistenia. Ide o parametre - Na+, K+, Ca2+, Mg2+, Sr, PO43-, HCO3-, Fe2+, Mn2+, Cr, Cu2+, Se, Al3+. KLASIFIKÁCIA CHEMICKÉHO STAVU ÚTVAROV PODZEMNÝCH VÔD Dobrý chemický stav útvaru podzemných vôd je definovaný takým kvalitatívnym zložením podzemnej vody, pri ktorom jednotlivé ukazovatele kvality (vodivosť, koncentrácie znečisťujúcich látok) nepresahujú hodnoty (limity) stanovené v platných normách kvality a relevantných legislatívnych predpisoch. To znamená, že nedochádza k žiadnemu významnému vzostupnému trendu vývoja kvality útvarov podzemných vôd a zmeny kvality podzemnej vody nie sú také, aby viedli
47
PODZEMNÁ VODA k nesplneniu environmentálnych cieľov stanovených v súvisiacich povrchových vodách, ani k žiadnemu významnému poškodeniu suchozemských ekosystémov, priamo závislých na útvare podzemnej vody. Klasifikácia chemického stavu útvarov podzemných vôd je založená na vypočítaní priemernej hodnoty nameraných údajov (koncentrácie prvku/zložky) z monitoringu kvality vôd v každom monitorovacom bode a jej porovnaní s environmentálnymi normami kvality a prahovými hodnotami. Na základe porovnania, ktoré pozostáva z dvoch základných krokov je útvar podzemných vôd zaradený: • do dobrého chemického stavu, ak sa nezistí prekročenie noriem kvality a prahových hodnôt v žiadnom z monitorovacích bodov, • v prípade, ak sa zistí prekročenie environmentálnych noriem kvality podzemných vôd alebo prahových hodnôt v jednom (alebo viacerých) monitorovacích bodoch, musí sa vykonať ďalšie hodnotenie útvaru podzemných vôd s cieľom zistiť, či znečistenie podzemných vôd je významné a či je možné útvar zaradiť do zlého stavu alebo v prípade nepotvrdenia významnosti do dobrého stavu. Toto hodnotenie má pozostávať z nasledovných testov: • test útvaru podzemnej vody ako celku, • test prieniku slanej vody alebo iných prienikov do útvaru podzemnej vody, • test dopadu znečistenia na povrchové vody, • test dopadu znečistenia na suchozemské ekosystémy, • test dopadu znečistenia na využívané vodárenské zdroje. Pre stanovenie významnosti znečistenia pri hodnotení chemického stavu útvarov podzemných vôd je potrebné posúdiť najmä rozsah a percentuálny podiel plochy útvaru podzemných vôd, v ktorom nie sú prekročené hodnoty štandardov kvality alebo prahové hodnoty, skutočnú priemernú koncentráciu zložky v celom útvare a interval spoľahlivosti priemeru pre celý útvar podzemnej vody (ÚPV). Tieto parametre je možné odvodiť zo schémy: plocha ÚPV, kde koncentrácia je nižšia ako X / celková plocha ÚPV, pričom X = prahová hodnota, alebo hodnota štandardu kvality. Na stanovenie uvedených parametrov bola použitá metóda krigingu v prostredí GIS. Z modelovo vypočítaného radu hodnôt pomocou krigingu bol urobený priemer a interval spoľahlivosti pri 95 % hladine významnosti. Tento postup má obmedzenia, ktoré vyplývajú hlavne z počtu monitorovacích bodov v jednotlivých útvaroch podzemnej vody a z charakteru priepustnosti horninového prostredia. Aplikácia tohto modelu sa
48
XV 1/2009 použila v prípade minimálne 5 monitorovacích bodov v jednom útvare. Pre kvartérne útvary podzemných vôd je väčšia pravdepodobnosť vzájomnej plošnej/priestorovej súvislosti medzi monitorovacími bodmi, ktorá vyplýva z medzizrnovej priepustnosti. V týchto podmienkach je v každom útvare podzemných vôd aplikovaný postup výpočtu hodnoty významnosti zložky pomocou metódy krigingu, ktorá spracúva priemernú ročnú koncentráciu zložky prekračujúcu prahovú hodnotu. Uvedené modelové riešenie distribúcie zložky pre celú plochu útvaru podzemných vôd spracúva iba numerické hodnoty pri podmienke ich vzájomnej plošnej korelácie. Pre spracovanie modelov neboli použité žiadne iné hydrogeologické, geologické, hydrogeochemické, ani geografické informácie. V prípade predkvartérnych útvarov podzemných vôd, ktoré sú charakterizované puklinovou, krasovopuklinovou, alebo krasovou priepustnosťou a vo väčšine prípadov je v nich počet monitorovacích bodov nižší ako päť, bola spracovaná priemerná ročná hodnota zvýšená o 20 % (pre určitú „environmentálnu zabezpečenosť“ vo vzťahu k celému útvaru). Dobrý chemický stav útvaru podzemných vôd bol definovaný na základe splnenia kritéria neprekročenia modelovej priemernej a prahovej hodnoty vybraných parametrov hodnotou horného intervalu spoľahlivosti priemeru jednotlivých parametrov pri 95 % hladine významnosti pre všetky zložky. Útvar podzemných vôd bol klasifikovaný v dobrom chemickom stave aj v prípadoch, ak bolo prekračované toto kritérium pre Fe2+ a Mn2+, nakoľko tieto ióny majú v prevažnej väčšine kvartérnych a predkvartérnych útvarov prírodný pôvod, vyplývajúci z redukčného prostredia obehu podzemných vôd. Ak došlo k prekročeniu danej podmienky, výsledok bol podrobený ďalšiemu hodnoteniu (testu) útvaru podzemných vôd a hydrogeochemickej recenzie, ktorou sa rozhodlo o zaradení medzi útvary v zlom chemickom stave. Pre nedostatok údajov, informácií a chýbajúcich metodických postupov a kritérií neboli zatiaľ realizované ďalšie testy dopadu znečistenia na povrchové vody, dopadu znečistenia na suchozemské ekosystémy, dopadu znečistenia na využívané vodárenské zdroje, resp. testy iných prienikov do útvaru podzemnej vody. Rovnako zatiaľ neboli stanovené ani kritériá pre identifikáciu významných a trvalo vzostupných trendov a pre definovanie počiatočných bodov zvrátenia trendov, v dôsledku čoho nebolo spracované vyhodnotenie trendov environmentálne významného nárastu koncentrácie znečisťujúcej látky, skupiny znečisťujúcich látok alebo indikátora znečistenia v útvaroch podzemných vôd. Tieto práce budú realizované v ďalšej etape v nasledujúcom období.
Obr. 1: Hodnotenie kvantitatívneho stavu útvarov podzemných vôd na Slovensku ( k 31.12.2008) Fig. 1: Evaluation of groundwater bodies quantitative status in Slovakia (dated 31.12.2008)
PODZEMNÁ VODA XV 1/2009
49
Obr. 2: Hodnotenie chemického stavu kvartérnych útvarov podzemných vôd na Slovensku (k 31.1.2009) Fig. 2: Evaluation of chemical status of Quaternary groundwater bodies in Slovakia (dated 31.1.2009)
50
XV 1/2009 PODZEMNÁ VODA
Obr. 3: Hodnotenie chemického stavu v predkvartérnych útvarov podzemných vôd na Slovensku (k 31.1.2009) Fig. 3: Evaluation of chemical status of pre-Quaternary groundwater bodies in Slovakia– final results (dated 31.1.2009)
PODZEMNÁ VODA XV 1/2009
51
PODZEMNÁ VODA SUMARIZÁCIA VÝSLEDKOV HODNOTENIA CHEMICKÉHO STAVU ÚTVAROV PODZEMNÝCH VÔD Na základe vyššie uvedených metodických postupov a testov bol hodnotený a klasifikovaný chemický stav jednotlivých kvartérnych aj predkvartérnych útvarov podzemných vôd na Slovensku. Z celkového počtu
XV 1/2009 75 útvarov podzemných vôd Slovenska bolo klasifikovaných 13 útvarov podzemných vôd v zlom chemickom stave – 7 kvartérnych útvarov a 6 predkvartérnych útvarov a 62 útvarov podzemných vôd v dobrom chemickom stave. Výsledky hodnotenia chemického stavu útvarov podzemných vôd na Slovensku dokumentujú obrázky 2 a 3.
LITERATÚRA ADÁMKOVÁ, J., BORUŠOVIČ, Š., HUCKO, P., CHRIAŠTEĽ, R., KULLMAN, E., KUNÍKOVÁ, E., MAKOVINSKÁ, J., VODNÝ, J. 2005 : Správa Slovenskej republiky o stave implementácie Rámcovej smernice o vode spracovaná pre Európsku komisiu v súlade s článkom , prílohy II a prílohy III a článkom 6, prílohy IV RSV, správa MŽP SR, s. 207 BIRSAN, M. V., MOLNAR, P. , BURLANDO, P., PFAUNDLER, M. 2005 : Stremflow trends in Switzerland, Journal of Hydrology, ročník 314, s. 312-329 BODIŠ, D., REPČOKOVÁ, Z., SLANINKA, I., KRČMOVÁ, K. 2008: Stanovenie pozaďových a prahových hodnôt ÚPV a hodnotenie chemického stavu podzemných vôd na Slovensku. Záverečná správa. ŠGÚDŠ Bratislava CIRCA web site – http.//forum.europa.eu.int/public/irc/env/wfd.home GRATH, J., WARD, R. 2007 :Status and Trends Working Group C – Groundwater Activity WGC-2, “Status compliance and trends“, Groundwater Quantitative status, Draft v. 1.2 (dated 03 September 2007) ERHARDT, W., HÖPKER, K., A., FISCHER, I. 1998: Verfahren zur Bewertung von immissionsbedingten Stoffanreicherungen in standardisierten Graskulturen. Umweltchem Ökotox 8, s. 237-240 Katalóg objektov kvantitatívneho monitoringu podzemných vôd Slovenska, Manuskript SHMÚ 2007 KULLMAN, E. ml., BODIŠ, D., MALÍK, P., HORNÁČKOVÁ-PATSCHOVÁ, A. 2004 : Vymedzenie útvarov podzemných vôd na Slovensku, Národná správa 2004 – časť podzemné vody, s. 56 PRCHALOVÁ, H. 2007: Hodnocení stavu vod a vodních útvaru, Návrh metodických postupu hodnoceni stavu a rizikovosti útvarů podzemních vod pro první plány oblasti povodí, úkol VÚV T.G.M. v.v.i. č. 3712, Výskumný ústav T.G. Masaryka, s. 31 Slovenská asociácia hydrogeológov, 2005: Analýza kvantitatívneho monitoringu podzemných vôd SHMÚ na Slovensku a určenie príslušnosti jeho monitorovacích bodov k schváleným, kvartérnym a predkvartérnym útvarom podzemných vôd podľa smernice 2000/60/EK, s. 169 Smernica 2000/60/ES Európskeho parlamentu a rady z 23. októbra 2000, ustanovujúca rámec pôsobnosti spoločenstva v oblasti vodnej politiky Smernica 2006/118/ES Európskeho parlamentu a rady z 12. decembra 2006 o ochrane podzemných vôd pred znečistením a zhoršením kvality Správa Slovenskej republiky o stave implementácie Rámcovej smernice o vode spracovaná pre Európsku komisiu v súlade s článkom 5, prílohy II a prílohy III a článkom 6, prílohy IV RSV, MŽP SR, VÚVH Bratislava, SHMÚ Bratislava, SVP š.p., marec 2005 www.vuvh.sk: Návrh plánov manažmentu povodí SR – 1. pracovná verzia
SUMMARY Quantitative and chemical status assessment of the groundwater bodies in SR is being done in accordance with Directive 2000/60/ES establishing a framework for Community action in the field of water policy and with Directive 2006/118/ES on the protection of groundwater against pollution and deterioration. The assessment was processed following approved national methodologies, which came out from requirements of European directives and guidances. The existing information were used in maximum rate and also methodologies used in these assessment, which made realization of the process easier and more effective. The classification of quantitative groundwater bodies status in Slovak republic represents particular tests combination of quantitative status assessment – test of groundwater balance assessment, test of the assessment of long-term decreasing trends of groundwater levels, test for assessment of the flows on surface streams and rate of their affection by groundwater consumption as well as test for terrestrial ecosystems assessment. In accordance with Directive if groundwater body does not comply with any of tests it is classified in poor quantitative status. Following the evaluation, 5 groundwater bodies were classified in poor quantitative status (Figure 1). Assessment of chemical groundwater bodies status in Slovak republic is processed following the background and threshold values evaluation for particular groundwater quality indicators (As, Cd, Pb, Hg, NH4+, Cl-, SO42-, Na+, K+, Ca2+, Mg2+, Sr, PO43-, HCO3-, Fe2+, Mn2+, Cr, Cu2+, Se, Al3+, organic compound) following the hydrogeochemical review of statistical and geochemical approach results. Assessment consists of the test of groundwater body as a unit. Groundwater chemical status classification is based on calculation of mean value of measured data (component 52
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
concentration/compound) from water quality monitoring and its comparison with environmental quality standards and geochemical approach. Good quantitative status is defined by such qualitative composition of groundwater by which particular quality indicators (conductivity, pollutant concentration) do not exceed specified quality standards and threshold values. Groundwater bodies in which Fe and Mn were exceeded were also classified in good chemical status whereas these ions have natural origin in majority of Quaternary and pre-Quaternary bodies in Slovak republic. From total number of 75 groundwater bodies of Slovakia, 13 were classified in poor chemical status (7 Quaternary bodies and 6 pre-Quaternary bodies) and 62 groundwater bodies were classified in good chemical status (Figure 2 and 3). For the purpose of achieving good water status until 2015 in groundwater bodies in accordance with requirements of Water Framework Directive it is necessary to realize measures for groundwater protection in all groundwater bodies classified as bodies in poor quantitative and chemical status (first phase of measures – priority 1).
53
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
STARÉ A NOVÉ PROBLÉMY PRŮZKUMU, ANALÝZY RIZIK A SANACE ZNEČIŠTĚNÍ PODZEMNÍ VODY V ČESKÉ REPUBLICE PO ROCE 2000 FORMER AND CURRENT PROBLEMS OF INVESTIGATION, RISK ASSESSMENT AND REMEDIATION IN THE CZECH REPUBLIC AFTER 2000 Jan Švo ma, Pavel Dusílek ABSTRACT Examples of past and current activities dealing with Contaminated Land (focused on Former Ecological Damages) in the Czech Republic are discussed. It is obvious that a lot of significant and remarkable results have been achieved in field of Investigation, Risk Assessment, Prevention, Monitoring and Contaminated Land Remediation in the Czech Republic within the last almost ten years, particularly due to a new Water Act (254/2001 Coll.) implementation, affordable financial funding and technological development mainly in full scale in situ technologies (e.g. Permeable Reactive Walls, Steam Enhanced Extraction, In Situ Chemical Oxidation). This progress is in very good comparison with new-fashioned achievements in other advanced countries in the U.S.A. and/or European Union (EU). In despite of it, existing practical experience shows a further need of comprehensive Investigation, Risk Analysis and Remediation. It seems to be that even more sophisticated and cost– effective mainly integrated enhanced biodegradation decontamination and/or phytoremediation techniques altogether with in implementation of new remedial efficiency diagnostic tools (e.g. molecular biology oriented, isotope techniques, photo-detection) will be a task for coming future. KEY WORDS Investigation, risk assessment, remediation, attenuation, photo-detection KLÍČOVÁ SLOVA Průzkum, analýza rizik, sanace znečištění, atenuace, fotodetekce
ÚVOD
PRŮZKUM ZNEČIŠTĚNÍ
Příspěvek se zaměřuje na problémy průzkumu, dále pak rizikových analýz, prevence, monitoringu a sanace znečištění horninového prostředí (tímto pojmem je myšlena jak nesaturovaná, tak i saturovaná zóna); zejména je provedena kompilace praktických postřehů na základě dlouholeté zkušenosti obou autorů. V uplynulých 10 letech bylo dosaženo pokroku v oblasti řešení kontaminace horninového prostředí. Vedle nezbytného financování zejména z prostředků MF ČR, ostatních resortů, krajů, ale do budoucna i Evropské unie, svoji pozitivní roli po odborné stránce sehrály každoročně konané národní konference o sanačních technologiích (viz http://www.ekomonitor.cz/ seminare), účast na mezinárodních konferencích či moderně napsané Kompendium sanačních technologií (Matějů, 2006).
Mezi nejdůležitější cíle průzkumu patří: zjištění horizontálního a vertikálního rozsahu znečištění a jeho komunikace mezi zvodněmi a puklinovými systémy, přesné situování průzkumných, monitorovacích a sanačních hydrogeologických objektů do migračních cest (puklin) znečištění. Z mnohaletých zkušeností supervize a sanace aquiferů znečištěných volnou kapalnou fází lehčí než voda (LNAPL) s výhradně puklinovou propustností se autoři přiklánějí k názoru, že úspěšnost průzkumu a následné sanace je více než ze 70 % ovlivněna přesným umístěním vrtů do puklin s výskytem LNAPL. Vzhledem k výskytu LNAPL jenom v některých z paralelních puklin v několik metrů širokých poruchových pásmech, je nezbytné komplex povrchových geofyzikálních metod doplnit vyhledáváním ropných indicií atmogeochemií pomocí úzkoprofilových vrtů.
RNDr. Jan Švoma, RNDr. Pavel Dusílek AQUATEST a.s., Geologická 4, Praha 5, 152 00,
[email protected],
[email protected]
54
PODZEMNÁ VODA Bez kombinace obou metod zpravidla nepřevyšuje úspěšnost nalezení puklin s ropnou fází ani s využitím podrobného geofyzikálního průzkumu 30 %. Někdy je nutná i aktivace přítoku fáze do stvolu vrtu torpedací nebo hydraulickým / pneumatickým štěpením (Kvapil, Škára et al., 2009). Pro správné rozmístění perforací a tamponáž případných ztrátových puklinových etáží je nezbytná hydrokarotáž vrtů, případně doplněná o kamerální prohlídku (Procházka, 2009). Ve spojení s ní se pro detekci výskytu organických kontaminantů ve vertikálním profilu a to i ve formě předpokládaného výskytu fáze těžší než voda (DNAPL) v průlinovém prostředí velmi dobře osvědčila např. Membrane Interface Probe – MIP dodavatele FUGRO CONSULT GmbH, Germany. Obecně se za výhody této metody pokládá, že jí mohou být detekovány zóny s výskytem volného produktu, přímo je možné provést prostorovou korelaci / interpretaci mezi litologií a kontaminací, je možné stávajícími zařízeními vyhodnotit až 70 metrů horniny za 1 den, detekce látek probíhá jak v nesaturované tak saturované zóně. Zvlášť významná je možnost interpretace vertikálního profilu kontaminace DNAPL. Při průniku látek vrstevnatým horninovým prostředím dochází totiž ke kumulaci volné fáze při bázi v materiálech s relativně vyšší propustností a většími póry a tím k pomalejšímu pohybu těchto látek v porovnání s homogenním prostředím. Vzhledem ke skutečnosti, že rozpouštění volné fáze je v propustnějším materiálu výrazně pomalejší, jsou tyto hrubozrnné čočky nebo vrstvy dlouhodobým zdrojem kontaminace (Pan et al., 2007). Sanace takto kontaminované lokality bez vynaložení enormních finančních nákladů je prozatím prakticky neřešitelná. Toto lze doložit mimo jiné tím, že v poměrně rozsáhlém ohnisku znečištění se například nepodařilo pokusně úspěšně aplikovat moderní technologii HRC® (Hydrogen Release Compound, dodavatel: firma REGENESIS, http://www.regenesis.com/). Pro pilotní ověření potenciálu využití dekontaminačních procesů bylo přitom rozhodnuto o aplikaci moderní diagnostické metody (Polymerase Chain Reaction- qPCR viz např. Macháčková, 2007; Koenigsberg et al., 2008) s využitím analýzy DNA ve vybraných monitorovacích vrtech. Do těchto vrtů byl na dobu 1 měsíce umístěn substrát, na kterém došlo k zachycení konsorcia bakterií přítomných v každém jednotlivém vrtu (aplikována byla tzv. EnviroGene BioTrap® Technology - pro další podrobnosti odkazujeme na http://www.envirogene.co.uk/ PDF-Documents/Envirogene-PROMOTE-press-release(3).aspx). Tento exponovaný substrát byl následně podroben extrakci a extrakt analýze DNA pomocí kvantitativní qPCR. Provedená diagnóza potvrdila enormní ekonomickou-technickou náročnost realizace sanace pomocí HRC® v těchto hydrogeologických, hydrochemických a mikrobiologických podmínkách (Kvapil, 2009). Na závěr této části je třeba zdůraznit, že
XV 1/2009 prozatím v sanační praxi prakticky chybí aplikace moderních diagnostických metod na posouzení proveditelnosti biologické dekontaminace in situ. Ve spolupráci konzultačních firem s výzkumnými centry (např. ARTEC http://centrum-sanace.cs.cas.cz/) bude třeba se podobně jako v zahraničí orientovat nejenom na odběry vzorků podzemní vody pro posouzení její kvality, ale pro posouzení možnosti podpoření/nastolení biodegradačních procesů (tzv. podpořená atenuace); bude nezbytné metodicky zavést vytvoření integrovaných expertních systémů, které zefektivní celý proces průzkumu, monitoringu i sanace. V současné době je jen malá pozornost věnována geobotanické a fotografické detekci znečištění s využitím změn vegetačního krytu. V 70.letech jsme přitom v evropském měřítku byli zakladateli a propagátory detekce znečištění kombinací geobotaniky s fotografováním vegetace ve viditelném a blízkém IR spektru. Princip obou metod pro detekci znečištění spočívá ve využití reakce rostlin na druh a koncentraci (sledované) látky v dosahu jejich kořenů. Nejvýraznější reakcí vegetace na znečištění zemin a podzemní vody, využitelné jak při geobotanickém průzkumu, tak při fotodetekci, je hustota vegetačního pokryvu a zdravotní stav rostlin. Při změně druhové skladby rostlin je možné na detekci znečištění využít pouze geobotanické metody. Porovnání výhod a nevýhod obou srovnávaných metod uvádí následující tab.1. Tab. 1: Srovnání geobotanické a fotografické detekce znečištění Tab. 1: Comparison of efficiency of geobotanical and photographical detection of contamination
Diakritický znak
Geobotanika
Pokryvnost Zdravotní stresbarevná a IR reflektance
Ano Ano
Fotografické metody Lepší Lepší, v IR oblasti často dříve
Posun fenofází
Ano
Druhová skladba Vzrůst exemplářů ano Morfologie částí rostlin
Ano
Horší, pokud vůbec identifikovatelný Ne
Ano
Ne
Ano
Ne
V některých případech je zdravotní stres rostlin zasažených kontaminací až o 14 dnů dřív a výrazněji rozpoznatelný v blízkém infračerveném vlnovém rozsahu (700 – 900 nm), než ve spektru viditelném. Optimálně lze indikovat znečištění s využitím změn pokryvnosti a zejména zdravotního stresu kulturních monokultur s nízkou tolerancí k hledanému polutantu v rhizosféře na leteckých barevných infračervených (spektrozonálních) fotografiích. Spojité zobrazení znečištění, dokumentační charakter snímků, objektivita
55
PODZEMNÁ VODA a snadná možnost hodnocení rozsahu a intenzity znečištění v časových řezech patří mezi nesporné výhody fotografických metod (Pyšek, Švoma, 1978; Švoma, 1990). Zjištěná úroveň hladin podzemní vody (dále jen hpv) na kontaminovaných lokalitách v celém území bývalého Československa, kdy v intervalu 0 – 1 m ležela hpv v 5,3 % ; 1 – 2 m p.t. v 15,2 %; v intervalu 2 – 4 m v 48 % (údaje z 2201 vrtů evidovaných v roce 1987), dává dobré předpoklady pro využití vegetace jak pro geobotanickou a fotografickou detekci znečištění, tak pro fytoremediaci (Švoma in Vrba, Adams, 2008). Zvláštním příkladem je aplikace vzorkování vodivých struktur stromů tzv. Tree Core Sampling – TCS, jak bylo prokázáno například na lokalitě Hradčany-letiště (Macháčková, 2007). Samozřejmou součástí průzkumu a monitoringu ropného znečištění je sledování mocnosti LNAPL na hladině podzemní vody. Při měření ropné fáze s velmi vysokou viskozitou v ostravských lagunách však veškerá komerčně dostupná technika selhala. Až nově konstruované elektronické měřidlo rozhraní INPHASE 07 umožňuje ve vrtech měřit mocnost husté silně viskózní olejovité kapaliny od 1 cm do několika metrů. Posledním zde diskutovaným problémem je průzkum znečištění kvartérních zvodní s rychlými a nepravidelnými přechody mezi pelity a psamity. Uspokojivé podklady mohou přinést (spíše než sebepodrobnější vrtná sondáž) kopané (bagrované, liniově budované) sondy a zářezy. Na ně se při průzkumu znečištění zapomíná. Pouze z odkrytých stěn lze zjistit podrobnou litologii vrstev, kdy i průběžné pouhé jílové blanky mají těsnící hydrogeologickou funkci a spolu se zmíněnými faciálními přechody podmiňují často překvapivý výskyt několika dílčích zvodní s rozdílnou stratifikací a intenzitou kontaminace. ANALÝZA RIZIK V uplynulých deseti letech se analýza rizik (AR) stala nejenom v ČR základním nástrojem při rozhodování o míře nezbytnosti realizace nápravného opatření. Tento nástroj je využitelný jak na začátku, v průběhu, tak na závěr realizace nápravného opatření (tzv. aktualizovaná analýza rizik – AAR). Velmi významným počinem Ministerstva životního prostředí České republiky (MŽP ČR) bylo vydání aktualizované verze Metodického pokynu MŽP č. 12 pro analýzu rizik kontaminovaného území, který vyšel společně s Metodickým pokynem MŽP č. 13 pro průzkum kontaminovaného území ve Věstníku MŽP ČR v září 2005 (ročník XV, částka 9). Dlouhodobá pozitivní zkušenost společně s mezinárodními trendy zejména v Evropské unii (EU) vedla též k implementaci tohoto metodického pokynu i do Vyhlášky č. 17/2009 o ekologické újmě, čímž jsou dány předpoklady řešení i nově indikovaných znečištění a nejenom tzv. starých ekologických zátěží. Významné je zařazení kapitoly, která 56
XV 1/2009 posuzuje i možnost přirozené, popřípadě podpořené atenuace. Do budoucna lze očekávat se získáváním zkušeností a poznatků průběžné aktualizace těchto pokynů zejména po technicko-metodické stránce (Zimová et al., 2006), k zamyšlení je rozpracování využití aplikace nejrůznějších modelů (Sáňka, 2009), popřípadě vytvoření tuzemské verze expertních systémů, které do sebe budou automaticky schopny přebírat stávající dostupné databáze a mapové podklady včetně GIS a plošně interpretovat nejistoty například se stanovením doporučených cílových parametrů sanace. Současně je třeba zdůraznit, že tvorba cílových parametrů sanace musí vycházet zejména z lokálních hydrogeologických a technicko-ekonomických podmínek. Dle současných poznatků a nejrůznějších doporučení EU (NICOLE http://www.nicole.org/, EUGRIS http://www.eugris.info/) je možným cíleným stavem nápravného opatření navození dlouhodobě udržitelného stavu monitorované přirozené atenuace. Přednostně preferovanou alternativou cílového stavu nápravného opatření je podpořená atenuace (Enhanced Attenuation – EA) popř. komplexní revitalizace území s využitím tzv. zelených technologií (Green Technology – GT, jež je nadefinována jako praxe, jež zohledňuje všechny ekologické efekty sanace a inkorporuje vhodné příležitosti tak, aby byl maximalizován čistý environmentální benefit nápravných opatření viz např. http://www.clu-in.org/greenremediation/). Tyto technologie je v současnosti třeba pokládat za nejlepší dostupné technologie (Best Available Technology – BAT) ve fázi ukončování nápravného opatření. Proto lze doporučit, aby ve stávajících metodických pokynech zabývajících se analýzami rizik nebyla pouze posuzována tzv. monitorovaná přirozená atenuace (MNA), jejíž aplikovatelnost je často v podmínkách České republiky (Matějů, 2006), ale i okolních zemí velmi málo pravděpodobná, ale byla především posuzována možnost realizace podporované / stimulované atenuace (EA) popřípadě zelených technologií (GT). Nejenom studie proveditelnosti (Feasibility Study – FS), ale prakticky jakákoli písemně formulovaná technicko-ekonomická úvaha o možnostech sanace horninového prostředí (včetně saturované zóny / podzemní vody) by proto měla obsahovat i variantu případné aplikace podporované atenuace (Matějů et al., 2009) popř. GT. V poslední době je velice zajímavá pozorovaná inklinace Světové zdravotnické organizace (World Health Organization – WHO) a dalších mezinárodních orgánů či organizací k celkové charakterizaci zdrojů pitných vod a plánování kvality vod včetně vytváření tzv. plánů pro zajištění bezpečnosti vody (Water Safety Plans – WSP). Čím dále je totiž zřejmější skutečná cena, nenahraditelnost a bohatství kvalitních zdrojů podzemní vody. V příslušných hygienických šetřeních (Sanitary Inspection – SI), jako klíčového prvku zajištění kvality vody se výrazně doporučuje odklon od stávajícího paušálního přístupu
PODZEMNÁ VODA pouhého srovnání mezních hodnot analytických stanovení k terénním šetřením a AR s cílem komplexního posouzení stavu kvantity a zejména kvality vodního zdroje (Kožíšek, 2009). PREVENCE ZNEČIŠTĚNÍ Na první pohled se zdá, že v současnosti je v praxi relativně malý důraz kladen na prevenci znečištění. Přitom podle dlouhodobých zkušeností jsou náklady na ochranu podzemní vody v etapě prevence výrazně nižší než na sanaci (Vrba, Adams, 2008). Prevenci znečištění lze aplikovat nejen ve vhodném situování objektů, které mohou vyvolat ohrožení kvality přírodních vod (např. skládky, ropné rafinerie a sklady) mimo zranitelné hydrogeologické struktury a blízkost jímacích území a jindy aspoň realizovat technická a organizační opatření pro zamezení úniků nebezpečných látek do přírodního prostředí, ale za prevenci je možno považovat i vyhledávací průzkum znečištění spočívající v nepřímých metodách: například povrchová geofyzika, atmogeochemie, geobotanická a fotografická detekce a zejména zřízení účelové sítě pozorovacích vrtů pro včasnou indikaci úniku polutantů, ještě než je známo, kde a zda vůbec ke kontaminaci přírodního prostředí došlo. Významným prvkem prevence se stává monitoring kvality podzemní vody jak na lokální, tak národní i mezinárodní úrovni (Vrba, Adams, 2008). MONITORING ZNEČIŠTĚNÍ V 70. až 90. letech byly v Československu vybudovány indikační systémy kolem letišť, ropných rafinerií, produktovodů a v užších ochranných pásmech významných vodovodů podél železničních tratí (Švoma, Macková, 1987). Po roce 2000 pokračuje pravidelný monitoring indikačních vrtů kolem produktovodů přičemž např. v trasách spravovaných ČEPRO od Hněvic u Roudnice nad Labem do Hulína na Moravě (Černý, 2008) ani kolem ropovodu Ingolstadt v širším okolí Kralup nad Vltavou (Koch, 2008) se zatím znečištění podzemní vody vyvolané eventuálními úniky z potrubí naštěstí nezjistilo. Běžnou praxí se stalo realizovat i podrobný sanační a postsanační monitoring. V případě postsanačního monitoringu je často pozorován tzv. rebounding a je tedy třeba aby byl dostatečně dlouhý (v závislosti na lokalitě cca 12 měsíců až 5 let). Byla certifikována řada standardních postupů odběru vzorků zemin i vod a akreditována řada laboratoří. Poměrně malá pozornost je vedle vlastního monitoringu látek limitovaných v Rozhodnutí České inspekce životního prostředí (ČIŽP) věnována současnému poznání chemismu a mikrobiologie vod. Toto pokládáme za zásadní nedostatek a do budoucna by se to mělo minimálně řešit metodickým doporučením. Velmi významné je též řádné chápaní a důsledný monitoring redox potenciálu (Pitter et al., 2005, Zeman, 2006).
XV 1/2009 Obdobně pro tzv. integrovaný monitoring (Matějů, 2009) by bylo vhodné zvláště při výskytu směsí látek častěji provádět i ekotoxikologické testování (Rein, Bittenz, 2008, Trett, Thurgood, 2008) včetně případného posouzení tzv. bio-dostupnosti či bio-přijatelnosti (bioavailability & bioaccessibility) kontaminantu (Brand et al., 2008, Morgan et al., 2008). V posledních několika letech významnou měrou pozitivně přispívá k stále aktualizované informaci o kvalitě podzemní vody probíhající monitoring (zejména aktuální odběry a analýzy) její kvality na pozorovací síti ČHMÚ, kdy se ve vrtech a pramenech v širokém spektru látek sledují jak dnes již obvyklé ukazatele kvality vod, například uhlovodíky C10-40 a BTEX, tak ale i ClU, fenoly, PAU, PCB a pesticidy. Celkově více než 240 sledovaných organických sloučenin tak může indikovat antropogenní ovlivnění kvality podzemní vody. V terénní praxi se přitom za tímto účelem ukazuje potřeba dalšího vývoje vzorkovacích technik zejména pro hluboké vrty. SANACE ZNEČIŠTĚNÍ V České republice (dále ČR) jsou dlouhodobé zkušenosti s aplikací klasických metod sanačního čerpání a odvětrávání kontaminace. V souladu s mezinárodním trendem (například US EPA, Kowalick 2008) je v uplynulých deseti letech zvýšená pozornost věnována zejména tzv. in situ technologiím. Od konce minulého tisíciletí byla v ČR úspěšně aplikována řada intenzifikačních fyzikálních a fyzikálně-chemických metod in situ. Zejména je třeba zmínit aplikaci řízeného prohřívání pomocí páry (tzv. Steam Enhanced Extraction – SEE) například na lokalitách Ostrava-Karolína, Horní Počernice – Volant, Kroměříž – Magneton, jak bylo prezentováno například na XI. národním hydrogeologickém kongresu v Ostravě v září 2001. Dlouhodobý sanační a postsanační monitoring lokality Volant Horní Počernice (AQUATEST, 2001 – 2009) přitom potvrdil, že při správné konfiguraci a realizaci SEE, přes původní potvrzený výskyt DNAPL v horninovém prostředí, nedochází k reboundingu a kvalita podzemní vody odpovídá platné vyhlášce pro pitnou vodu, čímž je území všestranně využitelné ke spokojenosti občanů (Dusílek et al., 2008). Úspěšně bylo naprojektováno a vybudováno několik reaktivních bariér (tzv. Permeable Reactive Barrier – PRB) například na lokalitách Hluk – Autopaly, Ústí nad Labem – Spolchemie, které jsou v současnosti provozovány. Z jejich monitoringu vyplývá, že významně přispívají ke snížení rizika šíření kontaminace alifatickými chlorovanými uhlovodíky podzemní vodou (Topinková et al., 2008). Mezi do praxe v tuzemsku prozatím nezavedené metody in situ pro nesaturovanou zónu je možné zařadit vitrifikaci či elektrokinetické metody, popřípadě německé UVB (podtlakové cirkulační studny) a české autoasanační vrty pro saturovanou 57
PODZEMNÁ VODA zónu. V následujícím textu uvádíme nástin - vedle vlastních sanačních metod, u nichž spatřujeme v současnosti rezervy - i metod podpůrných, které mění vlastnosti horninového prostředí nevýhodné pro dekontaminaci (nízká propustnost a aktivní pórovitost v místech zakotvení masivní kontaminace), nebo mění fyzikální vlastnosti kontaminantu, limitující jeho žádoucí pohyblivost v procesu aktivní sanace (viskozita, rozpustnost, biodegradabilita). Společnost AQUATEST a.s. zrealizovala v ČR pravděpodobně jednu z prvních aplikací metody in situ chemické oxidace (tzv. In Situ Chemical Oxidation – ISCO) v lokalitě Nový-Jičín – Autopal (sanace včetně přípravy probíhala v období 2000-2003). Dlouhodobý detailní postsanační monitoring (AQUATEST, 2003 – 2009) mimo jiné potvrzuje, že zvýšení některých toxických kovů je po aplikaci ISCO (s pomocí manganistanu draselného) skutečně pouze dočasného charakteru (Koppová, 2006). Společnost AQUATEST aplikuje tuto technologii v nejrůznějších modifikacích na několika dalších lokalitách v ČR například VP Kuřívody (Kvapil et al., 2009), Farmak Opava (Koppová, 2009 – využití Fentonová činidla s řízenou aktivací persulfátem) zejména za účelem řešení kontaminace ClU popř. BTEX v ohniscích znečištění. Obdobně jsou aplikovány tzv. nanotechnologie (Dusílek, 2004, Kvapil, Škára, et al., 2009, dále viz např. http://www.nanotechnologie.cz/ view.php?cisloclanku=2008100046&unvisible=1). Navzdory převážně pozitivním hodnocením prezentovaným na nejrůznějších - dnes většinou víceméně komerčně pojatých konferencích - jsou dále uvedeny pro srovnání i zkušenosti a praktická omezení a zjevné nedostatky aplikace chemických metod, zejména problémy spojené s pomocí chemických látek navozenými oxidačními procesy in situ. Hlavní problém sanace in situ horninového prostředí je umožnit styk dekontaminačního media s veškerou kontaminovanou matricí. To je prakticky vyloučeno v silně heterogenním prostředí, resp. při existenci sedimentárních a puklinových zón vysoké propustnosti, které se velmi rychle vyčistí a pak kontraproduktivně nadále již jen planě drénují/odvádějí (často poměrně finančně nákladné) dekontaminační roztoky. Na straně druhé v málo propustných polohách, kam se aktivní a podpůrné látky jen velmi obtížně, pokud vůbec dostávají, potom přetrvávají zakotvené vysoké koncentrace polutantů. To po skončení sanace může vést k rychlé recidivě znečištění horninového prostředí a podzemní vody. Další nebezpečí metody oxidace/redukce in situ je „rebounding“ kontaminace, pokud se dočasně změněné fyzikálně chemické vlastnosti podzemní vody (pH, redox, obsah kyslíku) vrátí do původních hodnot zpočátku sanace. Snad nejhorší je situace v případech, kdy nejsou podchyceny všechny zdroje kontaminace (například pod základy budov) a aplikací ISCO dojde spíše k uvolnění nejrůznějších tmelících výplní pórů (např. živců) horninového prostře-
58
XV 1/2009 dí a obecně uvolnění „kapsy“ kontaminace doprovázené obvykle nepříznivým jevem a to zvýšením mobility kontaminantu a nárůstem koncentrací v monitorovacích vrtech i přes zvyšované množství aplikovaného oxidačního činidla. U oxidačních metod, kde je popsané nebezpečí obecně vyšší, se setkáváme s další nevýhodou: enormní spotřebou oxidantů na paralelní oxidaci nižších (méně valentních) anorganických kysličníků kovů i nekovů a zejména na oxidaci přírodních organických látek (Natural Organic Matter – NOM) ze zemin v procesu cílené oxidace kontaminantu. Další problém je při aplikaci ISCO v oxidaci dvojmocného železa v podzemní vodě, doprovázené často zanášením perforace, obsypu a technologických zařízení nejrůznějšími sloučeninami trojmocného železa hydro-oxidy, podvojnými oxidy apod. Pro zajímavost je možné uvést, že v kvartéru se při dynamickém vzorkování před zahájením sanace obvykle nacházejí koncentrace železa v desítkách mg.l-1, postupně však při sanačním čerpání tyto koncentrace narůstají (a to ne ojediněle) až na stovky miligramů železa na litr. Odstraňování železa ze sanačně čerpané vody je nutné pokládat za nežádoucí vícenákladovou položku, aplikace „maskování“ železa pomocí chelatačních činidel (například EDTA) je proveditelná, ale naše provozní zkušenosti ukazují, že tento způsob může prodražovat čištění vod až o cca 20 %. V poslední době tak dospíváme k názoru, že v případě nevhodně aplikované technologie ISCO mají oxidační činidla často významná praktická terénní omezení ve svém dosahu vlivu (pozorována kolmatace obsypu či poměrně malé dosahy obecně špatně ve vodě rozpustného kyslíku – obvykle v rozmezí 0,5 – 5 metrů), mimoto byly pozorovány případy u manganistanu draselného, že i v jeho nadbytku nedochází k úplné mineralizaci, ale pouze k transformaci PCE na 1,2DCE a jeho následné kumulaci ve vrtech. Obecně platí, že do budoucna je vhodné se nejprve orientovat na poznání chemismu , bakteriologie vody a horninového prostředí a pak se rozhodovat pro další sanační kroky. To se v sanační praxi bohužel často zanedbává. Je přitom nezbytné, aby se tato pozorování prováděla jak ve fázi průzkumu tak AR či monitoringu a je procesně neomluvitelné, že “slepé rozpočty“, které se v současnosti oceňují ve výběrových řízeních tyto položky většinou neobsahují. Též v případě aplikace chemických syntetických přípravků, například surfaktantů, (Müllerová et al., 2007) je třeba zohlednit nejrůznější legislativní a praktické aspekty, které na první pohled nemusí být při zahájení sanace zřejmé. Je třeba si uvědomit, že všechny metody sanace i jejich kombinace mohou mít svá omezení (Matějů, 2006) a z toho je třeba vycházet. Důrazně proto doporučujeme při upřesňování cílových parametrů sanace a cílového stavu revitalizace území postupovat etapovitě („iterační způsob“) a přitom co nejkomplexněji. Řadu věcných doporučení jsme též již uplatnili ve formě připomínek k připravovanému
PODZEMNÁ VODA Metodickému pokynu MŽP ČR zabývající se uvedenou problematikou prokázání dosažení cílových limitů z období XII/2008-III/2009, (Pastuszek et al., 2009). Využití přirozených autochtonních mechanismů například koroze železa či denitrifikace se jeví z mnoha důvodů jako velmi perspektivní, velice pokroková je reduktivní dehalogenace s pomocí syrovátky (Macháčková, Herčík, et al., 2006) i když v nepříznivých podmínkách nemusí vést k celkovému snížení kontaminace, ale pouze k transformaci například TCE na 1,2DCE a jeho dlouhodobé akumulaci. Za anaerobních podmínek totiž klesá rychlost reduktivní dehalogenace s počtem chlorových atomů v molekule, takže dochází k akumulaci cis-1,2-dichlorethenu (cis-DCE) v podzemní vodě a to zejména proto, že zvýšené koncentrace cisDCE v podzemní vodě mohou vést k zastavení reduktivní dehalogenace tzv. zpětnovazební inhibice enzymové reakce produktem (např. Copeland, 2000). Tato situace pokud nastane, může znamenat zastavení biologických pochodů na několik let (Matějů et al., 2009). Orientační indikací relativně příznivého stavu pro aplikaci reduktivní dehalogenace ještě před zahájením sanačního zákroku by mohla být průzkumem detekovaná úplná mineralizace kontaminantu v terénu (pozorovaný výskyt konečných produktů degradace vznikajících procesem přirozené atenuace popř. výskytem heterotrofního substrátu například směsné znečištění s ropnými uhlovodíky pozorované na lokalitě Plzeň – prádelna v roce 2008). Pokud však nastane výše uvedená nepříznivá situace, pak nabízejícím se, prozatím víceméně teoretickým (hypotetickým), způsobem řešení by mohla být změna těchto nepříznivých podmínek například navozením oxidačních podmínek (včetně denitrifikačních) s aplikací extracelulárních enzymů či kometabolismu za dostatečného množství dostupných živin a energie s nezbytným využitím alochtonních organismů (bioaugmentace). Opět je však velmi významná podrobná znalost mikrobiologie a hydrochemie (například úloha nitrifikačních či denitrifikačních procesů, biokatalyzátorů či např. Ca2+ pro ovlivnění aktivity enzymů) konkrétního prostředí. V této souvislosti je vhodné uvést nezastupitelný význam laboratorních analýz a terénních zkoušek zejména pro posouzení: přítomnosti mikroorganismů schopných zrealizovat biodegradaci, potřeby dodání živin v patřičném množství a vhodných poměrech, podmínek vhodných pro růst těchto mikroorganismů, stanovení meziproduktů biodegradačních reakcí a v neposlední řadě míra dosažitelné dekontaminace (např. transformace či mineralizace?). Do určité míry je až zarážející, že se to v praxi téměř neprovádí a do horninového prostředí se v současnosti v ČR aplikují nejrůznější látky sice za použití vyjímek z Vodního zákona (Rybková, Žáčková, 2006), ale bez znalosti alespoň výše uvedeného a pak se dostáváme do stavu kdy je „každá rada drahá“. Do budoucna proto bude a to
XV 1/2009 nejenom v České republice třeba se touto problematikou odpovědněji zabývat, pravděpodobně nejprve formou mezinárodní podpory aplikovaného výzkumu (například odborníci z ČR se podíleli na realizaci již ukončeného projekt BIOTOOL http://www.gbf.de/biotools/ či se podílí na řešení v tomto roce zahájeném projektu IsoSoil http:// www.euprojekt.su.se/ index.php/ kb_1/ io_1925/ io.html). Je vhodné si uvědomit, že přirozená atenuace probíhá prakticky na každé lokalitě a je třeba pouze ekonomicky posoudit, zda její podpora je vhodnou sanační alternativou (Matějů, 2006). Naše prozatímní zkušenosti naznačují, že přidání přírodních látek s chelatačním či surfaktačním účinkem (např. humínových látek), či živin a enzymů by mohlo být pravděpodobně tou správnou formou vytváření vhodných podmínek pro technicko-ekonomicko efektivní proces podpořené atenuace (EA). Tento proces je v posledním desetiletí až do současnosti vnímaný jako BAT, tedy za všeobecně nejlepší dostupnou a preferovanou technologii, zejména pro závěrečnou fázi sanace podzemních vod. Je pochopitelné, že je třeba přitom využívat všech dostupných metod a zejména jejich smysluplné kombinace jako je například ohřev horkou vodou / párou, PRB popř. biobariéry (Němeček, Veselá, 2004). Cílem by však mělo být pokud možno využít co nejvíce samočistících procesů a mechanismů. Nabízí se tedy fytoremediace či podpořená atenuace. Dále je vhodné upozornit na problémy dekontaminace rozpukaných i málo propustných hornin v nesaturované zóně, kdy se prokázalo jako výhodné situovat ventingové vrty jednak do zón zvýšené, jednak do zón i snížené propustnosti; obě skupiny vrtů jsou provozovány v odlišném tlakovém režimu. Po určité době jsou pochopitelně dekontaminovány nejdříve nejpropustnější zóny. Při poklesu výtěžnosti TOL se doporučuje aktivovat proudění odsávaného půdního vzduchu torpedací vrtů v místech vysoké koncentrace TOL a zároveň velmi nízké propustnosti hornin. Následující tab. 2 dokumentuje řádové snížení vstupních odporů (podtlaku) ventingového vrtu a rovněž řádové zvýšení koncentrace TOL po torpedaci puklinově propustných turonských slínovců na lokalitě Jiřice v bývalém VVP Mladá. Tab. 2: Vliv torpedace ventingových vrtů na jejich účinnost (lokalita Jiřice) Tab. 2: Influence of blasting on remedial efficiency of SVE boreholes (Jiřice site)
Vrt/parametr Ji 1703 V 1714 V 1717 V 1712 V 1709
Před torpedací podtlak RU (kPa) (mg.m-3) 6,2 0 14,0 0 14,5 350 12,5 220 14,5 0
Po torpedaci podtlak RU (kPa) (mg.m-3) 3,2 220 4,2 60 8,0 1000 9,0 3600 1,2 350
59
PODZEMNÁ VODA Problémy nesnadné dekontaminace kapalné ropné fáze v rozpukaných horninách bez efektivní průlinové pórovitosti v saturované i nesaturovné zóně pomůže odstranit: přesné situování sanačních vrtů do masivně kontaminovaných puklin kombinací hlubinné atmogeochemie a povrchové geofyziky, aktivace přítoku LNAPL hydraulickým, pneumatickým štěpením a torpedací, optimální režim sanačního čerpání (přerušované čerpání, na druhé straně optimální snížení hladiny podzemní vody potřebné k otvírání sifonových olejových pastí), vakuové sanační čerpání event. s bioslurpingem, proplachování puklin stlačeným vzduchem, promývání puklin vodou a aktivními látkami. Málo využívanou je bohužel u nás levná a energeticky nenáročná metoda fytoremediace znečištění horninového prostředí. Obecně fytoremediace zahrnuje 4 základní procesy (Huxley et al., 1998), přičemž nejvýhodnější jsou: zvýšená biodegradace v rhizosféře, kde dochází k destrukci polutantů za součinnosti mikroorganismů (princip obecně rozšířených kořenových čistíren), fytodegradace – metabolismus látek v rostlinných tkáních. Již méně výhodné procesy představují fytostabilizaci pomocí chemických látek vylučovanými rostlinami na rozhraní mezi kořeny a půdou), bioakumulaci polutantů ve výhoncích a listech (s možnou evapotranspirací části TOL do atmosféry). U dřevin s vysokou evapotranspirací (např. 5-letý topol vysaje až kolem 100 l za den) navíc může být využito efektu tzv. sluneční pumpy, kdy během vegetačního období plošný odběr vody vysázenou skupinou stromů vytváří mělkou ochrannou hydraulickou depresi v mělkém aquiferu. V zahraničí se proto již nikoli ojediněle využívá topolů (i jiných dřevin) pro izolaci kontaminované vody v přímém podloží skládek od podzemní vody v předpolí (např. Leigh, Cavacos et al., 2004). Organizace Stavební geologie n.p. Praha (SGP), později AQUATEST a.s. využily a využívají rostlinného krytu k likvidaci znečištění půdy a mělké podzemní vody v několika případech: v 80. letech jako konzultant Rudného projektu navrhla SGP skladbu bylinného a dřevinného patra pro rekultivaci kutnohorských odvalů. Začátkem 80. let při sanaci největší československé ropné havárie byla použita fytoremediace pro rekultivace orniční a podorniční vrstvy pole pokrytého vrstvou ropy uniklé z ropovodu u obce Mírovka. Začátkem 80. let zde byl kromě skrývky a následné dekontaminace masivně znečištěné zeminy a sanačního čerpání po několik sezón aplikován osev řepkou olejkou (pro nepotravinářské využití). V současnosti úspěšně probíhá v pilotním mokřadu (mj. s rákosem obecným, orobincem širokolistým a sítinou rozkladitou) odstraňování Fe, Mn a síranů z vody vytékající z odkališť po těžbě rud v důlním revíru Zlaté Hory (Černík et al., 2008). Po roce 2000 však často nebyla vyprojektovaná fytoremediace objednatelem akceptována (Milevsko-sanace dna a břehů rybníka
60
XV 1/2009 kontaminovaného PCB, Holýšov – sanace průniků vod ze staré skládky průmyslového odpadu s As a ClU v nivě Radbuzy; sanace ropného znečištění zemin na široké periferii vojenského letiště Praha Kbely). V kořenových čistírnách, zejména u menších skládek, se fytoremediace používá i v České republice běžně. Projekčně je však uplatnění fytoremediace upřednostňováno pro „klasické“ vodohospodářské stavby (Šálek, Tlapák, 2006) či vodohospodářské revitalizace (Just et al., 2005). Do budoucna lze apelovat na větší využití fytoremediací v sanační praxi. Výhody fytoremediace jsou: nízké investiční náklady, nízké provozní náklady, minimální energetická náročnost (navíc dochází při obnově dřevinného patra k využití dřevní hmoty), urychluje metodu přirozené atenuace znečištění (Spriggs et al., 2004), veřejná a estetická akceptovatelnost, nezatěžuje okolí hlukem ani exhalacemi, probíhá in situ. Nevýhody fytoremediace jsou: pomalost – řešení dekontaminace v řádu jednotek až prvních desítek let, ale vytvoření ochranné deprese na principu „slunečních pump“ v jednotkách až desítkách měsíců; kromě reakcí v rhizosféře pouze sezónní uplatnění; není možná, pokud koncentrace polutantu je pro rostlinu toxická; vysoká koncentrace TK a jiných persistentních polutantů v zemině a podzemní vodě může komplikovat následné využití rostlinné hmoty; při sanaci podzemní vody je limitující podmínkou úroveň její hladiny (na většině kontaminovaných území v ČR úroveň hladiny podzemní vody fytoremediaci umožňuje). Je vhodné si uvědomit, že metody jako fytoremediace či podpořená atenuace jsou velmi perspektivní i s ohledem na probíhající ekonomickou krizi. Cílem sanace v rozhodnutí inspekce by jako cílový parametr / stav mohlo být uvedeno například navození (dlouhodobě účinná stimulace) podmínek pro tyto přirozené fytoremediační či další zejména biologicky aktivní atenuační procesy při současně přijatelné míře rizik. V případě prvé zmiňované, je možné uvést například využití specifických bioakumulátorů - například pro kontaminaci As by to mohla být v teplých oblastech křídelnice Pteris vittata (Tu, Ma et al., 2004), pravděpodobně i v kombinaci s nanovlákny (Rodová et al., 2007). V případě druhém by to pak mohly být extracelulární enzymy dlouhodobě pro život v horninovém prostředí adaptovaných organismů, například zástupců kroužkovců druhu žížala hnojní Eisenia foetida andrei. To bylo aktuálně indikováno výsledky pilotní aplikace Vermistimulu na dekontaminaci ropných uhlovodíků v rámci prací Výzkumného centra MŠMT „Pokročilé sanační technologie a procesy“. ZÁVĚRY Při průzkumu znečištění stále není věnována dostatečná pozornost povrchové geofyzice, atmogeochemii a karotáži, zvláště co se týká prostorového
PODZEMNÁ VODA vymezení masivní kontaminace puklinových systémů v ploše i řezu a obecně rychlému vymapování horizontálního znečištění pomocí změn vegetačního krytu. Pravděpodobně ještě závažnější je ta skutečnost, že není věnována potřebná pozornost ani hydrochemickým a mikrobiologickým faktorům souvisejícím se znečištěním a jeho případnou dekontaminací. Do budoucna lze předpokládat rozvoj a aplikaci moderních diagnostických metod včetně testování toxicity, protože bez tohoto integrálního přístupu není možné adekvátně posuzovat využitelnost a efektivitu sanačních metod, včetně velice perspektivních kombinovaných technologií in situ jako jsou EA, GT či fytoremediace. V této souvislosti apelujeme do budoucna na co nejvčasnější implementaci v současnosti se na mezinárodním poli výzkumu rozvíjejících technologií a metod a to zejména: molekulárně orientovaných genetických metod pro zhodnocení biologických procesů na zonálně-geochemických gradientech v kontaminačních mracích, okrajích těchto mraků a rozhraní saturované a nesaturované zóny, strategií pro odhad in situ biodegradace organických kontaminantů v podzemní vodě a provádění její kvantifikace aplikací konceptů využití izotopů a frakcionační analýzy, testovacích in situ systémů pro ozřejmění struktury a aktivity mikrobiálního oživení v systémech horninové prostředí-kolektory podzemní vody, pasivních v reálném čase integrovaných vzorkovačů pro odhad toxicity podzemní vody, konfigurací/konceptů PUSH & PULL s aplikací reaktivních stopovačů, integrací in situ testovacích systémů do průzkumné techniky “Direct Push, tzv. „Tree Core“ vzorkování a fotodetekce, studium enzymatických procesů a nejrůznějších potenciálních biomanipulací (využití například genetického inženýrství, kvasinek, polymerizace, nanotechnologií). Existují bohaté zkušenosti s aplikací institutu hodnocení rizik (AR) – je však třeba průběžně provádět aktualizaci metodických pokynů a příruček včetně modelování, aby aplikovatelnost těchto postupů byla i nadále dostatečně aktuální. Obecně lze v České republice, co se týká zavádění inovačních sanačních metod ve srovnání s vyspělými státy řešícími obdobnou problematiku (například USA, Nizozemí), považovat úroveň aplikovaných podpůrných sanačních metod (ohřev horninového prostředí, aktivace
XV 1/2009 přítoků LNAPL a DNAPL do vrtů) za zcela vyhovující. Obdobně například zkušenosti s aplikací PRB je možné využít pro řešení obdobných problémů v okolních zemích. Bezpochyby lze doporučit levnou a energeticky nenáročnou fytoremediaci a to zejména k čištění vod vytékajících ze skládek, úložišť, odvalů a z opuštěných dolů jako sanační metodu hlavní a jako metodu doplňkovou tam, kde dojde jinou technologií k odstranění nebo izolaci masivního znečištění. Zatím je nedůsledně navrhována podporovaná monitorovaná atenuace jako žádoucí logické pokračování intenzivních invazivních sanačních metod. Výhodou by přitom byla jak úspora finančních prostředků, tak často i ochrana přírodního prostředí a přírodních zdrojů. Tento postup by měl být řešen již v analýze rizik zejména aktualizované analýze rizik, aby ve správním rozhodnutí bylo možné nadefinovat tento proces (BAT) jako cílený stav sanace, popřípadě zvážit i aplikaci GT. PODĚKOVÁNÍ Autoři by rádi závěrem vyjádřili své poděkování vedení společnosti AQUATEST a.s., svým kolegyním a kolegům, že jim umožnili prezentovat některé praktické příklady. Současně se omlouvají čtenářům, že v tomto, prostorově limitovaném příspěvku, nemohly být pochopitelně uvedeny všechny informace, které jsou jistě zajímavé a zasloužily by si proto pozornost. Autoři dále děkují MŠMT za finanční příspěvek pro řešení projektu 1M0554 Výzkumného centra „Pokročilé sanační technologie a procesy“ a projektu AV ČR za příspěvek v rámci projektu KAN108040651 „Nanotechnologie pro společnost“. Určitým omezením úspěšné aplikace fytoremediace (a zejména problémově související geobotanické a fotodetekce znečištění) je účast kvalitního a zkušeného botanika v řešitelském týmu. Ovšem tak erudovaného a schopného specialistu jako byl RNDr. Antonín Pyšek, CSc , zakladatel to geobotanické detekce znečištění, který se podílel na výše zmíněných fytoremediačních projektech v minulém století, bude nesnadno najít i v celosvětovém měřítku. Autoři si tímto dovolují na závěr věnovat tento příspěvek jeho památce.
LITERATURA BRAND, E., PEIJNENBURG, W. J. G. M., LIJZEN, J. P. A. 2008: Bioavailability in risk evaluation of soils. Suggestions for implementation. In: Sborník konference ConSoil 2008, Milano-Italy, 06/2008, s. 209-213 COPELAND, R.A. 2000: Enzymes: A Practical Introduction to Structure, Mechanism, and Data Analysis. Wiley-WCH Inc., Chapter 12 Cooperativity in enzyme catalysis, New York, pp. 367-382 ČERNÍK, M., POLÁCH, L., ŠUPÍKOVÁ, I. 2008: Geochemie a remediace důlních vod. Copyright © AQUATEST a.s., Praha, 2008, kap. 16. Výsledky a zkušenosti s provozem bioremediační technologie, s. 229-241, ISBN 978-80-254-2921-1 ČERNÝ, I. 2008 : Vyhodnocení monitoringu indikačních vrtů (podél ropovodu IKL) na okrese Rakovník. Roční zprávaManuskript – archiv VODNÍ ZDROJE a.s. Praha, Chrudim,spol.s.r.o. zak.č. 080042, 5 s.
61
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
DUSÍLEK, P. 2004: Teoretické aspekty využití nanočástic v oblasti sanace podzemních vod. In: Sborník konference Sanační technologie VII, Luhačovice, 05/2004, Jiří Burkhard, Olga Halousková (ed.) s. 49-52, ISBN 80-86832-02-3 DUSÍLEK, P., KVAPIL, P., UDELL, K. 2008: In situ thermal technology application – results of post-remedial monitoring. In: Sborník konference ConSoil 2008, Milano-Italy, 06/2008, s. E133-141 HUXLEY, M. P., KREIS, J. F.,TUMARKIN, J. E. 1998: Environmental Restoration – Expedient Methods and Technologies, A User Guide with Case Studies; Phytoremediation. 112-119, 158-164. Institute of Defense Analyses, US, IDA Paper P-3883, Log H-97-003880 JUST, T. et al. 2005: Vodohospodářské revitalizace a jejich uplatnění v ochraně před povodněmi. AOPK, MŽP ČR, Praha 2005, ISBN 80-239-6351-1 KOCH, Z. 2008: Monitorovací systém Čepro, a.s. Etapová zpráva o vzorkovacích pracích v roce 2008. Manuskript – archiv Vodní zdroje Chrudim, spol. s r.o. zak. č. 07 9 170, 7 s. KOENIGSBERG, S. 2008: Advanced Diagnostic Tools and Applications to Site Design, Management and Accelerated Closure, In: Sborník konference ConSoil 2008, Milano-Italy, 06/2008, s. E251-260 KOPPOVÁ, H. 2006: Praktické zkušenosti s in-situ chemickou oxidací manganistanem draselným při sanaci na lokalitách Visteon-Autopal v Novém Jičíně. In: Sborník z konference Oxidační a redukční metody odstraňování ekologických zátěží, Vodní zdroje EKOMONITOR spol. s r.o., Chrudim, 2006, s. 64-71, ISBN 80-86832-02-3 KOPPOVÁ, H. 2009: osobní sdělení KOWALICK, W. 2008: Konference ConSoil, Milano, osobní sdělení KOŽÍŠEK, F.: 2009: Jak hygienici k normám na pitnou vodu přišli – a teď od nich chtějí zase odejít? In: Sborník konference Vodárenská biologie 2009, 01/2009, Praha, Česká republika, Říhová Ambrožová Jana, (ed.) s. 17-22, ISBN 978-8086832-41-8 KVAPIL, P., ŠKÁRA, J., ČERNÍK, M. 2009: Aplikace moderních metod při sanaci in-situ na lokalitě Kuřívody. In: Sborník 10 .česko-slovenského mezinárodního hydrogeologického kongresu, Ostrava 09/2009. LEIGH, D., P., CAVACOS, A. P, PORTER, B., M., BROOKS, G. P., VAN HOUT, A., POHLMAN, D. 2004: Implementation of Phytoremediaton for Contaminated Groundwater Control at a Landfill Site In: Proceedings of the Fourth International Conference on Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds, Monterey, California, 05/2004, Batelle Press, Columbus, OH, 2004, Abstract 4 E-05, ISBN 1-57477 145-0 MACHÁČKOVÁ, J., HERČÍK, F., SOUKUP, L., STAVĚLOVÁ, M., MACHEK, P., VLK, K., ZIMA, J. 2006: Field Use of Cheese Whey for Enhanced Reductive Dehalogenation of Chlorinated Ehtenes, Paper B-23, In Bruce M. Sass (Conference Chair), Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds-2006, In: Proceedings of the Fifth International Conference on Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds (Monterey, CA, 05/2003). ISBN 1-57477-157-4, published by Battelle Press, Columbus, OH, www.batele.org/bookstore MACHÁČKOVÁ, J. 2007: BIOTOOL – Výsledky mezinárodního výzkumného programu zaměřeného na vývoj biologických metod pro detekci znečištění horninového prostředí a monitoring průběhu biologické dekontaminace. In: Sborník Sanační technologie X, Ekomonitor, 05/2007, Uherské Hradiště, s. 37-40 MATĚJŮ, V. (ed.) 2006: Kompendium sanačních technologií. Vodní zdroje Ekomonitor spol. s r.o., Chrudim, 2006. s. 255, ISBN:80-86832-15-5 MATĚJŮ, V., DUSÍLEK, P., KYCLT, R., KVAPIL, P. 2009: Skrytý potenciál podporované atenuace. In: Sborník Sanační technologie XII, Ekomonitor, 05/2009, Jiří Burkhard, Olga Halousková (ed.), Uherské Hradiště, s. 96-100, ISBN 978-8086832-44-9 MORGAN, M., EARL, W. 2008: Chronic human health site specific assessment criteria development based on a detailed receptor behaviour survey at an allotment site, considering potential bioaccessibility. In: Sborník konference ConSoil 2008, Milano-Italy, 06/2008, p. D197-206 MÜLLEROVÁ, M., ŠVÁB, M., HOVORKA, Š., SEDLÁK P., NOVÁKOVÁ, T. 2007: Hodnocení vlastností komerčně dostupných tenzidů z hlediska jejich využití v dekontaminačních technologiích. In: Sborník Sanační technologie X, Ekomonitor, 05/2007, Uherské Hradiště, s. 103-109 NĚMEČEK, J., VESELÁ, L. 2004: Pilotní testování biofiltrační bariéry. In: Sborník konference Sanační technologie VII, Luhačovice, 05/2004, Jiří Burkhard, Olga Halousková (ed.) s. 84-89, ISBN 80-86832-02-3 PAN, C., DALLA E., FRANCOZI, D., MILLER, C. T., 2007: Pore-scale simulation of entrapped non-aqueous phase liquid dissolution. Advances in Water Resources, Vol. 30, 2007, pp. 623-640 PÁNEK , F. 2009: Lokality po Sovětské armádě na území ČR-pasportizace v letech 2008/2009. In: Sborník 10. česko-slovenského mezinárodního hydrogeologického kongresu. Ostrava 09/2009 PASTUSZEK, F. 2009: Způsob prokázání dosažení cílových parametrů sanace. Metodický pokyn MŽP ČR (návrh) PITTER, P., KRÁL, P., SÝKORA, V. 2005: Problémy s interpretací výsledků měření oxidačně-redukčního potenciálu (ORP). Vodní hospodářství 5/2005, s. 134-135 PROCHÁZKA, M. 2009: Karotážní měření. Referát č. 84 In: Sborník 10. česko-slovenského mezinárodního hydrogeologického kongresu. Ostrava 09/2009 PYŠEK, A., ŠVOMA, J. 1978: Geobotanical and Photographical Indication of Oil Spills. In: Proceedings International Symposium on Ground Water Pollution by Oil Hydrocarbons , Praha 6/1978, Vyd. Stavební Geologie Praha, 1978, s. 363-377 REIN A., BITTENS, M. 2008: Multimedia environmental modelling for a risk-based implementation of biological in situ methods. In: Sborník konference ConSoil 2008, Milano-Italy, 06/2008, s. D66-74
62
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
RODOVÁ, A., KUBRICHT, J., ČERNÍK, M. 2007: Výzkum imobilizace arzenu pomocí nanoželeza. In: Inovativní in-situ sanační technologie (chemické a biologické metody), 10/2007, Žďár nad Sázavou, Martin Kubal, Miroslav Černík, Olga Halousková (ed.) s. 98. ISBN 978-80-86832-28-9 RYBKOVÁ, H., ŽÁČKOVÁ, V. 2006: Oxidační metody odstraňování ekologických zátěží v Jihočeském kraji z pohledu vodoprávního úřadu. In: Sborník z konference Oxidační a redukční metody odstraňování ekologických zátěží, Vodní zdroje EKOMONITOR spol. s r.o., Chrudim, 2006, ISBN 80-86832-02-3 SÁŇKA, M. 2009: Osobní sdělení SLANITRO, J. P. 1997: Crude Oil Hydrocarbon Bioremediation and Soil Ecotoxicity Assessment. Environ. Sci. Techn. 1997, 31, 1769-1776 SPRIGGS, T., TSANGARIS, S., TOSSEL, R., NWOKIKE, B. 2004: Phytoremediation of a Chlorinated Solvent Plume Using Fast-Growing Native and Hybrid Poplar Trees In: GAVASKAR, A., CHEN, A.,S.,C. (eds.), In: Proceedings of the Fourth International Conference on Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds, Monterey, California, 05/2004, Batelle Press, Columbus,OH, 2004, Paper 4 E -06, ISBN 1-57477 145-0 ŠÁLEK, J., TLAPÁK, V. 2006: Přírodní způsoby čištění znečištěných povrchových a odpadních vod, Technická knižnice, Praha 2006. ISBN 80-86769-74-7 ŠVOMA, J. 1990: Remote Sensing Methods for the Detection of Rock Medium and Groudwater Contamination. In: Proceedings International Symposium on Remote Sensing Methods and Water Resources. Enschede, the Netherlands, 08/1990, R.van Ecken GmbH, Lingen,West Germany, 1990, s. 465- 471 ŠVOMA, J., BENKOVIČ P., MATĚJŮ V., TYLČER J. 2001: Průzkum a sanace znečištění-současný stav a výhled problematiky v České republice. Vodní hospodářství. roč. 51, č. 8/2001, s. 221-222 ŠVOMA, J., MACKOVÁ, E. 1987: Groundwater Quality Monitoring along Cross Country Pipelines and Railways in Water Supply Protection Zones. In: Symposium IAH on Ground-water Protection Areas, Karlovy Vary 09/1986, Vyd. Novinář, 1987, s. 357-362 TOPINKOVÁ, B., KVAPIL, P., GAŇA, P. 2008: Zero valent Iron PRB Construction at old Industrial Area in Ústí nad Labem, Czech Republic – Pilot test results, In: Proceedings of the 3rd International Symposium on Permeable Reactive Barriers and Reactive Zones, ECOMONDO-Rimini, 11/2007 TRETT, M., THURGOOD, R. 2008: Assessment and monitoring of actual ecological effects, Nematodes in the service of industry and regulators. In: Sborník konference ConSoil 2008, Milano-Italy, 06/2008, s. D82-91 TU S., MA, Q. L., FAYIGA, A. O., ZILLIOUX, J. 2004: Phytoremediation of Arsenic-Contaminated Groundwater by the Arsenic Hyperaccumulating Fern Pteris vittata L. International Journal of Phytoremediation, 6(1), 35-47. Copyright © 2004 Taylor and Francis Inc. ISSN: 1522-6514 US EPA 1999: Treatment Technologies for Site Cleanup: Annual Status Report (Ninth Edition). Phytoremediation 04/1999, EPA-542-R99-001 VLK, K. 2009: Sanace Starých ekologických škod v ČR. In: Sborník 10. česko-slovenského mezinárodního hydrogeologického kongresu.Ostrava 09/2009 VRBA, J., ADAMS, B. 2008: Groundwater Early Warning Monitoring Strategy – A Methodological Guide. UNESCO Paris, 2008. s. 104, SC-2008/WS/13 ZEMAN, J. 2006: Oxidačně-redukční potenciál přírodního prostředí a jeho ovlivnění antropogenní činností. In: Sborník z konference Oxidační a redukční metody odstraňování ekologických zátěží, Vodní zdroje EKOMONITOR spol. s r.o., Chrudim, 2006, s. 25-30. ISBN 80-86832-02-3 ZIMOVÁ, M., KULHÁNEK A., MATĚJŮ, L. 2006: Přístupy k hodnocení sanačních metod z hlediska zdravotních rizik. In: Sborník z konference Oxidační a redukční metody odstraňování ekologických zátěží, Vodní zdroje EKOMONITOR spol. s r.o., Chrudim, 2006, s. 113-118. ISBN 80-86832-02-3
SUMMARY Investigation and remediation of contaminated land has been carried out in our country since 70th. From the very beginning stress was laid on pollution prevention. Later the problems of groundwater and soil protection were supplemented with groundwater quality monitoring and risk analysis. The primary aims of pollution investigation are to find horizontal and vertical pollution extend both in unsaturated and saturated zones concerning quality and concentration of contaminants. Precise and complete results of concentrations of a wide spectrum of pollutants can be obtained by use of Membrane Interface Probes. The most difficult task is precise finding of migration paths of LNAPL and DNAPL contaminants in fractured rocks for drilling of clean up wells. The best results are achieved when geophysics methods are combined with sampling and analysis of soil air deep enough above groundwater table. Unfortunately we can observe now decline from cheap and fast investigation methods such as geobotany and photographical detection of pollution in soil and shallow groundwater utilizing the change of vegetation cover, both in visible and near infrared lights. The most useful signs of photographic pollution detection are extend of canopy and state of health of vegetation (Tab.1) The worsened state of vegetation health manifested by decline of near infrared reflectance is often more and sometimes by 14 days sooner distinct than the changes of colour in visible light caused by presence of pollutants in rhizosphere. The advantage of both methods is the continuous record of pollution and its 63
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
changes state both in time and space. The agricultural crops proved to be the most suitable medium for spatial geobotanical and photographic detection of pollution caused by oil hydrocarbons, natural gas, heavy metals, pesticides and nitrates. On the other side the detection of chlorinated aliphatic hydrocarbons do not seem to be possible by above-mentioned methods. The other disadvantage of them is seasonal use only and necessity of sensitive plants presence on site. Risk analysis has become the most useful tool considering about necessity of remedial measures. It is important not only propose concentration limits for remediation but as well respect local condition and processes dealing with monitored natural attenuation (MNA) and enhanced attenuation (EA). Groundwater quality monitoring has been performed either as parts of prevention measures (e.g. observing eventual leaks from cross country pipelines and underground tanks) or during clean up activities and after them. What concerns pollution remediation good results were achieved in following topics in the Czech republic: Steam Enhanced Extraction SEE (oil hydrocarbons, tars, chlorinated aliphatic hydrocarbons); Permeable Reaction Barriers – PRB (chlorinated aliphatic hydrocarbons, aromatics, oil hydrocarbons), in situ oxidation ISCO (oil hydrocarbons, chlorinated aliphatic hydrocarbons, aromatics) and hydraulic/pneumatic fracturing and well blasting (to enable/ increase flow of contaminated soil air and groundwater , LNAPL and DNAPL into clean up well -Tab.2) . We can then see the same trend in shifting from previous pump and treat methods towards in situ technologies in our country. But sometimes this shift was performed irrespective to local hydrogeological, hydrochemical and biological condition. The failures of in situ technologies were then observed, resulting in decline of decontamination velocity even up to zero, clogging of wells and rebounding of pollution. Unfortunately, phytoremediation is only rarely harnessed now. And it is a very cheap and ecological method suitable for wide spectrum of harmful substances occurring in soil, rocks and shallow groundwater: oil and chlorinated hydrocarbons, heavy metals. We can recommend it along abandoned landfills, old mines and piles. Finally, it is recommended herein to integrate as soon as possible new analytical/diagnostic tools and concepts into ground water monitoring, and risk assessment and remedial operations. Particular emphasis should be paid to monitor and evaluate in situ processes to remove and detoxify contaminants designated in the Water Framework Directive as “priority substances” such as fuel-related substances and halogenated compounds due to their common occurrence and hazard. In addition, integrated concepts (i.e. expert systems) for site investigation should be developed to indicate spatial and temporal movement of ground water pollution, which will allow to improve risks assessment operations, to select cost-efficient rehabilitation strategies and to evaluate in situ measures to manage contaminated aquifers. Microbial processes mediate environmental conditions in the aquifer and govern the fate of contaminants in aquifers to a major extent. Thus, the understanding of the structure and function of the aquifer’s microbial community with respect to the degradation of contaminants in heterogeneous aquifer-soil systems is essential. In this context it is recommended herein to develop: • tools to assess biological processes at geochemical gradients within the contamination plumes, at plume fringes and at the interface saturated/unsaturated zone • strategies to assess in situ biodegradation of organic contaminants in ground water quantify at a field scale by applying the isotope fractionation concepts • low cost in situ test system (e.g. BIOTRAPS) to prove in situ degradation and to elucidate the structure and activity of the in situ microbial flora in soil-aquifer systems • PUSH & PULL concepts applying reactive tracer to quantify in situ degradation • passive time integrated sampler devices to assess ground water toxicity • expedite site investigation strategies by integrating the in situ test systems for toxicity and biodegradation within “Direct Push” exploration technology. These monitoring tools should be integrated into strategies needed for the implementation of in situ MNA (Monitored Natural Attenuation) and/or EA (Enhanced Attenuation) concepts into groundwater rehabilitation measures (e.g. via soma Guide to Clean up issued by the Czech Ministry of the Environment). Similar attention should be devoted also to rapid implementation of the Green Remediation (i.e. the practice of considering all environmental effects of remedy implementation and incorporating options to maximize the net environmental benefit of cleanup actions (http://www.clu-in.org/greenremediation/index.cfm, March 31, 2009). Similarly as in medicine it is expected that combination of combined chemical and natural treatments is proper solutions, we even believe that in the case more natural additives is better (e.g. extracelular enzymes from earthworms, surfactants on basis of humic acids). The set of tools can be used alone or in combination, depending of the specific monitoring needs. Moreover, elements of the monitoring approach can be used for an expedited site assessment to validate rehabilitation measures – one of acceleration of the clean up closure should be sustainable development and stimulation of enhanced attenuation (EA), supported by phytoremediation and Green technology (GT) application.
64
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
PODZEMNÍ VODA MĚSTSKÝCH A PRŮMYSLOVÝCH AGLOMERACÍ GROUNDWATER IN URBAN AND INDUSTRIAL AGGLOMERATIONS J iř í Ty lč e r ABSTRACT Large portion of today´s hydrogeological practice deals with problems in highly urbanised and industrial areas. A huge concentration of various anthropogenous impacts to groundwater regime and groundwater quality is a typical feature of this environment. The article of recherche character presents basic specification and description of these impacts. Basic types of hydrogeological tasks in urban and industrial environment are characterised together with issuing specialities concerning methodology of fieldwork, data processing and evaluation. These are two typical specifics of hydrogeological work in urbanised environment: (1) huge amount of data of varied character, format and reliability that must be gathered and processed and (2) interdisciplinary approach to many types of hydrogeological tasks. KEY WORDS Urban hydrogeology, recharge, groundwater level fluctuation, pollution, methodology KLÍČOVÁ SLOVA Urbánní hydrogeologie, dotace, kolísání hladin podzemní vody, kontaminace, metodika
ÚVOD Velká část současné hydrogeologické praxe je spojena s řešením úkolů v podmínkách husté zástavby městského či průmyslového charakteru. Je tomu tak nejen u nás. Ve městech dnes žijí tři čtvrtiny evropské populace a polovina populace světové. Specifika hustě zastavěných oblastí jsou natolik typická, že se dnes již běžně hovoří o „urbánní hydrogeologii“. Odborná komise s tímto názvem byla při IAH ustavena již v roce 1993. Mezinárodní pracovní skupina pro urbánní geologii existuje rovněž u mezinárodní unie věd o zemi (IUGS). V roce 1997 byla urbánní hydrogeologie základním tématem kongresu IAH v Nottinghamu. Ve světě od té doby stále narůstá počet publikací a odborných setkání, věnovaných této problematice – naposled například symposium UNESCO v Paříži v roce 2007. Sborníky z těchto akcí a další souborné publikace IAH i jiné (např. Howard, Israfilov, 2002, Chilton, 1998, Lerner, 2003, Pokrajac, Howard, 2007, Tellam et al., 2007, Wolf, Morris, 2006) poskytují dobrou průřezovou informaci o situaci na tomto poli a o autorech, kteří se daným tématem z různých pohledových úhlů systematicky zabývají.
ANTOPOGENNÍ VLIVY NA PODZEMNÍ VODY ZASTAVĚNÝCH AGLOMERACÍ Typickým jevem bývá u takovýchto lokalit vysoká koncentrace antropogenních vlivů na režim i kvalitu podzemních vod. Obecně mezi nejvýznamnější vlivy tohoto druhu patří: • redukce infiltrace srážek, • úniky vod z vodovodních a kanalizačních sítí, • drenážní funkce některých objektů, zasahujících pod hladinu podzemních vod, • změny ve využívání podzemních vod průmyslem a municipalitami v čase, • ovlivňování proudového pole díky konstrukcím, zasahujícím pod hladinu podzemních vod. Všechny tyto vlivy mohou mít dopad na položky vodní bilance a na okrajové podmínky zvodní, na úrovně hladin a směry proudění podzemních vod. Změny úrovně hladin a směrů proudění podzemních vod mohou být příčinami změn inženýrsko-geologických poměrů a negativních vlivů na statiku různých objektů a konstrukcí. Dalšími typickými vlivy urbánních a průmyslových zón jsou:
Ing. Jiří Tylčer, CSc. AQD-envitest s.r.o., 702 00 Ostrava,
[email protected]
65
PODZEMNÁ VODA • plošná degradace kvality podzemních vod, • rizika pro kvalitu podzemních vod z existence četných bodových zdrojů potenciální kontaminace, • rizika pro kvalitu podzemních vod z existence starých zátěží. Změny prvků vodní bilance V zastavěných aglomeracích dochází k zásadním změnám v poměru jednotlivých prvků vodní bilance. Je tomu tak v důsledku změn využívání území, velmi často se uplatňují i změny ve využívání podzemních vod. V městských aglomeracích dochází především ke snížení infiltrace srážek. Střechy budov, komunikace, další zpevnělé povrchy a kanalizace radikálně ovlivňují povrchový odtok. Pro Barcelonu se uvádí, že 80 až 90 % srážek je odvedeno do kanalizace bezprostředně po svém spadu. Zbytek se dělí na povrchový odtok (který je zanedbatelný pro deště s periodicitou menší než 10 let), povrchovou retenci a infiltraci. Bylo ověřeno, že srážky pod 1 mm nevyvolávají žádné zvýšení přítoků do kanalizace. Tato hodnota je tudíž uvažována jako reprezentativní pro kvantifikaci povrchové retence. Ve srážkově průměrném roce takové slabé deště reprezentují 10 % celkového úhrnu. Na infiltraci do podzemních vod tak zbývá jen několik málo, nejvýše 5 % srážek (Vázquez–Suné, 2003). Oproti volné krajině dochází v městských aglomeracích rovněž k radikálnímu snížení evapotranspirace. Na druhé straně se na dotaci podzemních vod významně uplatňují úniky z netěsností vodovodních a kanalizačních sítí. Na základě rešeršního průzkumu (Hirat, 2006) se uvádí, že v mírném klimatickém pásmu bývá dotace podzemních vod ve městech z těchto zdrojů více méně v rovnováze s úbytkem infiltrace. V semiaridních oblastech bývají tyto umělé dotace vyšší než úbytky infiltrace srážek. Úniky vody z podzemních vodovodních sítí se podle rešeršních průzkumů (Garcia-Fresca, 2005) pohybují ve vyspělých zemích mezi 5 až 25 %, v rozvojových zemích dosahují 30 až 60 %. Jde zpravidla o jediný antropogenní prvek bilance podzemních vod, který dokážeme přesněji kvantifikovat jako rozdíl mezi objemy do sítě dodávané vody a vody účtované. Odhady ztrát z kanalizačních sítí jsou mnohem méně přesné – vychází se zpravidla z informací o počtu obyvatel, o hustotě a charakteru osídlení, o stavu a stáří sítí, atd. (viz např. Lerner, 2002). Komplikací bývá, pokud neexistují oddělené systémy odvádění splaškových vod a odpadních vod z průmyslu a služeb. Někde neexistují oddělené systémy odvádění splaškových vod a vod srážkových. Vstupním údajem pro odhady ztrát ze splaškové kanalizace bývá úhrnná produkce splaškových vod, která se běžně uvažuje ve výši 90 % spotřeby vody. U průmyslových odpadních vod bývá jejich poměr ke
66
XV 1/2009 spotřebě vody vysoce závislý na charakteru výroby a druhu technologie. Problémem pro některé typy hydrogeologických úloh může být vedle nepřesností v odhadu výše ztrát to, že kromě havarijních případů nedokážeme úniky ze sítí přesněji lokalizovat. V četné odborné literatuře jsou popisovány snahy o přesnější kvantifikaci resp. lokalizaci ztrát ze sítí s využitím dat o chemismu podzemních vod. Velmi často se jedná o úsilí rozlišit podíl jednotlivých typů či zdrojů znečišťování na výsledné kontaminaci. Obecně lze konstatovat, že z několika důvodů zde k výsledku nevedou jednoduché hmotnostní bilance látek, typických pro určité zdroje znečištění. Uváděno je použití multivariantních statistických analýz (Suk, Lee, 1999), využití různých markerů (halogeny, bor, Zn, EDTA a další – viz např. Vázquez-Suné et al. in Dessargues, 2000), izotopové studie. I úspěšné výsledky však bývají spíše jen indikativního charakteru (viz např. Trauth, Xantjopoulus, 1997, Aravena, 2002, Barret et al., 1999, Clark, Fritz et al., 1997, Eiswirth et al., 2003, 2004, Hishock et al., 1997, Howard, Gelo in Howard, Israfilov, 2002, Kehew, 2000, Leschik et al., 2007, Lerner, Yang in Dessargues, 2000, Vaquez-Sune, 2003, Venglosh, Pamkratov, 1998, Vitória Soler et al., 2004, etc). V některých případech nebo lokálně může mít svou roli v bilanci podzemních vod zásak vod ze zavlažování. Dalším významným prvkem v bilanci podzemních vod pod městskými aglomeracemi může být čerpání pro odvádění přítoků do různých podzemních objektů, jakými jsou například trasy různých kolektorů, tubusy metra, tunely, podzemní parkoviště atd. Významnou změnou ve vodní bilanci podzemních vod pod mnoha městy je přechod na externí zdroje zásobování vodou. Zdroje lokalizované přímo na území města jsou opouštěny z důvodů potíží se zachováním jejich kvality. Klesá též čerpání vody průmyslem, který je z měst vytlačován. Překvapivě velká může být dynamika změn složek vodní bilance zvodní pod městskými aglomeracemi. Ilustruje to následující graf v obrázku č. 1 na příkladu změn zásob podzemních vod hlavní zvodně pod městem Barcelona v relativně krátkém období (převzato z Vázquez–Suné, 2003). Změny úrovně hladin podzemních vod Významným fenoménem jsou v urbanizovaných oblastech antropogenně vyvolané změny úrovně hladin a směrů proudění podzemních vod. Tyto změny mohou být přechodného nebo trvalého charakteru a v principu mohou mít dva druhy příčin: • změny složek vodní bilance – nejběžněji změny v množství podzemních vod, čerpaných pro různé účely,
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Obr. 1: Změny zásob podzemních vod hlavní zvodně v Barceloně v letech 1965 až 1995 (Vásquez-Suné, 2003) Fig. 1: Groundwater storage changes of the main aquifer in Barcelona (Vásquez-Suné, 2003)
• bariérový efekt – nejběžněji v důsledku zasahování částí staveb a dalších konstrukcí pod hladinu podzemních vod. Všechny tyto změny mohou mít nepříznivé inženýrsko-geologické důsledky. K poklesům hladiny podzemních vod dochází při jejich čerpání pro prevenci zatápění různých kolektorů, tubusů metra, podzemních parkovišť a dalších podzemních objektů. Obecně platí, že využívání podzemí měst pro nejrůznější účely má vzrůstající tendenci. Často se jako příklad uvádí Paříž, kde se musí čerpat podzemní voda kvůli prevenci zatápění metra. Tím došlo k úplné a zásadní změně směrů proudění podzemních vod, jejichž hladina je nyní v oblasti rozsáhlé čerpací deprese 10 m pod úrovní Seiny, která byla dříve jejich recipientem. Poklesy hladin podzemních vod hrozí rizikem poklesů terénu a staveb v důsledku vyvolané dodatečné konsolidace osušené části profilu zvodně. Vyvolané změny zeminové matrice jsou z větší části nevratné. Všeobecně známy jsou poklesy až 10 m následkem dlouhodobé inzenzivní exploatace podzemních vod v Mexico City (např. Holzer, Johnson 1985, Esteller, Diaz-Delgrado, 2002). Specifickým rizikem jsou poruchy staveb při nerovnoměrné konsolidaci zemin v důsledku heterogenit geoprostředí nebo v oblasti velkých rozdílů hladiny podzemních vod na krátké vzdálenosti ve strmých částech depresních kotlin.
Na podobná rizika pro stávající stavby a inženýrské sítě v okolí je nutno myslet i při navrhování přechodného snižování hladiny podzemních vod pro účely zakládání nových staveb nebo při navrhování čerpacích sanačních systémů. Moderním trendem je sofistikované využívání modelování pro řešení takových problémů (např. Larson, Basagaoglu et al., 2001). Opačný efekt na hladiny podzemních vod má již zmiňované časté opouštění vodních zdrojů na území měst v důsledku narůstajících problémů s jejich ochranou. Již zmiňováno bylo i omezování čerpání podzemních vod pro průmysl, který je z měst vytlačován. Ukončení využívání takovýchto vodních zdrojů vede k regeneraci hladin podzemních vod, s čímž se však po dlouhá léta jejich provozu u tehdy zakládaných staveb nepočítalo. Při vzestupu hladin pak může docházet k zaplavování suterénů takových staveb, ke zvýšení přítoků například do tunelů metra, k závažným poruchám objektů v důsledku vztlakového působení podzemních vod, k nárůstu nákladů na zakládání nových staveb, ke snižování kapacity kanalizační sítě při jejím zaplavování, atd. (např. Bianci, Leopardo, 2003). Vyvstat může i riziko korozního působení vzedmutých podzemních vod na stavební konstrukce (v závislosti na obsazích sulfátů, chloridů, CO2). Za určitých okolností může být intenzifikace koroze spojena nejen se vzestupy, ale i s poklesy hladiny podzemních vod. 67
PODZEMNÁ VODA V Barceloně je pro prevenci negativních důsledků takové regenerace hladin podzemních vod nutno čerpat z hlavní zvodně pod městem přes 120 l.s-1, z toho polovinu činí odvádění průsaků do městského metra. Při tom bylo nutno řešit související problém utrácení takto čerpaných vod, jejichž využitelnost limituje jejich nižší kvalita (Vázquez-Suné, 2003). Podobné velké problémy tohoto druhu jsou známy například z Milána (Bonomi, Cavalin, 1997), u nás se bylo nutno takovou otázkou zabývat při úvahách o omezení provozu velkého vodního zdroje pro město Ostrava (Rapantová et al., 2003). Někdy bývá vzestup hladin podzemních vod i důsledkem utrácení vod různého druhu do podzemí. Vzdouvací efekt na hladinu podzemních vod ve svém okolí a/nebo vyvolání změn směrů jejích proudění mohou mít i stavby a další konstrukce zasahující pod hladinu podzemních vod a působící jako úplná či částečná bariéra jejich proudění. Existence takových jevů je jednou z významných specifik zastavěných území. Podobný efekt může mít i snížení propustnosti zvodnělého pórového prostředí, vyvolané dodatečným přitížením novou těžkou stavbou. Změny směrů proudění podzemních vod, změny úrovně jejich hladin a změny propustnosti pórového prostředí mohou být ve svahových terénech měst také příčinami sesuvných jevů. Kontaminace podzemních vod pod městskými aglomeracemi Charakteristickým jevem velkých aglomerací je velký počet zdrojů aktuální či potenciální kontaminace podzemních vod, které mnohou být bodové, liniové nebo plošné. Některé typy bodových zdrojů mohou mít tak vysokou plošnou koncentraci, že z hlediska impaktu na podzemní vody ani nemá smysl je jako bodové rozlišovat. Typickým příkladem takového difúzního znečišťování může být například utrácení splaškových vod zásakem nebo jejich úniky z netěsných septiků v husté domkové zástavbě na periférii velkoměst. Úplné pokrytí celých velkoměst kanalizací u nás ještě zdaleka není pravidlem. Specifickým ohrožením kvality podzemních vod mohou být lokality starých zátěží. Ty dnes v mnoha případech již nemusí být ani zjevně zřetelné. Možnost jejich existence vyplývá až z poznatků o historii využívání určité lokality. Vesměs jde o staré průmyslové areály, původně umístěné na periferii, které byly s růstem města pohlceny bytovou zástavbou. Typickým příkladem z mnoha měst Evropy i USA jsou staré městské plynárny původem z 19. století, jejichž areály bývají postiženy závažnou kontaminací.
68
XV 1/2009 Typickou charakteristikou podzemních vod pod městskými aglomeracemi je celková plošná degradace jejich kvality a teprve na tomto pozadí se uplatňuje vliv dalších bodových zdrojů znečištění specifického charakteru. Z hlediska zásobování pitnou vodou zpravidla nebývá znečištění podzemních vod pod aglomeracemi kritické. Velká města dnes mají dnes zajištěno zásobování kvalitní vodou vesměs ze vzdálenějších zdrojů. Teoretickou možností je kontaminace pitné vody průnikem znečištěných podzemních vod přes netěsnosti vodovodu při poruchách dodávek, kdy dojde v potrubí k poklesu tlaku pod tlak okolních podzemních vod v místě poruchy. Na plošné obecné degradaci podzemních vod se v našich podmínkách uplatňují tyto vlivy: • úniky splaškových resp. odpadních vod z netěsností kanalizace, • mobilizace nečistot z povrchu terénu, z ulic a chodníků při infiltraci srážek, • chemické ošetřování (solení) vozovek v zimním období. Lokálně se mohou uplatňovat další významné vlivy. Příkladem zde může být Ostravsko, kde se v mělkých podzemních vodách běžně vyskytují vysoké koncentrace síranů, pocházející z větrání pyritu, obsaženého v karbonské důlní hlušině. Hlušina je zde běžně využívaná k velkoplošným úpravám terénu a k násypům komunikací. Markantním projevem vlivu splaškových vod je dusíková kontaminace. Uvádí se, že zatížení podzemních vod dusíkovou kontaminací je pod velkými městy srovnatelné se zemědělsky intenzivně využívanou krajinou. Pro Nottingham (UK) byly zjištěny typické koncentrace N-NO3- v rozpětí 10 – 13 mg.l-1, N-NH4+ v rozpětí 0,2 – 0,3 mg.l-1 (Lerner, 2003). Rovněž pro Nottingham uvádí další zdroj (Chisala et al., 2005) výši dotace dusičnanů do podzemních vod kolem 21 kg.ha-1 ročně. Běžný je ve splaškových vodách výskyt fosfátů v koncentracích až 10 – 20 mg.l-1. Ty se dosud široce používají v detergentech, přes tlak na jejich omezování, protože jsou příčinou eutrofizace povrchových vod. Při řešení migračních úloh a při řešení otázek bilance znečištění nejsou fosfáty příliš využitelné jako indikátor, protože se v horninovém prostředí snadno srážejí a sorbují. TNA používané jako náhrada fosfátů v detergentech jsou velmi dobře biodegradovatelné. Typickou indikací vlivu splaškových vod jsou i zvýšené koncentrace chloridů a síranů. Charakteristické koncentrace těchto iontů přímo ve splaškových vodách bývají až 200 mg.l-1 (Cl-), resp. 100 – 300 mg.l-1 (sírany).
PODZEMNÁ VODA Podzemní vody ovlivněné úniky ze splaškové kanalizace mívají i vyšší hodnoty BSK a bývají znečištěny též bakteriálně. Dobrým indikátorem splaškových vod bývá bor. Ve srážkách a běžných podzemních vodách bývá bor běžně v koncentracích do 0,1 mg.l-1, ve splaškových vodách typicky 0,5 až 2 mg.l-1 (Koppe, Stozek, 1993). Zvýšený bývá ve splaškových vodách i výskyt těžkých kovů. Z hlediska jejich potenciálu k dalšímu transportu v horninovém prostředí lze seřadit kovy sestupně podle jejich mobility takto: As > Se > Ni > Hg > Co > Cr >> Sb > Cu ≈ Cd ≈ Pb (Miller, 2000). V posledních letech literatura upozorňuje na rostoucí výskyt i dalších závadných látek ve splaškových vodách, které se nabízejí jako indikátory tohoto typu antropogenní kontaminace: • PPCP (souhrnné označení pro léčiva a kosmetické přípravky – Pharmaceuticals and Personal Care Products), též koffein (např. Custodio, 1997, Chilton, 1997; Ellis, 1999, Howard, Israfilov, 2002, Lerner, 2003, 2004, Seiler, 1999); • EDTA – široce používaný v čistícíh prostředcích, jako preservant v kosmetice a potravinách, užití má i v medicíně. Koncentrace ve splaškových vodách běžně od 10 do 500 μg.l-1. Dobrý tracer, jen slabě biodegradovatelný, nízká sorpce (Trauth, Xanthopoulos, 1997, Alder et al., 2005); • EAS, HAA – látky působící na endokrinní systémy a hormony; vyznačují se nízkou sorbovatelností, řada z nich je dobře degradovatelná v aerobních podmínkách, hůře však v anaerobních (DEPA, 2004). Běžný je dnes v podzemních vodách urbanizovaných oblastí velkoplošný výskyt chlorovaných rozpouštědel na úrovni prvních jednotek μg.l-1 (Lemer, 2004). Poznatky podobného chrakteru existují i z Ostravska (Tylčer, Cron, 2002). Pro Nottingham (UK) se uvádí odhad dotace chlorovaných rozpouštědel do podzemních vod pod městem ve výši kolem 1 kg.ha-1 ročně (Chisala et al., 2005). Málo pozornosti je dosud věnováno dotaci podzemních vod MTBE z dopravy. Podle USGS jde v USA o druhý nejčastěji detekovaný kontaminant v podzemních vodách po chlorovaných rozpouštědlech (Squillace et al. in Chilton, 1997). Časté je překračování akceptovatelných koncentrací pro pitnou vodu, zvláště ve městech (Zogorski et al., 2001). Pro Nottingham (UK) se uvádí odhad dotace MTBE do podzemních vod až 10 kg.ha-1 ročně (Chisala et al., 2005). Podobně by bylo žádoucí věnovat pozornost dalším oxygenátům (TBA), které jsou velmi persistentní a mobilní. Pozornost jen nutno věnovat i rizikům interakcí kontaminantů v horninovém prostředí, které mohou vést ke zvyšování mobility ale i toxicity znečištění. Například důsledkem míšení chlorované pitné vody
XV 1/2009 z vodovodní sítě se splaškovými vodami s vysokým organickým znečištěním by mohl být vznik toxických chlorovaných látek. Problematika kontaminace podzemních vod z průmyslových aktivit je samostatným širokým tématem. Z hlediska případných vlivů na urbanizované okolí zde patří uvést dvě okolnosti které mají obecnou platnost a které je dobré mít vždy na zřeteli: • u živých průmyslových areálů dnes obecně existuje dobrá úroveň prevence další dotace znečištění do horninového prostředí, ale stále u nich existuje riziko dědictví kontaminační zátěže z minulosti; • významnými preferenčními migračními cestami kontaminace ze znečištěných lokalit do okolí bývají vedle nehomogenit samotného horninového prostředí též trasy kanalizací, obsypy různých kabelových a potrubních podzemních vedení a pod. VYUŽÍVÁNÍ GEOTERMÁLNÍ ENERGIE VE MĚSTECH Moderním trendem jsou snahy o využívání geotermální energie i v městském prostředí. Jeden velký projekt tohoto druhu je ke shlédnutí přímo před budovou kde probíhá tento kongres. Pěkným příkladem synergického přístupu jsou tepelné výměníky, integrované do stavebních prvků tubusů městského metra ve Vídni (piloty, výztuž, těsnící stěny – viz Unterberger et al., 2005). Jiný příklad uvádí Allen et al. (2003). V literatuře je však upozorňováno i na možné geotechnické a environmentální problémy, související s využíváním geotermální energie (Hunt, Brown, 1996, nebo Kristmannsdottir, Armannsson, 2003). Možnými riziky jsou poruchy terénu (poklesy, sesuvy), možné narušení rovnovážného stavu režimu podzemních vod, změny termálního pole a možné geotechnické důsledky na užší okolí, chemické znečištění podzemních vod, emanace radonu, znečištění ovzduší (H2S, SO2), vlivy na biotu. METODICKÁ SPECIFIKA URBÁNNÍ HYDROGEOLOGIE Zastavěné městské území je složitou strukturou, jejichž fungování je výsledkem složitého spolupůsobení řady faktorů a která musí sloužit různorodým zájmům, jejichž požadavky, nároky a vlivy jsou často i protichůdné. Pokud budou požadavky a dopady partikulárních funkcí města ve svém součtu nad možnosti jednotlivých složek životního prostředí, povede to zákonitě ke vzniku krizových situací. I fungování měst tudíž musí respektovat zásady trvale udržitelného rozvoje. Pro praxi z toho vyplývá požadavek na zajištění koordinace již na úrovni strategického řízení rozvoje města, při územním plánování (viz např. Wolf et al, 2006, nebo Parraiaux et al., 2004). 69
PODZEMNÁ VODA I podzemní vody jsou jednou ze složek životního prostředí města. V určitém smyslu můžeme podzemní vody vnímat jako jednu ze složek městského podzemí, ke kterým vedle nich a využitelného prostoru patří též geotermální energie a samotná zeminová matrice, potenciálně využitelná jako stavební materiál. Především kvůli prostoru nabývá podzemí měst na důležitosti. Pro zlepšování životního prostředí a v zájmu o uchování povrchu pro ušlechtilejší využití se do něj v narůstající míře umisťují některé funkce (doprava, parkoviště, technické zázemí, obchodní centra). Zájem narůstá i o využívání geotermální energie. Není dosud pravidlem, aby se při řízení města věnovala podzemním vodám specifická pozornost, pokud se nevyužívají pro zásobování nebo pokud se neřeší nějaká již vzniklá havarijní situace. Tento přístup vyžaduje změnu. Péče o podzemní vody se musí stát jednou z integrálních součástí územního plánování města. I když se nevyužívají, musí být definována kritéria jejich ochrany, aby v žádném případě nedocházelo ke zhoršování jejich stavu. Dále musí být provedena analýza rizik různých možných vlivů na změny jejich režimu, musí být specifikována rizika vyplývající z takových změn a musí být vypracovány zásady prevence těchto rizik. Rovněž při plánování a realizaci jednotlivých projektů a aktivit nestačí posuzování jen z pohledu jejich primárního účelu a jednotlivých profesí, nýbrž identifikovat a hodnotit je třeba všechny možné střety zájmů a interakce s okolím. Z toho všeho je zřejmé, že tak jako pro jiné profese, i pro hydrogeologii se při řešení úkolů v městských aglomeracích stává nezbytností mnohem větší důraz na interdisciplinární přístup. Velkým praktickým problémem při snaze o takové interdisciplinární přístupy v prostředí velkých aglomerací je, že to vyžaduje nějakým způsobem soustředit, sjednotit a integrovaně hodnotit velké množství informací různorodého obsahu, různého formátu s rozdílnými úrovněmi věrohodnosti a nejistot. Již soustředění těchto dat bývá náročným úkolem, protože bývají v držení mnoha subjektů s rozdílnou motivací a ochotou ke spolupráci. Zpracování těchto dat, jejich organizace a další práce s nimi pak dnes nejsou vůbec představitelné bez využívání moderních geoinformačních technologií. Pouze GIS systémy jsou schopny zvládat velké objemy dat prostorově vázaných informací, jsou schopny integrovat tato data do jednotlivých vrstev podle druhu informace, zprostředkovávat interakci mezi vrstvami, provádět s jejich daty multiktiteriální prostorové analýzy a generovat z nich informace vyšší kategorie. Plné využití všech dostupných informací pro řešení hydrogeologických problémů vyžaduje, abychom měli k dispozici hydraulický a transportní model zájmového území, který dokáže alespoň do určité míry oboustranně
70
XV 1/2009 se systémem geoinformačních dat o území spolupracovat. Úplné propojení modelů s GIS systémy je zatím jen výzvou. Dosud dosažené výsledky jsou spíše jen ukazatelem tendencí, než aby byly běžně využitelným nástrojem pro komplexní management podzemních vod. Pěkným příkladem je využití GIS pro specifikaci fluxu znečištění do podzemních vod pro transportní model triasového aquiferu ve městě Birmingam (Yang, et al., 1999, Tait et al., 2008), nebo sofistikované použití GIS pro problematiku geofaktorů ve městě Lanzhou v Číně (Xibao et al., 2007). Daly by se uvést ještě další příklady pokusů o komplexní přístupy k managementu podzemních vod za využití modelů a GIS (Molenaar et al. in Chilton, 1997, van Davison et al., 2002, Steenbergen, 2006, Eiswirth, Wolf, 2003). Z České republiky lze uvést použití GIS pro stanovaní a prezentaci zatápění staveb a podzemních sítí při modelovaných vzestupech hladiny podzemních vod v důsledku omezení čerpání na velkém zdroji pro město Ostrava, (Rapantová et al., 2003). Vedle problémů se sběrem a organizací dat naráží na specifické problémy i sestavování a verifikace modelů pro podzemní vody velkých urbanizovaných celků v důsledku toho, že současný režim podzemních vod a kontaminace jsou výsledkem dlouhého historického vývoje, který nebývá dostatečně zdokumentován. Již zmiňované velké množství dat, jejich různorodý charakter a komplikovaná dostupnost bývají příčinou, že s jejich postupným získáváním a zpracováváním musíme v průběhu řešení mnohdy měnit i konceptuální model systému. Dalším charakteristickým rysem urbánní hydrogeologie bývá dvojí charakter úloh podle toho, jaký vyžadují záběr pohledu, měřítko řešení. Na jedné straně stojí úlohy, kdy se musíme zabývat z různých úhlů pohledu celou hydrogeologickou strukturou, resp. celým územím aglomerace. Zpravidla jde na této úrovni o řešení úloh spojených s kvalitou vod a kontaminací, s řešením bilančních otázek zvodně, o interakce s povrchovými vodami apod. Překážkou pro reprezentativnost modelových řešení bývá v těchto případech nedostatečnost dat, aby mohly postihovat realitu s potřebnou výstižností a aby vyhovovaly nárokům komplexního interdisciplinárního přístupu. Na druhé straně pak stojí úlohy, vyžadující řádově detailnější pohled, velkou diskretizaci prostoru, velké měřítko řešení. Typicky se jedná o analýzu příčin statických poruch stávajících objektů nebo predikce důsledků výstavby nových objektů na jejich užší okolí či řešení ochrany stavebních jam proti přítokům. Spíše výjimečně se v tak velkém detailu řeší problémy kontaminační hydrogeologie. Sestavování a verifikace modelů pro řešení úloh tohoto typu narážejí rovněž na četná úskalí, jakými jsou ohraničení modelu, definování okrajových podmínek,
PODZEMNÁ VODA problémy kvantifikace a lokalizace dotace z netěsností vodovodních a kanalizačních tras, neúplné znalosti o hloubkách založení staveb a dalších konstrukcí, které by mohly zasahovat pod hladinu podzemních vod a ovlivňovat tak jejich proudění. Ilustrativní příklad aplikace modelu velkého měřítka pro predikci a analýzu vlivů ražby tunelu v městském prostředí z pohledu různých sledovaných zájmů uvádějí Epting et al. in Xing Cai a Yeh, 2008. K problematice dat a modelování je nutno ještě zdůraznit, že hodnota a použitelnost vybudovaných databází a jednotlivých specializovaných vrstev geografických informačních systémů rychle zastarává, pokud není zabezpečena jejich permanentní aktualizace. To si nárokuje i určité finanční prostředky. Totéž platí o vytvořených hydrodynamických a transportních modelech. S potřebou průběžné aktualizace datové základny je úzce spojen požadavek na zabezpečení odpovídajícího monitoringu kvalitativních a režimních parametrů podzemních vod. Konečně je nutno se zmínit, že svá specifika mají i samotné terénní hydrogeologické práce v městském prostředí: • hustá zástavba, podzemní sítě a komunikace výrazně omezují hustotu a možnosti optimální lokalizace vrtných prací, • ohledy na nenarušení stability sousedících objektů nesmí být opomíjeny při projektování průzkumných čerpacích zkoušek nebo při projektování sanačního čerpání apod., • složité poměry městského prostředí vylučují použitelnost některých karotážních metod (zejména geoelektrických).
XV 1/2009 Problémy optimální lokalizace průzkumných prací byly impulsem i pro vývoj některých speciálních metod, jakými jsou z poslední doby například tak zvané integrální čerpací zkoušky pro přesnější identifikaci a kvantifikaci dotace kontaminace ve vymezeném proudovém pásu podzemních vod (Leschik et al., 2007). ZÁVĚR Zastavěné městské území je složitým systémem, jehož fungování je výsledkem složitého spolupůsobení řady faktorů. Systém musí sloužit různorodým zájmům, jejichž požadavky, nároky a vlivy jsou často i protichůdné. Podmínkou trvale udržitelného rozvoje městských a průmyslových aglomerací je optimalizace využívání všech složek systému se zřetelem ke všem funkcím, které jsou po nich vyžadovány. Pro praxi z toho vyplývá požadavek na zajištění koordinace všech funkcí již na úrovni strategického řízení rozvoje města, při územním plánování a interdisciplinární přístup i při řešení jednotlivých dílčích úkolů, dílčích problémů, jednotlivých projektů. To platí v plné míře i pro řešení hydrogeologických úkolů – podzemní vody jsou jednou ze složek systému. Uvedené přístupy se musí uplatňovat již v počátečních fázích řešení úkolu – při formulování výchozího konceptuálního modelu, který je podkladem pro volbu metodiky prací. Základní praktickou komplikací práce hydrogeologa a efektivní aplikace interdisciplinárního přístupu bývá v podmínkách husté zástavby potřeba soustředění a integrovaného hodnocení velkého množství informací různorodého charakteru a s rozdílnou úrovní nejistot.
LITERATURA ALLEN, A., MILENIC, D. et al. 2003: "Shallow gravel aquifers and the urban heat island effect: a source of low enthalpy geothermal energy". Geothermics 32(4-6), s. 569-578 ARAVENA, R. 2002: Use of environmental isotopes in contaminant studies in groundwater. In: „Groundwater and Human Development” XXXII IAH & VI ALHSUD Conference, 2005, Mar del Plata BARRET, M. H. et al. 1999: Marker species for identifying urban groundwater recharge sources: a review and case study in Nottingham, UK Water Research, Vol. 33, no. 14, s. 3083-3097 BIANCI, H., LOPARDO, R. 2003: Diagnosis and mitigation of groundwater level rise in a highly populated urban system, In: Proceedings for the Congress of International Association of Hydraulic Research, v. 30, Theme B, s. 629-636 BONOMI, T., CAVALLIN A. 1997: Application of a hydrogeological model to analyze and manage groundwater processes in the urban environment. A case study in the Milan Area, Italy. In: Groundwater in the Urban Area: Problems, Processes and Management. Chilton, J. (ed.), proceedings of the XXVII Congress of IAH, Nottingham, 1997, p. 91-96 CLARK, I. D., FRITZ, P., MAZOR, E. 1997: Environmental Isotopes in Hydrogeology, CRC Press, ISBN: 978-1-56670-249-2 CUSTODIO, E. 1997: Groundwater quality and quality changes related to land and water management around urban areas: Blessing and misfortunes. In: Groundwater in the Urban Area: Problems, Processes and Management. Chilton, J. (ed.), proceedings of the XXVII Congress of IAH, Nottingham, 1997, p. 11-22 DANISH ENVIRONEMTAL PROTECION AGENCY (DEPA) 2004: Degradation of Estrogens in Sewage Treatment Processes. Manuscript. Report of the Environmental Project no. 899 DAVISON et al. 2002: A probabilistic management system to optimise the use of urban groundwater. In: Hiscock, K.M., Rivett, M. O., Davison, R. M. (eds.), Special Publication 193. Geological Society, London DESSARGUES, A. (ed.) 2000: Tracers and modelling in hydrogeology. IAHS Publ. No. 262, p. 363-369
71
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
EISWIRTH, M., WOLF, L., HÖTZL, H. 2004: Balancing the contaminant imput into urban water resources. Environmental Geology, v. 46, p. 246-256, also – Proc. “Groundwater and Human Development” XXXII IAH & VI ALHSUD Conference, 2005, Mar del Plata EISWIRTH, M., WOLF, L., HÖTZL, H. 2003: Assessing the sustainability of urban water resources. Diffuse input of chemicals into soil and groundwater – Assesment & Management. Mitt. Inst. GW. TU Dresden, Bd. 3, p. 205-215 ELLIS, N. (ed.) 1999: Impacts of urban growth on surface and groundwater quality. IAHS no. 259, 437 p. EPTING, J., HUGGENBERGER, P., RAUBER, M. 2008: Integrated methods and scenario development for urban groundwater management and protection during tunnel road construction. A case study of urban hydrogeology in the city of Basel, Switzerland. Hydrogeology Journal, Vo. 16, No. 3, Springer, pp. 575-591 ESTELLER, M. V., DIAZ-DELGRADO, C. 2002: Environmental effects of aquifer overexploitation: A case study in the highlands of Mexico. Environmental Management, 29(2), p. 266-278 GARCIA-FRESCA, B. 2005: Urban-enhanced groundwater recharge: review and case study of Austin, Texas, USA. BGF 2005 DRAFT - 32 IGC - Matthias Eiswirth Memorial Volume HISHOCK, K. M. et al. 1997: Experience in the use of stable nitrogen isotopes to distinguish groundwater contamination from leaking sewers in urban areas. In: Chilton, J. (ed.): Groundwater in the Urban Environment. Problems, Processes and Management. Proceedings of the XXVII Congress of IAH, Nottingham, 1997, Balkema, p. 427-432 HOLZER, T., JOHNSON, A. 1985: Land subsidence caused by ground water withdrawl in urban areas, GeoJournal, Vol. 11, n. 3, pp 245-255 HOWARD, K. W. F., ISRAFILOV, R., (eds.) 2002: Current Problems of Hydrogeology in Urban Areas, Urban Agglomerates and Industrial Centres. In: Proceedings from a NATO Advanced Research Workshop, Baku, 2001, published by Kluwer, ISBN 1-4020-0600-4 HUNT, T., BROWN, K. 1996: “Environmental Effects of Geothermal Development and Countermeasures”, In: Proceedings of Asia-Pacific Economic Co-operation (APEC) Energy R&D and Technology Transfer and Renewable Energy Resource Assessment Seminar, Beijing, China, p. 243-255 CHILTON, J. (ed.) 1997: Groundwater in the Urban Environment. Problems, Processes and Management. Proceedings of the XXVII Congress of IAH, Nottingham, 1997, Balkema, 682 p. CHILTON, J. (ed.) 1999: Groundwater in the Urban Environment. Selected city profiles. Balkema, 341 p. CHISALA, B. N., TAIT, N. G., LERNER, D. N. 2005: Evaluating the risk of methyl tertiarybutylether (MTBE) to urban groundwater at city scale: Nottingham case study. Journal of Contaminant Hydrology, 12/2005 KEHEW, A. E. 2000: Applied Chemical Hydrogeology. Pearson Print, ISBN 0132709279 KRISTMANNSDOTTIR, H., ARMANNSSON, H. 2003: "Environmental aspects of geothermal energy utilization". Geothermics 32(4-6): p. 451-461 KROTHE, J. N. 2002: Effects on urbanisation on hydrogeological systems: thy physical effects on utility trenches. MS thesis, The University of Texas, Austin, 190 p. LARSON, K. J., BASAGAOGLU, H., MARINO, M. A. 2001: Prediction of optimal safe groundwater yield and land subsidence in the Banos – Kettleman City area, California, using a calibrated numerical simulation model. Journal of Hydrology, 242 (2001), pp. 79-102 LERNER, D. N. 2002: Identifying and quantifying urban recharge: a review. Hydrogeology Journal, 10(1), 143-152 LERNER, D. N. 2003: Estimating urban loads of nitrogen to groundwater. Journal of the Chartered Institution of Water and Environmental Management. 17(4), 239-244 LERNER, D. (ed.) 2003: Urban Groundwater Pollution: IAH International Contributions to Hydrogeology 24 (Iah Intl Contr. to Hydro, Vol 24, Iah-Ich24. Taylor & Francis, ISBN-10: 9058096297 LESCHIK, S. et al. 2007: Using integral pumping tests in urban hydrogeology to estimate sewer leakage. In: Geophysical Research Abstracts, Vol. 9, 04194, 2007 SRef-ID: 1607-7962/gra/EGU2007-A-04194 NOVOTNY, V., CLARK, D., GRIFFIN, R., BOOTH, D. 2000: Risk Based Urban Watershed Management Under Conflicting Objectives. In: Conference proceedings for the First IWA Congress of the International Water Association (IWA), Paris, 2000, Book 5, Water Resources Planning and Waster Management, p. 144-151 PARRAIAUX, A., TACHER, L., JOLIQUIN, P. 2004: The hidden side of cities – towards three-dimensional land planning. Energy and Buildings, 36(4), 335-341 POKRAJAC, D., HOWARD, K. (eds.) 2007: New Directions in Urban Water Management. In: Proceedings UNESCO-IHP Sympoisum, Paris, 2007, published by Tailor & Francis RAPANTOVÁ, N., TYLČER, J., VOJTEK, D. 2003: Nová Ves – OVaK – model III, Upřesnění prognózy důsledků vzestupu hladiny podzemní vody při změnách vydatnosti jímání z vodního zdroje Nová Ves, upřesnění optimálního jímaného množství z hlediska omezení příronu amonných iontů. Závěrečná zpráva. Manuskript, archiv AQ-envitest, s.r.o., Ostrava SEILER, R. L. 1999: Caffeine and pharmaceuticals as indicators of waste water contamination in wells. Ground Water 37(3), p. 405-410 SCHIRMER, M. et al. 2008: Challenges in urban hydrogeology: maintaining urban water quality. In: Groundwater Quality: Securing Groundwater Quality in Urban and Industrial Environments, IAHS Publ. 324, 2008, pp. 1-8 SUK, H., LEE, K. K. 1999: Characterization of groundwater hydrochemical system through multivariate analysis. Clustering into groundwater zones. Ground Water, 37(3), pp. 358-366 TAIT, N. G., DAVISON, R. M., WHITTAKER, J. J., LEHARNE, S.A., LERNER, D. N. 2008: Borehole Optimisation System (BOS) - A case study assessing options for abstraction of urban groundwater in Nottingham, UK. Environmental Modelling and Software, Vol. 23, iss. 5, pp. 611-621 72
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
TELLAM, J., RIVETT, H., MICHAEL, O., ISRAFILOV, O., RAUF, G. (eds.) 2007: Urban Groundwater Management and Sustainability. In: NATO Science Ser. IV: Earth and Environmental Sciences , Vol. 74, Springer, ISBN: 978-1-4020-5173-9 TRAUTH, XANTHOPOULUS 1997: Non-point pollution of groundwater in urban areas. Water Resources 31(11), 2711-2718 TYLČER, J., CRON, M. 2002: DANCEE, komplexní ochrana vodního zdroje Nová Ves, 2. fáze, závěrečná zpráva. Manuskript, archiv AQ-test, spol. s r.o. UNTERBERGER, W., HOFINGER, J., GRUENSTAEUDL, T., ADA, D. (2005). Utilization of Tunnels as Sources of Ground Heat and Cooling–Practical Applications in Austria; In: Proceedings from the Conference Tunnels & Tunnelling International, February 2005, pp. 36-39 VÁZQUEZ-SUNÉ, E. 2003: Urban Groundwater Barcelona City Case Study. Doctor Thesis. Manuscript, Universitat Politécnica de Cytalunya, Escola Técnica Superior d’Enginyeria de Camins, Canals i Ports, Barcelona VÁZQUEZ-SUNÉ, E., SÁNCHEZ – VILA, X. et al. 2005: "Introductory review of specific factors influencing urban groundwater, an emerging branch of hydrogeology, with reference to Barcelona, Spain". Hydrogeology Journal 13(3): p. 522-533 VENGLOSH, A., PAMKRATOV, I. 1998: Chloride/bromide and chloride/fluoride ratios of domestic sewage effluents and associated contaminated groundwater. Ground Water 36(5), pp. 815-824 VITÒRIA, L., SOLER, A., ARAVENA, R., CANALS, A. 2004: Multi-isotopic approach ( 15N, 13C, 34S, 18O and D) for tracing agriculture contamination in groundwater (Maresme, NE Spain). In: Environmental Chemistry (Eds. E. Lichtfouse, E., Dudd, S., Robert, D.) WAKIDA, F. T., LERNER, D. N. 2005: Non-agricultural sources of groundwater nitrates: a review and case study. Water Research, v. 39, n. 1, pp. 3-16 WOLF, L., MORRIS, B., BURN, S. (eds.) 2006: Urban Water Resources Toolbox - Integrating groundwater into urban water management. IWA Publishing, London, pp. 296, ISBN-10: 1843391384 XIBAO, X. et al. 2007: Modeling urban land use changes in Lanzhou, China with GIS and DUEM. In: Geoinformatics 2007, Remotely Sensed Data and Information. Edited by Ju, Weimin; Zhao, Shuhe. Proceedings of the SPIE, Volume 6752, pp. 675237 XING CAI, T., C. JIM YEH (Eds.) 2008: Quantitative Information Fussion fo Hydrological Sciences. Springer, ISBN 9783540753834 YANG, Y., LERNER, D. N., BARRET, M., TELLAM, J. 1999: Quantification of groundwater recharge in the city of Nottingham, U.K. Environmental Geology, 38(3), p. 183-198 ZOGORSKI, J. S., MORAN, M., HAMILTON, P. A. 2001: MTBE and other volatile organic compounds – New findings and implications on the quality of source waters used for drinking-water supplies. USGS fact sheets (http://pubs.usgs.gov/fs/fs10501)
SUMMARY Distinctive impacts of human activities to groundwater regime and groundwater quality are typical for hydrogeology of urban and industrial areas. Losses from water supply and sewage systems significantly contribute to groundwater recharge. Natural recharge from precipitation is usually greatly reduced due to large portion of land surface being covered. The same applies for evapotranspiration. Exploitation of some traditional pumping fields had to be ceased with spreading of towns and increasing problems with groundwater quality protection. Operation of some underground facilities is associated with permanent dewatering. Temporary dewatering is often employed for construction works. Some building basements or other underground structures may have a barrier effect to groundwater flow. Relocation of many urban facilities and functions to underground has an increasing tendency. All these features mentioned above may evoke considerable changes of groundwater levels and flow pattern. Various geo-technical consequences and problems may be associated with them. High number of pollution sources is another distinctive feature of urban areas. Usually, the specific contaminants from leakage of sewage systems and transportation are main causes for general degradation of groundwater quality under towns. Other types of pollution sources manifest themselves on this background. A today’s town is a complex system that must serve to various (and often) conflicting needs and interests. Sustainable development principles call for coordinated and optimalised exploitation of all components of the system. It applies fully also for hydrogeological tasks in urban environment. Interdisciplinary approach is a must. In practice, such approach is complicated by huge amount of data of varied character, format and reliability that must be gathered and processed. Geographic information systems are essential tools for their organisation and integrated exploitation. Another essential tools are hydraulic and transport models. Databases, specialised GIS layers and models are quickly loosing their value without permanent maintenance and updating. Updating requirements are closely associated with ensuring of adequate monitoring of groundwater regime and quality parameters.
73
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
With respect to coverage, it is possible to distinguish two basic types of hydrogeological tasks in urban environment. Water management and groundwater pollution problems usually call for large-scale approach covering the whole area of a hydrogeological structure or a town. To the contrary, hydrogeological tasks associated with geotechnics must be usually treated with focusing to big details in a limited space. Such approach generates specific problems with construction of models and with data density requirements. Complexity of urban environment influences also filed-work methodology – there are limitations for optimal borehole and sampling location and limitations for some geophysical methods. Possible geo-technical effects of groundwater level lowering must be considered in planning of pumping tests.
74
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
DŮLNÍ HYDROGEOLOGIE – DOPADY LIKVIDACE DOLŮ NA POVRCHOVÉ A PODZEMNÍ VODY MINING HYDROGEOLOGY – THE INFLUENCE OF THE MINES LIQUIDATION ON SURFACE AND GROUND WATER A rno št G rm e la, Ka re l Lusk , Jo sef Ha líř ABSTRACT At underground mines (coal, ore, uranium) and open pit coal mines the significant change of the quality of the mining water occurs after the liquidation. Three expressive quality and advective zones create at the abandoned mine. After the deposit is flooded, the final level of underground water is kept by the draining and by the outlet of the mining water. The capacity of the mining water is equal to the natural supply. The capacity is usually variable and it depends on a local rainfalls. They have a typical hydrogeologic, hydrologic and hydrogeochemic characteristics. The environment is loaded a lot. The outflow of the mining water and the liquidation of the mine can cause even critical states in the first years and decades. KEY WORDS Podkrušnohorská hnědouhelná pánev, zbytkové jámy, důlní voda, likvidace dolů, uhlí, uranové hornictví KLÍČOVÁ SLOVA Sokolov Brown Coal Basin, Most Brown Coal Basin, residual pits, mine water, liquidation of mine, coal, uranium mining ÚVOD Před rokem 1989 docházelo v České republice k likvidaci uhelných a rudných dolů pouze sporadicky. Výraznější byla pouze likvidace uranových dolů, které se obecně vyznačují kratší životností. Likvidace probíhala podle tzv. „likvidačních plánů“, které byly zpracovávány pro každou lokalitu samostatně. Důraz byl kladen na technickou část, ekonomika se zpracovávala daleko méně podrobně. Po roce 1989 prudce narůstal počet utlumovaných dolů v oblasti uhlí a zejména pak v oblasti rudných ložisek a uranu. Hornictví se tak dostalo před řešení dosud neznámých problémů – uzavírání a fyzická likvidace důlních děl, dolů i celých revírů s řešením následné problematiky ochrany životního prostředí (mj. hydrosféry hornicky dotčených oblastí). Protože v období let 1992 – 1996 došlo k masivnímu opouštění a útlumu hlubinných dolů, nebyly pro krátkost času známy a poznány všechny vlivy navrhovaných metodik. Převažující metodou likvidace dolů bylo uplatňování zejména prostého opuštění dolů, jejich
ekologické vyklizení a poté plné přirozené zatopení důlní vodou při zasypání otvírkových jam obvykle hlušinovým materiálem. U této běžné a z hlediska daného času rozhodování i nejlevnější metody se však očekávaly v budoucnu doznívající vlivy dobývání – poklesy, propady, výstupy důlních plynů a výtoky důlních vod (časem se ukazuje, že tyto fenomény tvoří největší riziko pro životní prostředí). Jednu z výjimek tvořil v dolnoslezské uhelné pánvi Důl Jan Šverma v Žacléři (DJŠ), který byl likvidován u nás ojedinělým metodickým postupem – systematickou a postupnou likvidací důlních děl jejich vyplňováním plavenou zakládkovou samotuhnoucí směsí, dopravovanou do podzemí v tekutém stavu stávajícími potrubními řády, kde s maximální účinností přešla do pevné a pro důlní vody nepropustné základky. Druhou výjimku lze spatřovat v uranovém ložisku Příbram, kde v předstihu byla vybudována a zprovozněna čistírna důlních vod a nedošlo proto k výronu důlních vod do terénu. Základním cílem těchto metodik byla eliminace negativních vlivů těžby na území postiženém těžbou.
Doc. Ing. Arnošt Grmela, CSc. VŠB-TU Ostrava, HGF, IGI, 17. listopadu 15, Ostrava-Poruba,
[email protected] ATH, Instytut WNMiŚ, 43-309 Bielsko-Biała, Polsko RNDr. Karel Lusk DIAMO, s.p., Máchova 201, 471 27 Stráž p.Ralskem,
[email protected] Ing. Josef Halíř, Ph.D. VUHU a.s., Budovatelů 2830, 434 37 Most,
[email protected]
75
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
DOPADY LIKVIDACE HLUBINNÝCH UHELNÝCH DOLŮ NA POVRCHOVÉ A PODZEMNÍ VODY V současné době v České republice z hlubinného uhelného hornictví zůstává pouhé torzo: Důl ČSM, Důl Karviná, Důl Darkov v karvinské dílčí pánvi OKR, Důl Paskov v oblasti příborsko-těšínského revíru hornoslezské pánve a Důl Mír v oblasti jihomoravské lignitové pánve. Zcela ukončena byla exploatace uhlí v ostravské a petřvaldské dílčí pánvi OKR, ukončen průzkum a otvírka dolů ve zbývajících oblastech české části hornoslezské pánve (příborsko-těšínský a podbeskydský revír), zcela ukončena těžební hornická činnost v rosicko-oslavanské pánvi, v kladenské uhelné pánvi, plzeňské uhelné pánvi, v dolnoslezské uhelné pávi a s výjimkou Dolu Mír ukončena těžba v jihomoravské lignitové pánvi. Ve většině případů byla prováděna likvidace dolů zasypáním úvodních otvírkových důlních Qčerp = Qprov + Qpřít – Qvent
období:
Qčerp = Qprov + Qpřít – Qvent - Qtěžb ± Qztrt ± Qakum
děl (jam, štol) a zatopením důlních děl a porubů podzemní vodou a vsaky povrchových vod. I když tato metoda likvidace vytvořeným hydrostatickým tlakem v zatopených důlních dílech zčásti stabilizuje hornicky postižený horninový masív (obdoba těžkého výplachu při vrtných pracích), nevylučuje však možnost závalů stařin, nástup hladin vod vytěsňuje důlní plyny na povrch a v závěru této metody likvidace vždy dochází k neřízeným (zjevným či skrytým) výstupům vod na povrch a odtud případné kontaminační zatížení mělkých podzemních a povrchových vod. Kvalita důlních vod je odlišná v jednotlivých fázích vývoje důlní činnosti (období otvírky, těžby / s proměnným režimem při postupném zahlubování dolu / a likvidace dolu s následujícím obdobím revitalizace). Finální kvantita a kvalita důlních vod daného období je dána rovnicí vodní bilance dolu (tučně znamená dominantní zdroj).
otvírky
(1)
těžby
(2)
Qčerp = Qpřít – Qvent ± Qztrt ± Qakum
ukončení těžby a začátek likvidace
(3)
Qvýtok = Qpřít ± Qztrt
ukončená likvidace
(4)
kde: Qčerp je množství čerpané (nebo Qvýtok = vytékající) vody na povrch, Qprov je množství provozních vod spouštěných do dolu, Qpřít je množství vod přitékajících z horninového prostředí (Qpřít = Qinfl + Qlož), Qinfl je množství vody infiltrované ze srážek, Qlož je množství vody z ložiskových zvodní, Qvent je množství vody odvedené z dolu důlními větry, Qtěžb je množství vody vyvezené z dolu spolu s těžbou, Qztr je množství blíže nespecifikovaných ztrát a přírůstků vody a Qakum je množství vody akumulované nebo uvolněné (stařinové vody). V průběhu důlního odvodňování je drenážní bází důlních vod dobývacího prostoru čerpací jímka dolu, odkud jsou tyto odčerpávány do povrchového recipientu. V období provozu dolu může zakládkový materiál přijít do kontaktu s vodami, sestupujícími horninovým masivem k lokální drenážní bázi, kterou je nejnižší odvodňované patro dolu a jeho čerpací jímka. Sestupná migrace vod probíhá za velkých hydraulických spádů a přednostně po preferenčních migračních cestách, jakými jsou samotná důlní díla, tektonika a rozvolněná pásma. Prostup vod masivem až do čerpací jímky je poměrně rychlý, nejvýše řádu měsíců. Vzhledem k délce trvání tohoto stavu hornicky otevřeného masívu je v rámci dolu jeho hydrogeologický režim kvaziustálený jak po stránce přítoků, tak po stránce kvality směsných důlních vod. Z uvedeného jednoznačně vyplývá, že pro hodno76
cení způsobu likvidace dolu a prognózy polikvidačních, revitalizačních procesů není možno vycházet pouze z údajů poskytnutých těžební organizací z období těžební činnosti, i když z té doby je obvykle databáze potřebných údajů nejkomplexnější (avšak vlivem postupu těžby nesourodá). Z hydrogeologického hlediska je to pouze výchozí stav před zahájením likvidačních prací. V případě zahájení likvidačních prací dojde nejen k ovlivnění výše uvedené rovnice bilance dolu (pokud bude např. použito plavené základky – dojde ke zvýšení podílu Qprov), ale i k hydrogeochemické změně důlních vod. Vody budou nově ovlivněny kontaktem se zakládkovým materiálem. Jeden z rozhodujících parametrů v rovnicích vodní bilance dolu (praktický ve všech jeho fázích existence) je množství a kvalita zdrojů důlních vod (Qpřít), které přitékají z horninového prostředí (ložiskové a mimoložiskové zvodně) nebo horninovým prostředím vstupují do důlních děl (např. infiltrované vody z povrchu – atmosférické srážky, vodoteče). Jejich kvalita je obvykle za dobu činnosti dolu stabilizována a poznána již v etapě těžební. V tab. 1 je ukázka stabilizovaných kvalitativních parametrů důlních vod na jednotlivých dolech v ostravské dílčí pánvi OKR (ODP) před jejím uzavřením a zatopením, změny vyvolané zatápěním dolů a změny po zahájení čerpání důlních vod na Vodní jámy Jeremenko (dále jen VJJ).
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Obr. 1: Charakteristické kvalitativní změny důlních vod po zatopení ložiska (jáma Turkaňk – Kutná Hora; jáma Olší – uranové ložisko Dolní Rožínka; dědičná štola v Oslavanech – rosická uhelná pánev) Fig. 1: The characteristic and the quality changes of the groundwater when the deposit is flooded (the shaft Turkaňk – Kutná Hora; the shaft Olší – uranium deposit, Dolní Rožínka; the drainage tunnel in Oslavany – Rosice Coal Basin)
77
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Tab. 1: Průměrné roční hodnoty kvalitativních parametrů důlních vod v jednotlivých částech ostravské dílčí pánve z období těžby, následného zatápění a současného udržování hladiny čerpáním na VJJ (v mg.l-1) – Jelínek, Grmela (2001); Grmela, Rapantová (2008) Tab. 1: The average year values of the quality parameters of the groundwater at the individual parts of the Ostrava basin (ODP). These parameters come from the time of excavation; flooding and nowadays keeping of a water level by pumping threw the Jeremenko water shaft (VJJ) – (in mg.l-1) – Jelínek, Grmela (2001); Grmela, Rapantová (2008)
RL*
Cl
SO4
Mg
Ca
Fe
Na
NEL
CHSKCr
69
144
0,16
1950
0,010
500
1994
5799
2780
432
Heřmanice
1996
2917
1512
144
1997
6671
3551
Důl
1994
1619
199
638
51
126
0,09
Zárubek
1995
1503
163
631
49
121
1996
1850
157
950
65
1997
2189
141
1017
70
Důl
1994
15170
8438
107
Ostrava
1995
15235
8482
1996
12057
1997
2,20 12,49
101 714 280
0,045
40
0,08
0,085
43
134
0,17
0,025
186
0,12
0,010
146
131
0,19
83
146
181
6522
99
117
12387
6598
205
1998
12988
6020
1999
15235
2000
3,33
1470
191
0,10
0,015
126
192
0,08
0,030
228
154
160
7821
225
170
179
0,21
16975
9266
26
158
164
0,33
2001
19200
10779
107
163
288
7,37
2002
21764
11026
290
298
362
12,41
0,018
2003
17704
10118
429
1,75
<0,01
2004
15500
7867
532
0,79
0,01
2005
12833
6333
495
2,75
0,03
2006
11250
5192
594
10,04
0,305
2007
10833
5321
645
5,64
0,296
2008
10215
4969
665
7,0
<0,05
Důl
1994
6333
1101
1308
89
72
0,74
2108
0,060
189
3,98
5,46
Šverma
1995
5407
930
576
77
78
0,41
2649
0,080
250
3,91
5,19
1996
8583
3399
1644
105
101
1994
5220
1244
958
68
78
0,045
171
2,90
5,73
1996
5291
1585
640
73
61
0,030
214
1997
5279
1618
546
71
43
0,030
= čerpání
zatápění
0,000
kvazistatický
0,14
*RL - rozpuštěné látky
5050
0,00
1568
Důl Odra
78
Br
0,040
dynamický stav
Vodní jáma Jeremenko
Důl
I
5170
3,17 40,00
4,50 40,50 0,326
5190
0,060
206
0,000 1,00
1740
údaje v mg.l-1
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Obr. 2: Schematický řez zatopené části ODP s hladinou udržovanou čerpáním na VJJ Fig. 2: The schematic section of the flooded part of the Ostrava basin (ODP), where groundwater level is kept by pumping through the VJJ
Z tab. 1 jsou patrny charakteristické změny ve kvalitě důlních vod v ODP. Tyto charakteristické změny jsou známy téměř ze všech takto likvidovaných dolů a revírů (obr. 1). Na obr. 2 je schematický řez zatopené části ODP s hladinou udržovanou čerpáním na VJJ. Množství a kvalita zdrojů důlních vod je po ukončení těžební činnosti proměnná především v důsledku snižování až zániku hydraulického spádu mezi zvodní drénující do důlních děl a úrovní místní odvodňovací báze (resp. udržované hladiny zatopení): Qpřít = - K . F. ∂h / ∂L
(5)
kde K je hydraulická vodivost (koeficient filtrace) [m.s-1], F je otevřená infiltrační plocha [m2], ∂h/∂L = I je hydraulický spád [–]. Výsledná kvalita důlních vod je v základních parametrech dána směsnou rovnicí (při zanedbání geochemických reakcí vod jednotlivých zdrojů a reakcí systému voda-hornina a voda-atmosféra). Qpřít .C = Q1.C1+Q2.C2+...+Qi.Ci
(6)
kde C je výsledná kvalita důlních vod, Qi je vydatnost i-tého zdroje [m3.s-1], Ci je kvalita i-tého zdroje. Z uvedeného je patrno, že velmi důležitým hodnotícím kritériem v kalkulaci kvality důlních vod v každé vývojové fázi dolu je stanovení a prognóza hydrogeochemického režimu základních typů zdrojů důlních vod. Výsledkem konečného mísení těchto zdrojů jsou důlní vody, které: • svými fyzikálně-chemickými vlastnostmi ovlivňují významným způsobem výluhy polutantů a jejich přestup do transportu, ovlivňují průběh hydrochemických reakcí a zpětně i své výsledné složení, • mohou ovlivnit výslednou kvalitu likvidovaných důlních vod natolik, že může dojít v některých ukazatelích k překročení limitů stanovených vodoprávním řízením. Likvidace starých či opuštěných důlních děl jejich zatápěním důlní vodou má za následek i změnu kvality důlních vod. Tato kvalitativní změna má obvykle několik základních příčin:
79
PODZEMNÁ VODA • změna intenzity až zánik některých zdrojů důlních vod (minimalizace dříve vyvolaného a udržovaného proudění vod v přírodních zvodních, • zpětné rozpouštění solí, degradace organických látek, degradace a produkty rozkladu organizmů apod., akumulovaných ve starých osušených dílech po dobu desetiletí až staletí existence důlního díla (zejména vyšších pater dolu), • změny vyvolané nepřístupností vzduchu a změny složení zbytkové důlní atmosféry, snižování obsahu kyslíkové bilance v čase a s hloubkou, • změny složení důlních vod v souvislosti s ukončením zdroje tzv. provozních vod, • změny spojené s minimalizací dříve vyvolaného a udržovaného proudění důlních vod důlními díly. Tyto změny se velmi silně odrazí ve změnách kyslíkové bilance, pH, Eh, vodivosti atd. a odtud pak v agresivitě vod, v rychlosti geochemických reakcí a pod. Tato kvalitativní změna se projeví s určitou retardací, protože naplňování stařin zatápěného dolu probíhá kontinuálně s postupným zánikem podílu některých zdrojů. Obvykle jsou na nižších patrech dolů zdroje důlních vod výše mineralizované a proto i nejnižší patra dolu při postupném zaplavování vykazují vody zákonitě vysoké mineralizace (důsledek vertikální hydrogeochemické zonálnosti zdrojů vod a projevu tíhové diferenciace vod odlišné hustoty ve kvazistagnujícím hydrodynamickém režimu zatápěné lokality, důsledek difuse v důsledku koncentračních potenciálů mezi vodami různého složení, důsledek termického proudění apod.). Na druhé straně postupné zaplavování dlouho osušených důlních děl na vyšších patrech a zpětné rozpouštění solí způsobuje nárůst celkové mineralizace. Při zatápění stařin dolu dochází k zaplňování důlních děl, které byly řádově desetiletí až staletí osušeny. V těchto dílech se akumulovala rezidua zvětrávání hornin, vysrážené soli z odpařených vod, v uhelných dolech byly desítky tun vápenného prachu, stará důlní výztuž (dřevo, železo) atd. Tyto, z části antropogenní materiály (pro dané prostředí exotické), mají velmi silný vliv na výslednou kvalitu vod v zatopených stařinách. Např. odpar důlních vod činí v dolech významný podíl v bilanční rovnici dolu a produkty odparu po zatopení zpět vstupují do roztoku. Tento jev je výrazně dokumentován prakticky na všech likvidovaných uhelných revírech. Výsledkem těchto fyzikálněchemických procesů je výrazné zvýšení obsahu rozpuštěných látek (síranové, chloridové a uhličitanové ionty, železo, mangan, vápník, radium aj.) v důlních vodách likvidovaných a zatopených bývalých dolů. Mnohdy tento fenomén není rozpoznán a je příčinou zavádějících interpretací (typickou ukázkou je výsledek
80
XV 1/2009 monitoringu na VJJ při zatápění ODP, kdy systematickým vzorkováním důlní vody z hladiny v jámě ve fázi zatápění byl zjišťován nárůst celkové mineralizace, který byl zákonitě výsledkem rozpouštění solí ze stěny jámy při nástupu hladiny, tj. vůbec neodrážel geochemický stav v zatápěných stařinách). Kvantifikování těchto fenoménů je problematické. Ve složitých přírodních podmínkách se může např. proti difusi uplatňovat sorpce, proti termickému proudění hmotnostní kontrast vod odlišné mineralizace. Případné čerpání důlních vod na zatopeném dole, resp. výtok důlních vod na úrovni drenážní báze, nemusí být pouze příhladinovým zásahem do zvodněného systému. Čerpání může vyvolávat hlubší proudění v hornicky otevřeném masivu. Typickým příkladem tohoto jevu je rosická uhelná pánev (RUD) a výsledky hlubinného zonálního vzorkování na jámě Jindřich II (Zeman et al., 2005) – (obr. 3). Velmi malé hydraulické spády pod erozní bází budou prakticky eliminovat možný význam preferenčních komunikačních cest jako potenciálních hydraulických zkratů, přes které by mohlo docházet ke komunikaci významnějších množství vod na větší vzdálenosti a za větších rychlostí, než jsou průměrné hodnoty, charakterizující masiv v makroměřítku. Vzhledem k tomu, že po ukončení dolu prakticky nezaniká důlní činností vyvolaná infiltrace vod z povrchu prioritními cestami, existuje téměř ve všech případech opuštěných ložisek ve svrchní zóně stařinových vod oxidační prostředí a přirozené proudění vod k místní odvodňovací bázi probíhá dominantně právě v této zóně. V hlubších částech opuštěného ložiska je zvodněný systém kvazistagnující a jsou vytvořeny podmínky pro vznik redukčního prostředí. DOPADY LIKVIDACE HNĚDOUHLENÝCH DOLŮ NA POVRCHOVÉ A PODZEMNÍ VODY Podkrušnohorské hnědouhelné pánve jsou součástí významné terciérní struktury Českého masívu tradičně označované jako oherský rift. Exploatací hnědouhelných ložisek se lze setkat v sokolovské a mostecké pánvi. Lomová těžba hnědého uhlí je v sokolovské pánvi provozována na dvou lomech: lom Jiří a lom Družba, které jsou ve správě akciové společnosti Sokolovská uhelná, právní nástupce. Specifickým charakterem důlních vod čerpaných na lomu Jiří jsou vody z kolektoru bazálního krystalinika. Tento kolektor je tvořen žulovým plutonem, který je ze dvou třetin pokrytý metamorfovaným pláštěm, je značně tektonicky postižen a je genetickým prostředím mineralizovaných vod „karlovarského typu“. Ve vazbě na ochranu přírodních léčivých zdrojů lázeňského místa Karlovy Vary bylo nutno pro lomové dobývání uhlí přijmout
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Obr. 3: Změny chemismu vod na jámě Jindřich II – rosická uhelná pánev Fig. 3: The change of the water chemism at the Jindřich II shaf – Rosice Coal Basin
omezující opatření, které především spočívá ve snižování tlaku pod dnem lomu Jiří odpouštěním proplyněných vod. V mostecké pánvi jsou v provozu celkem čtyři povrchové doly. Dva z nich lom Libouš a lom Bílina, jsou ve správě akciové společnosti Severočeské doly. Geologickým a hydrogeologickým fenoménem oblasti lomu Bílina je kolektor zvodněných nadložních písků, označovaný jako „kuřavky“. Již v minulosti působily značné problémy při dobývání uhlí, především ve spojení s hlubinným dolem Kohinoor. „Kuřavkové“ horizonty byly od roku 1962 odvodňovány různými metodami. V současné době přichází do styku s tímto kolektorem povrchový lom Bílina. Před postupem lomu jsou zvodněné písky odvodňovány systémem svodových vrtů v předpolí lomu. Voda je odváděna do stařinového systému a vytéká na uhelných řezech. Další lom Československé armády je ve správě akciové společnosti Litvínovská uhelná a poslední lom Hrabák (lom J. Šverma a lom Vršany) je ve správě akciové společnosti Vršanská uhelná. Lom Československé armády přichází do styku se systémem stařinových vod, který je fenoménem centrální části mostecké pánve. Jedná se o systém zatopených depresí v hlubinně přerubané uhelné sloji, které jsou více či méně vzájemně propojené, mají dotační oblast na výchozech sloje na úpatí Krušných hor a voda z jednotlivých nádrží proudí směrem k nejhlubší části pánve až do prostoru dolu
Kohinoor. Lom Hrabák přichází do styku s významným, artésky zvodněným kolektorem podložních písků, v němž je, pro zajištění bezpečného provozu lomu, tlaková hladina vody snižována soustavou odvodňovacích vrtů situovaných na dně lomu. V celé podkrušnohorské hnědouhelné pánvi je v činnosti pouze jeden hlubinný důl, a to důl Centrum, který provozuje akciová společnost Kohinoor. Důl Centrum je posledním hlubinným hnědouhelným dolem v České republice s plánovanou životností do roku 2012. V důsledku útlumu hnědouhelného hornictví ukončil v roce 2002 činnost hlubinný důl Kohinoor II. Nyní je ve správě státního podniku Palivový kombinát Ústí, s.p. Důlní voda je zde však nepřetržitě čerpána z důvodu odvodňování stařinového systému, se kterým přijde v budoucnosti do styku povrchový lom Bílina (Halíř, Pletichová, 2007). V době maximálního rozvoje hlubinného dobývání měl každý hlubinný důl vlastní čerpací stanici. Z důlních prostor bylo odčerpáváno značné množství důlních vod. Čerpání důlních vod bylo v důsledku útlumu těžby hnědého uhlí značně zredukováno. Dnes má čerpání důlních vod význam nejen ochranný, ale také rekultivační. Již několik let naši odborníci na tuto problematiku živě diskutují o vhodnosti a podmínkách využití důlních vod při zatápění zbytkových jam. Hydrologický potenciál v podmínkách podkrušnohorských pánví je značně kapacitně omezený. Dále jsou 81
PODZEMNÁ VODA zde legislativní překážky a v neposlední řadě i ekonomické aspekty. Právě důlní voda z dolu Kohinoor II bude využita pro zatápění zbytkové jámy lomu Most (Halíř, 2005). Zbytkových jam po hnědouhelné těžbě je v podkrušnohorské pánvi mnoho. Některé již byly hydricky rekultivovány do podoby rekreačních ploch, jiné slouží pro průmyslové účely. Tak jak postupně budou končit hnědouhelné lomy, budou vznikat zbytkové jámy, které budou po nezbytných sanačních pracích přeměněny na vodní nádrže a jezera. V této souvislosti je vhodné uvést již tímto způsobem zatopené zbytkové jámy s jejich velmi stručnou charakteristikou. Nejznámější zatopenou zbytkovou jámou je v mostecké pánvi bezesporu jezero Barbora, které vzniklo samovolným zatopením zbytkové jámy bývalého povrchového dolu Barbora důlní vodou. Rozkládá se mezi obcemi Oldřichov a Košťany. Vodní plocha má rozlohu 65 hektarů a hloubku cca 40 metrů a svými parametry, čistotou vody a vhodnou polohou uprostřed lesnické rekultivace je vyhledávaným rekreačním místem. V blízkosti jezera Barbora je vodní nádrž Otakar, která je zatopenou zbytkovou jámou po stejnojmenném hnědouhelném povrchovém dole, který těžil uhelnou sloj v letech 1926 až 1967. Zaujímá plochu 28 ha a jeho hloubka je 13 metrů. Leží v blízkosti obce Košťany. Vodní nádrž Rudý sever je soustavou malých vodních nádrží, které vznikly po ukončení těžby v lokalitě jihozápadně od Litvínova v roce 1962. Její význam spočívá především v protipovodňové ochraně. Na jižním okraji mostecké pánve slouží zbytková jáma lomu Saxonie od roku 1979 k ukládání kalů z Úpravny uhlí Komořany. Vodní nádrž Matylda vznikla v roce 1992 na místě povrchového lomu Vrbenský. Zaujímá plochu cca 39 hektarů s hloubkou 3,5 až 4 metry. V současnosti je významným střediskem pro rekreaci obyvatel Mostecka. Jsou zde upravené úseky pro koupání, rybaření i vodní sporty. Plaviště popelových odpadů Venuše je od roku 1976 situováno ve zbytkové jámě bývalého stejnojmenného hnědouhelného lomu ve vzdálenosti cca 4 km severovýchodně od města Most. V okolí města Most jsou situovány i dvě zatopené zbytkové jámy v separátních pánvičkách. Jde o vodní plochu Elizabeth, která slouží od roku 1975 jako odkaliště čistírny odpadních vod v Chanově). Druhou je pak vodní plocha Benedikt, která od roku 1974 slouží jako rekreační vodní nádrž. V sokolovské pánvi je to vodní nádrž Michal. Těžba hnědého uhlí v lomu Michal byla ukončena v roce 1988. Následovaly sanační práce a samotné napouštění bylo ukončeno v roce 2003. Zdrojem vody byl Lobezský potok. Jezero Michal má plochu 29 hektarů s hladinou vody na kótě +452 m n.m. a maximální hloubku 5,6 metru. Jezero Michal se nachází v těsné blízkosti města Sokolov.
82
XV 1/2009 V současné době se v mostecké pánvi zatápějí tři zbytkové jámy. Nedaleko Ústí nad Labem byla v roce 1997 ukončena těžba uhlí v lomu Chabařovice. Po nezbytných úpravách bylo v roce 2001 zahájeno zatápění zbytkové jámy z nádrže Kateřina s povoleným maximem 700 l.s-1. Budoucí jezero Chabařovice (Milada) by mělo mít plochu cca 248 hektarů s hladinou vody na kótě +145,3 m n.m. a maximální hloubku 23 metrů. Plánovaná kapacita tohoto jezera bude 34,43 miliónů m3 vody (Halíř, Žižka, 2008). V bezprostřední blízkosti města Most bylo v roce 2008 zahájeno řízené napouštění zbytkové jámy lomu Most-Ležáky. Hnědouhelný lom ukončil svoji činnost v roce 1999 a od roku 2002 se zbytková jáma začala samovolně plnit vodou z atmosférických srážek, z vývěrů ve svazích jámy a v důsledku zastavení čerpání vod ze dna lomu. Hlavním zdrojem současného napouštění je voda přiváděná z řeky Ohře (Nechranická přehrada) v množství do 1 200 l.s-1. Dalším zdrojem je voda čerpaná z bývalého hlubinného dolu Kohinoor II. Budoucí jezero Most by mělo mít plochu cca 311 hektarů s hladinou vody na kótě +199 m n.m. a maximální hloubku 75 metrů. Plánovaná kapacita tohoto jezera bude 68,90 miliónů m3 vody. V sokolovské pánvi bylo v roce 2008 zahájeno napouštění zbytkové jámy dvou propojených povrchových dolů Medard a Libík, kde byla ukončena těžba v roce 2000. Zdrojem vody je řeka Ohře (musí být zachován minimální průtok 6 m3.s-1). Jezero Medard by mělo mít plochu cca 493 hektarů s hladinou vody na kótě +400 m n.m. a maximální hloubku 50 metrů. Napouštění by mělo být ukončeno v letech 2011 až 2012. Jezero se nachází v těsné blízkosti obcí Bukovany, Svatava, Citice a měst Habartov a Sokolov. Dopady likvidace dolů na povrchové a podzemní vody v podkrušnohorské hnědouhelné pánvi nejsou tak dramatické, jak by se mohlo zdát. V důsledku postupného ukončování činnosti čerpacích stanic pozvolna dochází k částečnému obnovování původního režimu jak podzemních, tak i povrchových vod. Realizace hydrické rekultivace při obnově těžbou narušeného území umožňuje vytváření plnohodnotné krajiny, splňující podmínky estetické i rekreační. Při využití důlních vod pro plnění zbytkových jam dochází navíc k hospodárnému a ekonomickému využití čerpané vody a k vytvoření plně hydrologicky funkčního systému. DOPADY LIKVIDACE HLUBINNÝCH URANOVÝCH DOLŮ NA POVRCHOVÉ A PODZEMNÍ VODY Státní podnik DIAMO se sídlem ve Stráži pod Ralskem je organizací, která realizuje vládou vyhlášený
PODZEMNÁ VODA útlum uranového, rudného a části uhelného hornictví v České republice včetně zahlazování negativních následků a dopadů těžby nerostných surovin a jiných průmyslových aktivit z minulosti, tzv. starých zátěží, na životní prostředí. V rámci realizace uvedených programů spravuje státní podnik DIAMO více než 6 000 dílčích environmentálních zátěží, ležících na celém území ČR (kol. autorů, 2003). Jejich evidence je vedena v podrobných pracovních databázích s. p. DIAMO a tento materiál přináší pouze základní informativní přehled o nejvýznamnějších lokalitách. Specifickou zátěží uranového hornictví je kontaminace životního prostředí, zejména všech vod a materiálů, přirozenými radionuklidy. V sanačních opatřeních to znamená především realizovat dekontaminační stanice se speciálními technologiemi na odstranění radionuklidů a s kontaminovanými materiály nakládat pouze v rámci zařízení s. p. DIAMO, jako s produkty z hornické činnosti. Charakter vybraných ekologických zátěží po těžbě uranu Z hlediska závažnosti dopadu na přírodní vodní systémy jsou zde velmi stručně uvedena pouze nejvíce problematická žilná ložiska uranu, na kterých byla ukončena těžba a důlní prostory byly zatopeny. Pro ilustraci je z obšírné problematiky vybrána pouze část, popisující charakter důlních vod v časové ose. Na uvedených ložiscích probíhá proces vyrovnávání těžbou porušené přírodní rovnováhy v systému podzemních a povrchových vod. Problematika sedimentárních ložisek v severočeské křídě (Stráž pod Ralskem – po chemické těžbě, Hamr a Křižany – po hlubinné těžbě) svým rozsahem a závažností zaslouží samostatné pojednání. Rovněž zde bude vynechána lokalita dosud činné těžby uranu na ložisku Rožná.
XV 1/2009 do ložiska. Kontaminované důlní vody z ložiska jsou čerpány jamou č. 11 a 19 na čistírny důlních vod na Bytízu a v Dubenci s výpustí do Dubeneckého potoka a toku Kocába (obr. 4). Okrouhlá Radouň Těžba probíhala letech 1972 až 1990. Byly zde 3 průzkumné šachtice, 2 jámy a 41,6 km horizontálních důlních děl. Plocha dobývacího prostoru zaujímala 1,4 km2. Hloubka dobývání 600 m pod povrchem. Vytěženo celkem 1339 t uranu (kol. autorů, 1991). Ruda byla zpracovávána na chemické úpravně v Mydlovarech. Důl je zlikvidován, podzemí zatopeno, povrch rekultivován. Provozována čistírna důlních vod s výhledem možného odstavení z důvodu postupně se stabilizujícího chemizmu vod (obr. 5). V současnosti je zkušebně odstaveno čerpání důlních vod z jámy č. 9 za účelem lokalizace možných výronových míst. K výronu do terénu dochází pouze sporadicky v obdobích zvýšených srážek a jedná se o vody smíšené s vodami povrchovými. Pro dočištění výronových vod je zde připravován mokřad na základě vědecké studie řízené MU Brno. Vítkov Těžba probíhala v letech 1961 až 1991. Byl zde povrchový a následně hlubinný důl Vítkov II, který měl 2 jámy, průzkumné šachtice a 83 km horizontálních důlních děl. Plocha dobývacího prostoru 0,99 km2. Hloubka dobývání 1050 m pod povrchem. Vytěženo celkem 2972,6 t uranu (kol. autorů, 1993). Ruda byla zpracovávána na chemické úpravně v Mydlovarech. Důl je zlikvidován, podzemí zatopeno, odval odstraněn (zpracován na drcené kamenivo) povrch rekultivován. Důlní vody (obr. 5) vyvěrají na několika místech do terénu a jsou odváděny bez čištění do řeky Mže.
Příbram
Zadní Chodov
Těžba probíhala v letech 1950 až 1991. Bylo zde 41 jam (z toho 14 slepých), 42 průzkumných šachtic, 4 štoly a 2188,3 km horizontálních důlních děl. Dobývací prostor zaujímal celkovou plochu 57,6 km2. Hloubka dobývání cca 1400 m pod povrchem (ložisko ověřeno až do hloubky 1750 m). Vytěženo celkem 48432 t uranu (kol. autorů, 1995-a). Ruda byla od roku 1958 zpracovávána v místě na fyzikální úpravně v oblasti Bytíz a od roku 1962 též na chemické úpravně v Mydlovarech. Po ukončení těžby byla část podzemí Dolu IV a jámy č. 16 využita v letech 1992 až 1998 pro vybudování kavernového zásobníku zemního plynu o kapacitě 620 000 m3. Doly jsou zlikvidovány, podzemí je zatopeno. Průsakové, drenážní, nadbilanční vody z odkaliště a oplachové vody z odvalů jsou zapouštěny
Těžba probíhala v letech 1953 až 1993. Bylo zde 5 jam a 167,4 km horizontálních důlních děl. Plocha dobývacího prostoru 7,2 km2. Hloubka dobývání 1200 m pod povrchem. Vytěženo celkem 4150,7 t uranu (kol. autorů, 1995-b). Ruda byla zpracovávána na chemické úpravně v Mydlovarech. Důl je zlikvidován, podzemí zatopeno, povrch částečně rekultivován. Odvaly odprodány a zpracovávány na drcené kamenivo. Provozována čistírna důlních vod s výhledem možného odstavení z důvodu posupně se stabilizujícího chemizmu vod. Důlní vody vyvěrají do terénu, jsou jímány, čištěny a vypouštěny do Hamerského potoka. I zde, stejně jako na ložisku Okrouhlá Radouň, je pro konečnou likvidaci zbytkové kontaminace vypouštěných důlních vod (obr. 5) připravovaná realizace mokřadu. Vody
83
PODZEMNÁ VODA
Obr. 4: Obsah U v důlní vodě v závislosti na hloubce a čase (Hájek, 2003) Fig. 4: Uranium content in the mine water - depending on the depth and time (Hájek, 2003)
Obr. 5: Průměrné obsahy Ra, U a celkové mineralizace v důlních vodách vybraných uranových ložisek Fig. 5: The average Ra, U and TDS contents in the mine water of select uranium deposits
84
XV 1/2009
PODZEMNÁ VODA budou z dolu vypouštěny do mokřadu vrtem na 2. patro, tím dojde ke snížení hladiny v dolovém poli a následnému odstranění divokých výronů do terénu. Horní Slavkov Těžba probíhala v letech 1948 až 1962. Bylo zde 26 jam, 33 štol a 2 odkaliště. Plocha dobývacího prostoru 21,7 km2. Vytěženo bylo 2668,3 t uranu. Ruda byla zpracovávána na gravitační úpravně Eliáš, Bratrství a na chemické úpravně v Nejdku. Důl je zlikvidován, podzemí zatopeno, povrch částečně rekultivován (stará zátěž). Dochází k trvalému výtoku kontaminovaných důlních vod (obr. 5) ze zatopeného dobývacího prostoru rudných a uranových dolů v lokalitě. Je zde vybudován nový odvodňovací systém a čistírna důlních vod s výpustí do vodoteče Stoka. Licoměřice Těžba probíhala v letech 1968 až 1982. V letech 1977 až 1985 se provádělo též na povrchu i v podzemí biologické vyluhování důlní vodou (pH = 3 – 4 s volnou H2SO4) a aerobními bakteriemi (Thiobacillus ferooxidentalis). Byly zde 2 jámy (z toho 1 slepá), 1 štola a horizontálních důlních děl. Plocha dobývacího prostoru byla 0,348 km2. Vytěženo bylo celkem 383,3 t uranu (kol. autorů, 1994). Důl je zlikvidován, podzemí zatopeno, povrch rekultivován. Provozována - čistírna důlních vod – odvoz vod a využitím kalů na Dolní Rožínku (stará zátěž). Vzhledem k riziku výronu kontaminovaných důlních vod (obr. 5) ze zatopeného dolu do terénu v ploše obce Licoměřice je prováděno jejich čerpání, čištění a následné vypouštění do vodoteče Kurvice. SHRNUTÍ POZNATKŮ Z DOSAVADNÍHO VÝVOJE KVALITY DŮLNÍCH VOD V OBDOBÍ PO LIKVIDACI DOLŮ V oblastech hlubinných, ale i povrchových dolů dochází po jejich zatopení k pozvolné stabilizaci režimu důlních vod. Dochází k proplachování důlních děl a rozvolněného horninového masivu, resp. zaplavování dříve dlouhodobě osušovaných důlních prostor. V počáteční fázi zatápění dolů dochází k rozpouštění solí usazených v důlních dílech / povrchových lomech / a v rozvolněných partiích hornin, dlouhodobě vystavených oxidaci. V době po zatopení ložiska je konečná hladinová úroveň udržována vyváděním nebo přirozeným výtokem důlních vod v objemu rovnajícím se jejich přirozenému přítoku. Objem obvykle kolísá v závislosti na srážkových poměrech v oblasti. Dynamický režim vod v celém ložisku se stabilizuje. Laterální proudění vod se děje pouze po průběžných horizontálních dílech s nejmenším odporem a to ve smě-
XV 1/2009 ru k jejich drenážnímu místu. Již v tomto okamžiku lze vyčlenit tří hloubková pásma důlních vod v ložisku (rozdělení je zkonstruováno z výsledků hloubkového vzorkování a karotážních měření a vztaženo na dobu ustáleného režimu vypouštění důlních vod): • Pásmo dotace průsakovými atmosférickými vodami. Srážkové vody tvoří příhladinovou vrstvu vod se silně sníženou koncentrací rozpuštěných látek. Pokud jsou důlní díla odvodněna přirozeným výronem do terénu, dochází k relativně rychlému ustálení rovnováhy a vytékající vody se kvalitou blíží srážkovým vodám, i když v hlubších partiích dolu mají důlní vody vyšší koncentrace látek. • Pásmo drenážních důlních děl odvádějících vody k místu jejich vyvedení. Příklad ložisko Příbram (důlní vody vyváděny z jámy č. 19 na okraji ložiska, která je propojena s důlními díly prakticky až na 15 patře; dochází k promývání obrovských mas důlních vod a dosažení jejich kvality na úrovni možné k vypouštění do vodoteče bez čištění je řádově v desítkách let), jáma Jindřich II (RUD), Vodní jáma Jeremenko a Žofie v OKR aj. • Pásmo stagnující vody hlubokých pater se nalézá v hlubokých partiích ložisek a jsou prakticky bez pohybu. Pouze termické proudění může ve volných vertikálních hlavních důlních dílech vynášet tuto vodu do pásma drenážních důlních děl s dynamickým režimem. V rámci grantu GAČR č. 105-090808 jsou zkoumány metody separátního vyvádění těchto vody za účelem získávání užitkové složky. Pokud likvidace dolu neprobíhala metodou systematické likvidace zaplňováním důlních děl samotuhnoucí směsí, jak bylo např. aplikováno na Dole Jan Šverma v Žacléři, je nutno očekávat v prvních polikvidačních fázích řízené / neřízené výtoky důlních vod v místech drenážní úrovně s velmi silně alterovaným chemismem. Kontaminační zatížení těchto vod může dosahovat i havarijních stavů v ohrožení kvality příslušného povrchového toku. Časově se jedná o léta až desetiletí tohoto stavu v závislosti na intenzitě a hloubkovém dosahu infiltrace průsakových vod, promývajících stařiny opuštěných důlních děl, a na celkovém objemu zatopených stařin s cirkulujícími vodami. PODĚKOVÁNÍ Zpracováno v rámci řešení grantu GAČR č. 105–09– 0808 „Výzkum surovinově-energetického využití potenciálu důlních vod zatopených uranových dolů“ a v rámci výzkumného záměru MŠMT ČR č. MSM 4456918101 „Výzkum fyzikálně chemických vlastností hmot dotčených těžbou a užitím uhlí a jejich vlivů na životní prostředí v regionu severozápadních Čech“.
85
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
LITERATURA GRMELA, A., RAPANTOVÁ, N. 2008: Zhodnocení rizik výstupu důlní vody na povrch terénu. Zkušenosti z jiných lokalit. Manuskript - zpráva VŠB-TUO, HGF, HS č. 541824 pro Green Gas DPB, a.s., Paskov. Ostrava 30. 11. 2008, 59 s. HÁJEK, A. 2003: Analýza zaplavování uranových dolů v České republice. Manuskript – archiv DIAMO, s. p., Stráž pod Ralskem. HALÍŘ, J. 2005: Důl Kohinoor II – hydrogeologické zhodnocení. Manuskript – archiv VÚHU a.s. Most, arch. č. OGTR/028/2005. HALÍŘ, J., PLETICHOVÁ, M. 2007: Problematika stařinové zvodně v centrální části severočeské hnědouhelné pánve. Uhlí, rudy, geologický průzkum, ročník 55-55-49, č. 4/2007, s.14-18, ISSN 1210-7697 HALÍŘ, J., ŽIŽKA, L. 2008: The Problems of the self-fill Aquifer in the Central Part of the North Bohemian Brown Coal Basin in the Czech Republic. In: Conference Proceedings Water Resource System Management under Extreme Conditions, Moskva, Ruská federace 06/2008, ISBN 978-5-9900677-6-9 JELÍNEK, P., GRMELA, A. 2001: Vývoj změn chemismu důlních vod v závislosti na zatápění Ostravské dílčí pánve v OKR. In: Sborník XI. národní hydrogeologický kongres Ostrava, s. 195-198, ISBN 80-7078-855-0 Kolektiv autorů 1991: Závěrečná zpráva k likvidaci ložiska Okrouhlá Radouň. Manuskript – archiv DIAMO, s.p., o. z. SUL Příbram Kolektiv autorů 1993: Závěrečná zpráva o ložisku Vítkov II. Manuskript – archiv DIAMO, s.p., o. z. SUL Příbram Kolektiv autorů 1994: Dokumentace EIA – Rekultivace Licoměřice. Vyhodnocení monitoringu ŽP za uplynulé roky. Manuskript – archiv DIAMO, o. z. Kolektiv autorů 1995-a: Závěrečná zpráva ložiska Příbram. Manuskript – archiv DIAMO, s.p., o. z. SUL Příbram Kolektiv autorů 1995-b: Závěrečná zpráva k ložisku Zadní Chodov. Manuskript – archiv DIAMO, s.p., o. z. SUL Příbram Kolektiv autorů 2003: Rudné a uranové hornictví České republiky. Manuskript – archiv DIAMO, s. p. Vydavatelství ANAGRAM s.r.o. Ostrava ZEMAN, J., KOPŘIVA, A., ČERNÍK, M., SLOVÁK, J. 2005: Využití poznatků o geochemickém vývoji pro volbu vhodné strategie nakládání s důlními vodami, optimalizaci technologie čištění a pro krátkodobá a dlouhodobá opatření při minimalizaci rizik pro zdraví člověka a zasažené ekosystémy. In: Sanační technologie VII. Uherské Hradiště, Vodní zdroje EKOMONITOR, s. 73-76, ISBN 80-86832-11-2
SUMMARY The mining water regime stabilizes gradually after the deposit flooding at the underground mines and also at the surface mines. The mine works and the rock mass are rinsed or drew out. Sooner these mine works were dried up long-lastingly. The salts which sedimented at the mine works (and at the surface mine works) are diluted. The rocks were oxidated long-time and salts are also diluted from water that infiltrates through the rocks (Fig. 1). After the deposit is flooded, the final level of underground water is kept by the draining and by the outlet of the mining water. The capacity of the mining water is equal to the natural supply. The capacity is usually variable and it depends on a local rainfalls. The dynamic regime of water is stabilized at the whole deposit. The lateral flowing occurs only at the horizontal works with the lowest resistance. The water flows in the direction of the drainage place (Fig. 3). We can already see three depth-in levels of the mining water at this moment: • The zone of the filtration rainwater supply. Rainwater creates a zone, which is close to a water level, and this zone has very low concentration of dissolved substances (Grmela, Rapantová, 2008). If the mining works are drainaged naturally and mining water goes to a ground, the relatively fast stabilization of the balance happens, and the quality of the flown-out water is near to the quality of rainwater, although the concentration of the substances in water is higher at deeper parts of the mine. • The zone of the drained mining works. These works carries away water through abandoned mining works. The water flowed towards the place of the removal of the water (Fig. 1, Tab. 1) – Zeman et al., 2005. • The zone of the water in the deep levels. This zone is in deep parts of the deposit. The water is practically stagnant. This water is raised by the thermal flowing to the zone of the drain water with the dynamic regime (Hájek, 2003). The water goes through main vertical empty mining works (Fig. 4, Fig. 5). If the liquidation was not done by the method of the filling with self-solidifying ash mixtures and systematically (like it was done for example at the mine Jan Šverma, Žacléř), it is necessary to count on the outflows of mining water at the places of the drain level. These outflows will namely happen in the phase after liquidation. They will be controlled or uncontrolled and mining water will have very altered chemism. The contamination can be so high that it can cause the critical states and mining water can affect the quality of the surface flow. These conditions can last from many years to many decades. This depends on an intensity and depth of the infiltration of the water that rinse old and abandoned workings. This also depends on the summary volume of an old and an abandoned workings that contends circulated water.
86
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
ZOSTAVOVANIE ZÁKLADNÝCH HYDROGEOCHEMICKÝCH MÁP NA SLOVENSKU – CESTA K JEDNOTNÝM DIGITÁLNYM PODKLADOM COMPILATION OF BASIC HYDROGEOCHEMICAL MAPS IN SLOVAKIA – TOWARDS THE UNIFIED DIGITAL PRESENTATION Jo zef Ko rdík , Igor Slaninka ABSTRACT In Slovakia, hydrogeochemical maps have been prepared for more than 35 years. By the 1990’s, only printed hydrogeochemical maps were compiled. A new generation of digital hydrogeochemical maps were prepared after 1994. However, the unified digital presentation of hydrogeochemical information in the maps is common only from 2005, when Kordík and Slaninka prepared new internal rule for compilation of basic hydrogeochemical maps at a scale 1:50 000. The uniform principles discussed in the paper follows the requests of the Directive on the processing and delivering of the results in geographical information system and the Directive on the hydrogeochemical map compilation. Hydrogeochemical maps serve basically an information on chemical status and qualitative properties of groundwater. The main information value in uniform information system can be divided into the basic information layers concerning qualitative properties, water management characteristics, geochemical properties (groundwater genesis) and database (chemical analyses). The new generation of maps with stress on its information value represents state of art technique which can be user friendly enough to be used by public as well as wide scientific community dealing with water management issue. KEY WORDS Groundwater, Hydrogeochemical Map, Database, Quality, Geographical Information Systems KĽÚČOVÉ SLOVÁ Podzemná voda, hydrogeochemická mapa, databáza, kvalita, geografický informačný systém
ÚVOD Výrazný rozvoj informačných technológií ovplyvňuje prakticky všetky oblasti ľudskej činnosti, nevynímajúc prírodné vedy vrátane geológie. Geoinformačné technológie sú nástrojom na efektívnu manipuláciu, spracúvanie, archiváciu a využívanie priestorových údajov. V zmysle „Smernice Ministerstva ŽP SR z 13. apríla 2000 č. 2/2000 o zásadách spracovania a odovzdávania úloh a projektov v Geografickom informačnom systéme“ je požadované analógové údaje a výstupy (tlačené mapy a iné) doplniť digitálnym spracovaním, ktoré je nositeľom komplexnejšej a flexibilnejšej informácie. Jednou z limitácií tejto Smernice je jej všeobecné zameranie, ktoré nezohľadňuje špecifiká jednotlivých geologických úloh (Kordík, Slaninka, 2005). V praxi s tým súvisia dosť výrazné rozdiely odovzdávaných výstupov geologických úloh rovnakého, resp. podobného zamerania. Napríklad pre spracovávanie máp „Geofaktorov životného prostredia“
(Vrana, 1991) nebola vypracovaná jednotná záväzná metodika odovzdávania výsledkov v GIS a podobne aj zostavované základné, príp. účelové hydrogeochemické mapy zvyčajne ponúkajú rôznu informačnú hodnotu v závislosti od riešiteľského kolektívu a účelu študovanej problematiky. V rámci geologického výskumu a prieskumu bola vo forme GIS navrhnutá napríklad štruktúra priestorovej databázy informačnej vrstvy pre digitálnu vektorovú mapu inžinierskej rajonizácie v malých a stredných mierkach 1:200 000 až 1:10 000 a podobným spôsobom boli spracované napr. mapy významných geologických faktorov životného prostredia, náchylnosti území na zosúvanie a iné (Pauditš et al., 2000). Základné princípy zostavenia digitálnych máp kvality prírodných vôd navrhli Kordík, Slaninka (2005). Na území Slovenska sa realizovali a realizujú predovšetkým dve línie tvorby máp zaoberajúcich sa problematikou chemického zloženia podzemných vôd.
RNDr. Jozef Kordík, PhD.; RNDr. Igor Slaninka, PhD. Štátny geologický ústav Dionýza Štúra, Mlynská dolina 1, 817 04 Bratislava,
[email protected],
[email protected]
87
PODZEMNÁ VODA Prvou sú základné hydrogeochemické mapy vo väzbe na tvorbu základných hydrogeologických máp v mierkach 1:200 000, resp. 1:50 000. Druhú skupinu tvoria mapy kvality prírodných vôd v mierke 1:50 000, ktoré sú ale obsahovo aj účelovo inak zamerané. Zatiaľ čo do roku 1991 boli u nás zostavované prakticky len klasické tlačené formy rôznych typov hydrogeochemických máp, po roku 1991 nastal posun predovšetkým v smere zostavovania digitálnych mapových podkladov a neskôr aj jednoduchých informačných systémov k príslušným mapovým dielam. V prvej časti príspevku je uvedený prehľad a vývoj zostavovania klasických tlačených foriem hydrogeochemických máp na Slovensku, resp. informácie o prvých digitálnych základných hydrogeochemických mapách v mierke 1:50 000 zostavovaných v období 1994 - 1999, ktorých prezentačná hodnota ešte nebola jednotná. Na základe aktuálnych potrieb v hydrogeochémii a rozvoja výpočtovej techniky bol pre interné potreby zostavovania ďalšej série základných hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000 v období po roku 2002 Kordíkom a Slaninkom (2005, nepublikované) zostavený záväzný postup, resp. forma ich odovzdávania v digitálnej podobe aj so zohľadnením informačnej hodnoty týchto mapových diel. Princípy tohto záväzného postupu sú zhrnuté v druhej časti príspevku. Systém prihliada na komplexnosť informácie, ktoré hydrogeochemická mapa vyžaduje a zvyšuje jej informačnú hodnotu členením údajov v relačnej databáze s možnosťou vzájomného prepájania tabuliek údajov vzťahujúcich sa na mapové objekty. Spôsob poskytovania informácií v zmysle diskutovaných princípov umožňuje využitie mapových a grafických informácií v databáze a ďalšie analytické a syntetické spracúvanie v prostredí geoinformačných systémov. PREHĽAD A VÝVOJ ZOSTAVOVANIA TLAČENÝCH HYDROGEOCHEMICKÝCH MÁP NA SLOVENSKU Za najstaršie hydrogeochemické mapy komplexného charakteru je možné považovať „Mapy chemizmu podzemných vôd v mierke 1:200 000“, ktoré vznikali v rámci zostavovania základných hydrogeologických máp v mierke 1:200 000. Počas rokov 1971 až 1978 bolo v rukopisnej forme týmito mapami pokryté celé územie Slovenska, pričom pri zostavovaní každého z 12 mapových listov bol aplikovaný rovnaký metodický postup. Mapy boli tlačou vydané o desaťročie neskôr – v rokoch 1983 až 1991. Zodpovednými redaktormi jednotlivých listov pre územie Slovenska boli: list 44 Bratislava – Kullman et al. (1973), list 34 Znojmo – Kullman et al. (1974), list 27 Poprad – Hanzel et al. (1974), list 46-47 Lučenec, Rimavská Seč – Škvarka et al. (1975), list 37 Košice – Hanzel et al. (1975), list 35 Trnava – Kullman et al. (1975), list 38 Michalovce – Škvarka et al. (1976), list 26 Žilina – Zakovič et al. 88
XV 1/2009 (1976), list 25 Gottwaldov – Jetel (1991), list 45 Nitra – Franko et al. (1976), list 28 Svidník – Zakovič et al. (1977) a list 36 Banská Bystrica – Kullman et al. (1978). Autormi záverečnej správy o celom priebehu zostavovania „základných hydrogeologických máp“ a „máp chemizmu podzemných vôd“ v mierke 1:200 000 boli Kullman, Gazda (1978). Hydrogeocheomické mapy v mierke 1 : 200 000 predstavujú prvé základné informácie v rámci komplexného zobrazenia hydrogeochemických pomerov. Farbou v ploche sú vyjadrené chemické typy podzemnej vody podľa prevládajúcich katiónov a aniónov, intenzitou farby stupeň celkovej mineralizácie podzemnej vody, podkladovým rastrom a indexami chemické typy podzemnej vody v zmysle klasifikácie Gazdu (1972) a rímskymi číslami chemické typy podzemnej vody v zmysle Alekinovej klasifikácie (Alekin, 1970). Samostatným symbolom sú v mapách zobrazované napr. pramene minerálnych a termálnych vôd, podzemné vody s anomálnym chemickým zložením a pod. Nakoľko územie Slovenskej republiky bolo doposiaľ úplne pokryté len hydrogeologickými a „hydrogeochemickými“ mapami v mierke 1 : 200 000, tieto mapy spolu s textovými vysvetlivkami (spracované však len pre 6 mapových listov) predstavujú dodnes zdroj najzákladnejších informácií o hydrogeologických a hydrogeochemických pomeroch jednotlivých regiónov Slovenska. Okrem uvedených máp chemizmu podzemných vôd v mierke 1:200 000 boli v 60-tych, resp. 70-tych rokoch minulého storočia zostavované aj ďalšie účelové hydrogeochemické mapy (napr. Pospíšil, Gazda, 1967; Kullman et al., 1972; Kullman, Gazda, 1973; Hanzel, Gazda, 1973; Orvan et al., 1974; Hanzel et al., 1979, 1981; Dovina et al., 1980; Gazda et al., 1982), resp. začiatkom 80-tych rokov hydrogeochemické mapy zväčša ako príloha k záverečným správam vyhľadávacích hydrogeologických prieskumov (Šalaga et al., 1983; Šalagová et al., 1983). Metódy zostavovania hydrogeochemických máp v tomto období boli rôzne, pričom v niektorých prípadoch boli využité podobné metodické princípy ako pri zostavovaní máp chemizmu podzemných vôd v mierke 1:200 000. V ďalšom období (pred rokom 1991) boli na území Slovenska zostavované predovšetkým účelové hydrogeochemické mapy v mierke 1:50 000, ktoré tvorili samostatné prílohy k záverečným správam regionálnych hydrogeologických výskumov (napr. Chochol et al., 1984, Kullman et al., 1985, Malík et al., 1986, Malík et al., 1990), príp. vyhľadávacích hydrogeologických prieskumov spojených s výpočtom prírodných zdrojov a využiteľných množstiev podzemných vôd (Dovina et al., 1985a). Zostavenie hydrogeologických a hydrogeochemických máp spolu s textovými vysvetlivkami bolo ďalej realizované v regiónoch severnej časti Košickej kotliny a Slanských vrchov (Jetel et al., 1989), Myjavskej pahorkatiny, Brezovských a Čachtických
PODZEMNÁ VODA Karpát (Čechová et al., 1990), Chočských a Skorušinských vrchov (Dovina et al., 1990), Nízkych Tatier (Kullman et al., 1983; Dovina et al., 1985b; Hanzel et al., 1990), Hornádskej kotliny (Jetel et al., 1990), v. časti Cerovej vrchoviny a Rimavskej kotliny (Zakovič et al., 1989) a Lučeneckej kotliny (Škvarka, Bodiš, 1988). Samostatne sú hydrogeochemické mapy v mierke 1:50 000 archivované napr. v prácach Rapant, Vrana (1983, 1985) a Vrana et al. (1984, 1987). Zostavovanie hydrogeochemických máp v 80-tych rokoch minulého storočia v zásade vychádzalo z metodiky navrhnutej v rámci regionálneho geochemického výskumu podzemných vôd (Vrana, Rapant, 1985 in Gbelský et al., 1985). Farbou v ploche sú v týchto mapách vyjadrované chemické zloženie vôd (vyhranené, nevyhranené, zmiešané typy), resp. podkladovým rastrom genetické typy podzemných vôd v zmysle klasifikácie Gazdu (1974). Kontúrovými značkami sú zobrazované napr. hranice vyhranených a nevyhranených typov chemického zloženia, izolínie distribúcie celkovej mineralizácie atď. Bodové značky vyjadrujú lokalizácie odberových miest podzemných obyčajných, príp. minerálnych a termálnych vôd, ku ktorým sú symbolom uvedené základné informácie typu číslo dokumentačného bodu, hodnota celkovej mineralizácie, geologická značka kolektoru podzemnej vody, obsah prevládajúcich zložiek atď. Z ďalších účelových hydrogeochemických máp odovzdávaných zvyčajne vo forme príloh k záverečným správam vyhľadávacích, resp. predbežných hydrogeologických prieskumov je možné uviesť práce Orvan et al. (1981), Halešová et al. (1982), Bačová et al. (1984), Bím et al. (1986), Orvan et al. (1995a,b,c). Väčšina z uvedených prác obsahuje veľmi cenné informácie o chemickom zložení a kvalite podzemných vôd. Miera ich kompatibility so základnými hydrogeochemickými mapami v mierke 1:50 000 zostavovanými od roku 1994 je však vzhľadom na nejednotnosť metodických postupov rôzna. Súčasťou mapových diel je cenný a v mnohých prípadoch v príslušnom období reprezentatívny dokumentačný materiál (chemické analýzy) archivovaný na Odbore informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), ktorý však vo väčšine prípadov nebol digitálne spracovaný (osobné skúsenosti autorov). V období rokov 1991 – 1993 bolo podľa novej jednotnej metodiky zostavených prvých 11 hydrogeologických máp v mierke 1:50 000 (Branisko, Šarišská vrchovina, Levočské vrchy, Krivánska Malá Fatra, Chvojnická pahorkatina, Hornonitrianska kotlina, Zvolenská kotlina, Breznianska kotlina, severná časť Záhorskej nížiny, Spišská Magura, sz. svahy Pezinských Karpát). Veľkou škodou je, že k týmto mapám neboli zostavené hydrogeochemické ekvivalenty a prehľad hydrogeochemických pomerov bol len súčasťou textových vysvetliviek (Malík et al., 2004).
XV 1/2009 ZÁKLADNÉ HYDROGEOCHEMICKÉ MAPY V MIERKE 1:50 000 ZOSTAVENÉ V OBDOBÍ 1994 – 1999 V nadväznosti na progres v spracovaní geochemických informácií počítačovým spôsobom a na základe aktuálnej úrovne odborného prístupu bol začiatkom 90-tych rokov minulého storočia vypracovaný návrh metodiky zostavovania hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000 (Rapant, Bodiš 1994). Pre mapy tejto generácie bolo potrebné previazať jednotnú metodiku pre hydrogeochemické mapy s metodikou pre hydrogeologické mapy v tej istej mierke tak, aby oba súbory máp vo vzájomnej súvislosti odrážali kvalitatívne a kvantitatívne charakteristiky podzemných vôd v zobrazovanom území. Po prehodnotení metodických princípov zostavovania máp na základe skúseností v priebehu vypracovávania prvých mapových diel boli metodiky zostavovania základných hydrogeologických a hydrogeochemických máp prepracované do výslednej podoby (Malík et al., 2003; Rapant, Bodiš, 2003; Smernica MŽP SR č. 9/2004). V rokoch 1994-1999 (Malík et al., 2004) boli zostavené dvojlistové základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy v mierke 1:50 000 nasledovných regiónov (obr. 1): Čierna Hora (Zakovič et al., 1997), Pezinské Karpaty (Hanzel et al., 1999), severovýchodná časť Podunajskej nížiny (Malík et al., 1999), východná časť Veľkej Fatry (Malík, Kordík, 1999), južná časť Záhorskej nížiny (Marcin et al., 1995), Ľubovnianska vrchovina (Jetel, 1999) a severná časť Spišsko-gemerského rudohoria (Scherer et al., 1999). Cieľom základných hydrogeochemických máp bolo komplexne zistiť, opísať a vyhodnotiť chemické zloženie a kvalitatívne vlastnosti podzemných vôd. Plošne sú v mapách vyjadrené predovšetkým kvalitatívne a geochemické kritériá. Bodovými značkami sú znázornené miesta odberov vzoriek vôd so špecifikáciou zdroja odberu vody, typu zdroja a rozsahu analýzy. Symbolmi sú vyjadrené doplnkové hydrogeochemické charakteristiky (vody anomálnej kvality, charakter znečisťujúcich látok). Mapové diela z tejto edície boli prvý krát kompletne spracované aj do digitálnych podkladov. V tomto období bol však pohľad jednotlivých autorov a zostavovateľov máp na informačnú hodnotu poskytovných informácií rôzny. Kompromisom pri poskytnutí informácií z tejto mapovej edície bolo vydanie CD nosiča vo forme jednoduchého informačného systému (Malík (Ed.), 2001). Obsah CD-disku je možné sprístupniť v prostredí operačného systému Windows pomocou programu Internet Explorer (prehliadač HTML stránok). Pri spustení START.HTM sa otvorí úvodná stránka s mapou Slovenska a s vyznačením spracovaných regiónov. Jednoduchým kliknutím myši nad zvoleným regiónom sa objaví hlavná hydrogeologická mapa daného regiónu, v rámci ktorej mapy je možné otvoriť 89
PODZEMNÁ VODA aj okno so zobrazením hydrogeochemickej mapy a vysvetliviek. V rámci hlavných máp je možné interaktívne prezeranie vybraných databázových údajov hydrogeologických a hydrogeochemických informácií. V zmysle metodiky Rapant, Bodiš (1994) boli v rámci vyhľadávacieho hydrogeologického prieskumu spracované aj niektoré ďalšie regióny: napr. Mezo-
XV 1/2009 zoikum západnej časti Slovenského krasu, Železníckeho podhoria a časti Licinskej pahorkatiny (Bodiš in Malík et al., 2000), Vtáčnik a Pohronský Inovec (Bučeková et al., 2001), Považský Inovec (Slaninka in Scherer et al., 2004).
Legenda: Zostavené aprobované základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy (1994 – 1999): 1 – južná časť Záhorskej nížiny, 2 – Pezinské Karpaty, 3 – severovýchodná časť Podunajskej nížiny, 4 – východná časť Veľkej Fatry, 5 – severná časť Spišskogemerského Rudohoria, 6 – Čierna Hora, 7 – Ľubovnianska vrchovina Zostavené aprobované základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy (2002 – 2006): 8 – Podunajská rovina – Žitný ostrov, 9 – Žiar, 10 – Turčianska kotlina, 11 – západná časť Veľkej Fatry, 12 – Ipeľská kotlina, 13 – Muránska planina, 14 – Čergov, 15 – Medzibodrožie, 16 – Vihorlat Rozpracované základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy (2007 – 2011): Žitavská pahorkatina a Pohronský Inovec (17), Slovenský kras (18), Rimavská kotlina (19), Bukovské vrchy (20), Bánovská kotlina (21), Žiarska kotlina (22), Súľovské vrchy a Žilinská pahorkatina (23), Slovenský raj (24), Východná časť Cerovej vrchoviny a Gemerské terasy (25) a Severná časť Podunajskej roviny (26) Obr. 1: Základné hydrogeologické a hydrogeochemické mapy v mierke 1:50 000 zostavované ŠGÚDŠ na území Slovenska od roku 1994 Fig. 1: Basic hydrogeochemical maps at a scale 1:50 000, prepared by SGUDS in the Slovak territory since 1994
90
PODZEMNÁ VODA PRINCÍPY ZOSTAVOVANIA JEDNOTNÝCH DIGITÁLNYCH PODKLADOV ZÁKLADNÝCH HYDROGEOCHEMICKÝCH MÁP V MIERKE 1:50 000 V rokoch 2002 – 2006 prebiehalo zostavovanie základných hydrogeologických a hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000 pre ďalších 9 regiónov Slovenska (obr. 1): Medzibodrožie (Bajtoš et al., 2004), Vihorlat (Olekšák et al., 2006), pohorie Žiar (Černák et al., 2004), pohorie Čergov (Marcin et al., 2005), Muránska planina (Švasta et al., 2004), západná časť Veľkej Fatry (Malík et al., 2006), Turčianska kotlina (Michalko et al., 2005), Ipeľská kotlina (Scherer et al., 2005) a región Podunajská rovina – Žitný ostrov (Benková et al., 2005). V súčasnom období (2007 – 2011) je na ŠGÚDŠ realizovaná geologická úloha zameraná na zostavenie základných hydrogeologických a hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000 pre ďalších 10 regiónov (obr. 1): Žitavská pahorkatina a Pohronský Inovec, Slovenský kras, Rimavská kotlina, Bukovské vrchy, Bánovská kotlina, Žiarska kotlina, Súľovské vrchy a Žilinská pahorkatina, Slovenský raj, Východná časť Cerovej vrchoviny a Gemerské terasy a Severná časť Podunajskej roviny. Ako už bolo uvedené, základné hydrogeochemické mapy plošne zobrazujú najdôležitejšie kvalitatívne a geochemické charakteristiky podzemných vôd prvého zvodneného kolektora pri povrchu, príp. ďalších významných zvodnených kolektorov uložených hlbšie pod povrchom a sú zostavované v zmysle metodiky (Rapant, Bodiš, 2003). S cieľom ujednotiť odovzdávanie výsledkov základných hydrogeochemických máp, Kordík a Slaninka (2005, nepublikované) zostavili záväzný interný postup, v ktorom je dôraz kladený aj na digitálnu prezentáciu informačnej hodnoty mapových diel. Jednotný postup vychádza z toho, že všetky základné informácie uvedené v hydrogeochemickej mape je potrebné spracovať vo forme samostatných tematických vrstiev, ktoré sa skladajú z grafických, databázových a popisných digitálnych údajov. Podľa pravidiel zostavovania informačných systémov (Smernica Ministerstva ŽP SR z 13. apríla 2000 č. 2/2000 o zásadách spracovania a odovzdávania úloh a projektov v Geografickom informačnom systéme) musí byť jednotnosť tematickej vrstvy zachovaná v spôsobe zobrazovania objektu vo vrstve (bodový, líniový, polygónový) a v spôsobe jeho charakterizovania v pripojenej databáze. Za hlavné informačné vrstvy základnej hydrogeochemickej mapy diskutované ďalej v texte boli navrhnuté: • kvalitatívne vlastnosti podzemných vôd, • geochemická charakteristika prostredia obehu podzemných vôd, • vodohospodárska charakteristika podzemných vôd,
XV 1/2009 • databáza chemického zloženia podzemných vôd., V zmysle požiadaviek Smernice MŽP SR č. 9/2004 medzi ďalšie povinné informácie prezentované v základnej hydrogeochemickej mape patria najmä bodové značky a symboly (miesta zdrojov antropogénneho znečistenia, podzemné vody anomálnej kvality, charakter znečisťujúcich a vodohospodársky významných zložiek a iné), líniové a kontúrové objekty (napr. ohraničenie plošne vymedzených charakteristík) a prídavné mapy vyjadrujúce distribúciu vodohospodársky významných zložiek vo vodách. Ukážka základnej hydrogeochemickej mapy v mierke 1:50 000 (bez vyjadrenia kvality podzemných vôd farebne v ploche) je prezentovaná na obr. 2. Informačná vrstva – kvalitatívne vlastnosti podzemných vôd Kvalitatívne vlastnosti podzemných vôd sa znázorňujú farbou v ploche (polygón, plošná entita). Vychádzajú z porovnania jednotlivých analýz podzemných vôd s definovanými kritériami v zmysle Nariadenia vlády SR č. 354/2006 Z.z., ktorým sa ustanovujú požiadavky na vodu určenú na ľudskú spotrebu. Na základe príslušnosti podzemných vôd do definovaných tried kvality sa mapované územie člení na oblasti s rovnakou triedou kvality vôd, pričom definovaných môže byť maximálne 8 tried kvality podzemných vôd (A až H). Každá základná tematická jednotka predstavujúca možné kombinácie 8 tried kvality podzemných vôd má uvedený v poli kvalita_ID označenie kvality v mape (tab. 1). Nakoľko grafické entity s rovnakou triedou kvality podzemných vôd nemusia obsahovať identickú informáciu o kvalitatívnych vlastnostiach a charaktere znečistenia prostredia (v poli kvalita_popis), k tejto tematickej vrstve nie je navrhovaná kódovacia tabuľka. Cez pole kvalita_vyclenenie je možné získať doplňujúce informácie o spôsobe vyčleňovania tried kvality podzemných vôd, najmä informácie o fyzikálno-chemických ukazovateľoch a limitných hodnotách vo vodách, ktoré sú z pohľadu vyčleňovania tried kvality najdôležitejšie. Príklad prezentovaných informácií o kvalitatívnych vlastnostiach podzemných vôd je uvedený na obr. 3. Červenou farbou v ploche (na obr. 3 najtmavšia plocha) je ako príklad vyjadrená najhoršia kvalita triedy H vplyvom komunálneho a poľnohospodárskeho znečistenia. Informačná vrstva – vodohospodárska charakteristika podzemných vôd Vodohospodárske kritériá vyjadrujú vhodnosť surovej podzemnej vody z hľadiska jej upraviteľnosti na pitnú vodu. Chemické zloženie podzemnej vody z jednotlivých vzoriek sa porovná s hodnotami medznej koncentrácie uvedenými vo Vyhláške Ministerstva ŽP 91
PODZEMNÁ VODA č. 636/2004 Z.z., ktorou sa ustanovujú požiadavky na kvalitu surovej vody a na sledovanie kvality vody vo verejných vodovodoch a určí sa kategória ich upraviteľnosti. V pôvodnej STN 75 7214 bola upraviteľnosť rozdelená do kategórií A, B, C, D, v aktuálnej Vyhláške MŽP SR č. 636/2004 Z.z. je rozdelená do kategórií A1, A2, A3). Pomocou kontúr a symbolov sa územie rozčleňuje na oblasti s rovnakou kategóriou upraviteľ-
XV 1/2009 nosti podzemných vôd. Každá základná tematická jednotka predstavujúca možné kombinácie 4 vodohospodárskych kritérií vôd (A1, A2, A3, resp. neupraviteľná podzemná voda) má uvedený v poli vodohosp_krit_ID číselný kód 1-4 (tab. 2). Bližšie informácie o vodohospodárskej charakteristike podzemných vôd sú vyjadrené v popise osobitosti prostredia (vodohosp_krit_popis).
Obr. 2: Ukážka základnej hydrogeochemickej mapy Ipeľskej kotliny v mierke 1:50 000 (Slaninka in Scherer et al., 2005) Fig. 2: Example of basic hydrogeochemical map of the Ipeľská kotlina Basin at a scale 1:50 000 (Slaninka in Scherer et al., 2005)
92
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Tab. 1: Štruktúra informačnej vrstvy „Kvalitatívne vlastnosti podzemných vôd“ Tab. 1: Structure of information layer „ Qualitative properties of groundwater“
Názov poľa
Dátový typ
Charakteristika a opis dátového poľa
ID kvalita_ID kvalita_popis kvalita_vyclenenie
Integer Char(2) Char(200) hyperlink
jedinečný databázový identifikátor grafickej entity (1...n) označenie triedy kvality podzemnej vody v mape (A až H) Popis kvalitatívnych vlastností a charakteru znečistenia prepojenie na schému vyčleňovania tried kvality podzemných vôd v zmysle Rapant – Bodiš (2003)
Obr. 3: Príklad poskytovaných informácií v rámci základnej hydrogeochemickej mapy v mierke 1:50 000 (spracované podľa Slaninka in Scherer et al., 2005) Fig. 3: Example of presented information obtained from basic hydrogeochemical map at a scale 1:50 000 (following Slaninka in Scherer et al., 2005)
93
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Tab. 2: Štruktúra informačnej vrstvy „Vodohospodárska charakteristika podzemných vôd“ Tab. 2: Structure of information layer „Groundwater characteristics for water management“
Názov poľa ID vodohosp_krit_ID
Dátový typ Integer Integer
vodohosp_krit _popis
Char(254)
Charakteristika a opis dátového poľa jedinečný databázový identifikátor grafickej entity (1...n) kód environmentálnej charakteristiky (1...4) popis osobitosti prostredia
Informačná vrstva – geochemická charakteristika prostredia obehu podzemných vôd Geochemická charakteristika prostredia obehu podzemných vôd vychádza z prírodných daností regiónu. Je vyjadrená formou vyčlenenia hydrogeochemických skupín podzemných vôd, ktoré sú v mape znázornené čiernym rastrom v ploche. Vyčlenené hydrogeochemické skupiny vôd predstavujú oblasti s rovnakými genetickými a chemickými typmi vôd, určitým rozpätím hodnôt celkovej mineralizácie vôd a podobnými vlastnosťami horninového prostredia obehu vôd. Genetické typy vôd vyjadrujú pôvod rozpustných látok vo vode. Rozlišuje sa prírodne (Gazda, 1974) a antropogénne (Rapant, 2001) podmienený pôvod obsahov prvkov a zložiek chemického zloženia v podzemných vodách. Doplňujú sa Gazdovými charakteristikami (napr. A2 výrazný, S2(SO4) nevýrazný, A2-A1 prechodný typ podzemnej vody – Gazda, 1972). Chemické typy vôd sú podľa prevládajúcich iónov vyjadrené symbolmi prvkov a zložiek podľa výsledkov chemickej analýzy, napr. Ca-HCO3 typ. Intervaly hodnôt celkovej mineralizácie sa vyčleňujú na základe matematicko-štatistického spracovania údajov. Pri geologickej charakteristike sa uvedie základná charakteristika horninového prostredia a typ priepustnosti zvodneného kolektora. Z uvedeného
vyplýva, že každá základná tematická jednotka (tab. 3) popisuje pôvod rozpustených látok vo vode (polia geneticky_typ, resp. gazda_charakt), chemický typ vody (pole chemicky_typ), prevládajúce hodnoty celkovej mineralizácie (pole celkova_mineralizacia) a horninové prostredie kolektora (pole hornin_prostredie). Informácia o horninovom prostredí kolektora musí byť previazaná s informáciami uvedenými v príslušnej základnej hydrogeologickej mape. Príklad poskytovaných informácií v rámci tejto tematickej vrstvy je uvedený na obr. 3, kde je zobrazená geochemická skupina Q3 (petrogénna silikátovo-karbonátogénna mineralizácia podzemných vôd s A2 základným výrazným, Ca-Mg-HCO3 typom chemického zloženia). Informačná vrstva – databáza chemického zloženia podzemných vôd Databáza chemického zloženia podzemných vôd je veľmi dôležitou a v zmysle metodiky povinnou súčasťou mapy prezentujúcou výsledky výskumu a prieskumu. Databázu reprezentuje dokumentačný materiál predstavujúci predovšetkým chemické analýzy vzoriek podzemných vôd použitých pri konštrukcii hydrogeochemickej mapy. Významná informačná hodnota, ktorú primárna databáza prezentuje, podlieha viacerým limitáciám, ktoré je nevyhnutné zohľadniť pri členení
Tab. 3: Štruktúra informačnej vrstvy „Geochemická charakteristika zvodneného prostredia“ Tab. 3: Structure of information layer „Geochemical characteristics of aquifer“
Názov poľa ID GchChar_ID
Dátový typ Integer Integer
geneticky_typ
Char(20)
gazda_charakt
Char(30)
chemicky_typ
Char(30)
celkova_mineralizacia
Char(20)
hornin_prostredie
Char(200)
94
Charakteristika a opis dátového poľa jedinečný databázový identifikátor grafickej entity ID geochemickej charakteristiky, v súlade s legendou geochemickej cgarakteristiky konkrétnej mapy (1 – n/počet vyčlenených skupín) vyjadruje pôvod rozpustných látok vo vode (prírodný, resp. antropogénny) Gazdova charakteristika podzemných vôd (napr. A2 výrazný, S2(SO4) nevýrazný, A2-A1 prechodný typ podzemnej vody) chemický typ podzemných vôd podľa prevládajúcich iónov vyjadrený symbolmi prvkov a zložiek podľa výsledkov chemickej analýzy interval hodnôt celkovej mineralizácie na základe matematicko-štatistického spracovania údajov základná charakteristika horninového prostredia (vek, stratigrafická príslušnosť, litologicko-petrografický charakter) a typ priepustnosti zvodneného kolektora
PODZEMNÁ VODA a štruktúrovaní relačnej databázy chemického zloženia (chemické analýzy sú získavané z rôznych zdrojov, obsahy chemických parametrov reprezentujú rôzne časové obdobia, vzorky sú analyzované v rôznych laboratóriách, resp. rôznymi analytickými metódami a pod.). Pri interpretácii takýchto údajov je preto dôležité posúdenie a vyjadrenie relevantnosti získaných informácií. Databáza chemického zloženia podzemných vôd je interaktívne priraďovaná k bodovým značkám miest odberov vzoriek vôd (bodové entity). Vzhľadom na komplexný charakter hydrogeochemických informácií je výhodné budovať relačnú geochemickú databázu. Schéma relačného prepojenia tabuliek reprezentujúcich databázu chemického zloženia vôd, resp. štruktúra hydrochemickej databázy boli podrobne diskutované v práci Kordík, Slaninka (2005). Štruktúra hydrochemickej databázy pre účely zostavovania základných hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000 predstavuje medzistupeň pri príprave komplexného informačného systému geologických informácií, ktorý je priebežne realizovaný na ŠGÚDŠ. Príklad poskytovaných informácií o chemickom zložení podzemných vôd je uvedený na obr. 3. ZÁVER Základné, resp. rôzne účelové hydrogeochemické mapy predstavujú prvotnú podkladovú informáciu o chemickom zložení a kvalite podzemných vôd na území Slovenska. Výrazný rozvoj informačných technológií, najmä po roku 1991, výrazne ovplyvnil vývoj prezentácie hydrogeochemických informácií na Slovensku. Zatiaľ čo do roku 1991 boli u nás zostavované prakticky len klasické tlačené formy hydrogeochemických máp, po roku 1991 nastal posun predovšetkým v smere zostavovania digitálnych mapových podkladov a neskôr aj v smere budovania informačných systémov k príslušným mapovým dielam. Za najstaršie hydrogeochemické mapy komplexného charakteru zostavené jednotnou metodikou je možné považovať „Mapy chemizmu podzemných vôd v mierke 1:200 000“, ktoré vznikali v rámci zostavovania základných hydrogeologických máp v mierke 1:200 000 najmä v 70-tych rokoch minulého storočia (celkovo 12 mapových listov). Ďalšie, zväčša účelové hydrogeochemické mapy zostavované v období pred rokom 1980, sa vyznačovali nejednotnosťou metodického spracovania hydrogeochemických informácií, zatiaľ čo hydrogeochemické mapy zostavované v 80-tych rokoch minulého storočia v zásade vychádzali z metodiky navrhnutej v rámci regionálneho geochemického výsku-
XV 1/2009 mu podzemných vôd (Vrana, Rapant, 1985 in Gbelský et al., 1985). Prvé mapové diela kompletne spracované do digitálnych podkladov boli realizované v rámci zostavených dvojlistových základných hydrogeologických a hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000 v rokoch 1994 – 1999 pre 7 regiónov Slovenska (hydrogeochemická časť bola spracovaná v zmysle metodiky Rapant, Bodiš, 1994, neskôr upravenej v roku 2003). Problémom prvých digitálnych podkladov bol však rôzny pohľad jednotlivých autorov máp na digitálnu informačnú hodnotu poskytovaných informácií. Preto bol pre interné potreby zostavovania základných hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000 na ŠGÚDŠ Kordíkom, Slaninkom (2005, nepublikované) zostavený záväzný postup, resp. forma prezentácie týchto máp v digitálnej podobe a vo forme jednoduchého informačného systému. Základné hydrogeochemické mapy plošne zobrazujú najdôležitejšie kvalitatívne a geochemické charakteristiky podzemných vôd prvého zvodneného kolektora, príp. ďalších významných zvodnených kolektorov uložených hlbšie pod povrchom. Za hlavné informačné vrstvy základnej hydrogeochemickej mapy boli navrhnuté: • kvalitatívne vlastnosti podzemných vôd, • vodohospodárska charakteristika podzemných vôd, • geochemická charakteristika prostredia obehu podzemných vôd, • databáza chemického zloženia podzemných vôd. Každá z uvedených tematických vrstiev obsahuje okrem jedinečného databázového identifikátora a označenia príslušnej vlastnosti podzemných vôd alebo prostredia obehu, aj popisné informácie veľmi cenné pre užívateľov hydrogeochemických informácií. V príspevku diskutovaný vývoj prezentácie hydrochemických informácií predstavuje dôležitý medzistupeň pri príprave podkladov pre komplexný informačný systém geologických informácií, ktorý je priebežne realizovaný na ŠGÚDŠ. Cieľom komplexného informačného systému je poskytnúť informácie takým spôsobom, aby boli prístupné širokej odbornej aj laickej verejnosti. V praxi sa ukázala nevyhnutnosť previazanosti hydrogeologických a hydrogeochemických informácií. V súčasnosti sa na ŠGÚDŠ rieši problematika spoločnej hydrogeologicko-hydrochemickej databázy, resp. prepájanie (link) priestorových hydrogeologických informácií (hydrogeologické objekty – pramene, vrty) s údajmi o chemickom zložení podzemných vôd objektov uložených v hydrogeochemických databázach.
LITERATÚRA ALEKIN, O. A. 1970: Základy hydrochémie (po rusky). Gidrometeor. Izd., Petrohrad, 444 s.
95
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
BAČOVÁ, Z., KAZMUKOVÁ, M., VYCHODIL, J., BÍMOVÁ, J., KOVAŘÍK, K., KARABA, J., GAZDA, S., TKÁČOVÁ, H., BIELY, A. 1984: Mezozoikum skupiny Zobora, záverečná správa, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. SGÚ Bratislava, IGHP Bratislava, 207 s. BAJTOŠ, P., STUPÁK, Š., LENHARDTOVÁ, E. 2004: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Medzibodrožia v mierke 1:50 000 s vysvetlivkami. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava BENKOVÁ, K., BODIŠ, D., NAGY, A., MAGLAY, J., ŠVASTA, J., ČERNÁK, R., MARCIN, D. 2005: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Podunajskej roviny – Žitný ostrov a pravobrežia Dunaja v mierke 1:50 000. Čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava BÍM, M., BAČOVÁ, Z., KOVAŘÍK, K., KAZMUKOVÁ, M., ŠINKOVÁ, M., VYCHODIL, J., BÍMOVÁ, J., TOMLAIN, J., ŠAMAJ, F., MÁJOVSKÝ, J. 1986: Krasové vody SZ časti Tribeča, vyhľadávací prieskum, získanie nových kvalitných zdrojov podzemnej vody. IGHP Žilina, 220 s. BUČEKOVÁ, M., BAJO, I., MLYNARČÍK, M., POSPIECHOVÁ, O. 2001: Vtáčnik a Pohronský Inovec, vyhľadávací HGP. Geokonzult Košice, 157 s. ČECHOVÁ, A., MALÍK, P., VRANA, K. 1990: Hydrogeologická mapa Myjavskej pahorkatiny, Brezovských a Čachtických Karpát. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, nestr. ČERNÁK, R., KORDÍK, J., BOTTLIK, F., HAVRILA, M., HELMA, J., KOHÚT, M., ŠIMON, L. 2004: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa pohoria Žiar v mierke 1:50 000. Čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava DOVINA, V., ŠKVARKA, L., RAPANT, S., GAZDA, S. 1980: Základný hydrogeologický výskum Štiavnických vrchov, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 189 s. DOVINA, V., LEXA, J., VRANA, K., KONEČNÝ, V., GROSS, P., VOZÁR, J., KULLMANOVÁ, A., PLANDEROVÁ, E., SITÁR, V. 1985a: Zhodnotenie hydrogeologických pomerov Vtáčnika, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 161 s. DOVINA, V., RAPANT, S., MIKO, O., GOREK, J., BUJNOVSKÝ, A., PULEC, M. 1985b: Zhodnotenie hydrogeologických pomerov kryštalinika Nízkych Tatier, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 209 s. DOVINA, V., RAPANT, S., GROSS, P., BUJNOVSKÝ, A., HALOUZKA, R. 1990: Hydrogeologický výskum Oravskej vrchoviny a Skorušinských vrchov, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, nestr. FRANKO, O., POSPIŠIL, P., GAZDA, S. 1976: Hydrogeológia územia listu – 45 Nitra mapy ČSSR 1:200 000, čiastková záverečná správa. Názov čiastkovej úlohy: Zostavenie hydrogeologických a hydrochemických máp v M=1:200 000. GÚDŠ Bratislava, 216 s. GAZDA, S. 1972: Modifikácia Palmerového klasifikačného systému. In: Hydrogeologická ročenka 1970-1971, Bratislava, s. 122-126. GAZDA, S. 1974: Chemizmus podzemných vôd Západných Karpát a ich genetická klasifikácia. Materiály z III. Celoslovenskej hydrogeologickej konferencie, Sekcia hydrogeológia, SGÚ Bratislava, s. 43-50. GAZDA, S., KULLMAN, E., RAPANT, S. 1982: Hydrogeochemické pomery mezozoika (a priľahlých geologických útvarov) J svahov Nízkych Tatier, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 153 s. HALEŠOVÁ, A., ŠŤASTNÝ, V., PETRIVALDSKÝ, P. 1982: Neogén a kvartér Košickej kotliny v povodí Bodvy – hydrogeologický rajón NQ 138, zhodnotenie HG pomerov. IGHP Košice, 95 s. HANZEL, V., GAZDA, S. 1973: Hydrogeologický výskum chočského príkrovu a série Veľkého Boku Nízkych Tatier, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 204 s. HANZEL, V., ZAKOVIČ, M., GAZDA, S. 1974: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 27 Poprad. GÚDŠ Bratislava, 296 s. HANZEL, V., et al. 1975: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 37 Košice. GÚDŠ Bratislava, 428 s. HANZEL, V., GAZDA, S., VAŠKOVSKÝ, I., RAPANT, S. 1979: Základný hydrogeologický výskum Vysokých Tatier a ich predpolia, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 215 s. HANZEL, V., GAZDA, S., HAŠKO, J., LEHOTSKÝ, I. 1981: Zhodnotenie výsledkov hydrogeologického výskumu východnej časti Belianskych Tatier, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 82 s. HANZEL, V., DOVINA, V., KULLMAN, E., MALÍK, P., VRANA, K. 1990: Vysvetlivky k hydrogeologickej mape Nízkych Tatier v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 180 s. HANZEL, V., VRANA, K., ŠVASTA, J., KOHÚT, M., NAGY, A., MAGLAY, J., BUJNOVSKÝ, A., MALÍK, P. 1999: Hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Pezinských Karpát v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 179 s. CHOCHOL, M., ŠKVARKA, L., RAPANT, S., MOLNÁR, J. 1984: Hydrogeologické pomery Šarišskej vrchoviny, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 189 s. JETEL, J., ŠKVARKA, L., VRANOVSKÁ A. 1989: Vysvetlivky ku hydrogeologickej mape 1:50 000 - Košická kotlina a Slanské vrchy (severná časť), čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 49 s. JETEL. J., MOLNÁR, J., VRANOVSKÁ A. 1990: Hydrogeologický výskum Hornádskej kotliny - záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, nestr. JETEL, J. 1991: Vysvětlivky k základní hydrogeologické mapě ČSSR 1:200 000. List 25 Zlín. Ústřední ústav geologický Praha 1991 96
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
JETEL, J. 1999: Hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Ľubovnianskej vrchoviny v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 105 s. KORDÍK, J., SLANINKA, I. 2005: Mapa kvality prírodných vôd – základné princípy zostavenia digitálnej vektorovej mapy. Podzemná voda, Vedecký a odborný časopis SAH a SK IAH, Bratislava, ročník XI., č.1. SAH Bratislava, s. 64-77, ISSN 1135-1052 KULLMAN, E., ZAKOVIČ, M., HANZEL, V., GAZDA, S. 1972: Základný hydrogeologický výskum Chočského pohoria, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 116 s. KULLMAN, E., GAZDA, S. 1973: Základný hydrogeologický výskum západných svahov Veľkej Fatry a juhovýchodných svahov Malej Fatry (priľahlá časť pohorí k Turčianskej kotline), čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 106 s. KULLMAN, E., POSPIŠIL, P., GAZDA, S., KRIPPEL, E. 1973: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 44 Bratislava. GÚDŠ Bratislava, 174 s. KULLMAN, E., BANIČ, P., KVĚT, R., MÓZA, A., GAZDA, S. 1974: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 34 Znojmo, slovenská časť. GÚDŠ Bratislava, 176 s. KULLMAN, E., GAZDA, S., JETEL, J., ŠKVARKA, L., FRANKO, O. 1975: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 35 Trnava. GÚDŠ Bratislava, 308 s. KULLMAN, E., et al. 1978: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 36 Banská Bystrica. GÚDŠ Bratislava, 472 s. KULLMAN, E., GAZDA, S. 1978: Základný hydrogeologický výskum spojený so zostavovaním hydrogeologických máp. (Základná hydrogeologická mapa 1:200 000 SSR). GÚDŠ Bratislava, 106 s. KULLMAN, E., KULLMANOVÁ, A., BIELY, A., VRANA, K., GAŠPARIKOVÁ, V. 1983: Zhodnotenie hydrogeologických pomerov mezozoika južných svahov Nízkych Tatier s ocenením prognóznych zdrojov a prognóznych využiteľných množstiev podzemných vôd, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 205 s. KULLMAN, E., KULLMANOVÁ, A., RAPANT, S. 1985: Hydrogeologické pomery Slovenského raja. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 134 s. MALÍK, P., HANZEL, V., VRANA, K. 1986: Hydrogeologické pomery mladšieho paleozoika severovýchodných svahov Nízkych Tatier. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 118 s. MALÍK, P., VRANA, K., IVANIČKA, J., KOHÚT, M., GLUCH, A., GÉCZYOVÁ, M., LOPATNÍK, J. 1990: Hydrogeologické pomery Volovských vrchov v povodí Hnilca. Čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, nestr. MALÍK, P., BENKOVÁ-DULOVIČOVÁ, K., HELMA, J., SLANINKA, I. 1999: Hydrogeologická a hydrogeochemická mapa severovýchodnej časti Podunajskej nížiny v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 253 s. MALÍK, P., KORDÍK, J. 1999: Hydrogeologická a hydrogeochemická mapa východnej časti Veľkej Fatry v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 241 s. MALÍK, P., BODIŠ, D., MELLO, J. 2000: Mezozoikum západnej časti Slovenského krasu, Železníckeho podhoria a časti Licinskej pahorkatiny – hydrogeologický rajón M 130, vyhľadávací HGP. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 307 s. MALÍK, P. (ed.) 2001: Hydrogeologické a hydrogeochemické mapy v mierke 1:50 000, regióny: južná časť Záhorskej (Borskej) nížiny, Pezinské Karpaty, SV časť Podunajskej nížiny, východná časť Veľkej Fatry, severná časť Spišsko-gemerského rudohoria, Ľubovnianksa vrchovina a Pieniny, Čierna hora. MŽP SR Bratislava, ŠGÚDŠ Bratislava, ISBN 80-88974-30-5, CD-ROM MALÍK, P., JETEL, J., ŠVASTA, J. 2003: Metodika zostavovania základných hydrogeologických máp v mierke 1 : 50 000. Geologické práce, Správy 108, ŠGÚDŠ Bratislava, s. 23-44, ISSN 0433-4795 MALÍK, P., BAJTOŠ, P., BENKOVÁ, K., ČERNÁK, R., MARCIN, D., MICHALKO, J., OLEKŠÁK, S., SCHERER, S., ŠVASTA, J. 2004: Postupnosť zostavovania základných hydrogeologických máp na území Slovenska. In: Geologické práce, Správy, 110, s. 33-41. MALÍK, P., KORDÍK, J., BOTTLIK, F., KOVÁČOVÁ, E. 2006: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa západnej časti Veľkej Fatry v mierke 1:50 000. Čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava MARCIN, D., KULLMAN, E., BODIŠ, D., KORDÍK, J., ZAKOVIČ, M. 1995: Hydrogeologická a hydrogeochemická mapa južnej časti Záhorskej nížiny v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 101 s. MARCIN, D., CICMANOVÁ, S., OLEKŠÁK, S., BAJTOŠ, P., TEŤÁK, F. 2005: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa pohoria Čergov v mierke 1:50 000. Čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava. MICHALKO, J., KORDÍK, J., BOTTLIK, F. 2005: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Turčianskej kotliny v mierke 1:50 000. Čiastková záverečná správa. In Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava. NARIADENIE VLÁDY SR z 10. mája 2006, ktorým sa ustanovujú požiadavky na vodu určenú na ľudskú spotrebu a kontrolu kvality vody určenej na ľudskú spotrebu. Zbierka zákonov č. 354/2006. s. 2524-2542. OLEKŠÁK, S., CICMANOVÁ, S., BAJTOŠ, P. 2006: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Vihorlatu v mierke 1:50 000. Čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava. ORVAN, J., FERENC, P., MELLO, J., NEŠVARA, J., POTYŠ, Z., RADČENKO, I. 1974: Hačovsko-Jasovská hydrogeologická štruktúra, predbežný HGP. IGHP Žilina, 177 s. 97
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
ORVAN, J., TYLEČEK, B., KAZMUKOVÁ, M., KULLMAN, E., VASS, D., ELEČKO, M. 1981: Rožňava-Plešivec – predbežný HGP, cieľ: zásobovanie vodou. IGHP Žilina, 96 s. ORVAN, J., ŠALAGOVÁ, V., VRÁBĽOVÁ, M., URBANÍK, J. 1995a: Slovenský kras – štruktúra Koniara, predbežný HGP. Ingeo Žilina, 42 s. ORVAN, J., MÉRYOVÁ, E., MÉRY, V., VRÁBĽOVÁ, M., URBANÍK, J. 1995b: Slovenský kras – štruktúra Ardovská a Kečovská, predbežný HGP. Ingeo Žilina, 57 s. ORVAN, J., MÉRYOVÁ, E., MÉRY, V., VRÁBĽOVÁ, M., URBANÍK, J. 1995c: Slovenský kras – štruktúra Vysokej, predbežný HGP. Ingeo Žilina, 45 s. PAUDITŠ, P., ONDRÁŠIK, M., IGLÁROVÁ, Ľ. 2000: Návrh štruktúry priestorovej databázy informačnej vrstvy pre digitálnu vektorovú mapu inžinierskogeologickej rajonizácie. Mineralia Slovaca, Vol. 32, s. 127-132, ISSN POSPÍŠIL, P., GAZDA, S. 1967: Základný hydrogeologický výskum kvartéru Východoslovenskej nížiny, záverečná správa. Názov úlohy: Základný hydrogeologický výskum Západných Karpát, spojený s edíciou hydrogeologických máp 1:200 000 a 1:500 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 148 s. RAPANT, S., VRANA, K. 1983: Hydrogeochemické pomery (M-34-111-B-b a M-34-111-B-d), čiastková záverečná správa. GÚDŠ Bratislava, 98 s. RAPANT, S., VRANA, K. 1985: Hydrogeochemická mapa západnej časti Nízkych Tatier, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 167 s. RAPANT, S., BODIŠ, D. 1994: Metodika zostavovania hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000. ŠGÚDŠ Bratislava. RAPANT, S. 2001: K problematike klasifikácie antropogénne ovplyvnených vôd a hydrogeochemického vyhodnocovania pri environmentálnom monitoringu. Podzemná voda, Vedecký a odborný časopis SAH a SK IAH, Bratislava, ročník VII., č. 2, s. 181-184, ISSN 1135-1052 RAPANT, S., BODIŠ, D. 2003: Metodika zostavovania základných hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000. Geologické práce, Správy 108, ŠGÚDŠ Bratislava, s. 11-22, ISSN 0433-4795 SCHERER, S., KORDÍK, J., MALÍK, P., BAJTOŠ, P., GEDEON, M. 1999: Hydrogeologická a hydrogeochemická mapa severnej časti Spišsko-gemerského Rudohoria v mierke 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 229 s. SCHERER, S., SLANINKA, I., VOZÁR, J., MALÍK, P., MICHALKO, J., ŠVASTA, J., BOTTLIK, F., BAHNOVÁ, N. 2004: Mezozoikum a paleozoikum SZ časti Považského Inovca – hydrogeologický rajón MG 046, vyhľadávací hydrogeologický prieskum. MŽP SR Bratislava, Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava. 207 s. SCHERER, S., SLANINKA, I., ŠIMON, L., ČERNÁK, R., KOVÁČOVÁ, E., MARCIN, D., ŠVASTA, J., BOTTLIK, F., KORDÍK, J. 2005: Základná hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Ipeľskej kotliny v mierke 1:50 000. Čiastková záverečná správa. Úloha: Základné hydrogeologické mapy vybraných regiónov Slovenska. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava SMERNICA MŽP SR z 13. apríla 2000 č. 2/2000 o zásadách spracovania a odovzdávania úloh a projektov v Geografickom informačnom systéme. Vestník MŽP SR, ročník VIII, čiastka 2, s. 35-41. SMERNICA MŽP SR č. 9/2004 – 7 na zostavovanie základných hydrogeochemických máp v mierke 1:50 000. Ministerstvo ŽP SR Bratislava ŠALAGA, I., ŠALAGOVÁ, V., KAZMUKOVÁ, M., ŠINKOVÁ, M., TYLEČEK, B. 1983: Mezozoikum Nízkych Tatier – SV časť, záverečná správa z vyhľadávacieho HGP s ocenením zásob podzemných vôd ku dňu 31.10.1983. IGHP Žilina, nestr. ŠALAGOVÁ, V., FRLIČKOVÁ, M., VRÁBĽOVÁ, M., KAZMUKOVÁ, M., DRAHOŠ, M. 1983: Lučanská skupina Malej Fatry, záverečná správa vyhľadávacieho hydrogeologického prieskumu s overením zásob podzemných vôd ku dňu 31.10.1982, HGP. IGHP Žilina, SGÚ Bratislava, 173 s. ŠKVARKA, L., FRANKO, O., GAZDA, S., VASS, D., PRISTAŠ, J., KONEČNÝ, V. 1975: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 46-47 Lučenec - Rimavská Seč. GÚDŠ Bratislava, 271 s. ŠKVARKA, L., FRANKOVIČ, J., ZAKOVIČ, M., FRANKO, O., BAŇACKÝ, V., VASS, D., KORÁB, T. 1976: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 38 Michalovce. GÚDŠ Bratislava, 314 s. ŠKVARKA, L., BODIŠ, D. 1988: Hydrogeologická mapa Lučeneckej kotliny M 1:50 000. GÚDŠ Bratislava, 30 s. ŠVASTA, J., SLANINKA, I., MALÍK, P., VOJTKOVÁ, S., VOJTKO, R. 2004: Základná hydrogeologická mapa Muránskej planiny v mierke 1 : 50 000. Čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava VRANA, K., DOVINA, V., BODIŠ, D., VYSKOČIL, P. 1984: Hydrogeochemická mapa Poľany a Javoria v mierke 1:50 000, čiastková záverečná správa. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 130 s. VRANA, K., RAPANT, S. 1985: Regionálny geochemický výskum podzemných vôd (návrh metodiky). In: Gbelský, J., Lexa, J., Vrana, K., Rapant, S. 1985: Metodická smernica regionálneho geochemického výskumu v mierke 1:50 000. GÚDŠ Bratislava, 34 s. VRANA, K., POSPIECHOVÁ, O., VYSKOČIL, P. 1987: Mapa kvalitatívnych vlastností podzemných vôd územia veľkej Bratislavy (časť sever), M 1:50 000, čiastková záverečná správa. GÚDŠ Bratislava, 40 s. VRANA, K. 1991: Zostavovanie máp geofaktorov životného prostredia. Projekt geologickej úlohy. ŠGÚDŠ Bratislava VYHLÁŠKA MINISTERSTVA ŽIVOTNÉHO PROSTREDIA SR z 19. novembra 2004, ktorou sa ustanovujú požiadavky na kvalitu surovej vody a na sledovanie kvality vody vo verejných vodovodoch. Zbierka zákonov č. 636/2004, s. 6346-6361. ZAKOVIČ, M., HANZEL, V., KULLMAN, E., FRANKO, O., MÓZA, A., JETEL, J., KLINEC, A., POLÁK, M., HAŠKO, J., GROSS, P., GAŠPARIK, J., VAŠKOVSKÝ, I. 1976: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 26 Žilina. GÚDŠ Bratislava, 358 s. 98
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
ZAKOVIČ, M., HANZEL, V., FRANKO, O., GAZDA, S., KORÁB, T., BAŇACKÝ, V. 1977: Základná hydrogeologická mapa ČSSR, list 28 Svidník. GÚDŠ Bratislava, 166 s. ZAKOVIČ, M., BODIŠ, D., LOPAŠOVSKÝ, K. 1989: Hydrogeologická mapa Rimavskej kotliny a východnej časti Cerovej vrchoviny 1:50 000. Manuskript – Archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 51 s. ZAKOVIČ, M., KORDÍK, J., POLÁK, M., BODIŠ, D., LOPAŠOVSKÝ, K., MALÍK, P. 1997: Hydrogeologická a hydrogeochemická mapa Čiernej Hory v mierke 1:50 000. Manuskript – archív odboru informatiky ŠGÚDŠ (Geofond), Bratislava, 108 s.
SUMMARY Basic and other specific hydrogeochemical maps represent first background information about chemical composition and quality of groundwater in the territory of Slovakia. Massive progress in information technologies, particularly after 1991, have had significant impact on presentation of hydrogeochemical information. Whereas only printed version of hydrogeochemical maps were compiled by 1991, new generation of digital maps altogether with development of information system started to be common since 1991. First complex hydrogeochemical maps uniformly prepared are „Maps of chemical composition of groundwater at a scale 1:200 000“. They were created together with basic hydrogeological maps mostly in the 1970’s (12 map sheets). Futher, mostly different specific hydrogeochemical maps completed before 1980, are very inconsistent in processing of hydrogeochemical information. Hydrogeochemical maps prepared in 1980’s followed methodology proposed within regional geochemical investigation of groundwater (Vrana, Rapant, 1985 in Gbelský et al.,1985). Production of first fully digital maps were realized as output of double-sheet basic hydrogeological and hydrogeochemical maps at a scale 1:50 000 and completed in 1994 – 1999 for seven Slovak regions – Fig. 1 (hydrogeochemical maps followed methods proposed by Rapant, Bodiš in 1994 with amendment in 2003). However, the different view of authors on information value of presented information still remained in that map series. For that reason, Kordík, Slaninka (2005, unpublished, internal rules of State Geological Institute of Dionyz Stur – ŠGÚDŠ) prepared obligatory principles of presentation of the basic hydrogeochemical maps at a scale 1:50 000 in which the information value of hydrogeochemical information is emphasized. The basic hydrogeochemical maps present important qualitative and geochemical characteristics of groundwater of the first aquifer or deeper groundwater horizons, respectively. As the main information layers of the basic hydrogeochemical map at a scale 1:50 000 were proposed (Fig. 2, 3): • • • •
qualitative properties of groundwaters, groundwater characteristics for water management, geochemical characteristics of aquifers and database of groundwater chemical composition.
Each thematic layer includes unique database identificator, indication of corresponding groundwater properties as well as descriptive information valuable for users of hydrogeochemical information (Tab. 1, 2, 3). Progress in presentation of hydrochemical information discussed in the paper represents important step for preparation of comprehensive information system of geological data, which is continuously realized in the ŠGÚDŠ. The main objective of the complex geological information system is to serve information efficiently in order to their applicability by wide public as well as scientific community. In practice, a strong cohesion of hydrogeological and hydrogeochemical information is very important. Common hydrogeological-hydrochemical database is prepared at present time in the ŠGÚDŠ. Moreover, link of spatial hydrogeological information (stored in the hydrogeological database PODVOD) with data about chemical composition of groundwater sampling sites stored in partial hydrogeochemical databases is important to carry out in the near future.
99
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
ANTIMÓN A ARZÉN VO VODÁCH OVPLYVNENÝCH BANSKOU ČINNOSŤOU VO VYBRANÝCH OBLASTIACH SLOVENSKA ANTIMONY AND ARSENIC IN WATERS INFLUENCED BY MINING ACTIVITIES IN SELECTED PARTS OF SLOVAKIA Zla t ica Že nišová , R enáta Fľaková, Ivana Jašová, Soňa C icmanová ABSTRACT Antimony and arsenic occur in surface water and groundwater only in trace concentration in natural conditions, but there are toxic element and in drinking water is strongly limited, antimony by value 0,005 mg.l-1 and arsenic by value 0,01 mg.l-1. The major concentration of antimony include stibnite and ore formations and assembeges which are natural sources of antimony in water. Consequently, the presence of antimony and arsenic in surface water and groundwater, and associated stream sediments and soils may by issue of environmental concern. Therefore a detailed study of contaminated environment should by done. KEY WORDS Antimony, arsenic, mining activity, water quality, pollution KĽÚČOVÉ SLOVÁ Antimón, arzén, banská činnosť, kvalita vody, znečistenie
ÚVOD Antimón a arzén sa v prírodnom prostredí vyskytujú v rôznom rozsahu koncentrácií a foriem, ich pôvod môže byť prirodzený alebo antropogénny. Zvýšené množstvá antimónu alebo arzénu môžu zapríčiniť výraznú kontamináciu ovzdušia, podzemných a povrchových vôd, pôd aj riečnych sedimentov, čo predstavuje vážny environmentálny problém vo viacerých krajinách sveta. Zatiaľ čo arzén je stredobodom štúdií už po dlhé roky, vysoké koncentrácie antimónu v prírodnom prostredí a vplyv tohto veľmi málo preskúmaného prvku na životné prostredie vzbudil väčší záujem len v ostatných dvoch desaťročiach. V porovnaní s arzénom je veľký nedostatok informácií o formách výskytu antimónu v jednotlivých zložkách prostredia, o jeho toxicite a správaní v heterogénnom systéme. Obidva prvky majú karcinogénne a mutagénne účinky, čo spôsobuje u ľudí vážne chronické ochorenia. Preto už aj malé množstvá arzénu a antimónu vo vodách, ale aj v pôdach a riečnych sedimentoch predstavujú pre ľudí významné zdravotné riziko. Najvýznamnejším zdrojom antimónu a arzénu vo vodách Slovenska sú prirodzene vysoké ložiskové koncentrácie týchto prvkov v horninovom prostredí. Samozrejme ťažba rúd a ich úprava, a v dneš-
nej dobe hlavne jej pozostatky vo forme odkalísk a výtokov z banských diel (štôlní) spôsobujú na niektorých lokalitách zvyšovaniu koncentrácii arzénu a antimónu. Antimón je v určitom zmysle slovenským špecifikom, ako geogénny prvok je viazaný na Sb-S zrudnenie, ktoré je pre Slovensko typické a jeho prejavy v prírodných vodách sú významnejšie ako v okolitých štátoch. Zatiaľ mu u nás nie je venovaná dostatočná pozornosť. Z dôvodu prekročenia limitnej hodnoty pre antimón museli byť v oblastiach ovplyvnených ťažbou a spracovaním antimónu vyradené z využívania viaceré vodné zdroje, napr. v Dúbrave, Zlatej Idke a na iných lokalitách. Distribúcia antimónu a arzénu v podzemných vodách v kontexte s geologickými poznatkami ukazuje, že najvyššie koncentrácie pre antimón a arzén sú sústredené do oblastí s výskytom rudných formácií a asociácií, hlavne v Spišsko-gemerskom rudohorí, Nízkych Tatrách a Malých Karpatoch. Podľa obsahu antimónu a arzénu v jednotlivých horninových typoch sú jeho najvyššie koncentrácie viazané na vody kryštalinika z granitoidov so zrudnením a z kryštalických bridlíc so zrudnením. V rámci projektu podporovaného Agentúrou na pod-
Doc. RNDr. Zlatica Ženišová, PhD., RNDr. Renáta Fľaková, PhD., Mgr. Ivana Jašová, Katedra hydrogeológie, Prírodovedecká fakulta UK, Mlynská dolina, 842 15 Bratislava,
[email protected],
[email protected],
[email protected] RNDr. Soňa Cicmanová Štátny geologický ústav Dionýza Štúra, regionálne centrum Spišská Nová Ves,
[email protected]
100
PODZEMNÁ VODA poru výskumu a vývoja APVV č. 0268-06 „Zhodnotenie vplyvu banskej činnosti na okolie opustených Sb ložísk Slovenska s návrhmi na remediáciu“ je riešená kontaminácia všetkých zložiek životného prostredia so zameraním na antimón (Chovan et al., 2009) na lokalitách s významnými antimónovými ložiskami – Pernek, Dúbrava, Medzibrod, Čučma a Poproč. Projekt by mal prispieť k objasneniu spôsobov migrácie tohto toxického prvku, jeho väzby na Fe-oxyhydroxidy alebo iné v prírode sa vyskytujúce sorbenty. V prípade zistenia kontaminácie jednotlivých zložiek životného prostredia je potrebné navrhnúť metodiku na rekultiváciu. Projekt je rozdelený na 5 základných štúdií, a to na mineralogickú, hydrogeologickú, pedologickú, botanickú a environmentálno-geologickú. Cieľom hydrogeologickej časti je identifikovať znečistenie povrchových a podzemných vôd, zistiť rozsah kontaminácie vodnej zložky, charakterizovať hydraulické a hydrogeologické parametre prostredia, navrhnúť a realizovať potrebný monitoring kvantitatívnych a kvalitatívnych parametrov. Cieľom príspevku je charakterizovať kontamináciu vôd antimónom na sledovaných lokalitách. Na lokalite Pezinok bola riešená podobná problematika v rámci projektu VTP č. AV/901/2002 (VTP25) „Stanovenie rizika kontaminácie okolia Sb, Au, S ložiska Pezinok na remediáciu: toxicita As a Sb, acidifikácia“. V rokoch 2003 až 2006 bol v rámci projektu zhodnotený vplyv opusteného ložiska na životné prostredie a boli navrhnuté technické spôsoby remediácie (Chovan et al., 2005, Lalinská et al., 2006, Majzlan et al., 2007, Andráš et al., 2004). Súčasťou projektu bolo zhodnotenie vplyvov starej banskej záťaže na kvalitu povrchových a podzemných vôd v oblasti Pezinka, a to od kóty Čmele (ložisko Trojárová) až po ložisko Kolársky vrch (Fľaková et al., 2003, 2005, 2006, Hudáček et al., 2004, Jašová, 2007, Jašová et al., 2007, Krčmář et al., 2007, Ženišová et al., 2005). LEGISLATÍVNE PREDPISY PRE KONCENTRÁCIE ANTIMÓNU A ARZÉNU VO VODÁCH Antimón a arzén patria medzi toxické prvky a ich význam v hydrogeológii a vodnom hospodárstve na Slovensku vzrástol po tom, čo sledovanie antimónu bolo zaradené do hodnotenia kvality pitnej vody (STN 75 7111, 1998) a zmenil sa limit pre arzén z roku 1991 (STN 75 7111, 1991). Jedným z hlavných zdrojov príjmu antimónu a arzénu pre človeka je pitná voda, preto je ich obsah prísne limitovaný a ich prítomnosť v pitnej vode je nežiadúca. Pre zdravie človeka má najväčší význam voda určená na ľudskú spotrebu, preto rozhodujúce kritériá sa viažu na jej kvalitu a množstvo. Najvyššia medzná hodnota týchto prvkov je odvodená od ich priamych toxických účinkov (Fillela et al., 2002, WHO, 1996, WHO, 2006, Pitter, 1999).
XV 1/2009 Podľa STN 75 7111 „Kvalita vody. Pitná voda“, z 5. januára 1989, s účinnosťou od 1. 1. 1991, pre posudzovanie kvality vody určenej na zásobovanie obyvateľstva a pre ďalšie účely užitia, ktoré kvalitu vody v zmysle tejto normy vyžadovala, bola stanovená najvyššia medzná hodnota pre koncentráciu arzénu v pitnej vode 0,05 mg.l-1. Antimón ešte nebol zaradený medzi hodnotené ukazovatele. S účinnosťou od júla roku 1998 vstúpilo do platnosti novelizované znenie STN 75 7111 “Kvalita vody. Pitná voda”, kde bola prvýkrát stanovená aj najvyššia medzná hodnota (NMH) pre antimón 0,005 mg.l-1. Limitná hodnota pre As bola zmenená a jeho koncentrácia v pitnej vode bola limitovaná najvyššou medznou hodnotou 0,01 mg.l-1 v súlade s medzinárodnými štandardmi WHO. Tieto hodnoty platili rovnako pre arzén a antimón aj podľa Vyhlášky MZ SR č. 29/2002 Z.z. z 9. januára 2002 o požiadavkách na pitnú vodu a kontrolu kvality pitnej vody (účinnosť od 1. 2. 2002) a aj podľa novšej Vyhlášky MZ SR č. 151/2004 Z.z. z 26. januára 2004 o požiadavkách na pitnú vodu a kontrolu kvality pitnej vody (účinnosť od 1. 4. 2004). V súčasnosti platí Nariadenie vlády SR č. 354/2006 Z.z. z 10. mája 2006, ktorým sa ustanovujú požiadavky na vodu určenú na ľudskú spotrebu a kontrolu kvality vody určenej na ľudskú spotrebu (účinnosť od 1. 6. 2006), v ktorom zostali limitné hodnoty pre arzén a antimón nezmenené. Nariadenie vlády SR č. 296/2005 Z.z., ktorým sa ustanovujú požiadavky na kvalitu a kvalitatívne ciele povrchových vôd a limitné hodnoty ukazovateľov znečistenia odpadových vôd a osobitných vôd (účinnosť od 1. 7. 2005) uvádza odporúčanú hodnotu pre arzén 0,03 mg.l-1, ale obsah antimónu pre tento druh vody nie je limitovaný. DISTRIBÚCIA A FORMY VÝSKYTU ANTIMÓNU V PRÍRODNOM PROSTREDÍ Medzi najvýznamnejšie minerály antimónu patrí antimonit, k ďalším, menej významným, minerálom patrí tetraedrit, boulangerit, jamesonit, stefanit. Antimónová mineralizácia bola intenzívne ťažená na mnohých ložiskách v Západných Karpatoch. Ekonomicky najvýznamnejšie Sb-mineralizácie sú známe vo variskom kryštaliniku – v tatrickej tektonickej jednotke (Pezinok, Pernek, Dúbrava, Medzibrod, Magurka), a v gemerickej tektonickej jednotke (Čučma, Poproč, Zlatá Idka a iné). Región Nízkych Tatier, Malých Karpát a Spišskogemerského rudohoria patril k najvýznamnejším zdrojom antimónových rúd v Európe. V období pred druhou svetovou vojnou bolo bývalé Československo na 6. mieste v produkcii antimónu na svete vďaka ťažbe v oblasti Spišsko-gemerského rudohoria a Nízkych Tatier. Antimonit sa začal ťažiť v prvej polovici
101
PODZEMNÁ VODA 17. storočia, ťažba pokračovala s krátkymi prestávkami až do konca 20. storočia (Chovan eds., 1994). Antimón je geochemicky podobný arzénu, ale je viac rozptýlený. S priemernými koncentráciami 0,2 mg.kg-1 v litosfére (Čurlík, Šefčík, 1999) má výraznú tendenciu vystupovať až v hydrotermálnych procesoch a preto sa vyznačuje nízkymi koncentráciami v horninovom prostredí a zvýšenými koncentráciami v zrudnených zónach. Obsah antimónu v horninách je pomerne nízky, výnimku tvoria niektoré ílovité sedimenty, kde sa môže táto koncentrácia zvýšiť až na 2 mg.kg-1. Tým, že sa dostáva do rastlín, môžu sa niektoré povrchové horizonty pôd o tento prvok obohacovať. Preto sa antimón využíva ako indikačný prvok pri biogeochemickej a pôdnej prospekcii (Čurlík, Šefčík, 1999). Obsah antimónu v pôdach a sedimentoch závisí od adsorpčných reakcií a pravdepodobne v malej miere aj od adsorpčného/desorpčného správania Sb(V) alebo Sb(III). Adsorpcia Sb(V) na povrchu minerálov je významnejšia v kyslých pH podmienkach, kým v podmienkach neutrálnych až bázických je limitovaná. Pri zásaditej pH reakcii a oxidačných podmienkach je mobilita antimónu v geochemickom prostredí vysoká. Pri redukčných podmienkach môžu byť koncentrácie antimónu limitované rozpustnosťou sulfidov Sb(III), napríklad antimonitu (Sb2S3) (Krupka, Serne, 2002). Jemnozrnné sedimenty obohatené o organickú hmotu majú zvyčajne vyšší obsah antimónu. U nich môžu priemerné obsahy dosahovať aj niekoľko mg.kg-1 (Fergusson, 1990). V aluviálnych sedimentoch sa antimón rozptyľuje väčšinou vo forme sulfidických minerálov. Správanie sa antimónu pri zvetrávaní nie je dobre preštudované a údaje sú protichodné. V starších geochemických prácach sa udáva pomerne rýchly prechod sulfidických foriem (antimonitu) na oxické, čo by malo spôsobovať, že sa koncentruje v blízkosti zrudnených polôh bez významnejšej migrácie do okolia. Pohyblivosť antimónu je pravdepodobne spojená s tvorbou chelátových komplexov. Jeho koncentrácie v rastlinách nad mnohými ložiskami, prítomnosť vo vodách, v organických látkach a v sekundárnych oxidoch Fe poukazujú na jeho pohyblivosť. Uvoľňovanie antimónu zo sedimentov je viac pravdepodobné v sedimentoch s nízkym obsahom oxidov železa a mangánu (Mok, Wai, 1990). Antimón sa v prírodných vodách vyskytuje v stopových koncentráciách. Za prirodzené pozadie v neznečistených podzemných vodách je možné považovať koncentráciu antimónu do 1 μg·l-1 (Pitter, 1999, Filella et al., 2002, Appelo, Postma, 2005). Podľa Geochemického atlasu SR (Rapant et al., 1996) bola v podzemných vodách zistená priemerná koncentrácia antimónu 0,8 μg·l-1. Distribúcia Sb v podzemných vodách v kontexte s geologickými poznatkami ukazuje, že najvyššie koncentrácie (viac ako 1 mg.l-1) sú sústredené do oblastí 102
XV 1/2009 s výskytom rudných formácií a asociácií, hlavne v Spišsko-gemerskom rudohorí, Nízkych Tatrách a Malých Karpatoch. Podľa obsahu antimónu v jednotlivých horninových typoch sú jeho najvyššie koncentrácie viazané na vody kryštalinika z granitoidov so zrudnením, kde je priemerná koncentrácia 351 μg.l-1, s maximom 2 350 μg.l-1 a z kryštalických bridlíc so zrudnením, s priemernou koncentráciou 17,7 μg.l-1 a maximom 191 μg.l-1, a tiež na vody z metamorfovaných hornín paleozoika s priemernou hodnotou 3,8 μg.l-1 a maximom 512 μg.l-1. Pre pôdy nie je stanovený limitný obsah antimónu, v prípade arzénu je limit daný hodnotou 50 mg.kg-1 (Rozhodnutie MP SR č. 531/1994-540). Stredné obsahy antimónu v pôdach Slovenska sú 0,7 mg.kg-1 v A horizonte a 0,5 mg.kg-1 v C horizonte. V C horizonte sa výraznejšie prejavuje vzťah obsahu antimónu k zrudneným zónam (Čurlík, Šefčík, 1999). Podobná situácia je v obsahoch a distribúcii antimónu na Slovensku aj v riečnych sedimentoch, kde sú priemerné hodnoty antimónu 3 mg.kg-1 (Bodiš, Rapant 1999). DISTRIBÚCIA A FORMY VÝSKYTU ARZÉNU V PRÍRODNOM PROSTREDÍ Arzén v zemskej kôre nie je príliš hojne zastúpený, aj keď tvorí hlavnú zložku niektorých minerálov (Greenwood, Earnshaw, 1993). Zvýšené obsahy sú často viazané na ložiská niektorých kovov. Arzén sa v prírode vyskytuje najmä vo forme sulfidov (arzenopyritu FeAsS, realgáru As4S4, auripigmentu As2S3). V malých množstvách sprevádza takmer všetky sulfidické rudy a je častou súčasťou rôznych hornín, ktorých zvetrávaním sa dostáva do podzemných a povrchových vôd. Rastlinami je arzén prijímaný obtiažne, jeho nebezpečenstvo spočíva najmä v priamom vstupe do organizmu alebo v kontaminácii vôd. Za prirodzené pozadie v podzemných vodách sa považuje koncentrácia arzénu asi 5 μg.l-1 (Pitter, 1999). Podľa Smedleyho a Kinniburgha (2002) sú pozaďové koncentrácie v podzemných vodách nižšie ako 10 μg.l-1. Podľa Geochemického atlasu SR (Rapant et al., 1996) boli v podzemných vodách kryštalinika Západných Karpát zistené koncentrácie arzénu od 0,5 μg.l-1 do 116 μg.l-1 pre granitoidy, od 0,5 μg.l-1 do 94 μg.l-1 pre kryštalické bridlice, od 8,5 μg.l-1 do 887 μg.l-1 pre granity so zrudnením, od 0,5 μg.l-1 do 820 μg.l-1 pre kryštalické bridlice so zrudnením. Arzén má značnú schopnosť kumulovať sa v riečnych sedimentoch. Jeho adsorpcia a spätné uvoľňovanie zo sedimentov do kvapalnej fázy môže byť v niektorých prípadoch určujúcim faktorom jeho koncentrácie v tejto fáze. Mimoriadna pozornosť bola venovaná odstrániteľnosti arzénu pri úprave surovej vody na vodu pitnú. Bolo dokázané, že arzén sa veľmi významne sorbuje na hydratovaných oxidoch Fe a Al,
PODZEMNÁ VODA pričom As (V) sa zadržuje podstatne viac než As (III) (Pitter, 1999, Smedley, Kinniburgh, 2002, Sracek et al., 2004). Antropogénnymi zdrojmi arzénu v prostredí môžu byť spaľovanie uhlia v tepelných elektrárňach, spaľovanie fosílnych palív, odpad zo spaľovania (elektrárenské popolčeky) a poľnohospodárstva, kompostovanie a hnojenie, sklársky priemysel, elektronický priemysel, zbrojársky priemysel, chemický a farmaceutický priemysel. Odhaduje sa, že svetová produkcia arzénu je ročne 75 až 100.103 ton, pričom takmer polovica z tohto množstva pripadá na USA. METODIKA PRÁCE V rámci aktuálneho projektu APVV č. 0268-06 predstavujú hydrogeologické práce len jednu časť, v rámci týchto prác boli vytypované vhodné miesta na monitorovanie kvalitatívnych a kvantitatívnych vlastností povrchových a podzemných vôd na sledovaných lokalitách. Na každej lokalite bolo v rokoch 2007 a 2008 realizované vzorkovanie vôd s cieľom zistiť rozsah kontaminácie vodnej zložky a identifikovať najväčšie zdroje znečistenia. Na ložisku Dúbrava, Poproč a Čučma boli realizované aj vrty, voda z nich bola vzorkovaná a taktiež boli stanovené hydraulické parametre prostredia na základe čerpacej skúšky a z kriviek zrnitosti. Chemické analýzy vôd boli urobené v Geoanalytických laboratóriách (GAL) ŠGÚDŠ v Spišskej Novej Vsi v rozsahu: Na, K, Ca, Mg, Cl-, NO3-, SO42-, Si, Fe, Mn, Al, As, Co, Cu, Ni, Pb, Sb, Zn, jednotlivé parametre boli stanovené štandardnými analytickými metódami. Antimón a arzén bol stanovený metódou AAS technikou generácie hydridov (Mackových, Šoltýsová, 2003) na prístroji AAS-Spectr AA 220 fy Varian. V roku 2008 bol celkový počet odobraných vzoriek 50, z toho na lokalite Dúbrava 17 vzoriek, na lokalite Pernek 8 vzoriek, na lokalite Medzibrod 4 vzorky, na lokalite Poproč 12 vzoriek, na lokalite Čučma 9 vzoriek. Metodika odberu vzoriek vody bola konzultovaná s GAL ŠGÚDŠ v rámci VTP projektu na lokalite Pezinok (Fľaková et al., 2006) s ohľadom na špecifiká banských vôd. Taká istá metodika odberu vzoriek vody bola použitá aj na lokalitách Pernek, Dúbrava, Medzibrod, Poproč a Čučma. Vzorky vody na stanovenie stopových prvkov boli filtrované pri odbere cez papierové filtre 1 µm a následne v laboratóriu cez membránové filtre 0,45 µm. Vzorky vody boli pri odbere konzervované s konc. HNO3 (0,5 ml / 100 ml). Pri odbere vzoriek vody boli vykonané terénne merania základných fyzikálno-chemických ukazovateľov: teplota vzduchu, teplota vody, elektrická vodivosť (EC) prenosným prístrojom WTW Multi 350i s elektródou TetraConR325, pH prenosným prístrojom WTW Multi 350i s elektródou SenTixR41, oxidačnoredukčný potenciál (Eh) prenosným prístrojom WTW
XV 1/2009 pH 340i s elektródou SenTixRORP, rozpustený kyslík a kyslíkové nasýtenie prenosným prístrojom WTW Oxi 340i/SET s elektródou DurOxR325-3. Pri odbere boli titračne stanovené ukazovatele ZNK8,3 a KNK4,5 za účelom zistenia koncentrície voľného CO2 a iónu HCO3. Namerané údaje Eh boli prepočítané na štandardnú vodíkovú elektródu (Pitter, 1999). OBSAHY ANTIMÓNU A ARZÉNU VO VODÁCH OVPLYVNENÝCH BANSKOU ČINNOSŤOU Slovensko patrilo najmä v 18. až 20. storočí medzi popredné krajiny produkujúce antimón. V Malých Karpatoch bolo významné ložisko Pezinok – Kolársky vrch, kde sa rudy antimónu v podobe impregnácií a žiliek v sprievode s tmavým kremeňom nachádzajú v súvrství grafitických, grafiticko-sericitických fylitov, v menšej miere aj v granite a amfibolitoch. Okrem antimonitu a kremeňa sa na mineralizácii ložiska Pezinok – Kolársky vrch zúčastňuje ankerit, arzenopyrit (zlatonosný), gudmundit, jamesonit a kermezit. Obsah Sb je v rozmedzí 1,7 až 2,5 % (Rozložník et al., 1987). Na ložisku Dúbrava na severnom svahu Nízkych Tatier sú žily zasadené v granite prašivského typu s polohami migmatitov. Vyskytujú sa tu aj žilníkovoimpregnačné telesá s nižšími obsahmi Sb. Mineralizácia je mnohofázová: pyrit, arzenopyrit, scheelit, volframit, bizmutín, zlato, potom antimonit s kremeňom a karbonátmi, tetraedrit, galenit, chalkopyrit, sfalerit, cinabarit a barit (Rozložník et al., 1987). V Spišsko-gemerskom rudohorí historicky ťažené ložiská prevažne sledujú štruktúry tvorené gemerickými granitmi. V južnom pruhu sú to ložiská Betliar, Čučma, Spišská Baňa, Poproč a Zlatá Idka. Ide o kremennoantimonitové žily s obsahmi Au, prípadne Ag (Zlatá Idka). Drobné výskyty antimonitových rúd sú známe aj z neovulkanitov stredného Slovenska a východného Slovenska (Rozložník et al., 1987). Rudné ložiská Malých Karpát História baníctva v Malých Karpatoch siaha do stredoveku, ale rudy boli využívané už v 7. až 5. storočí pred n. l. v dobe haldštatskej. V Malých Karpatoch je nadôležitejšia rudná mineralizácia viazaná na vulkanosedimentárnu formáciu spodného až stredného devónu, ktorá bola neskôr metamorfovaná v amfibolitovej fácii. Oblasť týchto rudných ložísk sa tiahne v pásme medzi Pezinkom a Pernekom. Prejavujú sa tu dva typy mineralizácie: I. metamorfovaná, primárne exhalačno-sedimentárna pyritová mineralizácia, II. hydrotermálna mineralizácia, ktorá zahŕňa tri podtypy – molybdénovú v granitoidoch, Cu-polymetalickú so striebrom, Sb-Au mineralizáciu (Cambel, 1959, Chovan et al., 1992). Dva podtypy – pyrit-pyrotínová a Sb-As-Au mineralizácia boli v minulosti objektom intenzívnej ťažby. Pyrit-pyrotínová, mineralogicky monotónna stratiform103
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
ná mineralizácia, obsahuje pyrit, pyrotín, chalkopyrit, sfalerit (Koděra ed., 1990, Chovan et al., 1992). Ťažba pyritu bola sústredená na ložiskách v okolí Pezinka (Ferdinand – Karol, Augustín, Michal, Rýhová), ale aj v okolí Perneka. Hydrotermálna Sb-As-Au mineralizácia je naložená na pyrit-pyrotínovú a je spojená s intenzívnym procesom karbonitizácie. Hlavnými minerálmi sú antimonit, berthierit, Sb-Au-nosný arzenopyrit, As-Au-nosný pyrit, kermezit a gudmundit (Chovan ed., 1994). Z nerudných minerálov sú prítomné kremeň a karbonáty. Najdôležitejšie antimónové bane v Malých Karpatoch spojené s hydrotermálnou mineralizáciou boli na ložiskách Pernek – Križnica a Pezinok – Kolársky vrch. Obdobný typ mineralizácie bol overený aj na ložisku Trojárová pri Pezinku (Chovan et al., 2002, Trtíková, 1999). Ťažba antimónových rúd na ložisku Pernek – Križnica začala koncom 18. storočia (1790) a trvala s prerušeniami až do začiatku 20. storočia (1922). Ložisko Pezinok – Kolársky vrch bolo ťažené od roku 1790 do roku 1991. Významných medzníkom v ťažbe bolo zavedenie flotačnej úpravne v roku 1906 na Kolárskom vrchu, pričom odpad bol odvádzaný na odkalisko (Cambel, 1959). V roku 2001 boli zhodnotené nepriaznivé účinky starej banskej činnosti na životné prostredie Malých Karpát (Mašlár et al., 2001, Slovik et al., 2002). Taktiež bola overená prítomnosť rizikových látok v pôdach, predovšetkým arzénu a antimónu (Veselský et al., 2003), ako aj kontaminácia pôd a vôd (Letko et al., 1992).
Ložisko Pernek – Križnica Pozostatok banskej činnosti predstavuje na lokalite najmä veľké množstvo háld a zavalených štôlní, prekrytých vegetáciou, z ktorých sa šíria kontaminanty nielen do vodného prostredia, ale aj do pôd a riečnych sedimentov. V širšej oblasti bola zistená kontaminácia podzemných vôd arzénom, antimónom, železom, mangánom, hliníkom a niklom (Jašová et al., 2008). Na lokalite Pernek je monitorovaných 13 miest, reprezentovaných prevažne povrchovou vodou, jedným prameňom a výtokom zo zavalenej štôlne Pavol. Chemické analýzy boli robené v 8 vzorkách povrchových a podzemných vôd (tab. 1). Výrazným prejavom kontaminácie prostredia je tvorba Fe-okrov pozdĺž povrchového toku v oblasti pod haldami, ktoré na seba viažu prvky arzén, antimón a iné (Trtíková et al., 1999). Vplyv starých háld a výtokov zo štôlní na chemické zloženie povrchových a podzemných vôd je evidentný z chemických analýz vôd (tab. 1). Za miesto s pozaďovými koncentráciami je možné považovať vrchnú časť pravostranného prítoku Kostolného potoka nad haldami, v ktorom sú hodnoty arzénu, antimónu a iných prvkov nízke. V povrchovom toku pod haldami boli zistené zvýšené koncentrácie antimónu (max. 31 µg.l-1). Vo výtoku zo zavalenej štôlne Pavol boli zistené vysoké koncentrácie Fe (6,94 mg.l-1), Zn (161 µg.l-1), Ni (189 µg.l-1) a tiež vysoké koncentrácie síranov (488 mg.l-1). Koncentrácia Sb vo výtoku zo štôlne Pavol dosahovala 14 µg.l-1 a As 5 µg.l-1 (tab. 1). Zaujímavé sú vysoké obsahy niklu a zinku,
Tab. 1: Chemické zloženie vôd na ložisku Pernek (Katedra hydrogeológie PriF UK, 4. 6. 2008) Tab. 1: Water chemical composition in the Pernek mining area (Department of Hydrogeology, FNS, 4. 6. 2008)
Miesto odberu
M
pH
(mg.l-1)
Eh
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mV)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
Potok, nad haldami
349,74
7,72
449
1
1
0,094
62,7
Ca-Mg-SO4-HCO3
Potok, pod haldami a štôlňou Zubau
537,35
6,93
469
31
1
0,247
259,0
Ca-Mg-SO4
Štôlňa Pavol
856,02
6,26
297
14
5
6,940
488,0
Ca-Mg-SO4
745,86
7,06
279
15
1
0,673
434,0
Ca-Mg-SO4
640,70
7,45
436
15
<1
0,105
377,0
Ca-Mg-SO4
554,60
7,66
450
11
1
0,095
261,0
Ca-Mg-SO4
493,20
7,72
463
9
1
0,124
204,0
Ca-Mg-SO4-HCO3
450,97
7,99
435
3
2
0,043
89,5
Ca-HCO3-SO4
Potok, pod haldami a štôlňou Pavol Potok, nad sútokom s Kostolným potokom Kostolný potok, pod sútokom Kostolný potok, nad obcou Pernek Kostolný potok, pri poľnohosp. družstve
104
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
výrazne vyššie ako obsahy arzénu a antimónu v kontaminovaných vzorkách. Maximálna koncentrácia Sb (31 μg.l-1) bola zistená v pravostrannom prítoku Kostolného potoka pod zavalenou štôlňou Zubau a haldami. Ložisko Pezinok – Kolársky vrch Ložisko Pezinok – Kolársky vrch je ložisko sulfidických rúd, ktoré leží v oblasti pezinsko-perneckého kryštalického komplexu. Širšie okolie ložiska je budované variským kryštalinikom, tvoreným metamorfovanými horninami, hlavne fylitmi, rulami, amfibolitmi a čiernymi bridlicami. Granitoidné masívy sú zložené z granitov, granodioritov a ich pegmatitov. Na kryštalickom jadre pohoria sú zbytky obalového mezozoika – vápence a kremence. Začiatky baníctva spadajú už do 13. storočia, kedy sa v náplavoch potokov ryžovalo zlato. V 17. až 19. storočí sa prešlo na ťažbu primárnych zlatokremenných žíl. Postupne s doťažovaním zlatonosných rúd sa do popredia v druhej polovici 18. storočia dostávala ťažba antimonitu a pyritu, ktorá bola ukončená v roku 1991 (Pomorský et al., 2002). Najintenzívnejšia ťažba antimónových rúd prebiehala v rokoch 1940 až 1991, v rokoch 1958 – 1968 bola časť ložiska exploatovaná povrchovo. Na začiatku 19. storočia sa získavalo 11 t antimonitu ročne.
V okolí ložiska Pezinok – Kolársky vrch banská voda z opustených štôlní vyteká priamo do potoka Blatina a predstavuje primárny zdroj kontaminácie povrchových a podzemných vôd. Významným zdrojom kontaminácie je aj odkalisko, ktoré nie je izolované od podložia. Kontaminované vody sa dostávajú do aluviálnych náplavov a do rieky Blatina starým drenážnym systémom. V rámci VTP projektu bolo na lokalite Pezinok monitorovaných 26 miest, na ktorých boli urobené aj chemické analýzy vôd (tab. 2). Sledované boli banské vody vytekajúce z troch štôlní – Pyritová, Budúcnosť a Sirková, povrchové vody reprezentované riekou Blatina, podzemné vody v drenážnych šachtách, domovej studni a vody z vrtov. V rámci projektu bolo odvŕtaných 8 vrtov v celkovej dĺžke 102 m. Vrty PK-1 až PK-5 boli odvŕtané v alúviu potoka Blatina, vrty PK-6 a PK-8 v telese južného odkaliska a vrt PK-7 v telese severného, menšieho odkaliska. Všetky vrty okrem PK-6 boli vystrojené (Fľaková et al., 2005). Riziko kontaminácie prostredia v okolí Sb ložiska Pezinok študovali komplexne Chovan et al. (2005). V rámci tejto štúdie boli publikované výsledky štúdia väzby As na Fe okre (Majzlan et al., 2007), obsahu a distribúcie As a Sb v oxidovaných lemoch destabilizovaných sulfidov v sedimentoch odkalísk, ako aj problematika experimentálneho štúdia média geo-
Tab. 2: Chemické zloženie vôd na ložisku Pezinok – Kolársky vrch (Katedra hydrogeológie PriF UK, 16. 5. 2006) Tab. 2: Water chemical composition in the Pezinok – Kolársky vrch mining area (Department of hydrogeology, FNS, 16. 5. 2006)
Miesto odberu
pH
Eh
EC
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mV)
(mS.m-1)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
Blatina, nad odkaliskom
7,70
367
30,5
4
4
0,29
62,1
Ca-Mg-SO4-HCO3
Štôlňa Budúcnosť
7,20
217
68,0
87
13
3,30
276,5
Ca-Mg-SO4-HCO3
Štôlňa Sirková
6,80
283
85,7
46
21
1,28
359,6
Ca-Mg-SO4-HCO3
Štôlňa Pyritová
7,60
284
174,4
654
17
0,90
883,5
Ca-Mg-SO4
vrt PK-1
7,00
392
64,6
15
5
1,41
161,3
Ca-Mg-SO4
vrt PK-2
6,92
478
51,6
612
90
0,10
114,8
Ca-Mg-SO4
vrt PK-7
6,70
350
508,0
92
9
143
3305,2
Ca-Mg-SO4
vrt PK-8
7,00
134
563,0
2750
28750
57,9
3965,2
Ca-Mg-SO4
7,15
198
166,6
286
780
1,78
774,4
Ca-Mg-SO4
6,97
140
365,0
1450
24680
38,1
2327,0
Ca-Mg-SO4
7,90
335
41,4
45
93
0,29
104,1
Ca-Mg- HCO3
7,41
365
101,5
10
10
0,72
110,28
Ca-Mg-HCO3
Zberná šachta, odkalisko Drenážna rúrka, odkalisko Blatina, pod mostom Fabiánov mlyn domová studňa
105
PODZEMNÁ VODA chemickej bariéry (Lalinská et al., 2006, Chovan et al., 2007). Procesy biologickej a chemickej oxidácie študovali Andráš et al. (2006). V rámci VTP projektu bola preukázaná výrazná kontaminácia riečnych sedimentov, pôd a okrov tvoriacich sa pri výtokoch zo štôlní a tiež v potoku Blatina (Majzlan et al., 2007), Okre Fe majú dôležitú funkciu, keďže sorbujú arzén, antimón a iné prvky, ktoré sa spätne môžu uvoľňovať do vody, kritické sú obdobia letných búrok a jarného topenia snehu. Banské vody ložiska Pezinok – Kolársky vrch prinášajú do prostredia vysoké koncentrácie najmä síranov, arzénu, antimónu, v menšej miere železa, hliníka, mangánu, niklu a kobaltu a so svojou pomerne vysokou výdatnosťou predstavujú na tejto lokalite najvýznamnejší zdroj kontaminácie vôd. Mineralizácia týchto vôd sa pohybuje od 465 do 1 730 mg.l-1 (Fľaková et al., 2003, 2005, Hudáček et al., 2004, Jašová, 2007, Krčmář et al., 2007, Ženišová et al., 2005). Za pozaďové koncentrácie v okolí odkaliska je možné považovať obsahy prvkov vo vode toku Blatina nad odkaliskom, podzemných vodách po ľavej strane potoka Blatina (vrt PK-5) a v studni Fabiánov mlyn. V týchto vodách koncentrácie As sa pohybujú od 2 do 12 μg.l-1, koncentrácie Sb od 2 do 18 μg.l-1 (tab. 2). Najvýraznejšie prejavy znečistenia boli identifikované na pravej strane alúvia rieky Blatina, vo vrtoch pod odkaliskom, ako aj v podzemných a priesakových vodách pod odkaliskom. Najvýraznejšie sa znečistenie prejavilo vo vrte PK-2, kde koncentrácie As dosiahli 141 μg·l-1 a koncentrácie Sb 390 μg·l-1 a sú sprevádzané vysokými koncentráciami síranov a železa. V drenážnej rúrke pod odkaliskom boli zistené vysoké koncentrácie As (max. 26 900 μg.l-1) a Sb (max. 7 750 μg.l-1), tiež síranov (2 196 mg.l-1) a železa (23,7 mg.l-1). Najväčšie koncentrácie kontaminantov boli zistené priamo v odkalisku (vrty PK-7, PK-8). Maximálne koncentrácie As (46 400 μg.l-1) boli zistené vo vrte PK-7 a maximálne koncentrácie Sb (7 750 μg.l-1) vo vrte PK-8, kde sú aj najväčšie koncentrácie síranov v rámci všetkých monitorovaných miest. Chemické analýzy povrchovej vody z Blatiny v mieste pod odkaliskom poukazujú na to, že znečistenie je riedené. Napriek tomu obsah arzénu v povrchovej vode nevyhovuje Nariadeniu vlády SR č. 296/2005 Z.z.. Rudné ložiská Nízkych Tatier Nízke Tatry patria medzi významné rudné oblasti Západných Karpát, a to ťažbou Au rúd od 13. storočia, neskôr Fe a Cu rúd v 18. a 19. storočí a antimonitu od prvej polovice 17. do konca 20 storočia (Chovan et al., 1998). Západnú časť Nízkych Tatier buduje variský komplex kryštalických hornín Tatrika. Na južnej strane Nízkych Tatier prevládajú kryštalické bridlice, hlavne rula, menej amfibolity.
106
XV 1/2009 Chovan et al. (1996) vyčlenil 10 základných mineralizácií v ďumbierskej časti Nízkych Tatier. Najvýraznejšie odlišnosti v morfológii zrudnenia boli zistené medzi ložiskami severnej a južnej časti. V severnej časti (ložisko Dúbrava) sú takmer iba pravé žily a žilníky so sprievodnou impregnáciou, ložiská južnej časti (ložisko Medzibrod) sú tvorené najmä ložnými žilami a šošovkami. Najstarší typ rudnej mineralizácie bol zistený v hercýnskom granitovom pegmatite ložiska Sb rúd Dúbrava (Chovan et al., 1998a, 1998b). Ložiská Sb rúd v Nízkych Tatrách sú v kryštalických bridliciach a v granitoidných horninách. Prevládajú žilné, menej žilníkovo-impregnačné typy. Najdôležitejším ložiskom je na severných svahoch Magurka a Dúbrava, na južných svahoch Medzibrod a Lom (Michálek, Chovan, 1998). Ložisko Dúbrava Ložisko Dúbrava sa nachádza v severnej časti Nízkych Tatier na obidvoch stranách doliny Križianka a patrí medzi stredne veľké svetové ložiská antimónu. Ložisko je v granitoch ďumbierskeho kryštalinika. Mineralizácia ložiska vystupuje v dvoch etapách: staršej scheelitovej a mladšej sulfidickej so 4 periódami (pyritovo-arzenopyritovou, antimonitovou, tetraedritovou, barytovou). Hlavným rudným minerálom je antimonit, menej pyrit, vedľajšími minerálmi sú scheelit, molibdenit, rutil, bizmutín, arzenopyrit, Pb-Sb-Bi sulfosoli, sfalerit, tetraedrit, bournonit, chalkostibit, zlato, galenit, hematit, magnetit, markazit. Obsahy Sb v rude kolíšu od 1,5 do 5,0 %. Z nerudných minerálov sú prítomné kremeň, Fe dolomit, barit, stroncianit, kalcit, aragonit, illit, kaolinit, smektit, montmorillonit (Michálek, Chovan, 1998). Ťažba antimónových rúd sa uskutočňovala v banských úsekoch Predpekelná a Dechtárka. Najstarší údaj o ložisku pochádza z roku 1711. Od polovice 18. storočia do roku 1908 boli v Dúbrave bane na železnú rudu a antimón. Novodobé obdobie ložiska Dúbrava trvalo od roku 1915 do ukončenia ťažby v roku 1993 a bolo hlavným producentom antimónu v Československu. Na ložisku Dúbrava sa v rokoch 1753 – 1985 vyťažilo 1046 kt antimónovej rudy, z toho 1033 kt po roku 1945, z celkovo vyťaženej rudy sa získalo 27 kt kovu. Najproduktívnejšie obdobie tohto ložiska bolo v rokoch 1943 – 1991, kedy bola na lokalite vybudovaná aj flotačná úpravňa antimónových rúd. Z nej bol odpad ukladaný na odkaliská, nachádzajúce sa v blízkosti areálu Rudných baní Banská Bystrica, ktoré sa stali po ukončení ťažby v roku 1991 environmentálnou záťažou a predstavujú tak potenciálne riziko pre zdroje pitnej vody. Vplyv niekdajšej ťažby na okolie ložiska bol dokumentovaný v práci Arvensisa et al. (1994). Na lokalite Dúbrava je v rámci APVV projektu monitorovaných 21 miest. Banské vody sú reprezentované 7 výtokmi zo štôlní, potok Paludžanka je sledo-
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
vaný v 5 profiloch, priesakové vody z odkalísk na 5 miestach. Monitorovacie miesta boli neskôr doplnené aj o 6 nových vrtov. Vrt DU-1 je situovaný v areáli závodu Rudných baní a je suchý, vrt DU-2 je situovaný v alúviu potok Paludžanka pri hornom limnigrafe, vrt DU-3 je v hornom odkalisku. Vrty DU-4, DU-5 a DU-6 tvoria profil v alúviu potok pod dolným odkaliskom. V rámci monitoringu je sledovaný aj prameň Teplica a vrt s prelivom pri horárni v doline Križianka. Banské priestory sú odvodňované sústredeným gravitačným odtokom banských vôd nad miestnou bázou odvodnenia (Paludžanka), viaceré ústia štôlní boli zlikvidované. Počas rokov 2007 a 2008 sme však zaznamenali čistenie, opravu a uzatvorenie ústí štôlne Hlavný dopravný prekop, Samuel, Svätopluk (odvodňuje ložiskovú časť Predpekelná), Rakytová (odvodňuje západnú časť ložiska) a Martin (odvodňuje ložiskovú časť Dechtárka).
Aj keď odkaliská predstavujú veľkú environmentálnu záťaž v tejto oblasti, keďže obsahujú zvýšené obsahy arzénu, antimónu a iných stopových prvkov, najväčším zdrojom kontaminácie povrchových a podzemných vôd sú výtoky zo štôlní s pomerne veľkou výdatnosťou. Práve v nich boli zistené najvyššie obsahy síranov, ale aj niektorých stopových prvkov, najmä arzénu a antimónu (tab. 3). Rozsahy hodnôt As vo vode vytekajúcej zo štôlní sa pohybovali v rozmedzí od 16 (Flotačná štôlňa) do 62 µg.l-1 (Samuel). Koncentrácie Sb vo vodách zo štôlní dosahovali veľmi vysoké hodnoty, a to od 830 µg.l-1 v štôlni Martin do 9300 µg.l-1 v štôlni Samuel (Ženišová et al., 2009). Vo vrtoch sa koncentrácie Sb v podzemnej vode pohybujú od 4 do 107 µg.l-1, obsahy As od 3 do 4 µg.l-1. Za pozaďové koncentrácie je možné považovať pre Sb 10 µg.l-1 a pre As 9 µg.l-1 zistené v Paludžanke nad
Tab. 3: Chemické zloženie vôd na ložisku Dúbrava (Katedra hydrogeológie PriF UK, 23. 4. 2008) Tab. 3: Water chemical composition in the Dúbrava mining area (Department of Hydrogeology, FNS, 23. 4. 2008)
Miesto odberu
M
pH
(mg.l-1) Paludžanka, nad areálom závodu Hlavný dopravný prekop
Eh
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mV)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
63,58
7,30
530
10
9
0,040
5,3
Ca-Mg-HCO3-SO4
293,02
7,96
484
3280
34
0,051
100
Ca-Mg-SO4-HCO3
Štôlňa Samuel
382,75
8,24
464
9300
62
0,046
142
Mg-Ca-SO4-HCO3
Štôlňa Svätopluk
173,24
7,59
457
1650
57
0,504
48,8
Ca-Mg-HCO3-SO4
Štôlňa Rakytová
332,05
8,05
463
1300
39
0,039
137
Ca-Mg-SO4-HCO3
Štôlňa Martin
323,97
8,15
504
830
34
0,145
93,1
Ca-Mg-HCO3-SO4
Štôlňa Flotačná
340,00
8,15
483
1330
16
0,041
119
Ca-Mg-SO4-HCO3
53,81
7,62
466
79
10
0,034
11,1
Ca-Mg-HCO3
53,63
7,44
496
76
10
0,036
10,5
Ca-Mg-HCO3
367,40
8,02
448
4
2
0,038
12,8
Ca-Mg-HCO3
337,04
7,95
378
104
16
0,241
48,4
Ca-Mg-HCO3
73,60
7,44
474
76
7
0,034
12,5
Ca-Mg-HCO3
347,23
6,43
375
107
3
0,695
196
Ca-Mg-SO4
134,79
6,39
468
30
3
0,303
33,6
Ca-Mg-HCO3-SO4
410,85
6,39
415
4
3
0,306
144
Ca-Mg-SO4-HCO3
270,66
7,00
348
45
4
0,184
65,4
Ca-Mg-HCO3-SO4
Paludžanka, pri hornom limnigrafe Paludžanka, pri dolnom limnigrafe Prameň Teplica, pri dolnom limnigrafe Šachta dolné odkalisko Paludžanka, pod obcou Lazisko Vrt DU-2 alúvium potoka Vrt DU-4 Alúvium potoka Vrt DU-5 Alúvium potoka Vrt DU-6 Alúvium potoka
107
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
areálom závodu (tab. 3). Letko et al. (1992) zistil najvyššie obsahy As (40 µg.l-1) a Sb (4 000 µg.l-1) v štôlni Ignác. V tejto štôlni boli zistená pri odbere v roku 2007 najvyššia mineralizácia a obsah síranov (267 mg.l-1). V rieke Paludžanka sú kontaminované vody riedené, takže povrchová voda obsahuje nízke koncentrácie arzénu a antimónu a má nízku mineralizáciu. V prameni Teplica tiež neboli zistené zvýšené koncentrácie toxických prvkov, ale v domovej studni v chate pod Dobákom boli nadlimitné koncentrácie antimónu v podzemnej vode (Nariadenie vlády SR č. 354/2006 Z.z.). Výraznejšia je však kontaminácia pôd a riečnych sedimentov na tejto lokalite (Chovan et al., 2009). Ložisko Medzibrod Ložisko Medzibrod sa nachádza na južných svahoch západnej časti Nízkych Tatier patriacich k masívu Prašivej. Geologicky patrí do ďumbierskeho pásma kryštalinika Nízkych Tatier a je tvorené viacerými ložnými telesami kremeňa so sulfidickou mineralizáciou (Michálek et al., 1988). Ložisko vystupuje v komplexe intenzívne metamorfovaných hornín s prevahou migmatitov, biotických a kvarcitických rúl. Ložisko bolo objavené v 16. až 17. storočí, kedy bolo ťažené zlato. Výskyt antimonitovej mineralizácie je známy od roku 1926, ťažba začala v roku 1938. V rokoch 1938 – 1944 prebiehala najintenzívnejšia ťažba a na ložisku sa vyťažilo 57 kt rudy s obsahom 2,8 hm. % Sb a 4,48 mg.kg-1 Au (Bakoš et al., 2004). Prevádzka bola zastavená v roku 1946, v súčasnosti sa ložisko považuje za vyťažené. Produktívne pásmo je reprezentované sericitickochloritickými fylonitmi migmatitov s polohami tmavých bridlíc a metakvarcitov. Zóna antimónových zvrstvených žíl a kulisovitých šošoviek na ložisku Medzibrod
je asi 200 m široká. Rudné žily ležia vo fylonitoch a čiernych bridliciach, ktoré sú niekedy impregnované pyrit – arzenopyritovými rudami s obsahom zlata 1 – 4 mg.kg-1. Hlavný rudný minerál je antimonit, pomerne hojný je aj berthierit, jamesonit a pyrit. Nerudné minerály sú kremeň, menej karbonáty (Michálek et al., 1999, Koděra et al., 1989). Novšie výskumy poukazujú, že mineralizácia sa viaže na zóny mylonitizácie, zrudnenie má stratiformný charakter a je prechodným typom medzi Sb a Pb-Zn zrudnením (Lalinská, 2000, Lalinská, Chovan, 2006). V rámci projektu APVV je na lokalite Medzibrod monitorovaná podzemná a povrchová voda na 11 miestach v doline Močiar. V roku 2008 boli odobraté 4 vzorky na chemickú analýzu vody (tab. 4). Najväčší zdroj kontaminácie predstavuje zavalená štôlňa Murgaš, halda pod štôlňou v doline Močiar a tiež odkalisko, ktoré nadväzuje na haldu a je využívané ako rybník. Halda je tvorená netriedeným materiálom hornín a rúd primárneho ložiska, v procese zvetrávania dochádza k vzniku sekundárnych minerálov Fe, Sb a Cu, z ktorých sa tieto prvky dostávajú aj do vody v odkalisku (Blaha et al., 1993). Pod štôlňou Murgaš sa vytvára okrové jazierko a v tejto vode boli zistené vysoké koncentrácie Sb (1 290 µg.l-1) a As (255 µg.l-1) (tab. 4). Výrazné je aj znečistenie pochádzajúce z haldy, kde v priesakovej vode boli zistené koncentrácie Sb 870 µg.l-1 a koncentrácie As 204 µg.l-1 (tab. 4). Toto znečistenie je riedené vodou Borovského potoka, avšak v dolnej časti údolia, asi 80 m pod odkaliskom, je koncentrácia arzénu a antimónu relatívne vysoká. Z hľadiska obsahu arzénu povrchová voda nevyhovuje Nariadeniu váldy SR č. 296/2005 Z.z. V minulosti boli zistené v odkalisku vysoké obsahy Sb (576 µg.l-1), As (400 µg.l-1) a Hg (10 µg.l-1)
Tab. 4: Chemické zloženie vôd na ložisku Medzibrod (Katedra hydrogeológie PriF UK, 16. 6. 2008) Tab. 4: Water chemical composition in the Medzibrod mining area (Department of Hydrogeology, FNS, 16. 6. 2008)
Miesto odberu
M
pH
(mg.l-1)
Eh
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mV)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
Prameň, oproti štôlni Murgaš
379,57
7,83
455
1 290
255
0,175
96,00
Ca-Mg-HCO3-SO4
Štôlňa Murgaš*
450,75
7,04
353
445
180
0,112
108,00
Ca-Mg-HCO3-SO4
7,1
496
11
32
0,106
15,20
Ca-Mg-HCO3-SO4
7,44
435
870
204
0,208
77,80
Ca-Mg-HCO3-SO4
8,06
450
110
100
0,069
30,90
Ca-Mg-HCO3-SO4
7,87
419
128
90
0,082
24,80
Ca-Mg-HCO3-SO4
Borovský potok, 104,03 nad štôlňou Murgaš Priesak z haldy pod 430,99 štôlňou Murgaš Priesaková voda 176,77 z odkaliska* Borovský potok, 199,25 pod odkaliskom *analýza vody z 18. 9. 2007
108
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
(Blaha et al., 1993). Vo vzorke vody z roku 2007 boli zistené nižšie koncentrácie Sb a As (tab. 4), koncentrácia Hg bola 0,1 µg.l-1. Rudné ložiská Spišsko-gemerského rudohoria Okrem kremeňovo-antimonitového typu žilnej mineralizácie, ktorá je priestorovo viazaná na južnú časť Spišsko-gemerského rudohoria (Betliar – Čučma – Poproč – Zlatá Idka) je najpočetnejším typom rudných ložísk v Spišsko-gemerskom rudohorí žilná metamorfno-hydrotermálna mineralizácia sideritovo-sulfidického typu, v ktorej sú významne zastúpené aj sulfidy arzénu a antimónu, hoci tieto (až na výnimky) neboli pred-
metom vlastnej ťažby (Rozložník, Slavkovský, 1980, Grecula et al., 1995). Po ukončení banskej činnosti na významných hlbinne ťažených rudných ložiskách (Slovinky, Rudňany, Novoveská Huta, Rožňava a i.) došlo k zatopeniu banských priestorov a zvýšené obsahy týchto prvkov v danom horninovom prostredí podmienili o.i. aj ich vysoké obsahy v banských vodách vytekajúcich z hlavných banských odvodňovacích diel. V Spišsko-gemerskom rudohorí je z environmentálneho hľadiska závažným problémom zatopené pyritovo-meďnaté ložisko Smolník. Je to submarinnoexhalačný sedimentárny typ ložiska, na ktorom sa výrazne prejavuje fenomén AMD (Acid – Mine Drainage) – vznik kyslých banských vôd (tab. 5).
Tab. 5: Chemické zloženie banských vôd na niektorých rudných ložiskách Spišsko–gemerského rudohoria (ŠGÚDŠ Spišská Nová Ves, 1996 – 2001) Tab. 5: Mine water chemical composition in some ore deposits of the Spiš-Gemer ore Mountains (ŠGÚDŠ Spišská Nová Ves, 1996 – 2001)
Miesto odberu
M
pH
(mg.l-1) Novoveská Huta Vodná štôlňa Rožňava Rožňavská baňa Dobšiná Štôlňa Samueli Slovinky Štôlňa Alžbeta Smolník Šachta Pech
EC
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mS.m-1)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
632
7,23
686
0,012
0,013
0,08
213,0
Ca-Mg-SO4-HCO3
1024
7,7
922
0,03
0,04
0,005
269,87
Mg-Na-Ca-HCO3-SO4
251
7,67
301
0,035
0,48
0,01
45,5
Ca-Mg-CO3-SO4
1886
7,42
-
0,022
0,084
2,78
1080,0
Mg-Ca-SO4-HCO3
5678
3,59
-
<0,001
0,04
585
3560
Mg-Ca-SO4
Ložisko Poproč Na geologickej stavbe ložiska Poproč sa podieľajú horniny staršieho paleozoika gemerika, gelnická skupina, s telesom granitu, izolovaný výskyt permu, sedimenty neogénu a kvartéru. Žily s rudnou mineralizáciou sa vyskytujú v zelených kremeňovo-chloritických fylitoch a v acidných metatufoch staršieho paleozoika a v blízkosti okraja popročského telesa granitu. Sedem subvertikálnych žíl sa viaže na zlomy V-Z smeru, ktoré sú zhodné s bridličnatosťou. Na najvýznamnejšej žilnej štruktúre Anna – Agneška bolo známe zrudnenie v dĺžke 600 m. Šošovky kremeňa s antimonitom dosahujú hrúbky do 20 m. V území je známych 6 žíl: Anna – Agnes, Borovičná hôrka, Barbora, Lazy, Ferdinand a Libórius, ktoré sú vyvinuté pozdĺž strmých tektonických plôch (Kalinčiaková, 1996). Hlavným rudným minerálom je antimonit, vedľajšie sú pyrit, arzenopyrit a iné Pb-Sb-Zn-Cu sulfidy. Z nerudných minerálov sa vyskytujú kremeň, karbonáty, turmalín, albit, sericit, chlorit (Rozložník, Slavkovský, 1980, Chovan ed., 1994). Prvé písomné zmienky o ťažbe antimonitových rúd pochádzajú z roku 1831. Ťažobné práce v novodobej
histórii začali r. 1938 a úpravňa bola postavená v r. 1939. Po znárodnení prevádzky patrila k Rudným baniam n.p. Banská Bystrica, ktoré dobývali a upravovali rudy až do r. 1965, kedy bola prevádzka zastavená a postupne sa likvidovala. Celkové množstvo vyťaženej a spracovanej rudy za 1939 – 1965 bolo cca 259 kt. Výťažnosť flotačnej úpravne za posledné roky prevádzky bola 90,6 – 93,3 % pri kovnatosti koncentrátu 48,35 – 52,49 % Sb a obsahoch Au 3 – 6 g.t-1 (Chovan ed., 1994). Na lokalite Poproč je v rámci APVV projektu monitorovaných 17 miest, z toho potok Oľšava na 10 profiloch, ďalej výtoky zo štôlne Anna a Agnes, výtok pod odkaliskom, taktiež dve domové studne priamo v obci v alúviu pod odkaliskom. Monitorovaný je aj pravostranný prítok Oľšavy v mieste pod sútokom s výtokom z Agnes, ktorý je neznámeho pôvodu. Monitorovacie miesta boli v roku 2008 doplnené o 2 vrty, vrt PO-1 je situovaný v alúviu potoka Oľšava v mieste pod odkaliskom priamo v obci, vrt PO-2 je v alúviu potoka Oľšava pod areálom bane Rúfus na konci obce Poproč (tab. 6). Najväčším zdrojom kontaminácie je štôlňa Agnes,
109
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Tab. 6: Chemické zloženie vôd na ložisku Poproč (Katedra hydrogeológie PriF UK, 1. 7. 2008) Tab. 6: Water chemical composition in the Poproč mining area (Department of Hydrogeology, FNS, 1. 7. 2008)
Miesto odberu
M
pH
(mg.l-1)
Eh
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mV)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
Oľšava, potok nad haldami
94,94
6,93
386
36
5
0,153
23,20
Ca-Mg-Na-SO4-HCO3
Štôlňa Anna
230,00
6,90
354
750
5
0,245
49,80
Ca-Mg-HCO3-SO4
Štôlňa Agnes
540,10
6,29
214
600
2150
32,7
240,00
Mg-Ca-SO4-HCO3
164,54
6,61
370
700
9
0,271
45,50
Ca-Mg-SO4-HCO3
218,70
6,78
197
335
197
4,630
86,10
Ca-Mg-SO4-HCO3
607,46
6,25
256
175
1110
8,190
313,00
Mg-Ca-SO4
245,11
7,52
261
440
27
0,853
67,40
Ca-Mg-SO4-HCO3
581,82
6,50
338
1000
78
0,250
164,00
Ca-Mg-SO4-HCO3
252,79
6,42
425
5
3
0,229
41,90
Ca-Mg-HCO3-SO4
Pravostranný prítok, pod Agnes Olšava, potok pod výtokom z Agnes Výtok pod odkaliskom Oľšava, pod baňou Rúfus Vrt PO-1 pod odkaliskom Vrt PO-2, alúvium pod baňou Rúfus
pred ktorou ešte v roku 2004 bola asi 2 m vysoká vrstva okrových precipitátov na ploche asi 200 m2, takto vytvorená nádrž bola mechanicky odstránená prebagrovaním a okre boli vyplavené vodou vytekajúcou zo štôlne (Lalinská et al., 2007). V súčasnosti banská voda zo štôlne je čiastočne zvedená žlabom a vteká do potoka Oľšava, pred ústim štôlne a pozdĺž vytekajúcej vody sa neustále tvoria okrové nánosy. V okroch boli zistené koncentrácie As 34 000 mg.kg-1 a Sb 6 100 mg.kg-1, ako aj vysoké koncentrácie Fe, Al, Zn, Mn (Lalinská et al., 2007). Kontaminovaná je aj pôda, pričom bolo zistené, že v smere po toku Oľšava narastá obsah Sb a klesá obsah As v pôdnych vzorkách (Jankulár et al., 2008). Hlavnými kontaminantmi v pôde a riečnych sedimentoch sú As, Sb, ale aj Pb, Zn a Cu (Šottník et al., 2008). Pri zmene oxidačno-redukčných podmienok môže dochádzať k uvoľňovaniu toxických prvkov do povrchovej vody. Za pozaďové koncentrácie v povrchových vodách sledovanej oblasti je možné považovať pre Sb 36 µg.l-1 a pre As 5 µg.l-1 (tab. 6). Obsahy Sb vo vode vytekajúcej zo štôlní dosahujú 600 a 750 µg.l-1, obsahy As 5 a 2 150 µg.l-1. Vzhľadom na pomerne veľký prietok vytekajúcej banskej vody, ktorý počas odberu vzoriek dosahoval 6,85 l.s-1, je tento zdroj kontaminácie veľmi významný. Z ostatných stopových prvkov majú významné zastúpenie v banských vodách Co (101 µg.l-1), Ni (57 µg.l-1) a Zn (750 µg.l-1). Ďalším zdrojom kontaminácie je neriadené odkalisko v areáli Rudných baní nad obcou Poproč, vo vytekajúcej vode spod odkaliska bola zistená koncentrácia Sb 175 µg.l-1 a As 1 110 µg.l-1 (tab. 6). Taktiež 110
vo vrte PO-1 pod odkaliskom bola zistená vysoká koncentrácia Sb 1 000 µg.l-1, obsah As je nižsí (78 µg.l-1). V obci Poproč pod odkaliskom bola zistená kontaminácia podzemných vôd v domových studniach, obsahy Sb dosiahli 8 až 23 µg.l-1, teda hodnoty prekračujúce najvyššiu medznú hodnotu 5 µg.l-1 podľa Nariadenia vlády SR č. 354/2006 Z.z.. Táto časť obce nemá iný zdroj pitnej vody ako sú domové studne. V mieste pod odkaliskom bola preukázaná kontaminácia povrchovej vody, jej kvalita nevyhovuje v ukazovateľoch As, Co, Mn, Fe, Ni, Zn a sírany všeobecným požiadavkám pre kvalitu povrchovej vody podľa Nariadenia vlády SR č. 296/2005 Z.z.. Voda toku Oľšava výrazne redukuje znečistenie miešaním, takže v profile pod baňou Rúfus na konci obce už kvalita povrchovej vody vyhovuje Nariadeniu vlády SR č. 296/2005 Z.z.. Taktiež podzemná voda vo vrte PO-2 je relatívne čistá, obsahy As, Sb a ostatných stopových prvkov sú nižšie ako najvyššie limitné koncentrácie v Nariadení vlády SR č. 354/2006 Z.z.. Ložisko Čučma Vlastné čučmianske žily, žilníky a vtrúsené rudy sa viažu na disjuktívne štruktúry prešmykového a poklesového charakteru so zrudnenými sperenými štruktúrami v porfyroidoch a metaryolitoch vo východnej časti a na rozhraní čiernych fylitov s porfyroidmi v západnej. Hlavným minerálom kremenných žíl je antimonit. Sprevádzajú ho siderit, Fe dolomit, kalcit, karbonáty, turmalín, albit, pyrit, arzenopyrit, markazín, pyrotín, chalkopyrit, sfalerit, tetraedrit, galenit, zlato, bizmut, antimón,
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
ullmannit, willyamit, berthierit, boulangerit, chalkostibit, bournonit, zinckenit a jamesonit. Na ložisku boli popísané štyri mineralizačné periódy: kremenná, karbonátová, kremeňovo-sulfidická a kalcitová. V stredoveku sa tu ťažila zlatá, strieborná a medená ruda, neskôr železná, antimónová a mangánová ruda. Na ložisku Čučma sa vyťažilo v rokoch 1918 – 1944 204 kt a po roku 1945 68 kt antimonitovej rudy. Od roku 1952 bola ťažba zastavená (Rozložník et al., 1987, Chovan ed., 1994). Na lokalite Čučma je v rámci APVV projektu monitorovaná podzemná a povrchová voda na 16 miestach. V Majerskej doline je to štôlňa Jozef (horný, dolný a stredný), 5 profilov Čučmianskeho potoka, jeho pravostranný prítok pod štôlňou Michal a prameň pri ceste. V doline potoka Laz, kde je areál závodu Rudné bane, sú monitorované – štôlňa Gabriela, prameň pri tejto štôlni, výtok spod haldy pod štôlňou, potok Laz na
3 profiloch, výtok spod odkaliska. V rámci projektu boli realizované 2 vrty, vrt CU-1 priamo v odkalisku pod závodom Rudných baní a vrt CU-2 v alúviu potoka Laz. V júni 2008 bolo odobratých 9 vzoriek vody, odbery by sa mali zopakovať aj v roku 2009 (tab. 7). Najväčšími zdrojmi kontaminácie vôd sú na lokalite Čučma banské vody a odkalisko v areáli závodu Rudné bane. Obsahy Sb vo vode vytekajúcej zo štôlní dosahujú 17 a 3 540 µg.l-1, obsahy As 84 a 1 350 µg.l-1. Výtok spod odkaliska obsahuje tiež vysoké koncentrácie Sb (1 060 µg.l-1), As (110 µg.l-1), tiež sírany a dusičnany (tab. 7). Vo vrtoch koncentrácie Sb v podzemnej vode dosahujú 194 a 970 µg.l-1, obsahy As 6 a 285 µg.l-1. Za pozaďové koncentrácie je možné považovať pre Sb 180 µg.l-1 a pre As 7 µg.l-1. V potokoch dochádza k riedeniu znečistenia, ale napriek tomu pretrvávajú relatívne vysoké koncentrácie Sb (260 µg.l-1).
Tab. 7: Chemické zloženie vôd na ložisku Čučma (Katedra hydrogeológie PriF UK, 19. 6. 2008) Tab. 7: Water chemical composition in the Čučma mining area (Department of Hydrogeology, FNS, 19. 6. 2008)
Miesto odberu
M
pH
(mg.l-1)
Eh
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mV)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
Jozef – horná štôlňa
324,50
7,67
470
3540
84
0,183
70,8
Ca-Mg-HCO3-SO4
Čučmiansky potok
124,96
7,28
504
180
7
0,790
29,5
Ca-Mg-HCO3-SO4
Štôlňa Gabriela
879,14
7,12
234
17
1350
0,555
67,5
Mg-Ca-HCO3
146,05
7,90
447
116
37
0,040
23,8
Ca-Mg-HCO3-SO4
709,81
7,90
355
1060
110
0,062
217
Mg-Ca-HCO3-SO4
181,15
7,66
347
310
50
0,419
36,4
Ca-Mg-SO4-HCO3
489,79
6,77
265
970
285
5,85
174
Ca-Mg-SO4-HCO3
592,14
7,63
384
194
6
0,088
193
Mg-Ca-SO4-HCO3
163,33
7,59
366
260
15
0,613
33,3
Ca-Mg-HCO3-SO4
Potok Laz, nad obcou Výtok pod odkaliskom Potok Laz, pod odkaliskom Vrt CU-1 V odkalisku Vrt CU-2, alúvium potoka Laz Laz, pod sútokom s Čučmianskym p.
Ložisko Zlatá Idka Zlatá Idka je stará banícka obec v Spišsko-gemerskom rudohorí Z od Košíc, ktorá sa po likvidácii banskej činnosti v jej okolí stala významnou prímestskou rekreačnou oblasťou. Haldy a ústia starých banských diel sa nachádzajú priamo v obci, ale aj v jej širšom okolí. Často stoja priamo na starých haldách a pod nimi, resp. v ich blízkosti. Banské práce na početných rudných žilách tu boli navzájom pospájané hustou sieťou horizontálnych (štôlní) a vertikálnych banských diel (šachty, slepé šachty, komíny). Prirodzená sukcesia, stavebné a iné ľudské zásahy dnes už vo veľkej miere
zakryli pozostatky po rozrušení terénu banskou činnosťou. Najväčší rozkvet zlatoidského baníctva bol v období rokov 1800 až 1925, najmä v ére posledných rokov rakúsko-uhorskej monarchie. Najskôr boli banské práce zamerané hlavne na ťažbu striebra, ako vedľajší produkt sa získavalo zlato a antimón. Vyťažené rudy sa tu zároveň spracovávali v hutiach, ku ktorým patrili aj sklady pre rudné koncentráty a chemikálie, pražiareň, mlyn s prívodnými vodnými kanálmi, amalgamovňa a v neposlednom rade aj skládky amalgamačných kalov. Po vyčerpaní zásob striebornej rudy sa, najmä počas vojnových období, začali ťažiť antimónové rudy. 111
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Po vyťažení ložiska bola v roku 1948 ťažba definitívne zastavená a banské diela boli zlikvidované. Hydrotermálne Ag-Au-Sb zrudnenie tu vystupuje v početných žilných štruktúrach, prevažne v kyslých metapyroklastikách staršieho paleozoika, v bezprostrednom nadloží granitového telesa. Žilné štruktúry sa nachádzajú na J svahoch Kojšovskej hole (1246 m n. m.) v pramennej oblasti potoka Ida, ktorý asi 6 km pod obcou vteká do vodárenskej nádrže Bukovec – významného zdroja pitnej vody pre Košice. Údolím potoka Ida prebieha najvýraznejšia, tzv. čierna poruchová zóna, charakteristická polohou čiernych silne mylonitizovaných metapelitov, ktoré priebeh rudných žíl utínajú a vymedzujú ho len na J svahy Kojšovskej hole. Základná výplň žíl je kremeňovo-sideritová, alebo len kremeňová, rudnú mineralizáciu predstavujú sulfidické minerály najmä jamesonit (sulfid Pb, Sb a Fe), sulfidy Fe, Cu, Zn, As, Pb, Fe (arzenopyrit, chalkopyrit, sfalerit, galenit) a najmä Sb (antimonit, tetraedrit). Najkvalitnejšie rudy sa nachádzali vo vrchných častiach žíl, vychádzajúcich až na povrch, s hĺbkou sa kvalita rudnej výplne vytráca. Antimonitová mineralizácia je z priestorového hľadiska i z hľadiska genézy výrazne odčlenená
od mineralizácie sideritovo-sulfidickej. Antimonit mal často charakter liatej rudy a intenzívnej impregnácie v kremeni. Hlavným striebronosným minerálom bol jamesonit (sulfid najmä Pb, Sb) a tetredrit (sulfid Sb a Cu), v ktorých bolo Ag (čiastočne i Au) významne izomorfne zastúpené. Chemické zloženie podzemných vôd okolia Zlatej Idky odráža hydrogeologické a hydrogeochemické pomery územia (Cicmanová, Baláž, 2007). V pramennej oblasti potoka Idy, ako najstaršej časti banského revíru, je dnes už v teréne veľmi ťažké rozlíšiť pôvodné pramene od výtokov banských vôd. Vo vodárensky deficitnom území sa pre zásobovanie obyvateľov obce a početných rekreačných zariadení využívajú takmer výlučne banské vody, vytekajúce z dedičných štôlní starých banských polí. Pre západnú časť rudného poľa je hlavným odvodňovacím dielom štôlňa Breuner a pre východnú časť, priamo pod obcou, je hlavnou dedičnou štôlňou Michal. Obe tieto diela odvodňujú aj zatopené hlbinné obzory na rudných žilách pod miestnou eróznou bázou. Tieto výtoky majú síce výrazne vyššie výdatnosti, ale zároveň aj najvyššiu úroveň obsahov arzénu a antimónu (tab. 8).
Tab. 8: Chemické zloženie vôd na ložisku Zlatá Idka (ŠGÚDŠ Spišská Nová Ves, 16. 8. 2001) Tab. 8: Water chemical composition in the Zlatá Idka mining area (ŠGÚDŠ Spišská Nová Ves, 16. 8. 2001)
Miesto odberu
M
pH
(mg.l-1)
EC
Sb
As
Fe
SO42-
Chem. typ vody
(mS.m-1)
(µg.l-1)
(µg.l-1)
(mg.l-1)
(mg.l-1)
(20 c.z %)
štôlňa Michal
220
6,58
25,2
0,11
0,075
0,09
54,5
Ca-Mg-HCO3-SO4
Štôlňa Všechsvätých
152
6,95
14,9
0,011
0,018
0,02
25,6
Ca-Mg-HCO3-SO4
Stará štôlňa
67
6,58
7,0
<0,001
<0,001
0,04
16,8
Ca-Mg-SO4-HCO3
Štôlňa Ladislav
65
5,98
6,9
0,003
0,001
0,06
18,0
Ca-Mg-SO4-HCO3
štôlňa Albert
42
5,43
3,1
0,001
0,002
0,03
9,5
Ca-Mg-SO4-HCO3
štôlňa Breuner
189
6,51
23,1
0,115
0,080
0,03
15,4
Ca-Mg-HCO3-SO4
štôlňa v doline Hutná
170
7,14
17,8
0,090
0,044
0,02
23,1
Ca-Mg-HCO3-SO4
126
7,07
12,7
0,055
0,032
0,04
22,3
Ca-Mg-HCO3-SO4
127
7,48
14,5
0,065
0,034
0,04
25,5
Ca-Mg-HCO3-SO4
potok Ida pod obcou Zlatá Idka (pri ČOV) potok Ida nad VN Bukovec
Vysoké obsahy As a Sb boli jednoznačne preukázané v takmer všetkých vodných zdrojoch územia. Výnimkou je len krátka prieskumná štôlňa – starý obecný vodný zdroj „Stará“ štôlňa (štôlňa Ľudovít, resp. Alajoš) v extraviláne obce a niektoré plytko založené pramene s nízkou výdatnosťou v jej širšom okolí (Cicmanová, Baláž, 2007). Obsahy As a Sb v pramennej oblasti potoka Ida nedosahujú kritické hodnoty. Ich zvýšené obsahy sa na 112
toku Idy objavujú až pod ústím štôlne Breuner a zvyšujú sa pod obcou – pod prítokom potoka s banskými vodami zo štôlne Michal. Pod obcou pri ČOV a pred vtokom Idy do VN Bukovec boli v povrchovom toku zistené obsahy presahujúce povolené limity Nariadenia vlády SR č. 296/2005 Z.z. (As 32 – 34 µg.l-1, Sb 55 – 65 µg.l-1). Tieto hodnoty korešpondujú s výsledkami sledovania kvality vody v prítokoch do Bukovca (SVP š.p. OZ Povodie Bodrogu a Hornádu Košice, VÚVH
PODZEMNÁ VODA Bratislava), aj keď je zrejmé, že podliehajú výrazným sezónnym výkyvom (Hucko, Pišoft, 2000). V geologickej stavbe územia majú významné postavenie gemeridné granity s charakteristickou vysokou rádioaktivitou, ktoré boli zastihnuté najmä v banských dielach v podzemí. Preto pri hodnotení banských vôd využívaných ako vodné zdroje je potrebné venovať pozornosť aj ich rádioaktivite. Výsledky doterajších analýz v Zlatej Idke však preukázali, že využívané vodné zdroje z hľadiska rádioaktivity zodpovedajú kritériám príslušných noriem. Vo zvyškoch starej haldy z úpravy strieborných rúd v časti obce Réka v bezprostrednej blízkosti toku Idy boli zistené extrémne obsahy nielen As a Sb, ale aj širokej škály ostatných toxických a iných kovov (Pb, Hg, Cd, Ag, Cu, Al). Z tohto dôvodu bola táto vzorka v Geoanalytických laboratóriách ŠGÚDŠ v Spišskej Novej Vsi použitá na prípravu referenčného materiálu pre metrologické zabezpečenie environmentálnych meraní, hlavne pre oblasť odpadového hospodárstva (Lučivjanský in Mackových et al., 2004). Problematika zvýšených obsahov As a Sb vo využívaných vodných zdrojoch v okolí Zlatej Idky a v toku Idy je štátnym orgánom hygienickej služby dlhodobo známa. Na vodných zdrojoch v okolí obce boli realizované i rozsiahlejšie výskumné práce na technológii odstraňovania arzénu a antimónu, ktoré by mali byť súčasťou procesu úpravy vody v objekte pri štôlni Breuner. V okolí obce prebiehali aj monitorovacie práce v rámci odhadu zdravotného rizika jej obyvateľov z toxických kovov As a Sb, ktoré vykonávali pracovníci Štátneho zdravotného ústavu v Košiciach (v súčasnosti regionálny Úrad verejného zdravotníctva). Ich cieľom bolo na základe kvality zložiek životného prostredia zmapovať možné cesty vstupu kovov As a Sb do organizmu, odhadnúť zdravotnú záťaž obyvateľov monitorovaním kovov v biologickom materiáli u vybraného súboru respondentov (krv, moč, vlasy, nechty) a jednak vypočítať prijateľnú (i toxickú) dávku pre obyvateľov a jednak metódou Risk Assessment odhadnúť celoživotné zdravotné riziko u obyvateľov obce (Dietzová, 2003, Rapant et al., 2007). Vyšetrením biologického materiálu obyvateľov bolo zistené, že u väčšiny obyvateľov boli v krvi, moči, vlasoch i nechtoch prekročené stanovené, resp. odporúčané limitné hodnoty koncentrácie As i Sb. Potvrdený bol kumulatívny charakter oboch kovov, ale zároveň veľká variabilita u jednotlivcov, daná individuálnou schopnosťou adaptačných, resp. kompezačných metabolických mechanizmov. Celková úmrtnosť obyvateľov v okrese Košice-vidiek sa štatisticky významne nelíši voči úmrtnosti evidovanej na Slovensku, ale v Zlatej Idke sú odlišné ďalšie príčiny smrti, ktoré v okresnej štatistike nemajú zásadný význam (choroby žliaz z vnútorným vylučovaním, duševné poruchy, abnormálne nálezy a iné). Predpoklad zvýšenej úmrtnosti na
XV 1/2009 nádorové ochorenia sa nepotvrdil, ale tretím najčastejším ochorením v obci (až 17 % respondentov) je cukrovka (diabetes mellitus). Predbežné konzultácie s diabetológmi poukazujú na to, že je možné uvažovať o chronickom účinku skúmaných toxických kovov, ako jednej z možností spúšťacieho ochorenia pre diabetes, resp. o ukladaní týchto kovov v pankrease. Vysoký kumulatívny účinok podporujúci chronické ochorenia je pravdepodobný aj pri možnom mutagénnom poškodení genetického fondu u niektorých citlivých a exponovaných jednotlivcov (Dietzová, 2003). ZÁVER Antimón a arzén patria medzi toxické prvky a ich význam v hydrogeológii a vodnom hospodárstve na Slovensku vzrástol po tom, čo sledovanie antimónu bolo zaradené do hodnotenia kvality pitnej vody a sprísnil sa limit pre arzén. Jedným z hlavných zdrojov príjmu antimónu a arzénu pre človeka je pitná voda, preto je ich obsah prísne limitovaný a ich prítomnosť v pitnej vode je nežiadúca. Antimón je v určitom zmysle slovenským špecifikom, ako geogénny prvok je typický hlavne pre Sb-S zrudnenie a jeho prejavy v prírodných vodách sú významnejšie ako v okolitých štátoch. Zatiaľ mu u nás nie je venovaná dostatočná pozornosť. K najvýznamnejším oblastiam s výskytom zvýšených obsahov antimónu a arzénu v horninovom prostredí patria rudné ložiská v Spišsko-gemerskom rudohorí, Nízkych Tatrách a Malých Karpatoch. Prejavy rudnej mineralizácie a pozostatkov banskej činnosti ovplyvňujú chemické zloženie povrchových a podzemných vôd, ktoré sú hlavným transportným médiom týchto prvkov v prírodnom prostredí. Výrazné znečistenie antimónom a arzénom je typické pre tieto oblasti aj v pôdach a riečnych sedimentoch, kde sa sústreďujú maximálne koncentrácie týchto prvkov. V rámci riešenia projektu APVV č. 0268-06 „Zhodnotenie vplyvu banskej činnosti na okolie opustených Sb ložísk Slovenska s návrhmi na remediáciu“ boli v rokoch 2007 a 2008 monitorované a analyzované podzemné a povrchové vody na lokalitách s významnými antimónovými ložiskami v Perneku, Dúbrave, Medzibrode, Čučme a Poproči. Významným zdrojom kontaminácie na všetkých lokalitách sú vytekajúce vody zo štôlní. Druhým zdrojom kontaminácie sú odkaliská a haldy, ktoré sa vyskytujú v areáloch opustených závodov na spracovanie rúd. Zo všetkých sledovaných zdrojov banských vôd boli zistené najvyššie koncentrácie antimónu v štôlni Samuel (9 300 µg.l-1) na ložisku Dúbrava a v štôlni Gabriela (3 540 µg.l-1) na ložisku Čučma. Najvyššie koncentrácie arzénu boli zistené v banskej vode vytekajúcej zo štôlne Agnes (2 150 µg.l-1) na ložisku Poproč. Povrchové vody riedia znečistenie, ich kvalita je relatívne dobrá, avšak na lokalitách Zlatá Idka, 113
PODZEMNÁ VODA Poproč, Medzibrod a Pezinok aj v povrchovej vode v mieste pod zdrojmi kontaminácie sú zvýšené koncentrácie arzénu a antimónu. Podľa sledovania prevádzkovej kontroly kvality pitnej vody na Slovensku bol v roku 2005 antimón spolu s arzénom ukazovateľom, ktorý najčastejšie prekračoval limitnú hodnotu zo všetkých anorganických ukazovateľov (s počtom nadlimitných stanovení pre antimón 0,33 %), podobná situácia bola aj v roku 2006 (Kolektív autorov, 2006, 2007). Z tohto pohľadu je najviac ohrozené zdravie ľudí v obci Poproč, ktorej
XV 1/2009 podstatná časť používa na pitie vodu z domových studní. Taktiež je alarmujúci stav v obci Zlatá Idka a vyradené z prevádzky boli aj vodné zdroje Močidlo a Brdárka v Dúbrave. POĎAKOVANIE Publikácia vznikla s podporou úlohy Agentúry na podporu výskumu a vývoja č. APVV-0268-06 a projektu VEGA č. 1/0785/08 financovaných Ministerstvom školstva SR.
LITERATÚRA ANDRÁŠ, P., MILOVSKÁ, S., KUŠNIEROVÁ, M., ADAM, M., CHOVAN, M., ŠLESAROVÁ, A. 2006: Bacterial leaching of ore minerals from waste at the Pezinok deposit (Western Slovakia). Slovak Geol. Mag., ročník 12, číslo 2, s. 79-89, ISSN 1335-96 APPELO, C. A. J., POSTMA, D. 2005: Geochemistry, groundwater and pollution, 2nd edition. A. A. Balkema Publishers, Rotterdam 2005, s. 649, ISBN 04-1536-428-0 ARVENSIS, M., TUPÝ, P., KUPCOVÁ, Z., FODOROVÁ, V., MUDRÁKOVÁ, M., ČECHOVSKÁ, K., ČAMAJ, P., KLAČAN, J. 1994: Dúbrava – odkaliská, orientačný prieskum. Manuskript – Geologický prieskum Spišská Nová Ves, s. 188 BAKOŠ, F., CHOVAN, M. a kol. 2004: Zlato na Slovensku. Vyd. Slovenský skauting, Bratislava 2004, s. 298, ISBN 80-89136-21-4 BLAHA, M., OČENÁŠ, D., TURČEK, L., FABIANOVÁ, R., ADAMJÁK, M., SMREK, M., KUPCOVÁ, Z. 1993: Záverečná správa úlohy „Haldy, skládky, odkaliská – Banská Bystrica, VP“. Manuskript – Archív ŠGÚDŠ Bratislava, 145 s. BODIŠ, D., RAPANT, S., 1996: Geochemický atlas Slovenska, Časť VI: Riečne sedimenty. Bratislava, Geologická služba Slovenskej republiky, 124 s. CAMBEL, B. 1959: Hydrotermálne ložiská Malých Karpát, mineralógia a geochémia rúd. Acta geol. Geogr. Univ. Comen., Geol., ročník 3, s. 538 CICMANOVÁ, S., BALÁŽ, P. 2007: Historická ťažba rúd a kvalita prírodného prostredia v okolí obce Zlatá Idka. Podzemná voda, ročník XII, č.1/2007, s. 89-99, ISSN 1135-1052 CICMANOVÁ, S., RAPANT, S. 2002: Zhodnotenie potenciálneho vplyvu geochemického prostredia na zdravotný stav obyvateľstva v oblasti Spišsko-gemerského rudohoria“ – lokalita Zlatá Idka. Čiastková záverečná správa. Manuskript – archív ŠGÚDŠ a ŠZÚ Košice ČURLÍK, J., ŠEFČÍK, P. 1999: Geochemický atlas Slovenska, Časť V, Pôdy, Vyd. Geologická služba Slovenskej republiky, 1999, Bratislava, s. 99, ISBN 80-88833-14-0 DIETZOVÁ, Z. 2003: Odhad zdravotného rizika z arzénu a antimónu prítomného v životnom prostredí u obyvateľov obce Zlatá Idka. Manuskript – archív ŠZÚ Košice FERGUSSON, J. E., 1990: The Heavy Elements: Chemistry, Environmental Impact and Health Effects. Pergamon, Oxford, s. 614. FILELLA, M., BELZILE, N., CHEN, Y. W., 2002: Antimony in the environment: a review focused on natural waters I. Occurrence. Earth-Science Reviews, ročník 57, číslo 1-2, s. 125-176, ISSN 1135-1052 FĽAKOVÁ, R., HUDÁČEK, M., ŽENIŠOVÁ, Z. 2003: Vplyv banských vôd z ložiskovej oblasti Pezinok na kvalitu povrchových vôd. Podzemná voda, ročník IX, č.2/2003, s. 28-33, ISSN 1135-1052 FĽAKOVÁ, R., ŽENIŠOVÁ, Z., DROZDOVÁ, Z., MILOVSKÁ, S. 2005: Distribúcia arzénu v povrchových a podzemných vodách rudnej oblasti Kolársky vrch (Malé Karpaty). Podzemná voda, ročník XI, č.1/2005, s. 90-103, ISSN 1135-1052 FĽAKOVÁ, R., ŽENIŠOVÁ, Z., MACKOVÝCH D., BEINROHR, E., STŘELEC, M. 2006: Špecifiká stanovenia arzénu v banských vodách. In: Zborník prednášok XXXVII. konferencie s medzinárodnou účasťou „Hydrochémia 2006, Bratislava 05/2006, Vyd. VÚVH Bratislava, 2006, s. 251-257, ISBN 80-89062-45-8 GRECULA, P. et al. 1995: Ložiská nerastných surovín Slovenského rudohoria, zv. 1. Vyd. Geokomplex Bratislava 1995, s. 834, ISBN 80-967018-2-7 GREENWOOD, N. N., EARNSHAW, A. 1993: Chemie prvků, Svazek I. Vyd. Informatorium Praha, s. 793, ISBN 80-85427-38-9. HUCKO, P., PIŠOFT, O. 2000: Dynamika obsahu Sb, As a iných ťažkých kovov vo vodách a sedimentoch VN Bukovec. Manuskript – archív VÚVH, Povodia Bodrogu a Hornádu a ŠZÚ Košice HUDÁČEK, M., FĽAKOVÁ, R., ŽENIŠOVÁ, Z., DROZDOVÁ, Z. 2004: Vplyv banskej činnosti na kvalitu podzemných a povrchových vôd v okolí Pezinka. In: Zborník z konferencie Hydrogeochémia ’04, Ostrava 06/2004, Vyd. VŠB-TU Ostrava, 2004, s. 17-20, ISBN 80-248-0584-7 CHOVAN, M., HÁBER, M., JELEŇ, S., ROJKOVIČ, I. (ed.) 1994: Ore textures in the Western Carpathians. Vyd. Slovac Academic Press, Bratislava 1994, s. 219, ISBN 80-85665-24-7
114
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
CHOVAN, M., LALINSKÁ, B., KLIMKO, T., ŠOTTNÍK, P., JURKOVIČ, Ľ., JANKULÁR, M. 2009: Evaluation of contaminated areas affected by Sb mining (Slovakia). In: Contaminated areas, Bratislava 06/2009, Vyd. Ekotoxikologické centrum Bratislava, s. 177-182, ISBN 978-80-969958-4-4 CHOVAN, M., LALINSKÁ, B., MAJZLAN, J., ŠOTTNÍK, P. 2007: Znečistenie životného prostredia na opistenom Sb ložisku Pezinok a návrh na remediáciu. In: Zborník prednášok „Zodpovedný prístup k ťažbe nerastných surovín s ohľadom na ochranu životného prostredia“, Detva 11/2007, Vyd. Technická univerzita vo Zvolene, 2007, s. 64-72, ISBN 978-80-228-1800-1 CHOVAN, M., LALINSKÁ, B., MAJZLAN, J., MILOVSKÁ, S., ŽENIŠOVÁ, Z., FLAKOVÁ, R., KRČMÁŘ, D., ŠEVC, J. 2005: Stanovenie rizika kontaminácie okolia Sb, Au, S ložiska Pezinok a návrh na remediáciu: toxicita As a Sb, acidifikácia. Priebežná správa za rok 2005 úlohy aplikovaného výskumu MŠSR, reg. č. AV/901/2002 (VTP25). Manuskript – Archív Katedry mineralógie a petrológie PriF UK CHOVAN, M., MAJZLAN, J., RAGAN, M., SIMAN, P., KRIŠTÍN, J. 1998: Pb-Sb and Pb-Sb-Bi sulfosalts and associated sulphides from Dúbrava antimony deposit, Nízke Tatry Mts. Acta Geologica Universitatis Comenianae, ročník 53, s. 37-49, ISBN 80-223-0845-5 CHOVAN, M., ROJKOVIČ, I., ANDRÁŠ, P., HANAS, P. 1992: Ore mineralization of the Malé Karpaty Mts. (Western Carpathians, Slovakia), Geol. Carpath., ročník 43, číslo 5, Bratislava, s. 275-286, ISSN 1335-0552 CHOVAN, M., SLAVKAY, M., MICHÁLEK, J. 1996: Ore mineralization of the Ďumbierske Tatry Mts. (Western Carpathians, Slovakia), Geol. Carpath., ročník 47, číslo 5, Bratislava, s. 371-382, ISSN 1335-0552 CHOVAN, M., SLAVKAY, M., MICHÁLEK, J. 1998: Metalogenéza ďumbierskej časti Nízkych Tatier. Mineralia Slovaca, ročník 30, číslo 1, s. 3-8. ISSN 0369-2086 CHOVAN, M., TRTÍKOVÁ, S., VILINOVIČ, V., KHUN, M., HANAS, P. 2002: Ore mineralizitaion on the Pezinok – Trojárová deposit in the Malé Karpaty Mts., Slovakia: mineralogical and geochemical characterization. Slovak Geol. Mag., ročník 8, číslo 3-4, s. 179-193, ISSN 1335-96 JAŠOVÁ, I. 2007: Distribúcia arzénu v podzemných a povrchových vodách v okolí ložiska Pezinok. Diplomová práca. PriF UK Bratislava, 113 s. JAŠOVÁ, I., ŽENIŠOVÁ, Z., FĽAKOVÁ, R. 2007: Distribúcia arzénu a antimónu v okolí ložiska Pezinok. In: Zborník z konferencie Hydrogeochémia ´07, Bratislava 06/2007, SAH Bratislava, 2007, s. 157-164, ISBN 978-80-969342-2-5 JAŠOVÁ, I., FĽAKOVÁ, R., ŽENIŠOVÁ, Z., KRČMÁŘ, D. 2008: Kontaminácia vôd vplyvom banskej činnosti v rudnej oblasti Pernek a Pezinok. In: Zborník z konferencie Geológia a životné prostredie, Bratislava 09/2008, Vyd. ŠGÚDŠ Bratislava, 2008, s. 202-206, ISBN 978-80-89343-06-5 JANKULÁR, M., KLIMKO, T., JURKOVIČ, Ľ., LALINSKÁ, B., ŠOTTNÍK, P., LINTNEROVÁ, O., ŠUTRIEPKA, M. 2008: Examination of Abandoned Sb deposits by mineralogical methods in Poproč (Slovakia). Chem. Listy, ročník 102, číslo 14, s. 380-382, ISSN 1803-2389 KALINČIAKOVÁ, E., PACINDOVÁ, N., RAPČIAK, M., SELIGA, J., VOLKO, P. 1996: Záverečná správa Poproč – haldy, skládky, odkaliská – VP životné prostredie, stav k 31.1.1994, Manuskript – Archív ŠGÚDŠ Bratislava KLIMKO, T., CHOVAN, M., LALINSKÁ, B. 2008: Produkty sulfidickej oxidácie odkaliskového materiálu na opustenom antimonitovom ložisku Dúbrava v Nízkych Tatrách. In: Zborník vedeckých príspevkov z konferencie GEOCHÉMIA 2008, Bratislava, 12/2008, Vyd. ŠGÚDŠ Bratislava, s. 61-63, ISBN 978-80-89343-19-5 KODĚRA, P. (ed.) 1990: Topografická mineralógia Slovenska. Vyd. SAV Bratislava 1990, s. 1590, ISBN 80-224-0193-5 KOLEKTÍV AUTOROV 2006: Správa o vodnom hospodárstve v SR v roku 2005. Vyd. Ministerstvo životného prostredia SR, 2006, Bratislava, s. 153, ISBN 80-88833-44-2 KOLEKTÍV AUTOROV 2007: Správa o vodnom hospodárstve v SR v roku 2006. Vyd. Ministerstvo životného prostredia SR, 2006, Bratislava, s. 148 KRČMÁŘ, D., ŽENIŠOVÁ, Z., FĽAKOVÁ, R. 2007: Hydraulický model a transport znečistenia v okolí ložiska Pezinok. Podzemná voda, ročník XIII., č. 1/2007, s. 29-43, ISSN 1135-1052 KRUPKA, K. M., SERNE, R. J. 2002: Geochemical Factors Affecting the Behavior of Antimony, Cobalt, Europium, Technetium, and Uranium in Vadose Sediments. Pacific Northwest National Laboratory, Richland, Washington, USA, DE-AC0676RL01830 LALINSKÁ, B. 2003: Hydrotermálna mineralizácia v oblasti Medzibrodu a Lomu. Diplomová práca. Manuskript – Archív Katedry mineralógie a petrológie, PriF UK Bratislava, 109 s. LALINSKÁ, B., CHOVAN, M. 2006: Hydrotermálna mineralizácia na lokalite Medzibrod a Sopotnická dolina. Mineralia Slovaca, ročník 38, číslo 3, s. 261-272, ISSN 0369-2086 LALINSKÁ, B., CHOVAN, M., MILOVSKÁ, S. 2006. Mineralogical and geochemical study of mine tailings material from the antimony deposit Pezinok – Kolársky vrch (Slovakia). Acta Mineralogica-Petrographica, Abstract Series 5, Szeged, s. 65 LALINSKÁ, B., JURKOVIČ, L., ŠOTTNÍK, P., LINTNEROVÁ, O., ŠUTRIEPKA, M., VACULÍK, M. 2007: Predbežné výsledky mineralogicko-geochemického výskumu životného prostredia okolia opusteného Sb-ložiska Poproč. In: Zborník referátov z konferencie Geochémia 2007, 12/2007, Vyd. ŠGÚDŠ Bratislava, 2007, s. 61-64, ISSN 978-80-88974-93-2 LETKO, V., SERGEJEV, V. I., ŠIMKO, T. G. 1992: Prieskum znečistenia horninového prostredia z odkaliska RB Pezinok. Manuskript – archív PriF UK Bratislava. s. 123 MACKOVÝCH, D., HRABINOVÁ, J., LUČIVJANSKÝ, P. 2004: Príprava a certifikácia referenčného materiálu chemického zloženia kontaminovaná zemina (KZ). MŽP SR. Certifikát referenčného materiálu KZ 1, ev. č. 074/05. SMÚ Bratislava MACKOVÝCH, D., ŠOLTÝSOVÁ, H. 2003: Optimalizácia metodiky stanovenia Sb a As využitím sekvenčnej extrakcie metódou AAS technikou generácie hydridov. In: 55. zjazd chem. Společnosti. Košice
115
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
MAJZLAN, J., LALINSKÁ, B., CHOVAN, M., JURKOVIČ, Ľ., MILOVSKÁ, S., GŐTTLICHER, J. 2007: The formation, structure and ageing of As-rich hydrous ferric oxide at the abandoned Sb deposit Pezinok (Slovakia). Geochim. Cosmochim. Acta, ročník 71, s. 4206-4220, ISSN 0016-7037 MARUŠKA, M., CHOVAN, M., ŠEVC, J. 2000: Mineralogical and environmental evaluation of the setting ponds at the deposit Dúbrava in Nízke Tatry Mts.. Slovak Geol. Mag., ročník 6, číslo 1, s. 61-69, ISSN 1335-96 MAŠLÁR, E:, DANIEL, J., MAŠLÁROVÁ, I., HRBATÝ, J., MIHÁĽ, F. 2001: Zhodnotenie nepriaznivých účinkov starej banskej záťaže na životné prostredie v oblasti Malých Karpát. Spišská Nová Ves, Uranpres, 312 s. MICHÁLEK, J., CHOVAN, M. 1998: Štruktúrno-geologické a mineralogické zhodnotenie Sb ložiska Dúbrava. Mineralia Slovaca, ročník 30, číslo 1, s. 25-35, ISSN 0369-2086 MICHÁLEK, J., ARVENSIS, M., HAUEROVÁ, J., MUDRÁKOVÁ, M., LINKEŠOVÁ, M., HALÁSOVÁ, A., DVORŠŤÁK, J., MINKO, J. 1988: Nízke Tatry, záverečná soráva, surovina antimonit – Au, vyhľadávací prieskum. Manuskript – Archív ŠGÚDŠ Bratislava, 163 s. MICHÁLEK, J., CHOVAN, M., HATÁR, J. 1999: Nízke Tatry – zlato, vyhľadávací prieskum. Manuskript – Archív ŠGÚDŠ Bratislava, 126 s. MOK, W. M., WAI, C. M. 1990: Distribution and mobilization of arsenic and antimony species in the Coeur D’Alene River, Idaho. Environmental Science and Technology, ročník 24, číslo 1, s. 102-108, ISSN 0013-936X NARIADENIE VLÁDY Slovenskej republiky č. 296/2005 Z.z. z 21. júna 2005, ktorým sa ustanovujú požiadavky na kvalitu a kvalitatívne ciele povrchových vôd a limitné hodnoty ukazovateľov znečistenia odpadových vôd a osobitných vôd (účinnosť od 1. júla 2005) NARIADENIE VLÁDY Slovenskej republiky č. 354/2006 Z.z. z 10. mája 2006, ktorým sa ustanovujú požiadavky na vodu určenú na ľudskú spotrebu a kontrolu kvality vody určenej na ľudskú spotrebu (účinnosť od 1. júna 2006) PITTER, P. 1999: Hydrogeochemie. Vyd. Vysoká škola chemicko-technologická, Praha 1999, s. 568, ISBN 80-7080-340-1 POMORSKÝ, F., STAŠIK, Ľ., MALJKOVIČ, J., PUTIŠ, M., UHER, P. 2002: Komplexné zhodnotenie zatvoreného ložiska Pezinok, stav k 28.2.2002. Záverečná správa. Spišská Nová Ves: Slovzeolit, 232 s. RAPANT, S., CICMANOVÁ, S., MACKOVÝCH, D., LUČIVJANSKÁ, V., BODIŠ, D. 2004: Zhodnotenie potenciálneho vplyvu geochemického prostredia na zdravotný stav obyvateľstva v oblasti Spišsko-gemerského rudohoria. Manuskript – Archív ŠGÚDŠ Bratislava RAPANT, S., DIETZOVÁ, Z., CICMANOVÁ, S. 2007: Environmental and health risk assessment in abandoned mining area Zlata Idka, Slovakia. Environmental Geology. Ročník 51, číslo 3, s. 387-397, ISSN 0943-0105 RAPANT, S., VRANA, K., BODIŠ, D. 1996: Geochemický atlas Slovenska, Časť I, Podzemné vody. Vyd. Geologická služba Slovenskej republiky, 1996, Bratislava, s. 127, ISBN 80-85314-67-3 Rozhodnutie MP SR č. 531/1994-540. Príloha 1. Limitné hodnoty rizikových látok, Štandardná pôda. ROZLOŽNÍK, L., HAVELKA, J., ČECH, F., ZORKOVSKÝ, V. 1987: Ložiská nerastných surovín a ich vyhľadávanie. Vyd. ALFA Bratislava, SNTL Praha 1987, s. 696 ROZLOŽNÍK, L., SLAVKOVSKÝ, J. 1980: Niektoré štruktúrne vlastnosti ložísk antimonitovýh rúd v Spišsko.gemerskom rudohorí. In: Antimónové rudy Československa. 11/1978 Bratislava, Vyd. GÚDŠ Bratislava, s. 115-124 SLOVIK, J., DANIEL, J., MAŠLÁR, E. 2002: Environmentálne účinky starej banskej činnosti v Malých Karpatoch. Acta Montanistica Slovaca, ročník 7, číslo 4, s. 261-265, ISSN 1335-1788 SMEDLEY, P. L., KINNIBURGH, D.G. 2002: A review of source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry, ročník 17, číslo 5, s. 517-568, ISSN 0883–2927 SRACEK, O., BHATTACHARYA, P., JACKS, G., GUSTAFSSON, J.P., BRÖMSSEN VON M. 2004: Behavior of arsenic and geochemical modeling of arsenic enrichment in aqueous environments. Applied Geochemistry, Vol. 19, No.2, s.169-180, ISSN 0883-2927 STN 75 7111: Kvalita vody. Pitná voda (účinnosť od 1. júla 1991) STN 75 7111: Kvalita vody. Pitná voda (účinnosť od 1. januára 1998) ŠOTTNÍK, P., JURKOVIČ, Ľ., LALINSKÁ, B. 2008: Kontaminácia riečnych sedimentov a pôd na lokalitách Dúbrava a Poproč. In: Zborník vedeckých príspevkov z konferencie GEOCHÉMIA 2008, Bratislava, 12/2008, Vyd. ŠGÚDŠ Bratislava, s. 147-149, ISBN 978-80-89343-19-5 TRTÍKOVÁ, S. 1999: Okre železa – produkty zvetrávacieho procesu na Fe a Sb-Au-As ložiskách Malých Karpát. Dizertačná práca, PriF UK Bratislava, s. 102 TRTÍKOVÁ, S., MADEJOVÁ, J., KUŠNIEROVÁ, M., CHOVAN, M. 1999: Precipitatiin and chemical composition of iron ochres in the pyrite and stibnite in the Malé Karpaty Mts. Slovak Geol. Mag., ročník 5, číslo 3, s. 179-186, ISSN 1335-96 VESELSKÝ, J., ĎURŽA, O., JURKOVIČ, Ľ., KHUN, M., STREŠKO, V. 2003: Environmentálnogeochemický prieskum chránenej krajinnej oblasti Malé Karpaty a jej okolia. Mineralia Slovaca, ročník 35, s. 131-136, ISSN 0369-2086 VYHLÁŠKA Ministerstva zdravotníctva Slovenskej republiky č. 29/2002 Z.z. o požiadavkách na pitnú vodu a kontrolu kvality pitnej vody (účinnosť od 1. februára 2002) VYHLÁŠKA Ministerstva zdravotníctva Slovenskej republiky č. 151/2004 Z.z. o požiadavkách na pitnú vodu a kontrolu kvality pitnej vody (účinnosť od 1. apríla 2004) WHO 1996: Guidelines for Drinking Water Quality: Health Criteria and Other Supporting Information, vol. 2. World Health Organization, Geneva WHO 2006: Guidelines for Drinking-water Quality. First addendum to third edition. Volume 1. Recommendations. World Health Organization, Geneva
116
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
ŽENIŠOVÁ, Z., FĽAKOVÁ, R., KRČMÁŘ, D., HUDÁČEK, M. 2005: Arsenic contamination of groundwater in mining zone Pezinok – Malé Karpaty Mts.. Hydrogeologia obszarów zurbanizowanych, Prace Wydziału Nauk o Ziemi Uniwersytetu Śląskiego, s. 181-188, ISBN 83-87431-72-9 ŽENIŠOVÁ, Z., FĽAKOVÁ, R., JAŠOVÁ, I., KRČMÁŘ, D. 2009: Znečistenie podzemných vôd na lokalite Dúbrava zo starých banských záťaží. In: Zborník z medzinárodnej vedeckej konferencie Hydrogeochémia ´09, Bratislava 06/2009, Vyd. SAH Bratislava, 2009, s. 66-68, ISBN 978-80-969342-5-6
SUMMARY Antimony and arsenic occur in surface water and groundwater only in trace concentration in natural conditions, but there are toxic element and in drinking water is strongly limited, antimony by value 0,005 mg.l-1 and arsenic by value 0,01 mg.l-1. The major concentration of antimony include stibnite and ore formations and assembeges which are natural sources of antimony in water. Consequently, the presence of antimony and arsenic in surface water and groundwater, and associated stream sediments and soils may by issue of environmental concern. Different arsenic and antimony species of varied concentrations occur in the environment. Natural presence as well as antropogenic activity are the sources of these components. Higher amounts of these elements cause the contamination of surface water and groundwater, atmosphere, soils and stream sediments, which cause a serious environmental concern in several countries. While arsenic has been the subject of studies for years, the research of high concentrations of antimony expanded in the last two decades. There is a substantial lack of information on antimony species and their toxicity in different environments in comparison to arsenic. Both have carcinogenic effects, which can cause serious chronic diseases. Even small amounts of these elements in drinking water, soil, and stream sediments create a risk for a population. Mining activity, ore exploitation and processing, tailings ponds, and mine water are the sources of As and Sb in natural water in Slovakia. Antimony is unique to Slovakia. As a geogenic element it is distinct for its Sb-S mineralization, which is characteristic for Slovakia and its exposure in natural water is more significant there than in the surrounding countries, but so far antimony has not been given adequate attention in the country. Several sources of drinking water have been eliminated due to the exceeding antimony concentrations in the areas affected by exploitation and processing of Sb ore as well as Dúbrava, Zlatá Idka, etc. The highest concentrations of these pollutants are condensed to the ore bearing areas (Spišsko-gemerské rudohorie, Nízke Tatry and Malé Karpaty) which belong (alebo used to belong) to the main source of Sb in Europe. According to the contents of arsenic and antimony in various rock types, high amounts are bound to mineralized granitoids and gneisses basement water. From 18th to 20th century, the region of Slovakia was one of the leading countries in the antimony production. Pernek – Pezinok mining area belonged between the most important Sb deposits in Malé Karpaty. Sb ores occur as impregnations scattered in the groundmass and as hydrothermal veinlets accompanied with dark quartz within the graphitic, graphitic-sericite phyllites, less in granites and amphibolites. Dúbrava was the main ore deposit in Low Tatras, where the hydrothermal veins occur in granite (Prašivá type), locally with migmatites. Vein-impregnation bodies with lower concentrations of Sb also occur on this locality (Medzibrod). In Spiš-Gemer Ore Mountains, there are old mining deposits connected to gemeric granites mainly to quartzantimonite veins enriched Au, Ag (Poproč, Čučma, Zlatá Idka). Within the frame of Slovak Research and Devekopment Agency contract No. APVV-0268-06 „Contamination generated by Sb mining in Slovakia: Evaluation and strategies for remediation “ in 2007 and 2008 groundwater and surface water was analyzed on important Sb deposits in Pernek (Tab. 1), Dúbrava (Tab. 3), Medzibrod (Tab. 4), Čučma (Tab. 6) and Poproč (Tab. 7).
117
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
PCB CONTAMINATED SITES IN THE CZECH REPUBLIC EKOLOGICKÉ ZÁTĚŽE S PCB V ČESKÉ REPUBLICE Pav e l Eckha rdt, Marta Ma rt ín ková ABSTRACT The article summarizes the results of several years research into PCB contaminated sites in the Czech Republic. The results of registering contaminated sites in the Czech Republic are discussed. Detailed research into PCB contamination has been conducted at five highly contaminated localities. The results indicate that some of the PCB contaminated sites will still be contaminated after 2010. KEY WORDS PCB, sampling, pollution, groundwater, surface water, water quality monitoring KLÍČOVÁ SLOVA PCB, vzorkování, znečištění, podzemní vody, povrchové vody, monitoring jakosti vody INTRODUCTION Polychlorinated biphenyls (PCB) are classified among the Persistent Organic Pollutants. PCBs are chemical substances dangerous for both humans and the environment with significant chronic toxicity. Due to their lipophilicity PCBs can be bioaccumulated in tissues of living organisms. PCBs were not commercially produced in the Czech Republic (CR). Commercially used PCB mixtures were produced in Slovakia (CHEMKO Strážské). PCBs were used in the power generation industry (transformers), in manufacturing paint and paper, as a heat transfer medium in asphalt mixing plants, as hydraulic fluids etc. PCBs have been inadvertently produced under special circumstances by the hydrocarbon manufacturing sector. Using of PCB was significantly reduced in the 1970s. The environmental issues started to be resolved after the fall of the communist regime in the former Czechoslovakia. Remedial work at contaminated sites was mainly carried out during the privatisation of state property. Governmental amelioration programs were only partly applied to the contaminated localities. COUNCIL DIRECTIVE 96/59/EC of 16th September 1996 (the PCB Directive) on the disposal of polychlorinated biphenyls and polychlorinated terphenyls (PCB/PCT) was implemented into Czech national legislation by Act No. 185/2001 Coll. Primarily in the first part of the Act and the implementing provisions. Adoption of the PCB Directive into Czech law imposes the following duties:
• to take the necessary measures to ensure that used PCBs are disposed of and PCBs and equipment containing PCBs are decontaminated or disposed of as soon as possible; • for any equipment and the PCBs contained therein decontamination and/or disposal shall be enforced by the end of 2010 at the latest. There are the data in PCBs national register on facilities containing working fluid and other working fluid storage types and the data in Waste Management Information System on stored waste, which suitably reflect the real situation (Poláková and Pavlová 2008). On the other hand information about PCBs in the environment (e.g. the occurrence of PCB contaminated sites) in the Czech Republic is often insufficient. That is the reason why we are compiling the identification and registration of PCB contaminated sites in the Czech Republic (most recently Eckhardt, 2008). This paper deals with the registration of PCB contaminated sites in the Czech Republic and a detailed evaluation of PCBs’ influence on the environment at five PCB contaminated sites. General conclusions on PCBs’ influence on the environment in the conditions prevalent in the Czech Republic can be drawn from these case studies. These can be applied to other countries. In contrast to this approach, research articles dealing with PCBs usually report and evaluate the influence of PCBs on individual environmental components (e.g. Randak and Zlabek et al, 2008, Terauchi and Takahashi et al. 2009).
Mgr. Pavel Eckhardt, Mgr. Marta Martínková Oddělení hydrogeologie a ekologických zátěží, Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., Podbabská 30, 160 00 Praha 6, Česká republika,
[email protected],
[email protected]
118
PODZEMNÁ VODA METHODS Relevant and available data sources have been processed for identifying and registering PCB contaminated sites in the Czech Republic. The main information source was the Contaminated Sites Database System (http://sekm.cenia.cz/portal/), data provided by the Ministry of Environment, databases and other data sources from the Czech Environmental Inspectorate, scientific texts and reports archived at the Czech Geological Survey – Geofond (http://www.geofond.cz), the results of scientific research by the T. G. Masaryk Water Research Institute, p.r.i. (TGM WRI), the results of the 2002 contaminated sites prioritisation, data provided by remediation firms, evaluated information from the internet etc. A PCB contaminated site is defined as a site where the PCB concentration in the contamination centre or in stored waste soil is above 50 mg.kg-1. Detailed research of the individual contaminated sites started after studying the available relevant documents and a reconnaissance of the localities. Sediments, surface, groundwater and drain waters were sampled. The general requirements for quality sampling and the internal directives of the TGM WRI were followed when taking, handling and transporting the samples. An authoritative sampling method was used. In most cases the mixed sediment samples were taken from the shallow layer. Groundwater samples were taken from existing hydrogeological objects (mainly bore holes). Samples of surface and waste waters were taken as point samples, the majority directly into the sampling containers. When sampling the basic physical and chemical parameters were determined. These parameters were namely temperature, conductivity, pH and redox potential. Samples were analysed in the reference laboratory of TGM WRI, Prague. Gas chromatography was used to determine the PCB concentration in the samples. The level of uncertainty was 15 %. The results of analyses of soils, sediments, surface water, waste water and groundwater were compared with the relevant limit values. The indicative values A, B and C were introduced by the Guideline from the Czech Ministry of Environment (MŽP 1996). In case the substance concentration value is equal or greater than the indicative value C, the contamination might represent a significant risk to humans and the environment. Risk analysis is required in such case to determine the actual risk with regards to planned land use in the site. PCB concentration is assessed nowadays as the sum of seven congeners (28, 52, 101, 118, 138, 153 and 180). For groundwater the C indicative value is equal to 1 µg.l-1. The C indicative values for soil are
XV 1/2009 defined according to land use: for residential purposes it is equal to 5 mg.kg-1, for recreation it is equal to 10 mg.kg-1 and for industrial land use it is 30 mg. kg-1 (see also the table 1 and table 2). The results of surfacewater analyses were evaluated regarding the immission standards for the maximum allowable values in surface water introduced by Czech Governmental Resolution N. 61/2003 Coll. and the amended version of the Resolution N. 229/2007 Coll. respectively. The maximum allowable concentration of sum of six PCB congeners PCB (28, 52, 101, 138, 153 and 180) is 12 ng.l-1. RESULTS OF REGISTERING PCB CONTAMINATED SITES Currently 43 localities (maximum concentrations above 50 mg. kg-1) are registered as PCB contaminated sites, in some PCBs are contained in contaminated waste soil (any soil that has been transported is considered as waste soil). The localities are presented in Figure 1. At 22 localities the concentrations were above the value of 1 g.kg-1 in dry matter. Some of the localities have already been cleaned up. Regarding the type of activity on the sites, some are registered as former manufactures of electrical devices and paints, transformer stations and distribution plants, asphalt mixing plants, disused and active landfills and some chemical industry sites. Comparing the registration PCBs contaminated facilities containing working fluids and the registration of PCB contaminated sites the latter is less reliable. The reasons for this are as follows. Identifying the contamination’s owner is often a problem. The PCB analysis was not carried out at all localities due to the relatively high price of PCB analysis and partly also due to the fact that PCBs are minor components of the contamination at the locality. In some cases only the water was analysed for PCBs and, due to their properties, it is almost impossible for their concentration to reach the limit value of 50 mg.kg-1. In the other cases only a few analyses of the soil sampled at the locality were carried out, consequently samples might not represent the PCB contamination centre. Currently PCB contaminated sites are processed by removing the contamination from the site and destroying the PCBs in a special incinerator. Other remedial methods used include Geocontainment to separate the contaminated material on site and pumping out and cleaning contaminated groundwater. Waste with lower PCB concentration values is disposed of at working secured landfills.
119
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Fig. 1: PCB contaminated sites in the Czech Republic Obr. 1: Mapa ekologických zátěží s pcb na území ČR
CHARACTERISING THE CASE STUDY SITES Detailed research was carried out in five highly PCB contaminated case study sites. The case study sites are problem sites where comprehensive remediation is not sufficiently carried out. Concretely the working asphalt mixing plant (Modřec), three former asphalt mixing plants (Milevsko, Holostřevy and Bochov) and one locality where the PCB contaminated soils are stored in an insecure manner way (EBC Lhenice) were studied. Bochov, a former asphalt mixing plant, is in Western Bohemia near Karlovy Vary. It is a contaminated site with PCB contamination dominating and the accompanying contamination by petroleum hydrocarbons. The locality is highly contaminated with PCBs. Remedial work was carried out at the locality (removing contaminated soils, capping the most contaminated area with a bituminous layer, cleaning up drained and waste water highly contaminated with PCBs). The plant equipment was recently dismantled and taken away from the locality. The firm owning the promises is trying to rid itself of the duty to
120
decontaminate drained waters; PCBs in waters are again spreading out of the premises. The operational asphalt mixing plant Modřec is in Eastern Bohemia, near the town Polička. PCB contamination dominates the locality with the accompanying petroleum hydrocarbon contamination. In contrast to the other surveyed sites, water contamination is regularly monitored and contaminated drained water and groundwater is cleaned up. Thanks to remedial work (above all the remedial cleaning of drained and groundwater) the influence of PCBs contamination on the surrounding environment has been minimized. The soil contamination centre is capped with an impermeable layer. The locality has three significant aquifers and only the water of the shallow aquifer is affected by PCB contamination. EBC Lhenice is in Southern Bohemia. It was contaminated by PCBs relatively recently as it is a site where PCB contaminated waste soil is stored. The contaminated site originated in the 1990’s. Around 10 000 t of PCB contaminated soil is stored at the locality in the open on an impermeable surface; other
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
dangerous wastes are stored in the building. The firm that had to decontaminate the site went bankrupt. The former asphalt mixing plant Milevsko is in Southern Bohemia, north of the town Milevsko. It is a relatively problematic PCB contaminated site where PCBs contamination dominates. There is also accompanying contamination with petroleum hydrocarbons. Remedial work was carried out at the locality in several stages (the removal of contaminated soils, capping a part of the premises with an impermeable layer etc.). At the locality the soil is contaminated with PCBs. Waste PCB contaminated soil is also stored in a secured dumping area. Part of the premises was flooded by the increase in the water level in the nearby fishpond. Consequently, PCBs are migrating into surface water and sediments. Holostřevy, a former asphalt mixing plant, is in Western Bohemia, west of the town Stříbro. It is a problematic site where PCB contamination dominates and there is the associated petroleum hydrocarbon and chlorinated aliphatic hydrocarbon contamination. The equipment contaminated with PCBs was removed; the most contaminated area was capped with an impermeable layer. PCBs are migrating via groundwater due to drainage, and then drained water pollutes the stream. The water treatment plant was built in order to eliminate this contamination of surface water. However, recently the surface water and
sediments have been accidentally polluted due to the water treatment plant not being maintained. RESULTS AND DISCUSSION OF THE RESEARCH AT THE CASE STUDY SITES At all case study sites the PCBs are spreading from the contaminated soil into the groundwater, drained water or into waste water. The contamination is also partially migrating into surface water and sediments; the tissues of fish and other organisms were also polluted. At the case study localities PCBs concentration reach up to 3 g.kg-1. The accompanying contaminants are mainly petroleum hydrocarbons. The maximum concentration of PCBs in groundwater and drained water was in the order of µg.l-1. PCB contamination of the localities’ surroundings were in the order of hundreds ng.l-1, going away from the localities the PCB concentration in surface water dropped. The maximum concentration of PCBs in fish tissues was in order of units of mg.kg-1. The maximum concentrations of PCBs in sediments of streams close to the case study sites were in order of units of mg.kg-1. Several possible PCB exposition scenarios were evaluated. The exposition scenarios of contact with PCB contaminated soil or of intake of PCB contaminated fish represent the largest human health risk. The table 1 presents the maximum concentrations of PCBs in surface water, drained water and sediments determined in 2007 at the case study sites.
Tab. 1: The comparison of case study sites (data of 2007) Tab. 1: Srovnání zkoumaných kontaminovaných lokalit s PCB z roku 2007
Comparison of the case study sites (2007 data) Maximum PCB concentrations in individual environmental media Surface water
Drained/groundwater
Sediments
Case study sites
sum of 6 congeners
sum of 6 congeners
sum of 7 congeners
Bochov Milevsko Holostřevy Modřec EBC Lhenice Res. N. 229/2007
[ng.l-1] 20.2 54 377 8.3 3.2 12
[ng.l-1] 2702.5 30.3 11740 425.6 28 12
[µg.kg-1] 284 undetermined 1382.7 405.7 272.7 is not given
Guideline of the Ministry of the Environment (1996): 1) Soil:
2) Groundwater:
value B value C - residential value C - recreation value C – industrial value C
2 500 5 000 10 000 30 000 1 000
121
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
Determining the maximum PCB concentration in soil is relatively difficult; moreover in most cases the contamination centres are not available for low budget research. For this reason we present in table 2 the maximum PCB concentrations in soils as determined by previous research in the individual case study sites. Up to the mid-1990s the PCB concentrations were
expressed as the sum of Delors. Nowadays the PCB concentration is expressed as the sum of 6 or 7 selected congeners. These two types of determination are not comparable. The internationally accredited determination, expressed as the sum of a few selected congeners, usually represents only a smaller part of the media’s real PCBs content.
Tab. 2: The comparision of maximum PCBs concentrations in soils Tab. 2: Srovnání maxim zjištěných obsahů PCB v zeminách
The comparison of maximum PCBs concentrations in soils Case study sites Bochov Milevsko Holostřevy Modřec EBC Lhenice
the type PCB determination sum of Delors [mg.kg-1] 7 868 41 222 769 830 4 090
sum of 7 congeners [mg.kg-1] Undetermined 7 199 39.2 Undetermined 400
Guideline of the Ministry of the Environment (1996):
Soil:
value B value C - residential value C - recreational value C - industrial
From a comparison of the individual case study sites, the influence of the individual case study sites on the environment differs greatly. The working asphalt mixing plant Modřec represents the least environmental hazard, due to contaminated drained and groundwater being pumped out and cleaned. These arrangements minimize the impact of the site on its surroundings. Surprisingly, the poorly protected storage of PCB contaminated soils (contaminated site EBC Lhenice) also has minimal impacts on its surroundings. Thousands of tons have been stored openly on an impermeable surface since the mid 1990s. The relatively short time of storing the contaminated soils, along with the long distance from the next stream, are the most likely reasons. Contamination outside the two contaminated sites was not determined. In contrast, important contamination problems were determined at three former asphalt mixing plants. At all three of them, the remedial works were partly carried out (at each one the equipment containing the PCBs was removed, contaminated soil was partly removed, drained water was cleaned and the most PCB contaminated area was capped with a bituminous layer etc.). Nevertheless, PCB contamination is spreading from the contaminated sites to their surroundings. In most of the case studies PCBs are transported via groundwater of a shallow aquifer. Relative to the total
122
2.5 5 10 30
area of the contaminated sites, groundwater contamination by PCBs is local in most cases, fixed to a relatively small contamination centres and zones of discharge from these centres. An example is the former asphalt mixing plant Milevsko, where fourteen hydrogeological objects (bore holes) were built and the groundwater was only affected in two of them. The research carried out so far showed that partial remedial works do not resolve the PCB contamination problems as had been anticipated. The local environmental conditions (high level of groundwater or nearby stream) can have a relatively large negative influence. CONCLUSIONS From the results obtained so far the following conclusions can be drawn: The transport of PCBs proceeds at almost all of the surveyed localities via groundwater in a shallow aquifer. Local environmental conditions may have an important influence on PCBs spreading into the environment, so detailed research of individual potentially contaminated localities is needed. Remedial works are carried out on some of the registered PCB contaminated sites. In part of them the remediation is successfully finished, at some of the
PODZEMNÁ VODA contaminated sites remediation was carried out only partly or not at all. It is now clear that some of the PCB contaminated sites will be still contaminated after 2010. Examples of such contaminated sites are the contaminated material stored at the hazardous waste landfills and the use of Geocontainment to separate contaminated material.
XV 1/2009 AKNOWLEDGEMENTS The research is funded by the Research Plan of the Ministry of Environment of the Czech Republic, IC 0002071102.
CITATIONS ECKHARDT, P. 2008: Výzkum pro hospodaření s odpady v rámci ochrany životního prostředí a udržitelného rozvoje (prevence a minimalizace vzniku odpadů a jejich hodnocení) – Výstupy řešení výzkumného záměru za rok 2008. Manuskript VÚV T.G.M., v.v.i. Praha, 87 s. MŽP 1996: Kriteria znečištění zemin a podzemní vody. Metodický pokyn MŽP České republiky, příloha Zpravodaje MŽP 8/1996 POLÁKOVÁ, K., PAVLOVÁ, S. 2008: Odborná podpora OODP MŽP ČR v oblasti evidence zařízení a látek s obsahem PCB. Manuskript VÚV T.G.M., v.v.i., Praha RANDAK, T., ZLABEK, V., PULKRABOVA, J., KOLAROVA, J., KROUPOVA, H., SIROKA, Z., VELISEK, J., SVOBODOVA, Z., HAJSLOVA, J. 2008: Effects of pollution on chub in the River Elbe, Czech Republic. Ecotoxicology and Environmental Safety, Volume 72, Issue 3, p. 737-746 TERAUCHI, H., TAKAHASHI, S., LAM, P. K.S., MIN, B., TANABE, S. 2009: Polybrominated, polychlorinated and monobromo-polychlorinated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans and dioxin-like polychlorinated biphenyls in marine surface sediments from Hong Kong and Korea. Environmental Pollution, Volume 157, Issue 3, p. 724-730
SHRNUTÍ Článek shrnuje výsledky několikaletého výzkumu ekologických zátěží s polychlorovanými bifenyly (PCB) na území České republiky (ČR). V návaznosti na implementaci Směrnice Rady 96/59/ES ke zneškodňování polychlorovaných bifenylů a polychlorovaných terfenylů (viz např. Poláková a Pavlová, 2008), byla prováděna identifikace a evidence ekologických zátěží s PCB. V tomto článku se zabýváme evidencí ekologických zátěží s PCB obecně a dále komplexním zhodnocením vlivu PCB na životní prostředí na pěti lokalitách s ekologickou zátěží s PCB a z toho plynoucími obecnějšími závěry o možném vlivu PCB na životní prostředí a parametrech šíření této kontaminace v podmínkách ČR (Eckhardt, 2008). Odborné články, které se zabývají PCB, na rozdíl od tohoto přístupu, obvykle popisují a hodnotí vliv PCB pouze na jednotlivé složky životního prostředí (např. Randák a Žlábek et al, 2008, Terauchi a Takahashi et. al. 2009). V současné době evidujeme v ČR 43 lokalit s PCB (se zjištěnými maximálními koncentracemi nad 50 mg.kg-1), kde se PCB vyskytlo v ekologické zátěži či kontaminované odpadní zemině. Polohu těchto lokalit znázorňuje obr. 1. Z části těchto lokalit byla ekologická zátěž již odstraněna. Kontaminovány jsou areály bývalých výroben elektrozařízení a barev, lokality trafostanic a elektrorozvoden, obalovny živičných směsí, staré i novější skládky odpadů, některé chemické provozy a pod. Podrobnější průzkum ekologických zátěží s PCB jsme zaměřili na pět lokalit se silnou kontaminací PCB. Jednalo se zejména o problematické ekologické zátěže, jejichž celková sanace není dostatečně řešena. Konkrétně byla sledována lokalita provozované obalovny drti (Modřec u Poličky), tři lokality bývalých obaloven drti (Milevsko, Holostřevy u Stříbra a Bochov u Karlových Varů) a jedna lokalita s nezabezpečeným skladováním zemin kontaminovaných PCB (EBC Lhenice v jižních Čechách). Poloha viz obr. 1. PCB se na vybraných lokalitách šíří z kontaminovaných zemin do podzemních, drenážních, případně odpadních vod. Kontaminace se v menší míře přenáší i do vod povrchových a sedimentů, znečištěny byly i tkáně ryb a dalších organismů. Z hlediska úrovně znečištění mají zeminy na lokalitách koncentraci PCB řádově až v jednotkách g.kg-1 zeminy. Doprovodným kontaminantem bývají ropné uhlovodíky. V podzemních a drenážních vodách byly zaznamenány maximální koncentrace PCB v řádu µg.l-1. Kontaminace povrchové vody PCB v blízkosti zájmových areálů dosahovaly až stovek ng.l-1, směrem od lokalit obsah PCB klesal. Koncentrace PCB v tkáních ryb dosahovala maximálně řádu jednotek mg.kg-1. Koncentrace PCB v sedimentech blízkých povrchových toků se řádově pohybovaly maximálně v jednotkách mg.kg-1. Jako nejvíce rizikové pro lidské zdraví byly hodnoceny expoziční scénáře plynoucí ze styku s kontaminovanou zeminou v areálech a z konzumace ryb. Maximální zjištěné koncentrace PCB v povrchových vodách, drenážních či odpadních vodách a sedimentech, které byly zjištěny průzkumem v roce 2007 na jednotlivých zkoumaných lokalitách, uvádí včetně srovnání s limitními hodnotami tabulka 1. V tabulce 2 uvádíme nejvyšší zjištěné obsahy PCB v zeminách, zjištěné předchozími pracemi pro jednotlivé lokality ve srovnání s hodnotami normativů B a C (MŽP, 1996). Dříve byly v ČR stanovovány PCB jako Delory (obsahy technických směsí), v současnosti se obsah PCB stanovuje jako suma šesti či sedmi vybraných kongenerů. Mezi vlivy
123
PODZEMNÁ VODA
XV 1/2009
jednotlivých lokalit na životní prostředí byly zaznamenány značné rozdíly. Nejnižší dopad měl provozovaný areál obalovny, neboť zde probíhá sanační čerpání a čištění kontaminovaných drenážních a podzemních vod, což minimalizuje dopad na okolí. Nízké dopady na okolí byly zaznamenány také u lokality slabě zabezpečeného skladování zemin kontaminovaných PCB. Naopak významné problémy byly ověřeny u tří lokalit bývalých obaloven drtí. Na všech třech lokalitách byly v minulosti prováděny částečné sanační zásahy (odstranění technologických zařízení s náplní PCB, těžba části kontaminovaných zemin, čištění drenážních vod, zakrytí ohnisek kontaminace PCB nepropustnou vrstvou apod.). Přesto dochází k prokazatelnému výraznému šíření PCB z těchto lokalit do okolí. Transport PCB zprostředkovávají většinou podzemní vody mělké zvodně. Z hlediska celkové rozlohy zájmových areálů je kontaminace podzemních vod PCB často lokální, vázaná na relativně malá centra kontaminace zemin a na zóny odtoku podzemních vod od těchto center. Průzkumy ukázaly, že částečné či polovičaté sanační zásahy situaci šíření PCB do okolí významněji neřeší. Nepříznivě mohou působit i lokální přírodní poměry jako např. vysoká úroveň hladiny podzemních vod či blízkost povrchové vodoteče. Lokální přírodní podmínky mají důležitý vliv na šíření PCB do životního prostředí, takže je třeba provádět detailní průzkum jednotlivých potenciálně znečištěných lokalit. V případě míst kontaminovaných PCB byla některá místa byla již sanována, některá jen částečně či vůbec ne. I po roce 2010 zůstane kontaminace PCB na některých lokalitách v ČR zachována.
124
