Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i. Bayerisches Landesamt für Umwelt

Seminář: Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře, 4.-5. března 2015, Karlovy Vary Workshop: Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre, 4.-5. March 2015, Karlovy Vary (CZ)

Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i. Bayerisches Landesamt für Umwelt

Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre Sborník příspěvků ze semináře k výsledkům Česko-Bavorského projektu Proceedings of workshop to concerning preliminary results from Czech-Bavaria project Editoři / Editors Ladislav MENŠÍK, Lukáš HLISNIKOVSKÝ, Eva KUNZOVÁ

Březen / March 2015 1 Sborník příspěvků ze semináře Proceedings of the workshop


2 Sborník příspěvků ze semináře Proceedings of the workshop


Foto půdní sondy a přírodního prostředí – lokalita Město Cheb, městský park. Photo of soil profile and natural environment – locality Cheb, city park.

Foto půdní sondy a přírodního prostředí – lokalita Vokov, orná půda. Photo of soil profile and natural environment – locality Vokov, arable land.

Foto půdní sondy a přírodního prostředí – lokalita Dolní Pochlovice, prosvětlený měkký luh s travním porostem. Photo of soil profile and natural environment – locality Dolní Pochlovice, floodplain forest with grassland.





Obsah / Content Program semináře / Workshop program ………………………………………………………………7 Historie česko-bavorské spolupráce v oblasti ochrany životního prostředí / Historical review of Czech-Bavaria cooperation in frame of enviromental protection (P. Čermák)………………………....9 Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře - Úvod a metodika projektu / Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre - Introduction to research project, methodics of research project /soil profile, soil samples, chemical methods etc./ (E. Kunzová, L. Menšík) …………………12 Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře - Stopové (rizikové) prvky v půdním prostředí v povodí řeky Eger-Ohře / Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre Trace (risk) element in the soil in the catchment area of river Eger-Ohre (L. Menšík, E. Kunzová) ..17 Obsah a distribuce forem minerálního dusíku v profilu monitorovaných půd / The content and distribution of mineral nitrogen forms in profiles of monitored soils (J. Haberle, P. Svoboda) ………23 Limity obsahu rizikových prvků v různých složkách životního prostředí zakotvené v legislativě České republiky / Limits of the content of risk elements in various components of the Environment enshrined in the legislation of the Czech Republic (M. Budňáková) ……………………………… ....26 Kontaminace fluvizemních půd v okolí hlavních vodních toků v ČR / Contamination of fluvisols near the main water courses in the Czech Republic (M. Sáňka) ………………………………….. ….29 Hodnocení obsahu kontaminantů v půdách ČR s důrazem na půdy nivních oblastí / Assessment of soil pollutants contents in the Czech Republic with emphasis on soils of fluvial zones (R. Vácha, J. Čechmánková, M. Sáňka) …………………………………………………………………… ………..32 Soil contaminations along Bavarian tributaries of the Ohre river / Kontaminace půdy podél Bavorských přítoků řeky Ohře (B. Schilling, E. Hangen) ……………………………………………..35 Methodological variability of soil physical parameters along the Bavarian Ohre river / Variabilita fyzikálních parametrů půdy podél řeky Ohře v Bavorské části území (E. Hangen, F. Vieten) ………………………………………………………………………………………………………….38 Acidification trends in soil and surface water of the Fichtel Mountains / Vývoj acidifikace povrchových vod a půdy v Fichtel Mountains (T. Scheel) …………………………………………….41 First experiences with a mobile XRF in an area with geo(anthropo-)genic elevated Pb content in topsoil layers / První zkušenosti s mobilním XRF v oblasti s geogením (antropogením) zvýšeným obsahem Pb v orniční vrstvě (Freihung / Vilseck) (U. Geuß) …………………………………………44 Nezákonné drogy v životním prostředí / Illicit drug,s in the environment (V. Očenášková, P. Tušil, D. Pospíchalová, A. Svobodová, P. Kolářová) …………………………………………………… …..47 The risk assessment of diffuse groundwater pollution by nitrogen from agriculture as the basis for an effective solution to this problem in Slovakia / Hodnocení rizik difúzního znečištění podzemních vod dusíkem v zemědělství jako základ pro efektivní řešení tohoto problému na Slovensku (R. Bujnovský, P. Malík, J. Švasta) …………………………………………………………….……...50 Poznámky / Notes …………………………………………………………………………………… .55 Poděkování / Acknowledgment …………………………………………………………………….. ...57





Program semináře / Workshop program Program semináře / Workshop program on (4. března / march 2015): Registrace účastníků / Participants registration 12:00–13:00 Zahájení semináře ve / Opening at 13:00 1) Historie česko-bavorské spolupráce v oblasti ochrany životního prostředí / Historical review of Czech-Bavaria cooperation in frame of enviromental protection (Dr. Ing. P. Čermák - VÚRV v.v.i. Praha/Crop Research Institute, Prague, Dr. B. Schilling - LFU Hof) 2) Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře - Úvod a metodika projektu / Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre - Introduction to research project, methodics of research project /soil profile, soil samples, chemical methods etc./ (Ing. E. Kunzová, CSc., Ing. L. Menšík, Ph.D. - VÚRV v.v.i. Praha/Crop Research Institute, Prague) 3) Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře - Stopové (rizikové) prvky v půdním prostředí v povodí řeky Eger-Ohře / Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre - Trace (risk) element in the soil in the catchment area of river Eger-Ohre (Ing. L. Menšík, Ph.D., Ing. E. Kunzová, CSc. - VÚRV v.v.i. Praha/Crop Research Institute, Prague) 4) Obsah a distribuce forem minerálního dusíku v profilu monitorovaných půd / The content and distribution of mineral nitrogen forms in profiles of monitored soils (Ing. J. Haberle, CSc., Ing. P. Svoboda - VÚRV v.v.i. Praha/Crop Research Institute, Prague) Občerstvení / Break 14:40–15:00 5) Limity obsahu rizikových prvků v různých složkách životního prostředí zakotvené v legislativě České republiky / Limits of the content of risk elements in various components of the Environment enshrined in the legislation of the Czech Republic (Ing. M. Budňáková - MZe ČR, Praha/ Ministry of Agriculture of the Czech Republic, Prague) 6) Kontaminace fluvizemních půd v okolí hlavních vodních toků v ČR / Contamination of fluvisols near the main water courses in the Czech Republic (Dr. Ing. M. Sáňka - RECETOX MU, Brno/ RECETOX Masaryk University, Brno) 7) Hodnocení obsahu kontaminantů v půdách ČR s důrazem na půdy nivních oblastí / Assessment of soil pollutants contents in the Czech Republic with emphasis on soils of fluvial zones (doc. Ing. R. Vácha, Ph.D. - VÚMOP v.v.i., Praha/Research Institute for Soil and Water Conservation, Prague) Diskuse / Discussion 16:30–16:50 Exkurze / Excursion 17:00–17:45 (Muzeum Jan Becher / Museum of Jan Becher) Večeře / Dinner 18:00–19:00 Neformální setkání účastníků semináře / Informal meeting of workshop participants 19:00–21:00



Program semináře / Workshop program on (5. března / march 2015): Zahájení / Opening at 8:30 8) Soil contaminations along Bavarian tributaries of the Ohre river / Kontaminace půdy podél Bavorských přítoků řeky Ohře (Dr. B. Schilling - LFU, Hof) 9) Methodological variability of soil physical parameters along the Bavarian Ohre river / Variabilita fyzikálních parametrů půdy podél řeky Ohře v Bavorské části území (Dr. E. Hangen - LFU, Hof) 10) Acidification trends in soil and surface water of the Fichtel Mountains / Vývoj acidifikace povrchových vod a půdy v Fichtel Mountains (Dr. T. Scheel - LFU, Hof) Občerstvení / Break 10:00–10:20 11) First experiences with a mobile XRF in an area with geo(anthropo-)genic elevated Pb content in topsoil layers (Freihung/Vilseck) / První zkušenosti s mobilním XRF v oblasti s geogením (antropgením) zvýšeným obsahem Pb v orniční vrstvě (Freihung / Vilseck) (Dr. U. Geuß - LFU, Hof) 12) Nezákonné drogy v životním prostředí / Illicit drugs in the environment (Ing. V. Očenášková VÚV, v.v.i. Praha/T. G. Masaryk Water Research Institute, Prague) 13) Půda jako základní podmínka zdravé zemědělské produkce / Soil as a fundamental condition for healthy agricultural production (Mgr. Š. Poláková, Ph.D. - ÚKZÚZ, Brno/Central Institute for Supervising and Testing in Agriculture, Brno) Diskuse a závěr semináře / Final discussion & workshop ending 11:40–12:00 Oběd / Dinner 12:00–13:00 Prohlídka města s průvodcem / City tour 13:00–14:30



HISTORIE ČESKO-BAVORSKÉ SPOLUPRÁCE V OBLASTI OCHRANY ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ Historical review of Czech-Bavaria cooperation in frame of enviromental protection

Pavel ČERMÁK Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha 6 - Ruzyně, Drnovská 507/73 E-mail: [email protected], Tel.: +420 233 022 480 Abstract: Continuous mountain range of Český les, Šumava, Smrčiny and Krušné hory represents a huge, homogenously composed and exploited natural environment. This geographical unit acts like a barrier to prevailing western air flow and related long-range transport of various substances. For this reason deposition of ever-present pollutants like heavy metals, polychlorinated hydrocarbons, dioxins, furans and acidifying substances, produced by human activity is much higher there. This area is divided into two units by state boundary and so, existing research programs were restricted only to the area of that particular country. In accordance with sustainable development in integrating Europe, it is vital to solve problems connected to environment irrespective to state boundaries and in bilateral cooperation. This mainly refers to load capability of soils and contents of risk elements in soils because the quality of surface water and groundwater is strongly affected by leaching of these substances from the soil. Forrest damage often present in this region is strongly connected to this stressing situation, mainly atmospherical (acid) deposition. Such question calls for uniform assessment of the whole territory and for cross-border cooperation. Three common projects were provided in this area along the Czech-Bavaria border: 1) Risk elements in the soil in relation to the environment – cross-border base of soil protection Bavaria – Czech Republic 2) The consequences of acidification on soil and water resources 3) Contaminants in environments of catchment Eger-Ohře river Key words: soil, acidification, contaminants in environments, Czech-Bavaria projects, Bavaria, the Czech Republic

Úvod Řetězec pohoří, tvořený Českým lesem, Šumavou, Smrčinami a Krušnými horami, představuje velký, relativně jednotně stavěný a podobně využívaný přírodní prostor. Tato zeměpisná jednotka tvoří přirozenou překážku pro převládající západní proudění a s ním související dálkový přenos látek. Z tohoto hlediska je územím, kde se ukládají všudypřítomné, činností člověka vznikající škodliviny, jakými jsou těžké kovy, polychlorované uhlovodíky, dioxiny, furany a látky, které okyselují prostředí. Hranice SRN (resp. Svobodného státu Bavorsko) s Českou republikou rozděluje tento jednotný prostor do dvou jednotek (politických, národnostních, …), takže se až do nedávna prováděné výzkumné programy omezovaly vždy jen na území příslušného státu. Ve smyslu trvale udržitelného rozvoje je ve sjednocující se Evropě důležité, aby se problémy týkající se životního prostředí (včetně ochrany půdního fondu) zpracovávaly bez ohledu na hranice a ve vzájemné spolupráci. To se obzvlášť týká zatížitelnosti půd a obsahu rizikových látek v půdách, protože jejich vyplavováním se velmi podstatně ovlivní budoucí kvalita podzemních a povrchových vod. Poškození lesů, které se často projevuje právě v této oblasti, lze pak do značné míry vysvětlit především atmosférickými vlivy (kyselou depozicí). Všechny tyto otázky však lze zodpovědět jen tím, že bude jednotným způsobem zpracován celý tento prostor, což předpokládá přeshraniční spolupráci.



Od roku 1999 byly navázány odborné kontakty mezi Bavorským zemským geologickým úřadem (GLA) - později Landesamt für Umwelt (LfU) a Ústředním kontrolním a zkušebním ústavem zemědělským (ÚKZÚZ) v České republice. Na tyto kontakty dále navázal Výzkumný ústav rostlinné výroby, v. v. i. Praha – Ruzyně (VÚRV). Dopisem ze 14. října 2004 navrhl ÚKZÚZ Bavorskému zemskému geologickému úřadu spolupráci na společném evropském projektu, zaměřeném na preventivní ochranu půdy. Jako velmi vhodná možnost vzájemné spolupráce se nabídly přeshraniční programy podporované ze strukturálních fondů EU. Tyto programy vymezují společná zájmová území podél hranic spolupracujících států, pro řešení společných projektů (obr. 1).

Obr. 1. Společná zájmová území podél hranic spolupracujících států (Čermák et al. 2008).

Historie spolupráce Od 1. ledna 2006 se začal v rámci iniciativ společenství INTERREG IIIA realizovat projekt „Rizikové látky v půdě ve vztahu k životnímu prostředí – přeshraniční základy ochrany půdy (Bavorsko – Česká republika)“. Plánovaná doba realizace projektu byla od 1. 1. 2006 do 30. 11. 2008. Cílem projektu bylo charakterizovat přirozené přírodní zatížení půdy škodlivými látkami v česko-bavorském hraničním prostoru. Výzkumy byly založeny tak, aby bylo možné vzájemné porovnávání dosažených výsledků přesahujících česko-bavorské hranice. Na české straně byla podél česko-bavorské hranice do hloubky českého území cca 50 km vytýčena monitorovací síť 8 x 8 km, která navazovala na již dříve vytvořenou monitorovací síť v Bavorsku v rámci řešení dílčího evropského programu „Vědecké základy aplikace zákonů na ochranu půdy“ (bavorský projekt GRABEN). V praxi to znamenalo existenci 278 monitorovacích stanovišť na území ČR, kdy byly postupně kopány pedologické sondy, odebírány a analyzovány vzorky a následně bylo prováděno společné vyhodnocování a publikování dosažených výsledků. Výsledkem pak byly velmi hodnotné publikace charakterizující zájmovou oblast z pohledu obsahu anorganických i organických polutantů v životním prostředí (na českém území zejména v půdách), včetně výsledku sledování dalších důležitých půdních parametrů (hodnota pH, obsah makro a mikro živin v půdě, půdní organická hmota, apod.). Na výsledky tohoto projektu a zejména pak s využitím jedinečné monitorovací sítě, databáze analytických hodnot a archivu odebraných půdních vzorků bylo navázáno dalším projektem řešeným v rámci programu přeshraniční spolupráce „Cíl 3“. V letech 2009-2012 byl řešen další společný českobavorský projekt „Důsledky okyselení na půdu a vodní zdroje“, jehož hlavním cílem bylo stanovení kritických zátěží vybraných parametrů v zájmovém území. Stanovení kritických zátěží je zaměřeno na



ochranu přírodního prostředí před účinky kyselé atmosférické depozice a kvantifikaci nezbytného snížení emisí kyselinotvorných sloučenin do ovzduší. Kritická zátěž je definována jako nejvyšší dávka znečišťující látky, která ještě nezpůsobí chemické změny, jež by měly dlouhodobé škodlivé účinky na nejcitlivější ekologické systémy. Při výpočtu je uvažována především neutralizační kapacita půd, odčerpání živin vegetací a množství odtékající vody. Kritické zátěže jsou definovány jako kvantitativní odhad expozice ekosystémů k jedné nebo více škodlivinám z ovzduší. Nesporným úspěchem projektu řešeného ve spolupráci VÚRV a LfU (Landesamt für Umwelt) v Hofu bylo porovnání řady pedologických a agrochemických parametrů na řadě půdních sond v zájmové oblasti řešení (území Jihočeského, Plzeňského a Karlovarského kraje) s výsledky bavorských zemských institucí. Byl tak položen základ možného propojení monitorovacích sítí obou států a harmonizovány metody pedologického hodnocení a laboratorního zkoušení. Konkrétním výsledkem tohoto projektu byly vícejazyčné publikace obsahující mapové vyjádření stanovených kritických zátěží v celém zájmovém území podél česko-bavorské hranice a dále pak mapové vyjádření koncentrace prvků v lesních půdách na českém území. Všechny tyto výsledky posloužily k odstranění informačního deficitu v této oblasti a umožňují prognózovat přenos látek do okolního životního prostředí (půdy, vody, apod.). Vzájemná spolupráce pokračovala a stále ještě pokračuje i v dalším období. 1. 7. 2013 bylo zahájeno řešení zatím posledního projektu mezi VÚRV a LfU v rámci přeshraniční spolupráce programu „Cíl 3“. Tento projekt vychází ze skutečnosti, že geografická hranice mezi Českou republikou‚ a Svobodným státem Bavorsko tvoří současně také hranici dvou rozvodí významných evropských toků, a to Dunaje a Labe. V nejzápadnější části naší republiky a tomu adekvátně odpovídajícímu území severní části svobodného státu Bavorsko, se nachází začátek povodí řeky Eger (dále pak na území České republiky řeka Ohře), což je velice zajímavý územní prostor, kde malá část bavorského území patří do rozvodí řeky Labe. Začátek povodí řeky Eger-Ohře v sobě na českém území zahrnuje územní celky s lázeňskými a rekreačními aktivitami (Františkovy Lázně, rekreační vodní nádrž Jesenice, apod.). Na druhé straně zde začíná sokolovská hnědouhelná pánev, která tuto oblast ovlivňuje intenzivní těžební činností. Projekt „Kontaminanty v životním prostředí řeky EgerOhře“ sleduje získávání dalších podrobnějších podkladů o možných zdrojích znečištění vybranými rizikovými prvky a látkami v zájmové oblasti (začátek povodí řeky Eger-Ohře). Pro zachování trvale udržitelného využívání této oblasti je žádoucí zmapovat, do jaké míry je toto území ekologicky čisté, co se týče zátěže vybranými rizikovými prvky a látkami, které se dostávají do životního prostředí různou antropogenní činností. Původní monitorovací síť 8 x 8 km z prvního projektu „Rizikové látky v půdě ve vztahu k životnímu prostředí – přeshraniční základy ochrany půdy (Bavorsko – Česká republika)“ byla zahuštěna pro lepší specifikaci zdrojů znečištění a zvolení nejvhodnějšího způsobu průzkumu zájmové oblasti. Ukončení projektu je naplánováno na 31. 5. 2015 a již teď je zřejmé, že projekt přinese velmi zajímavé výsledky.

Literatura Čermák P. et al. (2008): Obsahy rizikových prvků a látek a základní agrochemické charakteristiky půd v oblasti jižních a západních. Brno: Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský v Brně. 68 s. ISBN 978-80-7401010-1.

Poděkování Příspěvek vznikl za podpory programu přeshraniční spolupráce Cíl 3 Česká republika – Svobodný stát Bavorsko - financovaný projektem č. 324 „Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře“.



KONTAMINANTY V ŽIVOTNÍM PROSTŘEDÍ ŘEKY EGER-OHŘE ÚVOD A METODIKA PROJEKTU Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre - Introduction to research project, methodics of research project /soil profile, soil samples, chemical methods etc./

Eva KUNZOVÁ, Ladislav MENŠÍK Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha 6 - Ruzyně, Drnovská 507/73 E-mail: [email protected], Tel.: +420 233 022 420 Abstract: The main aim of the project “Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre”, running from 2013 to 2015, was to analyze and obtain information about possible resources of contaminants in the watershed of the river Eger-Ohře in the Bavaria and Czech Republic. Results will be used as source of information for establishing the natural content of contaminants in the area of interest. Results improve the environmental awareness of habitants on both sides of the border. Information and data describing the environment will be available to the owners and users of land and also for the Civil Service. Key words: environmental contaminants, the Eger-Ohře river, Bavaria, the Czech Republic

Úvod Geografická hranice mezi Českou republikou a Svobodným státem Bavorsko tvoří současně také hranici dvou rozvodí významných evropských toků, a to Dunaje a Labe.V nejzápadnější části ČR a tomu adekvátně odpovídajícímu území severní části svobodného státu Bavorsko se nachází začátek povodí řeky Eger (dále pak Ohře v ČR), což je územní prostor, kde malá část bavorského území patří k rozvodí Labe. Začátek povodí řeky Eger-Ohře v sobě na českém území zahrnuje územní celky s lázeňskými a rekreačními aktivitami (Františkovy Lázně, rekreační vodní nádrž Jesenice, ap.). Na druhé straně zde začíná sokolovská hnědouhelná pánev, která tuto oblast ovlivňuje intenzivní těžební činností. Z uvedených důvodů je velice žádoucí udržovat tuto frekventovanou lokalitu (začátek povodí řeky Eger-Ohře) v trvale udržitelném stavu z pohledu ochrany životního prostředí - např. ochranná opatření k zamezení škodlivých vlivů (eroze půdy) těžební činnosti na akumulaci rizikových prvků a látek ve složkách životního prostředí. Řešený projekt s názvem „Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře“ měl za cíl získat podrobnějších podklady o možných zdrojích znečištění rizikovými prvky a látkani v dané oblasti - do jaké míry je toto území ekologicky čisté co se týče zátěže rizikovými prvky a látkami, které se dostávají do životního prostředí antropogenní činností. Získání a zlepšní informovanoti v zájmové oblasti česko-bavorkého pohraničí, jednak z důvodu přijatých politických opatření, ale i z důvodu případného znepokojení obyvatelstva a také posílení jeho ekologického uvědomění bylo jendním z hlavních cílů řešení projektu. Výsledky projektu budou sloužit jako podklad pro stanovení hranice přirozeného obsahu vybraných rizikových prvků a rizikových látek v prostředí ve vztahu k vyvíjeným lidským aktivitám. Výsledky projektu zlepšují jak na bavorské tak i české straně informovanost obyvatelstva o stavu životního prostředí. Platí to zejména v oblasti ochrany půdy, ale i v oblasti ochrany podzemních a povrchových vod. Tyto nově získané informace o stavu a kvalitě životního jednotlivých složek prostředí jsou zpřístupněny pro konkrétní uživatele a vlastníky pozemků, ale i pro odborné orgány státní správu, kde mohou být využity v rozhodvacích procesech orgánů státní správy anebo místní samosprávy. Výslekdy řešení projektu navazují na dlouhodobou spolupráci česko-bavorských partnerů v oblasti ochrany životního prostředí (zejména půdy a vodních zdrojů). Realizovný výzkum v zájmového území



(začátek povodí řeky Eger-Ohře) umožňuje další rozvoj česko-bavorské spolupráce (z dříve řešených projektů - iniciativy společenství EU - INTERREG IIIa a Cíl3). Realizace projektu: Realizace projektu byla plánované na období od 01.07.2013 do 31.05.2015 ve třech etapách: - Etapa: 01.07.2013 – 31.12.2013 - metodické práce, výběrové řízení - Etapa: 01.01.2014 – 31.12.2014 - analytické práce - Etapa: 01.01.2015 – 31.05.2015 - vyhodnocovací a prezentační práce

Charakteristika zájmové území Území Karlovarského kraje je nejzápadnějším územím České republiky. Rozloha kraje činí 3 314 km2, což jsou 4,2 % z rozlohy České republiky. Na severu a západě sousedí se Spolkovou republikou Německo, jmenovitě se spolkovými zeměmi Saskem a Bavorskem, na východě s Ústeckým a na jihu s Plzeňským krajem. Kraj je převážně hornatý, podíl zalesnění činí 43,4 %, což je druhá největší lesnatost po kraji Libereckém. Naopak podíl orné půdy nedosahuje ani poloviny průměrného podílu v ČR a je na nejnižší úrovni mezi všemi kraji ČR (16 % celkové rozlohy). Osou Karlovarského kraje je tok Ohře (obr. 1), který protéká od jihozápadu k severovýchodu širokou sníženinou Podkrušnohorských pánví /Chebská a Sokolovská pánev/.

Obr. 1: Mapa Karlovarského kraje s vyznačením řeky Ohře (upraveno podle www.poh.cz).

Zájmové území patří v regionálním členění georeliéfu České republiky do provincie Česká vysočina, soustavy Krušnohorské /III/, podsoustavy Krušnohorská hornatina /IIIA/, Podkrušnohorská soustava /III/B i částečně Karlovarská vrchovina /IIIC/, celku Smrčiny /IIIA-1/, Chebská pánev /IIIB-1/ a Sokolovská pánev /IIIB-2/ i částečně Slavkovský les /IIIC-1/ (okrsek Loketská vrchovina). Podcelky v zájmovém území byly identifikovány následující: Hazlovská pahorkatina /IIIA-1B/, Chebská pahorkatina /IIIA-1C/ a Hornoslavskovská vrchovina /IIIC-1B/ (BÍNA, DEMEK 2012). Geologickým podložím zájmového území jsou v Hazlovské pahorkatině ortoruly /krušnohorsko-smrčinské krystalinikum/, žuly a granodiority /krušnohorský pluton/; v Chebské pahorkatině svory a fylity /sasko-vogtlandské paleozoikum/; v Chebské pánvi jíly a písky /neogén/ a písky a štěrky /kvartér/; v Sokolovské pánvi svory / krušnohorsko-smrčinské krystalinikum/, žuly /krušnohorský pluton/ a dále jíly a písky /neogén/ a písky a štěrky /kvartér/; v Hornoslavskovské vrchovině pararuly a ortoruly /slavkovské krystalinikum/, amfibolity /sasko-vogtlandské paleozoikum/ i žuly /krušnohorský pluton/ (CHLUPÁČ et al. 2011). V zájmové oblasti Karlovarského kraje v povodí Ohře rozeznáváme několik různých půdních typů. Na většině území převládá půdní typ kambizem, v okolí toků fluvizem a glej, dále pak luvizem a antropogenní půdy. Ve vyšších polohách podzoly vyskytují se v nižších polohách



Krušných hor, v horním Poohří, na území Slavkovského lesa. Z hlediska hydrologie je páteřním vodním tokem zájmové oblasti povodí je řeka Ohře, jež přitéká na území ČR od západu z SRN dále generelně směřuje východním směrem až k Litoměřicím, kde ústí do Labe. Ohře pramení u Wiesenstadtu (SRN) na svazích Schneebergu ve výšce 752 m n. m. Ústí zleva do Labe u Litoměřic v 143 m n. m., celková délka toku je 300,2 km. Délka toku v oblasti povodí Ohře a dolního Labe činní 253,6 km. Podnebí v zájmové oblasti Karlovarského kraje v povodí řeky Ohře dle klasifikace QUITTA (1971) můžeme v období 1961–2000 zařadit do kategorie mírně teplá /MT3, MT4, MT6 a MT7/ (ŠTĚPÁNOVÁ 2010).

Výběr a založení výzkumných ploch Na základě vybraných kritérií uvedených v metodice řešení projektu (KUNZOVÁ et al. 2014) bylo navrženo a vybráno celkem 25 odběrových míst (4 místa v SRN /označené 0-3/ a 21 míst v ČR /označené A-U/) v okolí řeky Ohře, převážně v záplavovém území s hranicí N-letých průtoků = Q100 (m3.s-1) v zájmovém území od pramene řeky Eger (Ohře) na území Německa až po město Loket v České republice viz tab. 1 a obr. 2. Tab. 1: Přehled lokalit s kopanými sondami (základní údaje). Označení

Lokalita

0 1 2 3 A

Herbanz Schwarzenhammer Leupoldshammer Fischern Pomezí nad Ohří

Kultura

TTP neudržovaný TTP TTP - koryto řeky TTP TTP Přirozená nivní louka B Pomezí nad Ohří (TTP) C Město Cheb Městský park (TTP) D Cheb, cyklostezka TTP E Cheb, cyklostezka Lesní porost F Chocovice TTP neudržovaný G Vokov Orná půda H Vokov TTP neudržovaný I Odrava TTP J Odrava TTP K Chotíkov TTP - koryto řeky L Chotíkov TTP M Dolní Pochlovice TTP - nivní louka N Dolní Pochlovice Měkký luh s TTP O Šabina TTP Orná půda - bývalá P Citice (TTP) Umělá terasa - koryto Q Citice řeky Měkký luh s nad R Těšovice korytem řeky Aluviální terasa s TTP RU Nové Sedlo a měkkým luhem S Loket Aluviální terasa s TTP Aluviální terasa s TTP T Loket a měkkým luhem Pozn.: TTP - trvalý travní porost, * dle NĚMEČEK et al. 2011

Nadmořská výška (m n. m.) 450

Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Kambizem (KM)

440

Fluvizem (FL)

435 425 425 425 420 420 420 425 415 415 415 415 405

Antropozem (AN) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL) Fluvizem (FL)

405

Fluvizem (FL)

410

Antropozem (AN)

395

Fluvizem (FL)

395

Fluvizem (FL)

390

Fluvizem (FL)

390

Fluvizem (FL)

Půdní typ*

Na každé vybrané experimentální ploše byla vykopána standardní pedologická sonda (viz obr. 3) o rozměrech 2x1x1 m viz metodika řešení projektu (KUNZOVÁ et al. 2014), která byla vyfotografována a popsána dle metodiky a manuálu půdoznaleckého mapování platné v České republice (Taxonomická klasifikace půd /NĚMEČEK et al. 2011/).



Obr. 2: Přehledová mapa zájmového území s vyznačením kopaných sond na území SRN a ČR (podklad použit z www.seznam.cz).

Obr. 3: Schéma výkopu půdní sondy (ČERMÁK et al. 2008).

Výsledky - popis a foto půdní sondy (příklad)

Obr. 4. Příklad výsledného popisu půdní sondy (KUNZOVÁ et al. 2015).



Obr. 5: Příklad - foto půdní sondy a přírodního prostřední – lokalita Dolní Pochlovice, prosvětlený měkký luh s travním porostem (KUNZOVÁ et al. 2015).

Literatura Bína J., Demek J. (2012): Z nížin do hor: geomorfologické jednotky České republiky. Vyd. 1. Praha: Academia, 343 s., ISBN 978-80-200-2026-0. Čermák P. et al. (2008): Obsahy rizikových prvků a látek a základní agrochemické charakteristiky půd v oblasti jižních a západních. Brno: Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský v Brně. 68 s. ISBN 978-80-7401010-1. Chlupáč I., Brzobohatý R., Kovanda J., Stráník Z. (2011): Geologická minulost České republiky. Vyd. 2 Praha: Academica, 436 s., ISBN 978-80-200-1961-5. Kunzová E. Sáňka M., Menšík L. (2014): Metodika projektu „Kontaminanty v životním prostředí řeky EgerOhře“. VÚRV Praha. 15 s. Kunzová E., Menšík L., Haberle J., Čermák P., Hangen E., Schilling B. (2015): Kontaminanty v životním prostředí v povodí řeky Eger-Ohře. Vyd. 1. Praha: Výzkumný ústav rostlinné výroby (v tisku). Němeček J., Macků J., Vokoun J., Vavříček D., Novák P. (2011): Taxonomický klasifikační systém půd České Republiky, 2. upravené vydání. ČZU Praha, 94 s, ISBN 978-80-213-2155-7. Quitt E. (1971): Klimatické oblasti Československa. Academia, Studia Geographica 16, GÚ ČSAV v Brně, 73 s. Štěpánová M. (2010): Mapy podnebí Česka v prostředí Google Maps. Bakalářská práce. Univerzita Palackého, Přírodovědecká fakulta. 36 s.




KONTAMINANTY V ŽIVOTNÍM PROSTŘEDÍ ŘEKY EGER-OHŘE STOPOVÉ (RIZIKOVÉ) PRVKY V PŮDNÍM PROSTŘEDÍ V POVODÍ ŘEKY EGER-OHŘE Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre - Trace (risk) element in the soil in the catchment area of river Eger-Ohre

Ladislav MENŠÍK, Eva KUNZOVÁ Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha 6 - Ruzyně, Drnovská 507/73 E-mail: [email protected], Tel.: +420 233 022 216

Abstract: The aim of the research was to study the effects of anthropogenic activities on contamination of soil with risk elements in the area of the watershed Eger-Ohře. The area of interest starts from the spring of the Eger-Ohře river (Bavaria, Germany) and ends in the Czech Republic, close to the city Loket. According to the PCA analysis, two kinds of area were revealed. The first kind of area is A-P, characterized by lower content of risk elements (As, Co, Ni, Pb, Zn). The second one is Q-T area, characterized by higher content of risk elements. Results of the project result from the longterm cooperation between the employees of environmental protection on the both sides of the border and allow the development of the collaboration in the future. Key words: risk elements, the river Eger-Ohře, Bavaria, the Czech Republic

Úvod Kontaminace půdy rizikovými kovy představuje vážná rizika pro produkci plodin, kvalitu potravin a zdraví člověka, zvláště díky jejich vysoké toxicitě, velké mobilitě a schopnosti dlouhodobě působit v životním prostředí (NĚMEČEK et al. 2010). Jejich osud v prostředí závisí na půdních chemických a fyzikálních vlastnostech (KABATA-PENDIAS 2011) a především na typu půdy. Schopnost rizikových látek působit v půdě je daleko větší než v jiných částech biosféry a kontaminace, zvláště pak rizikovými kovy se zdá být permanentní. Akumulované kovy v půdě jsou přirozeným vyplavováním, erozí a odběrem rostlinou odstraňovány z životního prostředí velmi pomalu (PANWAR et al. 1999). Chemickým vlastnostem půdních kontaminantů je v poslední době věnována velká pozornost, naše znalosti o chování těchto rizikových látek nejsou zdaleka ucelené. Bilance rizikových kovů v půdě ukazuje, že jejich koncentrace v půdě celosvětově stoupají s rostoucí industrializací a také díky zemědělským aktivitám (KABATA-PENDIAS 2001). Půdní koncentrace mohou být ovlivněny jak lokální kontaminací, tak i transportem těchto prvků na velké vzdálenosti. Z celosvětových i domácích pramenů je patrné, že kontaminace prostředí rizikovými kovy je velmi individuální dle místních specifických charakteristik (LEE et al. 2003; MICÓ et al. 2006; MAIER et al. 2000).

Materiál a metody Výzkum rizikových prvků a látek byl proveden v povodí řeky Eger-Ohře v oblasti Svobodného státu Bavorko a České republiky v Karlovarském kraji. Bylo vybráno celkem 25 odběrových míst (4 místa v SRN /označené 0-3/ a 21 míst v ČR /označené A-U/) v okolí řeky Ohře, převážně v záplavovém území s hranicí N-letých průtoků = Q100 (m3.s-1) v zájmovém území od pramene řeky Eger (Ohře) na území Německa až po město Loket v České republice viz předchozí příspěvek (KUNZOVÁ et al. 2015). Odběr vzorků pro chemické analýzy byl proveden na vzorkované ploše zaujímající 138 m2 dle schématu viz obr. 1. Vzorky pro chemické analýzy odebíraly z horizontů:  v lese se vzorky povrchového (nadložního) humusu (Ol, Of) odebíraly podle mocnosti těchto horizontů jako směsné plošné vzorky ze satelitních bodů - všech (stejná množství) a Oh ve třech



opakováních (1 ze sondy - z jednotlivých stran půdní sondy, 2 ze satelitních bodů - /1,3,5,7/ a /2,4,6,8/).  na orné půdě, TTP a v lese se orniční horizont (0-30 cm), nebo svrchní organominerální (Field Crops Research, 0-30 cm) a organominerální horizont na lesní půdě (Ah, 0-5 cm – dle situace v terénu) odebíral podle mocnosti horizontu (ve stejném množství) ve třech opakováních (1 ze sondy z jednotlivých stran půdní sondy, 2 ze satelitních bodů /1,3,5,7/ a /2,4,6,8/).  na orné půdě, TTP a v lese se podorniční horizonty, nebo minerální horizonty a spodní horizonty odebíraly následovně: první podorniční a minerální horizont se odebíral ve třech opakováních z jednotlivých stran půdní sondy (předpokládaná hloubka 30-70 cm) /stejná množství/, dále spodní minerální Obr. 1: Schéma odběru vzorků horizont (70-100) jako směsný vzorek z jednotlivých stran z půdní sondy a satelitních půdní sondy; všechny ostatní horizonty, které byly hlouběji, bodů (ČERMÁK et al. 2008). než 35 cm se vzorkovaly vodorovně ze sondy, rovnoměrně z celé mocnosti horizontů a to směrem zdola vzhůru. Odebraný materiál z jednotlivých vrstev nadložního humusu, horizontů půdy se homogenizoval v mísách (platilo jen pro směsné vzorky). Laboratorní analýzy odebraných vzorků: aktivní a výměnná půdní kyselost - byla stanovena potenciometrickou metodou za pomoci digitálního pH metru InoLab pH 730 /fy WTW Wissenschaftlich-Technische Werkstätten GmbH, Weilheim, DE/ (ZBÍRAL 2002; ISO 10 390; PETROVÁ et al. 2012); obsahu uhlíku (C), dusíku (N) a síry (S) - stanoveny ze vzorků zbavených hrubších částic po jemném semletí, případně rozetření, na automatickém analyzátoru VARIO MAX (fy Elementar Analysensysteme GmbH, Hanau, DE) dle ISO 10694. (1995); ISO 13878. (1998); ZBÍRAL (2011); obsah stopových a rizikových prvků /Al, As, Cr, Pb, Cd, Ni, Zn, Cu, Fe, Mn, Co/ stanoveny po extrakci směsí kyseliny chlorovodíkové a kyseliny dusičné za zvýšené teploty dle ZBÍRAL (2003) na spektrofotometru iCAP 7000 Series ICP-OES (fy Thermo Fisher Scientific, Inc., Cambridge, UK). Statistické analýzy včetně grafických výstupů byly provedeny v programu STATISTICA verze 12.0 (Stat-Soft Inc., Tulsa USA, STATSOFT ČR s.r.o. 2014). Vlastní grafické zobrazení je provedeno pomocí krabicových grafů (BOX-PLOT) s použitím mediánu, rozpětí 25–75% a rozpětí minima a maxima. Pro vysvětlení fyzikálně-chemických vlastností půdy byla použita PCA analýza (Principal Component Analysis /PCA/. Vybrané naměřené charakteristiky byly použity jako prediktory (faktory) a vybrány na základně grafu vlastních čísel. Pomocí analýzy hlavních komponent (PCA) byly vypočítány komponentní váhy šetřených proměnných (MELOUN et al. 2004). Na základě korelace a příspěvků jednotlivých charakteristik v průkazných faktorech bylo poté usuzováno na jejich významnost pro vysvětlení vícerozměrných závislostí (korelací) ve faktorové rovině. Statistická průkaznost byla posuzována na hladině významnosti P = 0,05.

Výsledky Výsledky jsou zaměřeny na humusový horizont (0–30 cm) ve všech sledovaných lokalitách (půdních profilech). Výsledky se vztahují k období odběrů vzorků v termínu od 1. 5. do 31. 5. 2014. Půdní reakce (aktivní i výměnná) je na každé jednotlivé lokalitě (půdním profilu) analogická, nebyly zaznamenány žádné významné odchylky. Mezi jednotlivými lokalitami (půdními sondami) jsou výrazné rozdíly, pH (KCl) se pohybuje ve svrchním horizontu (0–30 cm) od 3,3 do 7,2 v dané zájmové oblasti. Obsah uhlíku (C %) se ve svrchním horizontu (0–30 cm) pohybuje v rozmezí od 1,2 do 7,4 % a obsah uhlíku se s hloubkou v půdních profilech snižuje. Obsah dusíku (N %) se pohybuje v půdních profilech (lokalitách) v rozmezí 0,1–0,5 a s hloubkou se dusík výrazně snižuje. Výsledky prokazují nárůst obsahu uhlíku i dusíku v humusovém horizontu po směru vodního toku. Obsah síry (S %) se ve svrchním horizontu (0–30 cm) pohybuje v rozmezí od 0,01 do 0,12 %. Poměr C/N byl stanoven ve svrchním horizontu (0–30 cm) od 10,6 do 21,5. Vyšší poměry byly stanoveny na



lokalitách R. Trend nárůstu poměru C/N po směru vodního toku je obdobný jak v případě obsahu uhlíku i dusíku v humusovém horizontu 0–30 cm. Obsah celkového sodíku (Na) v humusovém horizontu byl stanoven od 130,6 do 437,0 mg.kg-1, po směru vodního toku se zvyšuje. Obsah celkového železa (Fe) a hliníku (Al) v půdních profilech byl stanoven v rozmezí od cca 20000 do 50000 mg.kg-1, u Fe zaznamenán trend nárůstu po směru vodního toku.

Obr. 2: Obsah celkového arsénu (As), hliníku (Al), kobaltu (Co), mědi (Cu), železa (Fe), manganu (Mn), niklu (Ni), olova (Pb) a zinku (Zn) v půdních profilech v hloubkách 0–30 cm dle experimentálních ploch v roce 2014.

Obsah manganu (Mn) v horizontech (0–30 cm) pohybuje v rozmezí od 499,7 mg.kg-1 do 1878,2 mg.kg-1. Obsah se snižuje po směru vodního toku. Obsah zinku (Zn) v půdních profilech má opačný trend než u Mn. Obsah Zn se po směru vodního toku Ohře zvyšuje především v lokalitách Q až T v humusovém horizontu, kde byly obsahy Zn stanoveny nad 150 mg.kg-1. Obsah mědi (Cu) v půdních profilech má obdobný trend jak Zn. Obsah Cu je po směru vodního toku Ohře v horizontu 0–30 cm v lokalitách 0 až Q obdobný, nezvyšuje se (hodnoty do 40 mg.kg-1) a výrazně se zvýší až v lokalitách R až T v horizontech 0–30 cm (hodnoty na 80 mg.kg-1). Obdobně se chová i další prvek a to křemík (As). Výrazné zvýšení obsahu zaznamenáno v lokalitách R-T. U obsahu kadmia (Cd) v půdních profilech v horizontech 0–30 cm byly vyšší obsahy zaznamenány v lokalitách v počátku povodí (0, 1, 3 a B) a dále v lokalitách Q až T. Obsah kobaltu (Co) se v horizontu 0–30 cm po směru vodního toku zvyšuje v rozmezí od 5,9 do 22,7 mg.kg-1. Obsah niklu (Ni) v humusovém horizontu má obdobný trend (nárůstu po směru vodního toku) jako Co, obsah Ni byl stanoven v rozmezí od 5,8 do 41,7 mg.kg-1. Obsah olova (Pb) v půdních profilech má obdobný trend jak Zn, Cu, As. Obsah Pb je po směru vodního toku Ohře v horizontech 0–30 cm v lokalitách 0 až Q a U obdobný, nezvyšuje se (hodnoty do 100 mg.kg-1) a ke zvýšení dojde v lokalitách R, S a T (hodnoty nad 100 mg.kg-1). Vícerozměrná anlýza byla provedena na 21 lokalitách (A-U) na území ČR, sondy na Německé straně území byly pro tutu analýzu vynechány z důvodu odběrů pouze směsných vzorků. Na grafu komponetních vah PC1 a PC2 ve svrchním horizontu 0–30 cm jsou významné jen první dvě osy, které dohromady vyčerpávají cca 80 % variability. Osa PC1 charakterizuje jednoznačně obsah rizikových



prvků (As, Zn, Fe, Pb, Ni, Co), které jdou přímo podél té osy a jsou s ní korelované přes 0,9; a částečně korelované jsou i s Na (0,7–0,8), S (0,6–0,8) i poměrem C/N (0,4–0,5). Na ose PC2 není výrazná korelace, ale vylišují se směry např. podle pH.

Obr. 3: Vícerozměrná statistická analýza PCA v půdních profilech v svrchním horizontu 0–30 cm dle experimentálních ploch v roce 2014.

Diskuse Půda představuje neobnovitelný a limitovaný zdroj, na kterém je člověk existenčně závislý a který plní v krajinném ekosystému nejen produkční, ale i ekologické a sociální funkce (ČGS 2015). Kvalitou půdy je schopnost půdy plnit funkce daného ekosystému tak, aby byla trvale zajišťována biologická produktivita, udržována kvalita životního prostředí a podporováno zdraví rostlin a živočichů (DORAN, PARKIN 1994). Obsah uhlíku, dusíku a vypočítaný poměr má obdobný trend zvyšování obsahů C, N ve svrchním horizontu po směru vodního toku. Obsah N ve svrchním humusovém horizontu z hlediska výživy rostlin je ve většině sledových lokalit N v optimální výši 0,2–0,3 % (SÁŇKA, MATERNA 2004). Na všech lokalitách v zájmové oblasti byl zaznamenán vyšší poměr C/N než na plochách bazálního monitoringu půd ÚKZUZ a CHKO /průměr 9,55; medián 9,41/ v humusovém horizontu 0–30 cm (SÁŇKA et al. 2000). Síra je jednou z hlavních živin a stává se nezbytným prvkem pro všechny organizmy (BRADY, WEIL 2008). Obsahy síry v humusovém horizontu (0-30 cm) je velmi nízký pod 0,15 % (1,5 g.kg-1), vyšší obsah zaznamenán na lokalitě T. Ve většině lokalit je obsah S obdobný relacím většiny půd z humidních a semihumidních oblastí (STEVENSON 1994; KOPEC, GONDEK 2002). Obsah Arénu (As) a Mědi (Cu) byl stanoven v zájmové oblasti (sledovaných lokalit) pod hranicí limitu maximálně přípustné hodnoty (dle vyhlášky č. 13/1994 Sb.), v povrchovém humusovém horizontu (0–30cm) v lokalitách 0 až Q, naopak v lokalitách R až T došlo k překročení limitu. Maximálně přípustná hodnota obsahu Kadmia (Cd) v povrchovém humusovém horizontu (0–30cm) byla překročena na německé části území v lokalitách 0, 3 a v české části území v lokalitách R, S, T, U. U obsahu Kobaltu (Co) a Niklu (Ni) nedošlo v zájmové oblasti k překročení maximálně přípustných hodnot pro daný humusový horizont (0–30cm). Maximálně přípustný limit byl překročen u Olova (Pb) v humusovém horizontu (0–30cm) v lokalitách R, S a T a Zinku (Zn) v lokalitách R, S, T a U. Obdobné výsledky obsahů rizikových prvků (Cd, Pb, Cr, Hg, Be, V, Ni, Co, Zn a Cu) uvádí i MAZANEC (1995) v rámci monitoringu půdy provedeného v letech 1990 až 1994 ÚKZÚZ Brno, kdy bylo analyzováno 32800 vzorků půdy v rámci celé ČR. Pokud porovnáme zjištěné hodnoty ve



svrchním (0–30cm) a prvním spodním horizontu (30–60 cm) s obsahy rizikových prvků stanovených v lučavce královské z Bazálního monitoring půdy (BMP), který provádí ÚKZÚZ Brno od roku 1992 (POLÁKOVÁ et al. 2010) dojdeme k následujícím zjištěním: u obsahu kadmia je zájmová oblast (všechny lokality) výrazně pod průměrem /mediánem/ koncentrací 0,26 /0,18/ mg.kg -1 v roce 2007 v rámci BMP; u obsahu kobaltu dané území spadá do hraničních hodnot stanovených v rámci BMP od 1,7 do 37,44 mg.kg-1; v případě koncentrací mědi se zjištěné obsahy pohybují ve většině lokalit v hodnotách průměrů a maximálních hodnot BMP, ale lokalitách R, S a T významně přesahují maximální hodnotu BMP 114 mg.kg-1 v orničním horizontu; koncentrace niklu je ve většině lokalit pod průměrnou hodnotou 24,6 mg.kg-1 v orničním horizontu v BMP; v případě olova je situace v zájmové oblasti opačná, většina lokalit je nad průměrnou hodnotou BMP 26,2 mg.kg-1 v orničním horizontu; koncentrace zinku jsou v dané oblasti ve většině lokalit vyšší, než jsou průměrné koncentrace v BMP (72,15 mg.kg-1 v orničním horizontu), maximální rozpětí koncentrací je obdobné jako v případě BMP (20,9–586,0 mg.kg-1 v orničním horizontu. Podle nového návrhu limitních obsahů rizikových prvků pro zemědělské půdy (VÁCHA et al. 2014) by zjištěné koncentrace rizikových prvků zjištěné v zájmové oblasti v roce 2014 byly překročeny v humusovém horizontu (0–30cm u více sledovaných lokalit u rizikových prvků: As, Cd, Cu, Pb, Zn a Mn.

Závěr Cílem výzkumu bylo přinést nové poznatky o kontaminaci půdy rizikovými prvky (těžké kovy) v okolí řeky Eger-Ohře od pramene v německé části území (severní část svobodného státu Bavorsko) až po město Loket na české straně s cílem, do jaké míry je toto území ekologicky čisté co se týče zátěže rizikovými prvky a látkami, které se dostávají do životního prostředí antropogenní činností. Na základě získaných výsledků je možné vyvodit tyto závěry: - obsahy rizikových prvků As, Cd, Cu, Co, Ni, Pb, Zn byly v zájmové oblasti ve většině sledovaných lokalit (cca 80 %) v povrchovém humusovém horizontu (0–30 cm) pod hranicí maximálně přípustné hodnoty dle vyhlášky č.13/1994 Sb., k zákonu 334/1992 Sb., o ochraně zemědělského půdního fondu; - k překročení limitů došlu u obsahů arzénu a mědi v lokalitách R, T, u obsahu kadmina v lokalitách 0,3, R, S, T, U, u obsahu olova v lokalitách R, S, T a u obsahu zinku v lokalitách R, S, T a U, u obsahu kobaltu a niklu nedošlo v zájmové oblasti k překročení maximálně přípustných hodnot pro daný humusový horizont (0–30cm), výsledky prokazují nárůst obsahů rizikových prvků As, Cd, Co, Ni a Zn v půdě po směru vodního toku v humusovém horizontu; - vícerozměrná statistická analýza významně vylišila dvě kategorie území (lokality A-P - méně znečištěné prostředí půdy /nižší totální obsahy rizikových prvků As, Co, Ni, Pb, Zn/ a dále Q-T - více znečištěné prostředí půdy /vyšší obsahy rizikových prvků As, Co, Ni, Pb, Zn. Výslekdy řešení projektu navázaly na dlouhodobou spolupráci česko-bavorských partnerů v oblasti ochrany životního prostředí. Realizovný výzkum v zájmového území (začátek povodí řeky Eger-Ohře) umožňuje další rozvoj česko-bavorské spolupráce.

Literatura Brady N.C., Weil R.R. (2008): The nature and properties of soil. 14th edition. Pearson Prentice Hall, Upper Saddle River, New Jersey, Columbus, Ohio. 975 pp. Čermák P. et al. (2008): Obsahy rizikových prvků a látek a základní agrochemické charakteristiky půd v oblasti jižních a západních. Brno: Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský v Brně. 68 s. ISBN 978-80-7401010-1. Česká republika. Vyhláška Ministerstva životního prostředí: kterou se upravují některé podrobnosti ochrany zemědělského půdního fondu. In: Sbírka zákonů. 1994, roč. 1994, č. 13, 4. Dostupné z: http://eagri.cz/public/web/mze/legislativa/ostatni/Legislativa-ostatni_uplna-zneni_vyhlaska-1994-13.html ČGS (2015): Kontaminace, degradace a eroze půd. Česká Geologická Služba [online]. 2015 [cit. 2015-02-28]. Dostupné z: http://www.geology.cz/extranet/vav/analyza-zranitelnosti-krajiny/kontaminace-pud ČSN ISO 10390 (2011): Kvalita půdy - Stanovení pH. Doran J.W., Parkin T.B. (1994): Defining and Assessing soil quality. p. 3–21. In J.W. Doran, D. C. Coleman, D.F. Bezdicek and B.A. Stewart (ed.). Defining soil quality for a sustainable environment. SSSA Spec. Publ. 35. SSSA, Madison, WI.



ISO 10694 (1995): Soil quality - Determination of organic and total carbon after dry combustion (elementary analysis). ISO 13878 (1998): Soil quality - Determination of total nitrogen content by dry combustion ("elemental analysis"). Kabata-Pendias, A. (2001): Trace elements in soils and plants – Third edition. CRC Press. 435 p. Kopec M., Gondek K. (2002): The effect of long-term fertilization on the sulphur content in soil and in the mountain meadow sward (Czarny Potok). Rostlinná Výroba, 48:525–530. Kunzová E., Menšík L., Haberle J., Čermák P., Hangen E., Schilling B. (2015): Kontaminanty v životním prostředí v povodí řeky Eger-Ohře. Vyd. 1. Praha: Výzkumný ústav rostlinné výroby (v tisku). Lee M., Choi J., Kim, J. (2003): Distribution and remediation design of heavy metal contamination in farmland soils and river deposits in the vicinity of the Goro abandoned mine. International Journal of Economic and Environment Geology, 36: 89–101. Maier R.M., Pepper I.L., Gerba C.P. (2000): Environmental Microbiology. Academic Press, New York. Mazanec O. (1995): Výsledky plošného průzkumu obsahu rizikových prvků v zemědělských půdách České republiky. In: Těžké kovy v zemědělské půdě a rostlinách: Sborník z česko-bavorského semináře. Praha: Výzkumný ústav rostlinné výroby Praha-Ruzyně. Dostupné z: http://stary.biom.cz/sborniky/sb95vana/index.html Meloun M., Militký J. (2004): Statistická analýza experimentálních dat. Academia Praha, 954. Micó C., Peris M., Recatalá L., Sánchez J. (2006): Assessing heavy metal sources in agricultural soils of an European Mediterranean area by multivariate analysis. Chemosphere, 65: 863–872. Němeček J., Vácha R., Podlešákova P. (2010): Hodnocení kontaminace půd v ČR, Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy, Praha, 148 s. Panwar, B.S., Singh, J.P., Laura, R.D. (1999): Cadmium uptake by cowpea and mungbean as afected by Cd and P application. Water, Air, and Soil Pollution, 112: 163–169. Petrová J., Žalmanová A., Zbíral J. (2012): Jednotné pracovní postupy Zkoušení hnojiv. ÚKZÚZ Brno, 198 s. Polaková Š., Kubík L., Němec P., Malý S. (2010): Bazální monitoring zemědělských půd 1992-2007, Brno, online. Dostupné z: http://www.ukzuz.cz/Folders/1542-1-Agrochemicke+zkouseni+pud.aspx, [cit. 2015-0228]. Sáňka M., Havlíková Š., Malý S., Hauptman I. (2000): Kontrola a monitoring cizorodých látek v půdě a vstupech do půdy. Zpráva za rok 1999. ÚKZÚZ Brno. Sáňka M., Materna J. (2004): Indikátory kvality zemědělských a lesnických půd ČR, edice PLANETA 2004: Odborný časopis pro životní prostředí, Vol.XII, No.11, 84 s. STATSOFT ČR S. R.O. (2014): STATISTICA.Cz (softwarový systém pro analýzu dat), verze 12.0. www.statsoft.cz. Stevenson, F. J. (1994): Humus Chemistry, Genesis, Composition, Reactions. John Wiley & Sons, Inc., New York. 496 pp. Vácha R., Sáňka M., Hauptman I., Zimová M., Čechmánková J. (2014): Assessment of limit values of risk elements and persistent organic pollutants in soil for Czech legislation. Plant, Soil and Environment, 60 (5), 191–197. Zbíral J. (2002): Analýza půd I., ÚKZÚZ Brno, 197 s. Zbíral J. (2003): Analýza půd II., ÚKZÚZ Brno, 224 s. Zbíral J. (2011): Analýza půd III., ÚKZÚZ Brno, 250 s.




OBSAH A DISTRIBUCE FOREM MINERÁLNÍHO DUSÍKU V PŮDNÍM PROFILU LOKALIT V BLÍZKOSTI TOKU OHŘE The content and distribution of mineral nitrogen forms in profiles of monitored soils

Jan HABERLE, Pavel SVOBODA Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha 6 - Ruzyně, Drnovská 507/73 E-mail: [email protected], Tel.: +420 233 022 254

Abstract: We compared the content and distribution of mineral nitrogen (Nmin) in particular layers of soil profiles in watershed Ohře. Concentrations of ammonium and nitrate forms of nitrogen ranged from 0.2 to 23.1 mg N-NH4/kg of dry soil and from 0.1 to 33.2 mg N-NO3/kg of dry soil. Mean concentrations of Nmin from main probe and from satellite probes ranged from 0.2 to 46.1 mg N/kg. Converted to weight expression, the Nmin ranged from 19 to 193 kg/ha. The ammonium form of nitrogen represents 50 % and more in one-half of all collected samples. Key words: nitrogen uptake, water, water protection, organic matter

Úvod Dusík má z pohledu potřeb člověka rozporné postavení, patří mezi nezbytné prvky živé hmoty a současně je součást látek, které jsou považovány za nepříznivé pro životní prostředí. Dostupnost dusíku je (spolu s fosforem a vodou) hlavním limitujícím faktorem růstu a výnosů plodin. V průběhu posledních dekád celkové množství reaktivního dusíku uvolňovaného lidskou činností překonalo množství uvolňované z přírodních pozemních ekosystémů (VITOUSEK et al. 1997). Nitrátový iont z hnojiv a mineralizace organické hmoty je v půdě snadno pohyblivý a dostává se tak do povrchových toků a podzemních vod, včetně zdrojů pitné vody. Amonný iont je v půdě méně pohyblivý a poměr obou forem dusíku indikuje nepřímo zdroje a podmínky pro rozklad a mineralizaci organické hmoty. V orné půdě většinou převládají nitráty, podíl amonné formy se zvyšuje při použití hnojiv s amonnou formou N a při aplikaci statkových hnojiv aj. organických hnojiv. Vyšší podíl amonné formy bývá v organických půdách a na zemědělsky nevyužívané půdě. Zemědělská půda v blízkosti toků je v posledních letech stále více chráněna, protože představuje zranitelnou a současně i určitou ochrannou zónu. V pásech kolem toků je zakázáno hnojení statkovými i minerálními hnojivy a použití přípravků chemické ochrany, je podporováno zatravnění, s cílem snížit riziko splachu půdy z okolních polí a pronikání nutrientů a přípravků chemické ochrany rostlin do vod (KLÍR, KOZLOVSKÁ 2014, KLÍR et al. 2014).

Materiál a metody Vzorky půdy byly odebírány v 21 lokalitách v blízkosti toku Ohře (A-T) a na 4 lokalitách německého úseku Eger /0, 1, 2 a 3/ (KUNZOVÁ et al. 2015). Půda byla odebrána z vrstev půdy definovaných půdních horizontů v půdní sondě (výkopu) a v okruhu kolem sondy (satelitní body). Vždy čtyři vzorky půdy byly odebrány ze stěn sondy a jehlovou sondýrkou ve vzdálenosti 3,8 m a 6,6 m od sondy, v definovaných směrech od čela sondy. Tyto čtyři vzorky představovaly směsný materiál pro analýzu obsahu Nmin. Vzorky půdy byly transportovány v chladničce připojené na zdroj auta. Půda byla homogenizována v laboratoři, pro analýzu byla použita jemnozem (do 2 mm), byla určena sušina půdy. Suspenze v poměru 1 díl půdy : 5 dílů 1 % roztoku K2SO4 byla třepána 1 hodinu, filtrát byl analyzován na obsah NH4+ a NO3- na přístroji SKALAR (Breda, NL). Koncentrace forem N byla přepočtena na obsah v suché půdě. Obsah Nmin v objemu půdy byl vypočten z koncentrace a průměrné objemové hmotnosti vrstev půdy.



Výsledky a diskuse Koncentrace amonného a nitrátového N v jednotlivých vzorcích se pohybovala v širokém rozmezí od 0,2 do 23,1 mg N-NH4/kg suché půdy a 0,1 do 33,2 mg N-NO3/kg, koncentrace Nmin od 0,2 do 36,6 mg N/kg. V průměru hodnot ze sondy a satelitních bodů se rozsah koncentrace Nmin ve vrstvách půdy pohyboval od 0,2 do 46,1 mg N/kg (obr. 1). V hmotnostním vyjádření se obsah Nmin do hloubky sondy (odběru) pohyboval na sledovaných lokalitách od 19 kg N do 193 kg N/ha (obr.2), v průměru všech lokalit 62,6 kg N/ha. Velmi vysoký obsah minerálního N vykazovaly vzorky 2-cm povrchové vrstvy lesní půdy v lokalitě E, které byly pro výpočty sloučeny s vrstvou 2-13 cm. Vysoký obsah Nmin u půdy z této sondy odpovídal velmi vysokému obsahu celkového N a C. Podobně i u dalších lokalit (N, Q, R, U, T) vesměs vyšší obsah Nmin odpovídal vyšším obsahům celkového C a N (KUNZOVÁ et al. 2015). Nejvyšší obsah Nmin byl u většiny lokalit v povrchové vrstvě. Podíl amonné formy byl u 52 % vzorků vyšší než 50 % (obr. 2), v průměru všech vzorku byl podíl NNH4 49 %. To je významně více než u orných půd, u kterých běžně zaznamenáváme pouze 8-15 % podíl amonného N a vyšší podíl je pouze u půd s nízkým obsahem Nmin. Obsah Nmin ve vrstvách půdy zjištěný ve vzdálenosti 3,8 m byl v kladné korelaci (r=0,89) s obsahem Nmin v okruhu 6,6 m od pedologické sondy (hodnoceny pouze vzorky z české části toku), a obsah určený v satelitních bodech byl v korelaci s údaji se sondy (r=0,89 a 0,84), což prokazuje, že údaje zjištěné v sondě reprezentovaly podmínky v širším okolí. Těsnost vztahu vždy snižovaly 2-3 vzorky, které ležely mimo korelační pole. 80

mg N/kg půdy

1

2

3

4

60 40 20

0 0

1

2

3

A B C D E

F G H

1

200

2

I

J M N K

3

L Q P O R U S

4

T 120

100

kg N/ha

80

100

60 40

Hloubka (cm)

150

50 20 0

0

0 1 2 3 A B C D E

F G H

I

J M N K

L Q P O R U S T

Obr. 1: Průměrný obsah Nmin (v mg/kg suché půdy) /nahoře/ a obsah N (v kg N/ha) ve vrstvách půdy sledovaných lokalit (1- povrchová vrstva, 4 - nejhlubší). Značky označuji hloubku profilu (odběru vzorků). Chybové úsečky – standardní odchylka (n=3, v několika případech byly odebírány pouze 2 nebo 1 vzorek ze sondy).

Celkové množství Nmin (do hloubky odběru) sledovaných půdních profilů se pohybovalo od 19 kg do 193 kg N/ha. To je v rozsahu, který jsme zaznamenali v minulých letech v rámci monitoringu obsahu Nmin v zemědělských půdách (orná půda). Plodiny s hlubokým kořenovým systémem a vysokou potřebou N jsou schopny vyčerpat minerální dusík z kořenové zóny do velmi nízkých (fyziologicky možných) koncentrací v půdě (SVOBODA, HABERLE 2014, HABERLE, SVOBODA 2012). Maximální výnosy plodin u nás dosahují okolo 20 t suché hmoty/ha (nejvyšší dosažitelná produkce biomasy



rostlin za rok při nelimitovaných zdrojích je ještě vyšší), špičkové výnosy například u řepky odpovídají odběru N přes 200 kg N/ha. Z uvedeného vyplývá, že pozorovaná množství N jsou v rozsahu kapacity vegetace, ovšem v průběhu roku dochází k další mineralizaci akumulované organické hmoty, která může v podmínkách optimální vlhkosti a teploty dosahuje i několika kg N/ha za den. Na druhou stranu podmínky s vysokou hladinou spodní vody, periodické zaplavování a vysoký obsah organické hmoty dávají předpoklad nadprůměrné denitrifikace. Obsah nitrátů v říční vodě evidentně není zdrojem nitrátů v monitorovaných půdách, koncentrace NO-3 v Ohři se pohybovala v letech 2005-2009 na úrovni, pod 3 mg N - NO-3 (http://hydro.chmi.cz/isarrow/index.php).

Obr. 2: Vztah podílu amonné formy N a celkového obsahu N v dané vrstvě v profilech sledovaných lokalit.

Závěr Obsah minerálního dusíku ve vrstvách půdy sledovaných lokalit se pohyboval v širokém rozmezí, nejvyšší obsah byl většinou pozorován u břehových sond, pravidelně zaplavovaných míst, s vysokým obsahem organické hmoty. Tato hmota zřejmě pochází z akumulace biomasy vegetací v místě a říčních naplavenin. Minerální dusík ve sledovaných profilech je snadno dostupných pro odběr kořeny břehové vegetace.

Literatura Haberle J., Svoboda P. (2012a): Distribuce kořenů pšenice v půdním profilu a využitelná zásoba dusíku a vody. Aktuální poznatky v pěstování, šlechtění, ochraně rostlin a zpracování produktů. Brno 14-15.11.2012. Úroda 60 (12): 79-84 (CD). Klír J., Kozlovská L. (2014): Nařízení vlády č. 117/2014 Sb., kterým se mění nařízení vlády č. 262/2012 Sb., o stanovení zranitelných oblastí a akčním programu. (http://www.vurv.cz/index.php?p=aktuality&id=262&site=instituce). Klír J., Kozlovská L., Wollnerová J. (2014): Nařízení vlády č. 309/2014 Sb., o stanovení důsledků porušení podmíněnosti poskytování některých zemědělských podpor. (http://www.vurv.cz/index.php?p=aktuality&id=262&site=instituce). Kunzová E., Menšík L., Haberle J., Čermák P., Hangen E., Schilling B. (2015): Kontaminanty v životním prostředí v povodí řeky Eger-Ohře. Vyd. 1. Praha: Výzkumný ústav rostlinné výroby (v tisku). Svoboda P., Haberle J. (2014): Hloubka kořenů polních plodin. Úroda 62 (12): 1–4 (CD). UKZÚZ, 2011. Analýza půd III., Jednotné pracovní postupy (JPP): Stanovení dusičnanového a amonného dusíku v půdě (Nmin), ISO 14256, 2011, 30–33. UNEP and WHRC. Reactive Nitrogen in the Environment:Too Much or Too Little of a Good Thing. United Nations Environment Programme, Paris, 2007. Vitousek P.M., Aber J.D., Howarth R.W., Likens G.E., Matson P.A., Schindler D.W., Schelsinger W.H., and Tilman D.G. (1997): Human alteration of the global nitrogen cycle: sources and consequences. Ecological Applications 7 (3): 737–750.

Poděkování Studie byla podpořena v rámci programu přeshraniční spolupráce Cíl 3 Česká republika – Svobodný stát Bavorsko projektem č. 324 a projektem MZe ČR, RO 0414.



LIMITY OBSAHU RIZIKOVÝCH PRVKŮ V RŮZNÝCH SLOŽKÁCH ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ZAKOTVENÉ V LEGISLATIVĚ ČESKÉ REPUBLIKY Limits of the content of risk elements in various components of the Environment enshrined in the legislation of the Czech Republic

Michaela BUDŇÁKOVÁ Ministerstvo zemědělství České republiky, Těšnov 17,117 05 Praha 1, E-mail: [email protected]

Abstract: Environmental contamination of risk elements and substances is a serious problem, because in most cases it is a substance with a negative impact on humans, animals and the environment. For this reason, it is necessary to their regulation and control. It is to consist of monitoring and legislation. To protect human health, soil, water and air are issued a series of laws both at global, EU and national. Monitoring results are published in various periodicals and reports of the Ministry of Agriculture, Ministry of Environment and its subordinate organizations. Key words: limits of risk elements and substances, soil, water, air, monitoring, legislation

Úvod Vzhledem ke stále se zvyšující kontaminaci životního prostředí vyvstala potřeba vytvoření funkčního a reálného legislativního rámce na ochranu jednotlivých složek životního prostředí a jeho trvalého monitoringu. V základních složkách životního prostředí, to znamená v půdě, vodě a ovzduší se vyskytují cizorodé kontaminující prvky a látky, které mají ve většině případů toxický účinek na zdraví člověka i zvířat. Rizikové prvky (RP) a rizikové látky (RL) jsou mnohdy potencionálními kancerogeny, nebo u nich byla kancerogenita prokázána. Rovněž jsou tyto látky mutagenní a způsobují řadu nemocí jako je poškození ledvin, jater, CNS apod. Proto je velmi důležité omezit vstup těchto látek zejména do potravního řetězce.

Materiál a metody Hlavní zdroje RP a RL v půdách mají povahu přirozenou a antropogenní. Mezi přirozené zdroje řadíme zvětrávání hornin, atmosférické srážky, pevný spad a podzemní vody. U antropogenních zdrojů lze rozlišovat mezi přímou - úmyslnou aplikací (moření osiva, ochrana kultur POR , zlepšování půdní úrodnosti aplikací hnojiv apod.) Nepřímé-neúmyslné aplikace způsobují zejména energetický, metalurgický, hutní a chemický průmysl, doprava, městské a průmyslové odpadní suroviny apod. Veškeré antropogenní zdroje RL a RP je třeba mít pod kontrolou, čehož lze dosáhnou pomocí monitoringu. Stav kontaminace zemědělských půd v ČR je systematicky sledován Ústředním kontrolním a zkušebním ústavem zemědělských (ÚKZÚZ) v rámci programů „Bazálního monitoringu zemědělských půd“ a „Registru kontaminovaných ploch“. Z anorganických látek jsou sledovány As, Be, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mo, Ni, Pb, Tl, V, Zn, z organických látek jsou to polycyklické aromatické uhlovodíky (PAH), polychlorované bifenyly (PCB) a persistentní organochlorované pesticidy a jejich metabolity (DDT, DDE, HCH, HCB). Základními legislativními předpisy, ve kterých jsou zakotveny limitní obsahy RP a RL v zemědělských půdách a ve vstupech, jsou zákon č. 334/92 Sb. o ochraně zemědělského půdního fondu a zákon č. 156/1998 Sb., o hnojivech, pomocných půdních látkách, pomocných rostlinných přípravcích a substrátech a o agrochemickém zkoušení zemědělských půd (zákon o hnojivech). Na tyto zákony navazují prováděcí předpisy, které řeší podrobnosti neobsažené v zákonech. Je to zejména vyhláška č. 13/94 Sb. kterou se upravují některé podrobnosti ochrany zemědělského půdního fondu.



Tato vyhláška bude na základě nového zmocnění v zákoně č. 334/92 Sb. o ochraně zemědělského půdního obsahovat preventivní a indikační hodnoty obsahů rizikových prvků a rizikových látek v půdě, jejich vztah k požadavkům na zdravotní nezávadnost potravin nebo krmiv, k přímému ohrožení zdraví lidí nebo zvířat při kontaktu s půdou, vztah k produkční funkci půdy a také postupy pro zjišťování a hodnocení obsahů rizikových prvků a rizikových látek v půdě. Další důležité předpisy jsou prováděcí předpisy k zákonu o hnojivech jako vyhláška č. 474/2000 Sb. o stanovení požadavků na hnojiva, vyhláška č. 273/1998 Sb. o odběrech a chemických rozborech vzorků hnojiv, vyhláška č. 275/1998 Sb. o agrochemickém zkoušení zemědělských půd a zjišťování půdních vlastností lesních pozemků a vyhláška č.257/2009 Sb. o používání sedimentů na zemědělské půdě. Ochrana vod je na rozdíl od ochrany půdy zakotvena v řadě legislativních předpisů EU. Je to především Směrnice Evropského parlamentu a Rady 2000/60/ES, kterou se stanoví rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky, směrnice EP a Rady 2006/118/ES o ochraně podzemních vod před znečištěním a zhoršováním stavu, směrnice Rady 91/676/EHS o ochraně vod před znečištěním dusičnany ze zemědělských zdrojů, směrnice Rady 98/83/ES o jakosti vody určené pro lidskou spotřebu, která stanovuje mikrobiální a chemické ukazatele, četnost odběrů, analytické metody a další. Tyto směrnice byly zapracovány do české legislativy, především do zákona č. 258/2000 Sb., o ochraně veřejného zdraví a zákona č. 254/2001 Sb., o vodách. Prvně uvedený zákon je legislativou zakotvující požadavky na jakost pitné vody. Pitná voda je definována jako „ veškerá voda v původním stavu nebo po úpravě, která je určena k pití, vaření, přípravě jídel a nápojů, voda používaná v potravinářství, voda, která je určena k péči o tělo, k čištění předmětů, které svým určením přicházejí do styku s potravinami nebo lidským tělem, a k dalším účelům lidské spotřeby, a to bez ohledu na její původ, skupenství a způsob jejího dodávání.“ Hygienické požadavky na zdravotní nezávadnost a čistotu pitné vody jsou dány hygienickými limity, které jsou upraveny vyhláškou č. 252/2004 Sb. kterou se stanoví hygienické požadavky na pitnou a teplou vodu a četnost a rozsah kontroly pitné vody. Tato vyhláška ve svých přílohách stanovuje limity pro mikrobiální, fyzikální, chemické a organoleptické ukazatele, přičemž tyto se liší pro studenou a teplou vodu zvlášť. Zákon č. 254/2001 Sb., o vodách a o změně některých zákonů v příloze č.1 definuje zvlášť nebezpečné a nebezpečné látky. Nařízení vlády č. 61/2003 Sb., o ukazatelích a hodnotách přípustného znečištění povrchových vod a odpadních vod, náležitostech povolení k vypouštění odpadních vod do vod povrchových a do kanalizací a o citlivých oblastech které provádí § 31, § 32 odst. 2 a 3, § 35 odst. 2 a § 38 odst. 5 zákona č. 254/2001 Sb., o vodách – definuje: 1. ukazatele vyjadřující stav vody ve vodním toku, 2. ukazatele a hodnoty přípustného znečištění povrchových vod, 3. ukazatele a hodnoty přípustného znečištění odpadních vod, 4. ukazatele a hodnoty přípustného znečištění odpadních vod pro citlivé oblasti a pro vypouštění odpadních vod do povrchových vod ovlivňujících kvalitu vody v citlivých oblastech, 5. ukazatele a hodnoty přípustného znečištění pro zdroje povrchových vod, které jsou využívány nebo u kterých se předpokládá jejich využití jako zdroje pitné vody, 6. ukazatele a hodnoty přípustného znečištění povrchových vod, které jsou vhodné pro život a reprodukci původních druhů ryb a dalších vodních živočichů, 7. ukazatele a hodnoty přípustného znečištění povrchových vod, které jsou využívány ke koupání osob, 8. náležitosti a podmínky povolení k vypouštění odpadních vod do vod povrchových a kanalizace, 9. seznam prioritních látek a prioritních nebezpečných látek. Na úseku ochrany ovzduší existuje celá řada mnohostranných konvencí a směrnic EU, které řeší problém znečištění ovzduší. Jde zejména o Göteborgský protokol, jehož je Česká republika signatářem, směrnici EP a Rady 2008/50 ES ohledně kvality venkovního ovzduší a čistého ovzduší pro Evropu, která stanoví systém hodnocení kvality vnějšího ovzduší, pokud jde o oxid siřičitý, oxid dusičitý a oxidy dusíku, částice PM10 a PM2,5, olovo, benzen, oxid uhelnatý a také ozon, rámcovou směrnici č. 96/62/EC o hodnocení a řízení kvality ovzduší a směrnici o národních emisních stropech (č. 2001/81/ES). Důsledky znečišťování ovzduší jsou velmi široké. Jsou potvrzeny přímé zdravotní důsledky depozice do plic a absorpce vdechovaných chemikálií. Nepřímými důsledky je ukládání látek znečišťujících ovzduší v rostlinách, živočiších a v jiných složkách životního prostředí, což má za



následek vstup chemikálií do potravního řetězce nebo do pitné vody a ovlivnění struktury a funkce ekosystémů včetně jejich schopnosti samoregulace. Shora uvedené právní normy byly transponovány z valné většiny do zákona č.201/2012 Sb. o ochraně ovzduší, ve znění pozdějších předpisů Tento zákon zapracovává příslušné předpisy Evropské unie a upravuje přípustné úrovně znečištění a znečišťování ovzduší, způsob posuzování přípustné úrovně znečištění a znečišťování ovzduší a jejich vyhodnocení, nástroje ke snižování znečištění a znečišťování ovzduší, práva a povinnosti osob a působnost orgánů veřejné správy při ochraně ovzduší a práva a povinnosti dodavatelů pohonných hmot a působnost orgánů veřejné správy při sledování a snižování emisí skleníkových plynů z pohonných hmot v dopravě. K tomuto zákonu bylo vydáno 13 prováděcích vyhlášek a 8 nařízení vlády. Přípustná úroveň znečištění ovzduší je stanovena imisními limity a případně přípustnou četností jejich překročení. Imisní limity jsou vyhlášeny zákonem č. 201/2012 Sb. o ochraně ovzduší samostatně pro ochranu zdraví lidí ( látky SO2, NO2, CO, benzen, olovo a částice PM10 a PM2,5) a samostatně pro ochranu ekosystémů a vegetace ( látky SO2, NOx). Dále jsou vyhlášeny limity pro celkový obsah znečišťující látky v částicích PM10 pro ochranu zdraví lidí (u As, Cd, Ni, a benzo(a)pyrenu) a pro troposférický ozon pro ochranu zdraví lidí a ochranu ekosystémů a vegetace. Podrobnosti, které nejsou řešeny zákonem uvádí vyhláška č.415/2012 Sb. o přípustné úrovni znečišťování a jejím zjišťování a o provedení některých dalších ustanovení zákona o ochraně ovzduší a nařízení vlády č. 145/2008 Sb., kterým se stanoví seznam znečišťujících látek a prahových hodnot a údaje požadované pro ohlašování do integrovaného registru znečišťování životního prostředí.

Závěr Problematiku znečištění žádné ze složek životního prostředí nelze podceňovat. Kontaminace půd je velmi riziková, jak z pohledu zatížení potravního řetězce, tak s ohledem na půdní úrodnost. Podle údajů Světové zdravotnické organizace žije na Zemi 1, 2 miliardy lidí bez zajištění kvalitní pitné vody. 30 % všech úmrtí a 80 % nemocí v rozvojovém světě má příčinu v různých formách kontaminace pitné vody. Nedostatek kvalitní pitné vody se v budoucnosti může stát významným strategickým problémem. Také ovzduší je zatíženo velkým množstvím sirných emisí, sloučenin dusíku a oxidu uhličitého, sloučeninami olova, kadmia, niklu, rtuti, arsenu, thalia a dalších toxických prvků. Cizorodým kontaminantům, které mají toxický účinek na zdraví člověka i zvířat je třeba věnovat maximální pozornost v rámci vědy a výzkumu, monitoringu a při tvorbě realistických legislativních norem a předpisů.



KONTAMINACE FLUVIZEMNÍCH PŮD V OKOLÍ HLAVNÍCH VODNÍCH TOKŮ V ČR Contamination of fluvisols near the main water courses in the Czech Republic

Milan SÁŇKA Masarykova univerzita, Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí RECETOX, Kamenice 753/5, pavilon A29, 62500 Brno E-mail: [email protected]

Abstract: This paper describes factors influencing space distribution and level of contamination of fluvisols. By analysing the dataset acquired during the project of monitoring of fluvisol contamination, we revealed differences between contamination of different watersheds, but also due to factors on particular locality. According to our results we compiled methodology for evaluation of health and environmental risks evocated by fluvisol contamination. Key words: soil contamination, fluvisol, anthropogenic impacts, health risks, environmental risks

Úvod Půdní typ fluvizem vykazuje ve srovnání s ostatními půdními typy mnoho specifických rysů, jak po stránce taxonomie a pedogeneze, tak z hlediska potenciálních antropogenních vlivů. Typickým projevem uvedených rysů je i obecně vyšší úroveň kontaminace půdy. Původ kontaminace souvisí především s vypouštěním nedostatečně vyčištěných odpadních vod a vyústěním recipientů do říčních toků (vliv i při pravidelných povodních menšího rozsahu) a s vyplavením nebezpečných látek z průmyslových a komunálních areálů, čistíren odpadních vod apod. při povodních katastrofálních. Projevují se však i další vlivy, jako je proces koncentrace přirozeně se vyskytujících rizikových prvků a rizikových látek a vyšší míra difuzního znečištění půd vlivem intenzívního zemědělského hospodaření nebo atmosférické depozice. Variabilita těchto vstupů, spolu s heterogenními půdními vlastnostmi a přírodními podmínkami vytváří komplikovaný systém faktorů, které je třeba zohledňovat při hodnocení potenciálních zdravotních a ekosystémových rizik.

Materiál a metody Příspěvek interpretuje některé výsledky řešení projektu MV VG20102014026 „Dopady povodní na kontaminaci půd a potravních řetězců rizikovými látkami“ (VG20102014026). V projektu MV proběhlo šetření a odběry vzorků na 100 lokalitách fluvizemních půd v ČR (mapa - přehled lokalit). Ve vzorcích humusového horizontu byly analyzovány obsahy rizikových prvků a persistentních organických polutantů. Metodika odběru vzorků i chemických analýz byla shodná v obou šetřeních. K porovnání získaných dat byly použity výsledky bazálního monitoringu zemědělských půd.



Výsledky a diskuse Jedním z výstupů projektu bylo porovnání výsledků obsahů rizikových prvků a rizikových látek ve fluvizemních půdách jednotlivých řek v ČR, fluvizemí celkem a v ostatních půdách (výsledky bazálního monitoringu půd ČR). Interpretace výsledků byla provedena formou box-plotů.

Zejména v návaznosti na projekt "Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger - Ohře" je důležitým zjištěním, že právě fluvizemě v okolí této řeky vykazovaly nejvyšší zátěž humusového horizontu rizikovými prvky As, Cd, Cu a Pb, Zn. Naopak pro organické polutanty byly ve fluvizemích v okolí Ohře zjištěny nejnižší obsahy se sledovaných území fluvizemních půd. To se pak projevilo také v hodnocení rizik - zdravotní rizika byla v případě Ohře nejvyšší, ekosystémová naopak nejnižší. V hodnocení zdravotních rizik se výrazněji projeví organické polutanty, jednak jejich absolutní koncentrace jsou blíže referenčním obsahům než je tomu u rizikových prvků a jednak se zásadně projeví část hodnocení karcinogenních rizik. Vyšší zátěž půd pro Ohři byla však také zjištěna pro DDX a dioxiny (PCCD/F). Interpretace box-plot diagramy koresponduje s relativním vyjádřením počtu lokalit, které překračují navržené preventivní limitní hodnoty obsahů rizikových prvků a rizikových látek v půdě (VÁCHA et. al. 2014) - viz. tabulky.



Procenta překročení navržených preventivních limitů pro rizikové prvky, pro fluvizemní půdy podle jednotlivých řek a za ČR celkem (data projektu VG20102014026) a srovnání s ostatními půdami v ČR (údaje bazálního monitoringu půd). (n = počet lokalit). As Cd Cu Hg Ni Pb Zn Bečva (n=6) 0 0 0 0 0 0 0 Berounka (n=9) 0,0 66,7 0 0 0 22,2 66,7 Labe (n=17) 17,6 70,6 0 29,4 0 0 35,3 Morava (n=21) 0 4,8 0 0 9,5 0 0 Odra (n=8) 0 25,0 0 25,0 0 0 50,0 Ohře (n=7) 28,6 85,7 57,1 14,3 0,0 42,9 85,7 Fluvizemě ČR (n=100) 8,0 32,0 4,0 10,0 6,0 7,0 24,0 ZPF ČR (n=190) 7,4 7,4 3,7 2,1 4,2 3,2 5,3 Procenta překročení navržených preventivních limitů pro POPs, pro fluvizemní půdy podle jednotlivých řek a za ČR celkem (dle projektu VG20102014026) a srovnání s ostatními půdami v ČR (údaje bazálního monitoringu půd). (n = počet lokalit). ∑ PCBs HCB ∑ HCHs ∑ DDX ∑ 12 PAHs Dioxiny* Bečva (n=6) 0 0 0 0 66,7 33,3 Berounka (n=9) 0 0 0 33,3 22,2 0,0 Labe (n=17) 11,8 0 0 17,6 52,9 25,0 Morava (n=21) 0 0 19,0 0 28,6 28,6 Odra (n=8) 12,5 0 0 0 50,0 100,0 Ohře (n=7) 0 0 0 28,6 0 100,0 Fluvizemě ČR (n=100) 3,0 0 4,0 11,0 31,0 32,3 ZPF ČR (n=22) 1,1 0,9 0 14,6 13,6 45,7 * Bečva (n=3), Berounka (n=2), Labe (n=4), Morava (n=7), Odra (n=2), Ohře (n=2), Fluvizemě ČR (n=31), ZPF ČR (data VÚMOP n= 202)

Závěr Rozsáhlým šetřením kontaminace fluvizemních půd v okolí hlavních vodních toků v ČR byla potvrzena vyšší zátěž těchto půd v porovnání s ostatními půdami, zejména v případě rizikových prvků, ze skupiny POPs pak pro polycyklické aromatické uhlovodíky (PAH). Nejvyšší zátěž rizikovými prvky byla zjištěna pro fluvizemě v okolí Ohře.

Literatura Sáňka M., Hofman J., Vácha R., Čupr P., Čechmánková J., Sáňka O., Mikeš O., Skála J., Horváthová V., Šindelářová L., Vašíčková J., Nečasová A. (2015): Metodické postupy k omezení vstupu rizikových látek do rostlinné produkce v oblastech postižených periodickými povodněmi. Certifikovaná metodika, MU, VÚMOP. Bednářová Z., Komprdová K., Kalábová T., Sáňka M. (2015): Impact of Floods and Their Frequency on Content and Distribution of Risk Elements in Alluvial Soils. Water Air Soil Pollution, 226: 15. Vácha R., Sáňka M., Hauptman I., Zimová M., Čechmánková J. (2014): Assessment of limit values of risk elements and persistent organic pollutants in soil for Czech legislation. Plant, Soil and Environment, 60 (5) 191–197.

Poděkování Příspěvek byl sestaven na základě dat projektů MV No. VG20102014026 "Dopady povodní na kontaminaci půd a potravních řetězců rizikovými látkami" a projektu European Social Fund in the Czech Republic (OP Education for Competitiveness).



HODNOCENÍ OBSAHU KONTAMINANTŮ V PŮDÁCH ČR S DŮRAZEM NA PŮDY NIVNÍCH OBLASTÍ Assessment of soil pollutants contents in the Czech Republic with emphasis on soils of fluvial zones

Radim VÁCHA, Jarmila ČECHMÁNKOVÁ, Jan SKÁLA, Milan SÁŇKA Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy, v.v.i., Praha E-mail: [email protected], Tel.: +420 257 027 301

Abstract: This paper presents results from long-term survey concerned on environmental burden of agricultural soils in the Czech Republic. Within the frame of survey, we allocated localities contaminated with risk elements and persistent pollutants exceeding average contamination in the Czech Republic and evaluated contamination of fluvisols located in floodplains. Key words: arable soils, potentially risk elements, persistent organic pollutants, limit concentrations

Úvod VÚMOP v.v.i. se dlouhodobě věnuje hodnocení obsahu potenciálně rizikových prvků (RP) a perzistentních organických polutantů (POP) v zemědělských půdách ČR. Výsledky sledování obsahu kontaminantů v půdách a rostlinách, prováděných pro MZe ČR (monitoring zátěže potravních řetězců) od poloviny 90.let a výsledky dalších programových projektů významně přispěly i k tvorbě legislativy, týkající se obsahu kontaminantů v zemědělských půdách a materiálech, aplikovaných do půd. Výsledky dlouhodobých sledování umožnily definovat nejvíce zatížené oblasti v ČR a vyhodnotit v nich nejzávažnější rizika pro zemědělskou produkci. K nejvíce zatíženým půdám se řadí fluvizemě v nivních pásmech, kterým je věnována zvýšená pozornost v rámci několika projektů.

Materiál a metody Byly využity výsledky sledování zátěže půd a rostlin RP a POP, prováděné v rámci Monitoringu potravních řetězců (dlouhodobý projekt MZe ČR) a projektů zaměřených na hodnocení zátěže fluvizemí v nivních pásmech vybraných vodních toků (projekt „Labe“, projekt Bezpečnostního výzkumu MV VG 20102014026 „Vliv záplav na kontaminaci půdy a potravních řetězců rizikovými látkami“. Hodnoceny byly obsahy RP (As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, V a Zn) a POP (polycyklické aromatické uhlovodíky-PAU, monocyklické aromatické uhlovodíky, chlorované uhlovodíky a ropné znečištění. Při sledování RP byly využity analýzy (pseudo)totálních obsahů (extrakt lučavky královské) a mobilních frakcí (1M NH4NO3) v orničních a drnových horizontech zemědělských půd. V případě vybraných lokalit byly realizovány odběry vzorků ze tří hloubek půdního profilu (humusový horizont, podorniční horizont, minerální horizont) k účelu identifikace geogenní zátěže půd RP, případně jejich historické akumulace v případě fluvizemí. U POP byly stanoveny celkové obsahy v humusových horizontech. Byla sledována zátěž vybraných rostlin (trvalé travní porosty a pícniny na orné půdě u monitoringu potravních řetězců a kromě toho i plodiny pro přímý konzum ve fluvizemních oblastech (brambory, zelí, cibule). Výsledky byly hodnoceny s použitím základních statistických metod a nástrojů GIS.

Výsledky a diskuse Výsledky dlouhodobých sledování byly využity v rámci návrhu novelizace vyhlášky MŽP ČR č. 13/1994 Sb. (PODLEŠÁKOVÁ et al. 1996, NĚMEČEK et al. 1996, SÁŇKA et al. 2002, VÁCHA et al. 2014). Stanovení více úrovní limitních hodnot kontaminantů umožnilo i relevantní vyhodnocení zátěže zemědělských půd v našich nejvíce zatížených oblastech (PODLEŠÁKOVÁ et al. 1998, PODLEŠÁKOVÁ



et al. 1999, VÁCHA et al. 2006, VÁCHA et al. 2010, VÁCHA et al. 2013). Uvedený systém navržených limitních hodnot byl použit i v rámci studií, zabývajících se zátěžemi půd fluvizemních oblastí (PODLEŠÁKOVÁ et al. 1994, SKÁLA et al. 2014, VÁCHA et al. 2002, VÁCHA et al. 2012, VÁCHA et al. 2013). Z plošného monitoringu zátěže zemědělských půd ČR vyplývá, že k nejvíce zatíženým oblastem se řadí těžební a průmyslové oblasti (těžba uhlí a rud kovů a jejich zpracování), fluviální pásma významných vodních toků, vyšší oblasti zejména severně situovaných horských pásem a oblasti opakované aplikace kalů ČOV na zemědělskou půdu. Z hlediska plošné zátěže jsou nejvýznamnější oblasti těžebních činností a navazujícího zpracovatelského a energetického průmyslu, kterými jsou oblast severomoravského imisního regionu, severočeského imisního regionu a oblasti Příbramska a Kutné Hory, s menším plošným rozsahem. Půdy oblastí severní Moravy jsou zatíženy zvýšenými obsahy Cd a PAU. Intenzita zátěže je u Cd převážně na úrovni plošného překročení pozaďových obsahů, v některých případech se blížící indikačnímu limitu pro přestup Cd do rostlinné produkce. Intenzita zátěže PAU je relativně vyšší, na nejvíce zatížených lokalitách byly překročeny indikační limity pro ochranu lidského zdraví. PAU i Cd jsou v oblasti typicky antropogenní zátěží, která se váže zejména na zpracovatelský a hutní průmysl. V oblasti severočeského imisního regionu jsou problematické zvýšené obsahy As, kde je typická kombinace antropogenních vstupů do půd (zejména emise ze spalování hnědého uhlí) a přirozené geogenní zátěže (substráty ze zvětrávání magmatických a metamorfovaných kyselých hornin v pásmech zrudnění). Dalším akcesorickým prvkem, typickým pro tuto zátěž v oblasti je Be, jehož pozaďové koncentrace jsou rovněž plošně překračovány. Zvýšená geogenní zátěž obou prvků se dokonce může projevit i ve zvýšené geogenní zátěži fluvizemí a sedimentů říčních toků (VÁCHA et al. 2013). K intenzivně zatíženým oblastem z imisních spadů se řadí oblast Příbramska (Cd, Pb, Zn, As), s plošným rozsahem zátěže v okruhu cca 10-15 km od příbramských závodů kovohutí a oblast Kutné Hory, kde jsou výrazně překračovány pozaďové a indikační obsahy As (původem z odpadních materiálů těžby rud) a pozaďové koncentrace Cd (imisní zátěž). Celková rozptýlená imisní zátěž se odráží na kontaminaci půd pásem vyšších nadmořských oblastí zejména severně situovaných horských oblastí (Krkonoše, Orlické Hory, Jeseníky), ale i vyšší oblasti např. relativně čisté Šumavy, kde jsou překračovány pozaďové obsahy PAU (Šumava) a některých rizikových prvků (Cd, Pb, As). S vyššími zátěžemi se pak setkáváme v oblastech nivních pásem významných vodních toků, pro které je typická zátěž Cd, Hg, Ni, Pb, V a zejména POPs (PAU, PCB, PCDD/F). Na základě dlouhodobého sledování (PODLEŠÁKOVÁ et al. 1994, VÁCHA et al. 2002, SKÁLA et al. 2014) je zřejmý pokles zátěže fluvizemí RP i POP, a to navzdory rostoucímu počtu významných povodňových událostí. To souvisí s omezením průmyslové výroby a především růstem počtu čistíren odpadních vod. Současné sledování pak potvrzuje přetrvávající zátěže spíše bodového charakteru a zemědělské hospodaření v oblasti úrodných fluvizemí se stává z hlediska zátěže kontaminanty bezpečné. Specifickým typem zátěží jsou pak následky nesprávně provozovaného zemědělství, kde byly do půd aplikovány vysoké dávky DDT (obsah reziduí stále zvýšený) nebo kaly z čistíren odpadních vod (nelegální opakované aplikace), kde jsou půdy zatěžovány především vysokými obsahy PAU a „dioxinů“ – PCDD/F. Lokalizace těchto oblastí je však obtížná, právě z důvodů absence oficiálních podkladů a vysoké zátěže byly prokázány na několika modelových případech.

Závěr Zemědělské půdy v ČR rozsahem a intenzitou zátěže RP a POP odpovídají běžné zátěži evropských zemí a bylo prokázáno, že „alarmující zprávy“ o kontaminaci zemědělských půd v ČR byly vyvráceny. Česká republika disponuje velkým množstvím dat, monitorujících tento stav (ÚKZÚZ, VÚMOP a další). Přes tuto skutečnost jsou na našem území oblasti, které jsou historicky zatíženy nad celorepublikovým průměrem. Jejich vymezení a hodnocení zátěže pak umožňuje eliminaci případných rizik.

Literatura Podlešáková E., Němeček J., Hálová G. (1994): The load of fluvisols of Labe River by risky substances. Rostlinná výroba, 40 (1): 69–80. Podlešáková E., Němeček J., Hálová G. (1996): Návrh limitů kontaminace půd potenciálně rizikovými stopovými prvky pro ČR. Rostlinná výroba, 42 (3): 119–125.



Němeček J., Podlešáková E., Pastuszková M. (1996): Návrh limitů kontaminace půd perzistentními organickými xenobiotickými látkami pro ČR. Rostlinná výroba, 42 (2): 49–53. Podlešáková E., Němeček J., Vácha R., Pastuszková M. (1998): Contamination of soils with persistent organic xenobiotic substances in the Czech Republic. Toxicological and Environmental Chemistry, 66: 91–103. Podlešáková E., Němeček J., Vácha R. (1999): Stav kontaminace půd v imisně zatížených regionech severních a severozápadních Čech. Časopis lékařů českých, 138 (18): 547–551. Sáňka M., Němeček J., Podlešáková E., Vácha R., Beneš, S. (2002): Vypracování kritických hodnot obsahů rizikových prvků a organických cizorodých látek v půdě a jejich příjem rostlinami z hlediska ochrany kvality a kvantity zemědělské produkce. Zpráva pro MŽP ČR, říjen 2002, 60 s. Skála J., Čechmánková J., Vácha R., Horváthová V., Sáňka M., Sáňka O. (2013): Regionální struktura půdního pokryvu zemědělsky využívaných fluvizemních půd ve vztahu k povodňové zonaci. Certifikovaná metodika, VÚMOP, v.v.i., 85s. Vácha R., Poláček O. Horváthová V. (2002): State of contamination of agricultural soils after floods in August. Plant, Soil and Environment, 49 (7): 307–313. Vácha R., Vysloužilová M., Horváthová V., Čechmánková J. (2006): Risks following from husbandry on agricultural soils in loaded areas of the Czech Republic. Soil and Water Research, 1 (3): 108–116. Vácha R, Skála J., Čechmánková J. (2010): Development and opportunities for evaluation of anthropogenic soil load by risky substances in the Czech Republic. In Zdruli, P., Pagliai, M., Kapur., S., Faz Cano, A. (eds.): Land degradation and desertification. Assessment, Mitigation and Remediation, Springer, Dodrecht, Heidelberg, London, New York., p. 413–422, ISBN 978-90-481-8656-0,. Vácha R., Skála J. Čechmánková J., Horváthová V. (2013): The Comparison of Soil Load by POPs in Two Major Imission Regions of the Czech Republic. In: Nageeb Rashed M. (ed): Organic Pollutants - Monitoring, Risk and Treatment. InTech – Open Access Publisher. ISBN: 978-953-51-0948-8, InTech, DOI: 10.5772/53332. Available from: http://www.intechopen.com/books/organic-pollutants-monitoring-risk-and-treatment/the-comparison-of-soilload-by-pops-in-two-major-imission-regions-of-the-czech-republic Vácha R., Sáňka M., Sáňka O., Skála J., Čechmánková J. (2013): The Fluvisol and sediment trace element contamination level as related to their geogenic and anthropogenic source. Plant, Soil and Environment, 59 (3): 136–142. Vácha R., Sáňka M., Hauptman I., Zimová M., Čechmánková J. (2014): Assessment of limit values of risk elements and persistent organic pollutants in soil for Czech legislation. Plant, Soil and Environment, 60(5): 191–197.

Poděkování Autoři děkují za podporu v rámci projektu Ministerstva zemědělství ČR, č. MZE002704902 a Ministerstva vnitra ČR, č. VG 20102014026.



SOIL CONTAMINATIONS ALONG THE BAVARIAN PART OF THE RIVER EGER-OHŘE AND ITS TRIBUTARIES Kontaminace půdy podél Bavorských přítoků řeky Ohře

Bernd SCHILLING, Edzard HANGEN Bavarian Environment Agency, Telephone: 0049-9281-18004780 E-mail: [email protected]

Abstrakt: Horní tok řeky Ohře se nachází v Bavorsku. Pro interpretaci pohybu vodní masy, predikce výměny kontaminantů mezi řekou a půdou je nutné znát úroveň půdní kontaminance. Z tohoto důvodu Bavorský úřad pro ochranu životního prostředí odebírá vzorky půdy z břehu, ve kterých analyzuje obsah těžkých kovů. Pro popis situace o půdní kontaminaci v region byla provedena literární rešerše na dané téma. Klíčová slova: půdní kontaminace, vliv průmyslu, monitoring půd, anthropogenické a geogeonické vlivy

Introduction To understand the processes in soil which influence the fate of contaminants, monitoring of the riparian ecosystem is compulsory. For evaluation of the whole catchment area of the river Eger-/Ohře a lot of data must be taken into account. To focus on the right pollution elements information on different polluters has to be incorporated. Thus, our agency in Marktredwitz could analyse specifically on pollutants which are relevant in the region. In the project presented here analysis focused on heavy metals.

Material and Methods For this evaluation particulary data of the aqua regia extract and the total HF-digestion method are used. The methods are conducted according to DIN EN ISO 11885: 04.98 and V-DIN ISO 07.92, respectively.

Results and Discussion The literature review and further information sources show that the predominant industries in the catchment of the river are restricted to the porcelain industries (LfU, 2008), which usually causes little soil contamination. Waste of the porcelain industries especially consists of shards, spoil material, rubbish and products of carbon. Heavy metals are subordinated. Singularly, concentrations of phenolic tar oils and ashes are elevated. Most of the plants in the Eger/Ohře region are closed. If there was a contamination the area was cleaned up. Waste water of textile industries, which can impair soil quality, can be found particulary nearby the city of Hof. However, Hof is located in the Saale catchment and therefore not directly connected to the river Eger/Ohře. Consequenetly, a contamination by the textile industries can be excluded here. Furthermore, glass industries are close to the catchment, but except a single one in Marktredwitz most plants are situated in the Upper Palatinate, which is separated by the Main European Watershed from the Eger/Ohře catchment. Between the cities of Weißenstadt and Selb a number of small steel plants were located close to the riverbank of the Eger/Ohře. These plants are no longer in operation. Nearby the city of Marktredwitz a galvanic plant discharged Cr and Ni into the river Kösseine (part of the Eger/Ohřecatchment). Also this operation was stopped by the district administration.



The most important pollutant in the catchment of the river Kösseine was the Chemical Factory of Marktredwitz (FRANKENPOST 2010). It is one of the oldest plants of Germany and until 1985 produced mainly pesticides and herbicides for 200 years. During the production processes waste with very high contents of mercury was generated as a chemical byproduct (VÖLKEL 2003). In the plant values up to 2000 ppm were measured. Furthermore, the other byproducts antimony and arsenic were accumulated. The river Kösseine flows into the river Röslau, which discharges into the Eger/Ohře. The river Eger/Ohře crosses the Czech border nearby Hohenberg. Hg contents in the “Kösseine-Röslau-Eger-Valley” show a characteristic distribution: Nearby Marktredwitz the contents are very high (>160 mg/kg) in the riparian soils. A pronounced decrease can be found nearby the city of Arzberg. Towards the border there is an increase, but nearby the border the values decrease again (<40 ppm). In 2000 the Bavarian Environment Agency started a project in the “Kösseine-Röslau-Eger/Ohře-Valley” (red points in Fig. 1) to monitor the soil pollutants. Over the monitoring period Hg-contamination shows only small changes. Arsenic contents are higher nearby Marktredwitz as compared to the area around Arzberg, while towards the border arsenic content increase again. The highest contents of lead could also be found close to Marktredwitz, which drop to < 140 mg/kg in direction to the border the contents diminish intensively. Similar behaves the distribution of chromium and nickel in soil. Again, highest values were measured along the Kösseine river in Marktredwitz.

Fig. 1: Sampling points in the catchment of the Eger/Ohře river.

Conclusion Soil contamination along the Bavarian section of the river Eger/Ohře has got different origins. The major part of anthropogenic pollution is due to the emissions of the industries in the area of Marktredwitz, which affect the riparian soil close to the city. Heavy metals like lead and mercury have a strong affinity to soil. Therefore the mobility of these elements is small. The particulate transport of the riparian soil along the river refers to the intensity flooding. After an intensive rainfall flooded areas can be found for instance between Marktredwitz and Arzberg. In the area of Arzberg the valley



narrows, and there is less flooding. This should be another reason for the lower level of anthropogenic soil pollution close to the city of Arzberg as compared to Marktredwitz. Elements like arsenic, chromium and nickel could be of geogenic origin, too. Arsenic is an element which appears in basement rocks and could be transported by water in other areas. There it is often fixed in soils with high soil organic contents. Chromium and nickel are part of serpentinites. These rocks could be found all over Eastern Bavaria, usually in small areas. The Bavarian Environment Agency will continue its monitoring programme to observe the development of soil contamination in the Eger/Ohře catchment. However, to obtain definite information about alterations in soils in that region the programme has to be maintained for a long time.

References Bayerisches Landesamt für Umwelt, LfU (2008): Chance Flächenrecycling – Zukunft ohne Altlasten. http://www.boschpartner.de/fileadmin/user_upload/pdfs/Umweltinformation/MB_StMUG_Flaechenrecycling.pdf Frankenpost (2010): Die Giftgrube. – http://www.frankenpost.de/regional/oberfranken/laenderspiegel/Die-Giftgrube;art2388,1334339 Völkel, J. (2003): Bodenbelastungen durch Schwermetalle. - http://archiv.nationalatlas.de/wpcontent/art_pdf/Band2_112-113_archiv.pdf

Acknowledgment The authors thank all the colleagues of the Bavarian Environment Agency, who took the samples for this programme. Extensive analyses conducted by the staff of the Bavarian Environment Agency’s lab in Marktredwitz are highly appreciated.



METHODOLOGICAL VARIABILITY OF SOIL PHYSICAL PARAMETERS ALONG THE BAVARIAN STRETCH OF THE RIVER OHŘE Variabilita fyzikálních parametrů půdy podél řeky Ohře v Bavorské části území

Edzard HANGEN, Friedhelm VIETEN Department of Preventive Soil Protection and Soil Monitoring, Bavarian Environment Agency, Hans-Högn Strasse 12, 95030 Hof, Germany Telephone: 0049-9281-18004785; E-mail: [email protected] Abstrakt: Půdní hydraulická konduktivita, hodnota kf, je hlavní faktor při prognóze vertikálního pohybu kontaminantů v půdě, nebo odhadu půdní vodní retenční kapacity. Kf hodnota půdy byla stanovena na celkem čtyřech pobřežních stanovištích u řeky Ohře, a to v laboratoři ze vzorků z fyzikálních válečků, v terénu (pomocí infiltrometru) a odvozeny z tabulek (pedostransfer tables). Bez ohledu na stanoviště a hloubku, hodnota kf klesala v pořadí vzorků z fyzikálních válčeků > tabulek > infiltrometru. Zatímco makropóry v fyzikálních válčcích mohou zvýšit hodnotu kf, rozmazání, které vzniká při použití infiltrometru, může hodnotu kf snížit. Klíčová slova: hodnota kf, fyzikální válčky, infiltrometer, model pohybu kontaminantů

Introduction Representative kf-values are of utmost importance, e.g. when quantifying the water retention capacity in the scope of land use-planning (e.g., LEHMANN, STAHR 2010) or simulating contaminant transport towards groundwater (e.g., GERKE, KÖHNE 2004). However, site-representative kf-values are difficult to determine (Bagarello and Provenzano 1996). Methodological approaches to obtain a kf-value comprise in-situ measurements, e.g. using borehole permeameters (AMOOZEGAR 1989), kfdetermination in the laboratory by the means of steel rings (e.g., BENECKE 1966) and pedotransfertables mostly based on soil texture and bulk density (e.g., Ad-hoc-AG BODEN 2005). At four potentially contaminated riparian soils along the Bavarian stretch of the river Ohře a siterepresentative kf-value had to be determined to later simulate the vertical displacement of contaminants towards groundwater. For this, each of the above methodological approaches should be compared.

Material and Methods Table 1: Site characteristics. Site Northing/ easting

Soil type

Hebanz

4502954/ 5554097

Fluvic Gleysol

Schwarzenhammer

4506074/ 5555544

Fluvic Cambisol

Leupoldshammer Fischern

4509127/ 5554633 4517424/ 5551114

Fluvisol Gleyic Fluvisol

Horizon sequence IaAh – IaM-Go – IIfaAh – IIaM-Go – IIIGr

Depth to groundwater

IaAh –IIfaAh – IIBv – IIIilCv

no groundwater

IaAh –IaM1 – IaM2 – IIilCv IaAh – IaM – ISg-Go

no groundwater

80 cm

95 cm

Location downstream of sewage plant downstream of abandoned industrial site downstream of weir at confluence of tributary Röslau



A) Using 250 cm³ steel-rings the soils consisted of 3 to 5 horizons, which were sampled in 10 replicates according to the prescription of the Working Committee of the Federal Geological Survey (Geological Survey of North Rhine-Westphalia 2012). After saturation from below, the kf-value was determined based on different water levels on both sides of the soil core sample using a labpermeameter (Soilwater Permeameter 09.02.01.05, Eijkelkamp Inc.). B) Borehole permeameter measurements were carried out in ca. 20 cm depth increments down to about 80 cm, unless upwelling groundwater prevented further measurements. Despite a water level of about 18 cm in the borehole, we used its bottom as reference depth, because the soil volume involved extends to about 1620 to 6480 cm³ (AMOOZEGAR 1989) and likely also affects the soil underneath the borehole basis. The discharged water volume over time as noted at the water supply system of the permeameter was translated into the kf-value of the respective soil depth interval according to AMOOZEGAR (1989). C) Based on about 15000 soil samples with information about kf-value, texture and bulk density a pedotransfer table was established by the Ad-hoc AG Boden (2005). Here, kf-values are segregated into texture classes and categories of bulk density. Using this pedotransfer table, kf-values were looked-up using the basic soil properties texture and bulk density determined for the steel ring soil samples. Tabulated values were reduced by the specific stone content of the soil sample.

Results and Discussion Individual kf-values varied considerably with respect to the method selected (Fig. 1). While replicate permeameter measurements provided comparably stable kf-values, steel ring measurements varied by about 3 orders of magnitude in individual horizons reaching maximum values of 34565 cm/d in the topsoil of the site Schwarzenhammer.

Fig. 1: Hydraulic conductivity at the four sampling sites as derived by different methods.

kf-values from pedotransfer tables (Ad-hoc AG BODEN 2005) represent matrix flow conditions, the range of which seems to be limited in the subjected soils. depths. Observed permeameter kf-values are relatively low with a maximum of 115 cm/d in 57 cm depth in Leupoldshammer. Effects of hysteresis (e.g., RITSEMA et al. 1998) or entrapped air (e.g., HANGEN, GERKE 2007) could be excluded, because before measurements saturated flow conditions are established systematically. In our study, permeameter kf-values were based on at least 10 consecutive measurements with a one minute-interval between permeameter readings. Over this 10 minute-period a constant water level was maintained in the borehole according to AMOOZEGAR (1989). This procedure should minimize incomplete saturation



under field-conditions as reported by JURY, HORTON (2004). Slaking of soil during permeameter operation (ANGULLO-JARAMILLO et al. 2000), which results in decreasing permeameter kf-values in the course of consecutive measurements, was not observed. However, in our study incomplete removal of sealed soil pores (SCHWÄRZEL, PUNZEL 2007) due to smearing during borehole preparation could probably have impeded the free flow of water into the soil. In contrast, steel-ring samples are thoroughly prepared, deaerated and saturated from below, so that a higher proportion of pores are water conductive during the lab measurement of hydraulic conductivity. Structural effects in the steel ring samples are reflected in high kf-values (Fig.1). Impacts of additional macropores resulting from disturbance of the soil core samples addressed by BENECKE (1966), FALLICO et al. (2005), and BAGARELLO, PROVENZANO (1996) cannot be totally excluded. Peculiar properties of the samples were noted in the routine laboratory inspection of the steel rings prior to analysis. These comprised missing sample volume, extending stones, bent steel rings, and worm holes. Apparently, in the labpermeameter measurements these macropores became effective.

Conclusion Rapid field-permeameter measurements integrate a comparably great soil volume and can provide a consistent vertical distribution of hydraulic conductivities. In contrast, at replicate soil core samples analyzed for hydraulic conductivity, the small-scale heterogeneity may dominate the overall picture. While hydraulic conductivity values of soil core samples analyzed in the lab comprise almost the total pore spectrum, field-permeameter measurements rather represent matrix flow plus the smaller macropore fraction. For implementation in 1D-vertical contaminant transport models, permeameter kfvalues seem to better reflect field conditions and should be favoured to steel-ring kf-values.

References Ad-hoc-AG Boden (2005): Bodenkundliche Kartieranleitung. 5th edition. Schweitzerbart, Stuttgart, 438 pp. Amoozegar A. (1989): A compact constant-head permeameter for measuring saturated hydraulic conductivity in the vadose zone. . Soil Science Society of America Journal, 53, 1356–1361. Angulo-Jaramillo R., Vandervaere J.P., Roulier S., Thony J.L., Gaudet J.P., Vauclin M. (2000): Field measurement of soil surface hydraulic properties by disc and ring infiltrometers - a review and recent developments. Soil and Tillage Research, 55, 1–29. Bagarello V., Provenzano G. (1996): Factors affecting field and laboratory measurement of saturated hydraulic conductivity. Transactions of the ASAE, 39, 153–159. Benecke P. (1966): Die Geländeansprache des Bodengefüges in Verbindung mit der Entnahme von Stechzylinderproben für Durchlässigkeitsmessungen. Kulturtechnik und Flurbereinigung, 7, 91–104. (in German). Fallico C., Migliari E., Troisi S. (2005): Characterization of the field saturated hydraulic conductivity on a hillslope: measurement techniques, data sensitivity analysis and spatial correlation modelling. Hydrology and Earth System Sciences, 2, 1247–1298. Geological Survey of Northrhine-Westphalia (2012): Methodenvergleich Bodenphysik, Teil 2: Entwässerung ungestörter Bodenproben, 53 pp. (in German). Gerke H.H., Köhne, J.M. (2004): Dual-permeability modeling of preferential bromide leaching from a tile drained glacial till agricultural field. Journal of Hydrology, 289, 239–257. Hangen E., Gerke, H.H. (2007): Field measurements of air and water pressures in a heterogeneous forestreclaimed lignitic mine soil. Vadose Zone Journal, 6, 849–854. Jury W.A., Horton R. (2004): Soil physics. 6th edition. John Wiley and Sons, New York, 370 pp. Lehmann A., Stahr K. (2010): The potential of soil functions and planner-oriented soil evaluation to achieve sustainable land use. Journal of Soils and Sediments, 10, 1092–1102. Ritsema C.J., Dekker L.W., Nieber J.L., Steenhuis T.S. (1998): Modeling and field evidence of finger formation and finger recurrence in a water repellent sandy soil. Water Resources Research, 34, 555–567. Schwärzel K., Punzel J. (2007): Hood infiltrometer – a new type of tension infiltrometer. Soil Science Society of America Journal, 71, 1438–1447.

Acknowledgments The authors thank Annika Knopp, Bavarian Environment Agency, for her field assistance. Extensive analyses conducted by the staff of the Bavarian Environment Agency’s soil physics lab are highly appreciated.



ACIDIFICATION TRENDS IN SOIL AND SURFACE WATER OF THE FICHTEL MOUNTAINS Vývoj acidifikace povrchových vod a půdy v Fichtel Mountains

Thorsten SCHEEL Bavarian Environment Agency, Ecology of Rivers, Hans-Högn-Straße 12, 95032 Hof, Germany, Telephone: +49 9281/1800-4859, E-mail: [email protected] Abstrakt: Pohoří Smrčiny bylo porovnáno s jinými oblastmi, které jsou těžce postiženy acidifikací. V průběhu 90. let 20. století byly depozice acidifikačních látek silně redukovány. Bavorský úřad pro životní prostředí začal s dlouhodobým monitorováním v průběhu 80. let 20. století, a je tak k dispozici databáze pro sledování vývoje a trendů v oblasti acidifikace. V půdním roztoku vrchních vrstev půdy je možné zaznamenat znatelnou rekonsvalescenci, zatímco ve spodních vrstvách půdního profile ani dnes nezaznáváme změny v hodnotě pH. Redukce depozice acidifikačních látek a snížení adidifikace ve vrchních půdních horizontech vyusťuje ve zlepšení stavu všech povrchových vod v pohoří Smrčiny. Hodnota pH se silně odvíjí od polohy, kdy v řece Ohře můžeme zaznamenat hodnoty pH 6 a vyšší, zatímco jinde 5 a nižší. Ve zotavení z acidifikace můžeme spatřit veliký pokrok a tento proces stále pokračuje. Klíčová slova: acidifikace, povrchové vody, půdní roztok, pH, hliník

Introduction One of the most acidified region in Bavaria is the Fichtel Mountains. Their vicinity to the former German Democratic Republic and the Check Republic resulted in increased deposition of acidifying compounds. The horseshoe shape of the Fichtel Mountains and their function as a topographical barrier increased deposition essentially. Therefore the Bavarian Environment Agency did also choose the Fichtel Mountains as a monitoring site for the integrated hydrological monitoring (IHM) and included there several small surface waters in the surface water monitoring programme. The monitoring was performed by surveillance of a wide range of chemical parameters, but also by biological indicators to obtain a coherent picture of the trends in the recovery from acidification.

Results and Discussion The strong reduction of acidifying compounds could be clearly observed in the temporal development of pH values of the throughfall (precipitation below vegetation) at the monitoring site of the integrated hydrological monitoring (IHM) in the Fichtel Mountains (Fig. 1). The pH of the throughfall in the late 1980ies was there as low as pH 3 to 4. A very pronounced recovery can be observed with a continuous increase of pH values up to 5 and higher in 2013. This is a result of the strongly reduced deposition of sulphur, which is reflected in the sulphate concentrations in the throughfall (Fig. 2). At the start of the monitoring activities in 1987 the annual mean concentration was around 50 mg/l. During the early 1990ies reduction in emissions resulted in a strong decline in sulphate concentrations, which plateau right now at levels of 5 mg/l and lower.



Throughfall

Fig. 1: Temporal development of pH values in throughfall at the integrated hydrological monitoring (IHM) site in the Fichtel Mountains (black dots – single measurement, blue dots – annual mean values).

Throughfall

Fig. 2: Temporal development of sulphate concentrations in throughfall at the integrated hydrological monitoring (IHM) site in the Fichtel Mountains (black dots – single measurement, blue dots – annual mean values).

These positive developments of the input to the ecosystem did already show reactions in the upper part of the soil. The pH of the soil solution at the IHM in the Fichtel Mountain in 50 cm depth shows a clear increase from circa 4,2 in the early 1990ies to about 4,7 in recent years (Fig. 3). During the same time the sulphate concentrations decreased in 50 cm depth from circa 40 mg/l to about 6 mg/l (Fig. 4). Also further parameters like aluminium or acid neutralizing capacity (not presented) showed comparable developments. For the soil solutions of deeper soil horizons (200 and 300 cm) no trend in pH values could be observed during the 20 to 30 years of monitoring (Fig. 3). On the contrary the sulphate concentrations did decrease in deeper soil horizons from around 30 mg/l to about 15 to 20 mg/l (Fig. 4). This demonstrates that the reduction in acidic deposition had also induced changes in deeper soil horizons, but to a much smaller extent, so that pH values do not reflect this, yet. Soil solution – 50 cm

Soil solution – 50 cm





Fig. 3: Temporal development of pH values in soil solutions (50, 200 and 300 cm depth) at the integrated hydrological monitoring (IHM) site in the Fichtel Mountains (black dots – single measurement, blue dots – annual mean values).

Fig. 4: Temporal development of sulphate concentrations in soil solutions (50, 200 and 300 cm depth) at the integrated hydrological monitoring (IHM) site in the Fichtel Mountains (black dots – single measurement, blue dots – annual mean values).



The prominent trend of recovery from acidification in throughfall and upper soil horizons is the foundation for a recovery of surface waters in the region. In all monitored surface waters increasing pH values can be observed during the 30 years of monitoring activity (Fig. 5). The recent levels of pH differ quite substantially between Eger (pH 6), Roeslau (pH 5,5), Birkenbach (pH 5) and Zinnbach (pH 4,5). This can be explained by variation in groundwater acidity and the heterogeneity of the soils in the region. Without detailed background information about soil acidification in the catchments a precise scientific explanation is impossible. Further parameters like sulphate or aluminium did also show in all monitored surface waters a significant trend of decreasing concentrations (not shown). The biological indicator organisms in surface waters also reflected the recovery from acidification, by shifts in species composition and abundance. Both, biological and chemical investigations do show an improvement of the situation in surface waters, but also imply that recovery is a process still in action. Surface water

Surface water

Surface water

Surface water

Fig. 5: Temporal development of pH values of small surface waters in the Fichtel Mountains (black dots – single measurement, blue dots – annual mean values).

Conclusion The monitoring activities performed by the Bavarian Environment Agency for over 25 years are crucial for the evaluation of the present state of the recovery from acidification. The trends of increasing pH and declining sulphate concentrations in the throughfall can be also observed in the upper soil horizons and surface waters. In deeper soil horizons recovery seems to need more time, which will also be of importance for developments in groundwater and wells. Therefore, acidification is not yet a problem of the past, but will also concern us during the next decades.



FIRST EXPERIENCES WITH A MOBILE XRF IN AN AREA WITH GEO(ANTHROPO-)GENIC ELEVATED PB CONTENT IN TOPSOIL LAYERS (FREIHUNG/VILSECK) První zkušenosti s mobilním XRF v oblasti s geogením (antropgením) zvýšeným obsahem Pb v orniční vrstvě (Freihung / Vilseck)

Uwe GEUß Bavarian Environment Agency, Department of Preventive Soil Protection, Soil Monitoring, Hans-Högn-Straße 12, 95030 Hof, Telephone: 0049-9281-1800-4782, E-mail: [email protected]

Abstrakt: Celkem 190 stanovišť v oblasti se zvýšeným obsahem olova (geogenicky i anthropologicky) bylo monitorováno mobilním XRF skenerem. Korelace obsahu olova z jedenácti stanovišť, stanoveného XRF skenerem a pomocí lučavky královské, je přijatelná. Použití mobilního XRF skeneru tak rozšiřuje možnosti při odběru půdy a může přispět k přesnějšímu kartografickému popisu oblastí s geogenicky zvýšenými obsahy kontaminantů. Klíčová slova: zvýšený geogenní obsah Pb v půdě, mobilní XRF, korelace mezi mobilní XRF a extraktu lučavky královské, optimalizace vzorkování půdy pro mokrou chemii

Introduction The Upper Palatinate and the Bavarian Forest in East Bavaria is a region of historical ore mining. The area around the city of Freihung near Vilseck (Fig. 1) is such an area where lead was extracted starting in medieval times (small pits distributed around Freihung and Tanzfleck) up to the 1960’s (pit ´Vesuv´ at the south-eastern edge of Freihung). Here, lead occurs in near-surface sand stones and lime stones of the ´Benkersandstein´ (Keuper: kbem+o, kbeu) in the form of cerussite (PbCO3) and galenite (PbS) (Fig. 2). Thus, geogenically as well as anthropogenically elevated Pb contents (up to 47.000 ppm) can be found in soil material between Freihung and Tanzfleck.

Fig. 1: Location of Vilseck and Freihung/Tanzfleck in Bavaria.

Fig. 2: Stratigraphies of ´Benkersandstein´ kbem+o (green) and kbeu (blue). Ideal grid pattern Freihung/Tanzfleck for screening with mobile XRF.



The local administration including the responsible water authority are interested in a detailed cartographical description of geo(anthropo)genic elevated Pb contents in the soil in scale of 1:10.000 or higher of this area (objectives: threat to agriculture, groundwater protection and earth moving work). The Bavarian Environment Agency technically assists the local administration by screening soil with a mobile XRF to optimize the furthermore necessary soil sampling for wet chemistry in aqua regia extract according to German Federal Soil Protection Ordinance (BBODSCHV, 1999).

Material and Methods A 100 m x 100 m grid (Fig. 2) was placed over the Freihung/Tanzfleck area for the two stratigraphies of ´Benkersandstein´ (only municipal authority area of Freihung embracing only agriculture and forest areas). Some 190 sample sites were located by two staff members in two field campaigns (total five days) in summer 2014. About 40 sites per day were possible to handle depending on orientation in forests, grassland and arable land (corn). At every site a soil pedon was dug up with a spade. At each site three measurements (soil modus, standard filter, 30 s duration per measurement) were executed with a mobile XRF device (NITON Xl3t, Thermolite) over the whole depth/height of one side of the soil pedon (Fig.3).

Fig. 3: Soil pedon and measurement with mobile XRF.

Besides this at 11 sites (thereof five semiterrestrial soils) composite samples of the soil surface of the pedon were taken during the first field campaign around Tanzfleck and measured by mobile XRF and comparably in aqua regia extract. In the following, always the averaged value of the three XRF measurements of each sample site was used for calculating statistics and correlations between aqua regia and mobile XRF.

Results and Discussion Table 1: Pb, Zn, Cu and As contents [ppm] determined by mobile XRF and aqua regia of all 11 sample sites. mobile XRF min

max

mean

aqua regia stand. dev.

num. < LOD

min

max

mean

stand. dev.

num. < LOD

165,67 80559,27 11158,32 23992,49 150 47000 11125,45 15056,23 Pb 17,52 1582,97 399,52 525,27 (<20) * 3500 566,27 1013,76 Zn 163,21 42,34 53,63 5 (<10) * 290 68,27 90,72 Cu (
1 3 10

Correlations between aqua regia (y) and mXRF (x) for the area around Tanzfleck (all 11 sites): Pb: y = 0,6422x r = 0,83 Zn: y = 1,4024x r = 0,72 Cu: y = 1,3637x r = 0,69 As: not correlated Correlations between mXRF- and aqua regia values of Pb and also Zn are acceptable whereas those of Cu and As are not presumably due to lacking real data. The arsenic values might be affected by the overlapping spectral signatures of lead. In a second step further correlations differentiated by groundwater influence of the sample site are shown for the elements Pb and Zn.



Table 2: Pb and Zn contents [ppm] determined by mobile XRF and aqua regia of the five semiterrestrial sites. mobile XRF

Pb Zn

min

max

mean

1344,83 160,07

80559,27 1582,97

23586,09 776,63

stand. dev. 32926,78 598,25

num. < LOD -

min

max

6100 250

47000 3500

aqua regia stand. mean dev. 22820 15743,63 1128 1354,72

num. < LOD -

Correlations between aqua regia (y) and mXRF (x) for the area around Tanzfleck (semiterrestrial sites): Pb: y = 0,6407x r = 0,57 Zn: y = 1,4053x r = 0,57 Table 3: Pb and Zn contents [ppm] determined by mobile XRF and aqua regia of the six terrestrial sites. mobile XRF

aqua regia stand. num. stand. num. min max mean min max mean dev. < LOD dev. < LOD 150 5600 1380 2087,89 Pb 165,67 2533,45 801,85 885,33 216,49 85,26 69,07 (<20) * 280 98,17 93,27 1 Zn 17,52 * measurements below of technical or analytical limit of detection (LOD) are set to the half value of LOD

Correlations between aqua regia (y) and mXRF (x) for the area around Tanzfleck (terrestrial sites): Pb: y = 2,0272x r = 0,97 Zn: y = 1,2137x r = 0,98 Separating the sites with respect to groundwater influence improves correlations. Obviously, soil moisture has an effect on measurement by mobile XRF.

Conclusion Bearing the low amount of samples (n = 11) in mind, results seem to indicate the possibility to translate mobile XRF measurements of Pb and Zn to aqua regia contents for the examined area. The differentiation of sampling sites according to groundwater influence improved correlation quality. In consequence, all other mobile XRF data of Pb and Zn around Tanzfleck could be translated to ´pseudo´ aqua regia values. To improve correlations further soil texture and soil parent material should be considered in the future. For wet chemistry analysis it is also suggested to sample only the very soil surface, which is affected by mobile XRF measurements.

Literature Bavarian Geological Survey (1958): Explanation of Geological Map of Bavaria in scale 1:25000, Map Nr. 6337 Kaltenbrunn, Munich 1958 Thermo Scientific (2010): Thermo Scientific Niton XL3t GOLDD+ Series Environmental Analyzers, Elemental Limits of Detection in Si02 and SRM Matrices Using Soil Analysis German Federal Soil Protection Ordinance (BBodSchV) (1999)

Acknowledgment The author thanks his collegues Dr. Edzard Hangen and Dr. Raimund Prinz for their support during field campaign and reviewing this paper. Thanks also to the laboratory staff for their uncomplicated analysis of the 11 soil samplings. Last but not least the author thanks department 38 of Bavarian Environment Agency for borrowing the mobile XRF.



NEZÁKONNÉ DROGY V ŽIVOTNÍM PROSTŘEDÍ Illicit drugs in the environment

Věra OČENÁŠKOVÁ, Petr TUŠIL, Danica POSPÍCHALOVÁ, Alena SVOBODOVÁ, Petra KOLÁŘOVÁ Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i., Podbabská 2582/30, 160 00 Praha 6, Tel.: +420 220 197 451, E-mail: [email protected]

Abstract: Illegal drugs represent one sort of environmental pollutant. Drugs occur especially in sludge and surface waters, which can be used to estimate drug consumption in selected areas. In this paper, we present results from the watershed Ohře. Key words: illegal drugs, savage waters, surface waters, savage water epidemiology Úvod Spektrum látek sledovaných v životním prostředí se díky zdokonalujícím se instrumentálním technikám a analytickým přístrojům, které umožňují nacházet tyto látky ve stále nižších koncentracích, neustále rozšiřuje. V posledních cca patnácti letech se mezi tyto látky, v literatuře často označované jako „emerging contaminants“, zařadily vedle léčiv i nezákonné drogy. Nelegální drogy a jejich metabolity se sledují především v odpadních vodách, neboť již v roce 1999 (DAUGHTON, TERNES 1999) a 2001 (DAUGHTON 2001) položili základ tzv. „sevage epidemiology“ – epidemiologii odpadních vod, která předpokládá, že z výsledků sledování koncentrací nezákonných drog v komunálních odpadních vodách lze pomocí zpětného výpočtu odhadovat spotřebu drog ve sledované oblasti. V praxi tuto metodu poprvé použili ZUTTATO et al. (2005), kteří sledovali tímto způsobem spotřebu kokainu v povodí řeky Pád. HUERTA-FONTELA et al. (2007) sledovali nezákonné drogy (kokain, amfetamin, metamfetamin, extázi a jejich metabolity ve španělské řece Llobregat, KasprzykHORDERN et al. (2008) v povrchových vodách v Jižním Walesu. Jednu z prvních informací o množství drog v odpadních vodách v České republice publikoval BAKER et al. (2012). Využití pasivních samplerů pro detekci těchto látek ve vodní prostředí v České republice uvádí FEDOROVA et al. (2014). Publikací v této oblasti je dnes značný počet, není možno je všechny citovat v tomto krátkém sdělení.

Materiál a metody V projektu Stanovení množství nelegálních drog a jejich metabolitů v komunálních odpadních vodách – nový nástroj pro doplnění údajů o spotřebě drog v České republice je epidemiologie odpadních vod využita v prostředí České republiky. Jako modelové aglomerace byla vybrána města Praha, Brno, Ostrava, Plzeň a Ústí nad Labem, dále byla sledována města Frýdek - Místek, Český Těšín, Havířov, Karviná a Orlová. V roce 2014 přibyly lokality Aš, Františkovy Lázně, Mariánské Lázně, Cheb, Karlovy Vary, Opava, Nový Jičín, Liberec, Jablonec, Pardubice, Hradec Králové, Jihlava, Zlín, Olomouc Bruntál a České Budějovice. Na nátoku na ČOV jsou odebírány slévané 24hodinové vzorky, které jsou nejlépe do 72 hodin po odběru zpracovány, případně zamraženy a uchovány do zpracování při teplotě minimálně -20 °C. Po filtraci a přídavku vnitřního standardu jsou vzorky analyzovány metodou on-line SPE-LC-MS/MS. (Pospíchalová el al. 2014). Jsou sledovány THC, amfetamin, metamfetamin, extáze (MDMA), kokain a jeho metabolity, opioidy heroin a morfin, LSD, metadon a jeho metabolit EDDP, buprenorfin, efedrin a tramadol. V případě sledování povrchových vod byly odebírány bodové vzorky, které byly dále zpracovány stejným způsobem jako odpadní vody.



Výsledky a diskuse Všechny analyzované vzorky surových odpadních vod vykazovaly pozitivní nálezy sledovaných látek. Jak se dalo předpokládat, nejvyšší nalezené koncentrace byly pro metamfetamin (pervitin), dále pro extázi, amfetamin kokain a THC. Některé výsledky jsou uvedeny v tabulce 1. Stávající technologie čištění odpadních vod odstraňují tyto látky pouze částečně, např. metamfetamin je v průměru odstraněn ze 40 %, kokain a extáze z 50 %. (OČENÁŠKOVÁ et al. 2014). Kontaminace povrchových vod nezákonnými drogami je tedy téměř jistá, FEDOROVA et al. (2014) uvádí v Ohři profilu Terezín nálezy extáze. Výsledky VÚV TGM, v.v.i., ve stejném profilu jsou uvedeny na obr. 1 (analýza bodových vzorků povrchové vody).

2,27

1,44

2,50 2,00

0,293 0

0,165

0,227

0,0605

0

0,0898

0

0,50

0

1,00

0

1,50 0,0647

koncentrace ng/l

Terezín

0,00

Analyt

Obr. 1: Nálezy nezákonných drog a jejich metabolitů v uzávěrovém profilu řeky Ohře v Terezíně Zdroj: VÚV TGM, v.v.i. Tab. 1: Koncentrace některých nezákonných drog a jejich metabolitů v surové komunální odpadní vodě přitékající na ČOV Cheb.

benzoylecgonin

nor-THC

cis-Tramadol HCl

morfin

154 394

278

5400

14.5.2014 Cheb

0,4

200

2180

0,148 59,4

15.5.2014 Cheb

0,452

151

3660

0,582

103

16.5.2014 Cheb

1,7

224

2320

0,25

69

17.5.2014 Cheb

5,08

238

2200

0

60

4,96

134 418

288

18.5.2014 Cheb

0,792

105

494

0,306

53

1,61 58,4 436

153

1,85 91,6

70000

0,296 48,2

1,97 95,2 195

2000

19.5.2014 Cheb

0

efedrin HCl

0,146

LSD

13.5.2014 Cheb

Lokalita

metamfetamin

7,98

amfetamin

129

MDMA

Datum odběru

ng/l

12900

1,02 88,8 276

602

0,294

113 324

24800

2,4 39,4 408

1190



Závěr Ve všech dosud analyzovaných vzorcích surových odpadních vod byly nalezeny nezákonné drogy nebo jejich metabolity. Vyčištěné odpadní vody rovněž obsahují tyto látky, dochází tedy i ke znečištění povrchových vod. Ekotoxikologická rizika jsou zatím probádána nedostatečně. Nezákonnými drogami a jejich metabolity jsou kontaminovány rovněž odpadní kaly z ČOV (např. MASTROIANNI et al. 2013). Při aplikaci těchto kalů na půdu může docházet i ke kontaminaci půd těmito látkami. Větší nebezpečí kontaminace půd však zejména v některých oblastech může představovat kontaminace způsobená odpady z tajných varen drog. Tato problematika rovněž není zatím podrobněji sledována, zabývali se jí především PAL et al. (2011, 2012, 2013, 2014) a KATES et al. (2014). V citovaných publikacích byla věnována pozornost především prekurzorům drog a vedlejším produktům vznikajícím při výrobě drog. Nezákonné drogy a jejich degradační produkty představují další skupinu kontaminantů, jejichž dopady na životní prostředí nejsou dosud dostatečně probádány.

Literatura Baker, D.R., Očenášková V., Kvicalova M., Kasprzyk-Hordern B. (2012): Drugs of abuse in wastewater and suspended particulate matter - Further developments in sewage epidemiology. Environment International: A Journal of Environmntal Science, Risk and Health, 48, 28–38. Daughton, C.D., Ternes T.A. (1999): Pharmaceutical and personal care products in the environment: Agent of subtle Change?. Environmental Health Perspectives, 107, 907–938. Daughton, C.D. (2001): Illicit drugs: contaminants in the environment and utility in forensic epidemiology. Rev.Environ. contam. Toxikology, 210, 59–110. Fedorova G., Randak T., Golovko O., Kodes V., Grabicova K., Grabic R. (2014). A passive sampling method for detecting analgetics, psycholeptics, antidepressants and illicit drugs in aquatic environments in the Czech Republic. Science of The Total Environment, 487, 681–687. Huerta-Fontela M., Galceran M.T., Ventura F. (2007): Ultraperformance Liquid Chromatography−Tandem Mass Spectrometry Analysis of Stimulatory Drugs of Abuse in Wastewater and Surface Waters. Analytical Chemistry, 79 (10): 3821–3829. Kasprzyk-Hordern B. Dinsdale R.M., Guwy A.J. (2008): The occurrence of pharmaceuticals, personal care products, endocrine disruptors and illicit drugs in surface water in South Wales, UK. Water Research, 42 (13): 3498–3518. Kates L.N., Knapp Ch.W., Keenan H. E. (2014): Acute and chronic environmental effects of clandestine methamphetamine waste. Science of The Total Environment, 493, 781–788. Mastroianni N., Postigo C., Alda M.L., Barcelo D. (2013): Illicit and abused drugs in sewage sludge: Method optimization and occurrence. Journal of Chromatography A, 1322, 29–37. Očenášková V., Tušil P., Pospíchalová D., Svobodová A. (2014): Nezákonné drogy v odpadních vodách. In: Pitná voda 2014: 12. Pokračování konferencí Pitná voda z údolních nádrží 26.5.–29. 5. 2014 v Táboře. s. 217–222. ISBN 978-80-905238-1-4. Pal R., Megharaj M., Kirkbride K.P., Naidu R. (2012): Fate of 1-(1′,4′-cyclohexadienyl)-2-methylaminopropane (CMP) in soil: Route-specific by-product in the clandestine manufacture of methamphetamine. Science of The Total Environment, 416, 394–399. Pal R., Megharaj M., Kirkbride K.P., Naidu R. (2014): Adsorption and desorption characteristics of methamphetamine, 3,4-methylenedioxymethamphetamine, and pseudoephedrine in soils. Environmental Science and Pollution Research., s. -. DOI: 10.1007/s11356-014-2940-6. Dostupné z: http://link.springer.com/10.1007/s11356-014-2940-6 Pal R., Megharaj M., Kirkbride K.P., Heinrich T., Naidu R. (2011): Biotic and abiotic degradation of illicit drugs, their precursor, and by-products in soil: Abiotic and Biotic Degradation and Degradation Products. Chemosphere, 85 (6): 1002–1009. Pal R., Megharaj M., Naidu R., Klass G., Cox M.M Kirkbride K.P. (2012): Degradation in soil of precursors and by-products associated with the illicit manufacture of methylamphetamine: Implications for clandestine drug laboratory investigation. Forensic Science International, 220 (1-3): 245–250.



THE RISK ASSESSMENT OF DIFFUSE GROUNDWATER POLLUTION BY NITROGEN FROM AGRICULTURE AS THE BASIS FOR AN EFFECTIVE SOLUTION TO THIS PROBLEM IN SLOVAKIA Hodnocení rizik difúzního znečištění podzemních vod dusíkem v zemědělství jako základ pro efektivní řešení tohoto problému na Slovensku 1

Radoslav BUJNOVSKÝ1, Peter MALÍK2, Jaromír ŠVASTA2 Výskumný ústav vodného hospodárstva, Nábr. Arm. Gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava E-mail: [email protected] 2 Štátny geologický ústav Dionýza Štúra, Mlynská dolina 1, 817 04 Bratislava E-mail: [email protected]; [email protected]

Abstrakt: Problematika znečištění vodních zdrojů nitráty, které pocházejí ze zemědělské činnosti, představuje jeden z environmentálních cílů rámcové směrnice o vodě. Pochopení příčin, vedoucích ke znečištění podzemních vod nitráty, je klíčové pro efektivní řešení problému. Ohrožení je výsledkem interakce zranitelnosti prostředí, určené charakteristikami prostředí obklopujícího podzemní vodu, a dávky znečišťující látky v prostředí, pocházející ze zemědělské činnosti. Na základě hodnocení relevantních parametrů spadá 4.46 % zemědělské půdy do skupiny velice vysoce a vysoce ohrožené dusíkem ze zemědělství, 37.55 % středně ohrožené a 57.99 % nízce, nebo velice nízce ohrožené. Klíčová slova: podzemní voda, zranitelnost, nebezpečí, ohrožení znečištění, nitráty

Introduction Diffuse pollution of water resources by nitrates from agriculture belongs to the most important issues in relation to the achievement of the environmental objectives of the Water Framework Directive – WFD (e.g. EEA 2012). Understanding the main causes leading to the occurrence of an excessive pollution of groundwater, in relation to the risk assessment of diffuse pollution of groundwater by nitrogen, is the key to an effective solution of the mentioned problem. Environmental risk assessment, constituting an information support for the design and implementation of appropriate measures in area of water protection, as well as basic terminological meanings of the terms „risk“, „vulnerability“, „hazard“, are based on the concept of „pollution source → (transport) pathway → receptor (part of the environment and / or human health)“ (DALY et al. 2002). The specific vulnerability of groundwater in groundwater body (hydrogeological structure) represents a more „environmentalist“ thinking on groundwater protection, as it seeks to provide below-limit concentrations of specific substances across the aquifer. This way of risk evaluation is presented.

Material and methods Pollution of groundwater with nitrogen (especially nitrates) is caused by its leaching, which is a function of amount of rainfall exceeding water retention capacity of the soil, especially in the autumn-spring period and the amount of residual nitrogen in the soil (e.g. DE JONG et al. 2007). This risk is considered as the result of the interaction of vulnerability (determined by the characteristics of the environment overlying groundwater in relation to water transport or soil solution) and environmental pollutant load (also called hazard) as a result of agricultural activities. The risk assessment of groundwater pollution with nitrogen is based on indexing the parameters of overlying media, which are denoted by the term vulnerability (with respect to groundwater), and parameters of the load the overlying environment by nitrogen called also as hazard, which arises as a consequence of land management. The index of groundwater vulnerability by nitrogen (iZPzV) is expressed as follows:



iZPzV = EZ * KPAV + HPV * PHP

(1)

EZ = amount of effective rainfall in period October to March KPAV = soil capacity to accumulate water (as function of soil texture and soil thickness) HPV = average depth of groundwater level PHP = permeability of the rock environment (expressed by the coefficient of filtration). From the parameters of the load of overlying environment by nitrogen there are considered nitrogen balance and plant cover on agricultural land in the winter half on district level in 2012, which is close to the current state of the load. The index of the load of overlying environment by nitrogen (iZNPD) is expressed by the following formula: iZNPD = BN × RK

(2)

BN = nitrogen balance (OECD, 2007) RK = plant cover in winter half. Assessment of individual environmental parameters and land management is shown in Table 1. Table 1: Evaluation of environmental parameters and agricultural land management. Parameter Value Effective rainfall X. – III. < 250 mm 201-250 mm 151-200 mm 101-150 mm >100 mm Soil capacity to accumulate water < 100 mm 101-200 mm 201-300 mm 301-400 mm > 400 mm Depth of groundwater level < 1.5 m expressed by the coefficient of filtration 1.6-3.0 m 3.1-5.0 m 5.1-10.0m > 10 m Permeability of the rock environment < 1*10-6 1*10-6-1*10-5 1*10-5-1*10-4 1*10-4-1*10-3 > 1*10-3 Nitrogen balance > 80.0 kg N.ha-1 60.1-80.0 kg N.ha-1 40.1-60.0 kg N.ha-1 20.1-40.0 kg N.ha-1 < 20.0 kg N.ha-1 Plant cover in winter half with regard < 20% to nitrogen uptake capacity 21-40% 41-60% 61-80% > 80%

5 4 3 2 1 1,0 0.8 0.6 0.4 0.2 5 4 3 2 1 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 5 4 3 2 1 1,0 0.8 0.6 0.4 0.2

Both indexes (iZPzV and iZNPD) are evaluated in 5 level classification (very low, low, medium, high and very high) and the calculated index values are subsequently expressed by transformed values (1 to



5) which enter into calculation the risk of groundwater pollution with nitrogen (RZPzV). In fact, this procedure represents the application of the evaluation matrix, which in such type of assessment is used (WRIGHTSON et al. 2008): RZPzV = th iZPzV + th iZNPD (3) th iZPzV = transformed values of iZPzV th iZNPD = ttransformed values of iZNPD Criteria of risk assessment of groundwater pollution by nitrogen is indicated in Table 2. Table 2: Categorization the values of risk of groundwater pollution (RZPzV). Risk level of groundwater contamination by nitrogen Very low Low Medium High Very high

RZPzV values < 2.0 2.1-4.0 4.1-6.0 6.1-8.1 > 8.1

Results and discussion On the basis of relationship used, 4.46% of agricultural land falls into the category of very high and high risk, 37.55% in the medium risk category and 57.99% in the category of low and very low risk of diffuse pollution of groundwater by nitrogen from agriculture (see Fig. 1).

Fig. 1: The spatial distribution the associated categories of the risk of groundwater diffuse pollution by nitrogen from agricultural land use.

Index method, in combination with overlaid maps within the GIS, represent a large group of different methods that find use in assessing the vulnerability of groundwater (NATIONAL RESEARCH COUNCIL 1993), and individual risk (GOGU, DASSARGUES 2000). The above values and spatial distribution the risk of groundwater contamination by nitrogen are somewhat distorted by the load of overlying environment by nitrogen index, which is processed from available statistical data at district level. More precise results of the risk of groundwater contamination by nitrogen from agriculture can be obtained only on the basis of specific farms data.



WFD environmental objectives for groundwater concerning quality include preventing the deterioration of groundwater bodies, as well as reversal of significant sustained upward trend in concentration of a pollutant that is caused by human roces y with aim to progressively reduce pollution of groundwater. Reversing the unfavorable state of water (in our case above the threshold concentration of nitrates in groundwater) to reach the target state (up to 50 mg per liter) is a roces that is not fully controlled by changes in agricultural activities in short time period. As follows from a number of publications (e.g. MEALS et al. 2010), time for responding groundwater body/zone to the effects of measures at restoring the groundwater quality varies from a few years to decades and consists of the time needed to create the necessary effect in practice, the time required for expression of the effect on the level of the ground water level and the time required for water body/zone in response to the effect of measures. Among these the last one is usually the longest. In view of the above, the decisive basis for the selection and subsequent implementation of effective measures in agriculture represent information about the risk of groundwater pollution by nitrates in response to residence time of nitrates in groundwater and the status and development trend of nitrate concentration in groundwater.

Conclusions Using index method of risk assessment, 4.46% of agricultural land falls into the category of very high and high risk, 37.55% in the medium risk category and 57.99% in the category of low and very low risk of diffuse pollution of groundwater by nitrogen from agriculture. Although the load of overlying environment by nitrogen index (hazard) is processed from available statistical data at district level, spatial distribution of the index of groundwater vulnerability by nitrogen can serve as base for preselection of areas which require more attention at proposal of efficient measures from side of agriculture with regard to nitrogen.

Literature Daly D., Dassargues A., Drew D., Dunne S., Goldscheider N., Neale S., Popescu Ch., Zwahlen F. (2002): Main concepts of the „European Approach“ for karst groundwater vulnerability assessment and mapping. Hydrogeology Journal, 10 (2): 340–345. De Jong R., Yang J.Y., Drury C.F., Huffman E.C., Kirkwood V., Yang X.M. (2007): The indicator of risk of water contamination by nitrate-nitrogen. Canadian Journal of Soil Science 87 (Special Issue), 179–188. EEA (2012): European waters - assessment of status and pressures. EEA Report No. 8/2012. Copenhagen: EEA, 96 p. Gogu R.C., Dassargues A. (2000): Current trends and future challenges in groundwater assessment index using overlay and index methods. Environmental Geology, 39 (6): 549–559. Meals D.W., Dressing S.A., Davenport T.E. (2010): Lag time in water quality response to best management practices: A review. Journal of Environmental Quality, 39, 85–96. National Research Council (1993): Ground water vulnerability assessment. Contamination potential under conditions of uncertainty. Washington, D.C.: National Academy Press, 226 p. OECD 2007. OECD and EUROSTAT gross nitrogen balances handbook. Paris : OECD, 24 p. Wrightson I., Cooper S., Crookes M., Grundy C.L., King N., Larner J., Lewis P., Lohmann D.H., Maxwell C., Perry D., Sanderson D.M., Lipworth S. (2008): Environment, Health and Safety Committee Note on: Environmental risk assessment. London: RSC, 4 p.





Poznámky / Notes





Poděkování / Acknowledgment Publikace vznikla za podpory programu Cíl III Česká republika – Svobodný stát Bavorko 2007–2013, projektu č. 324 „Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře“ v období 2013–2015.





Název / Title: Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře: Sborník příspěvků ze semináře k výsledkům Česko-Bavorského projektu / Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre: Proceedings of workshop to concerning preliminary results from Czech-Bavaria project Editoři / Editors: Ing. Ladislav Menšík, Ph.D., Ing. Lukáš Hlisnikovský, Ing. Eva Kunzová, CSc. Vydal / Published by: Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha – Ruzyně / Crop Research Institute Prague Grafická úprava a sazba / Graphic design and Computer typesetting: Ing. Ladislav Menšík, Ph.D. Tisk / Print: Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha – Ruzyně / Crop Research Institute Prague Rok vydání / Year of issue: 2015 Počet stran / Number of pages: 57 Náklad / Edition: 50 ks (pcs) Za věcnou správnost, odbornou úroveň a grafické podklady odpovídají autoři. For factual accuracy, art and graphic materials are responsibility of the authors. Foto / Photo: Ladislav Menšík Publikace neprošla jazykovou úpravou. Publications did not pass the language revision.

Citace sborníku / Proceedings citation: Menšík, L., Hlisnikovský, L., Kunzová, E. Kontaminanty v životním prostředí řeky Eger-Ohře: Sborník příspěvků ze semináře k výsledkům Česko-Bavorského projektu. Praha: Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha - Ruzyně, 2015. ISBN 978-80-7427-172-4. Menšík, L., Hlisnikovský, L., Kunzová, E. Contaminants in the environment of the river Eger-Ohre: Proceedings of workshop to concerning preliminary results from Czech-Bavaria project. Prague: Crop Research Institute Prague, 2015. ISBN 978-80-7427-172-4.

© Ladislav Menšík, Lukáš Hlisnikovský, Eva Kunzová, 2015 © Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i., Praha – Ruzyně, 2015 ISBN 978-80-7427-172-4


Výzkumný ústav rostlinné výroby, v.v.i. Bayerisches Landesamt für Umwelt

Recommend Documents