3.2.2.2. Hodnocení rizikovosti z hlediska chemického stavu
Stanovení pracovních cílů pro podzemní vody
Pracovní cíle pro podzemní vody jsou seznamy ukazatelů a jejich limitů, které mají být použity pro hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod. Nejedná se o stanovení dobrého stavu, ale o emisní a imisní limity pro hodnocení rizikovosti.Rizikovost útvarů podzemních vod z hlediska chemického stavu je možné rozdělit do dvou hlavních skupin: hodnocení relevantních nebezpečných a prioritních látek (hlavně bodové zdroje znečištění) a hodnocení ostatních znečišťujících látek (plošné zdroje znečištění).
Je účelné, aby každý členský stát označil své látky, které vykazují nebezpečné vlastnosti pro vodní ekosystém, resp. pro povrchové vody a podzemní vody. V následujícím textu jsou ozřejměna kriteria, která byla rozhodující pro výběr limitů a látek do seznamu relevantních látek pro podzemní vody. Stěžejním zdrojem informací pro sestavení seznamu relevantních nebezpečných látek pro podzemní vody se staly následující podklady:
- Projekt VaV "Výskyt a pohyb nebezpečných látek v hydrosféře", ČHMÚ, 2000 - 2002
- Databáze SEZ (informační Systém evidence zátěží), MŽP, VÚV T.G.M.
- Programy na snížení znečišťování povrchových vod nebezpečnými závadnými látkami a zvlášť nebezpečnými závadnými látkami, VÚV T.G.M. Ostrava, 2003 - 2004
- Skupina látek relevance A -- 54 látek, nepříznivě ovlivňujících vodní organismy, jejichž výskyt v hydrosféře ČR byl prokázán ve významné míře a jsou uvedeny v základních směrnicích a dokumentech příslušné české a evropské legislativy jako ukazatele jakosti jednotlivých složek hydrosféry s potřebou dlouhodobého a pravidelného monitoringu.
- Skupina látek relevance B -- asi 150 látek nebo jejich skupin, jejichž výskyt v hydrosféře ČR je možný (existují potencionální zdroje) nebo částečně prokázaný a jsou většinou uvedeny v různých českých a evropských dokumentech týkajících se hodnocení jednotlivých složek hydrosféry s potřebou výzkumného monitoringu.
- Skupina látek relevance C -- látky, které s největší pravděpodobností jsou pro hydrosféru ČR nerelevantní; daná látka byla ve sledovaných dokumentech zmíněna pouze okrajově a informace o jejím výskytu či potencionálních zdrojích nebyly na základě dostupných dokladů nalezeny.
Na základě vyhodnocení dat výzkumného i komplexního provozního monitoringu v závěrečné fázi řešení projektu byly stanoveny relevance pro jednotlivé látky a pro jednotlivé složky hydrosféry včetně stanovení relevance pro podzemní vody.
Dalším zdrojem dat pro stanovení relevance nebezpečných látek pro podzemní vody se stala celostátně vedená databáze SEZ - informační Systém evidence zátěží (viz kapitola 3.2.1.2). Údaje o lokalitách se starou ekologickou zátěží jsou do databáze ukládány jednotnou formou na základě instrukcí stanovených Ministerstvem životního prostředí formou metodického pokynu.
Třetím významným zdrojem dat, který měl vliv na stanovení relevance nebezpečných látek pro podzemní vody, jsou Programy na snížení znečišťování povrchových vod nebezpečnými závadnými látkami a zvlášť nebezpečnými závadnými látkami (dále jen Programy). Součástí Programů, zpracovávaných podle článku 7 Směrnice Rady 76/464/EHS, je i povinnost stanovit národní seznam relevantních nebezpečných látek pro hydrosféru, resp. pro povrchové vody. Zdrojem dat pro stanovení relevance byla kromě předchozích výsledků data o výrobě, dovozu nebo použití dané látky s využitím databáze Registru průmyslových zdrojů znečištění -- část nebezpečné látky (VÚV T.G.M.) a databáze Odboru ekologických rizik Ministerstva životního prostředí, vedené ze zákona č. 157/1998 Sb., o chemických látkách a chemických přípravcích. Dle Programů národní seznam zahrnuje 81 relevantních nebezpečných látek pro hydrosféru a dalších 40 potenciálně relevantních nebezpečných látek pro hydrosféru České republiky (mimo podzemní vody).
Při určování relevance látek byl zvláště kladen důraz na to, zdali je daná látka prioritní ve smyslu WFD (příloha X WFD), popř. zvlášť nebezpečnou látkou ve smyslu směrnice o nebezpečných látkách (Seznam I směrnice 76/464/EHS nebo 80/68/EHS).
Pro látky, které byly určeny jako relevantní pro podzemní vody České republiky a zároveň byly monitorovány v podzemních vodách v síti ČHMÚ, byly stanoveny imisní a emisní limity. Pro podzemní vody pochopitelně neexistují emise jako takové, ale vzhledem k tomu, že existuje monitoring nebezpečných látek jak přímo u zdrojů znečištění, tak ve státní síti, která se programově vyhýbá místům se zdroji znečištění, je pro hodnocení těchto dvou typů dat použít dva různé limity. Limity pro podzemní vody v bezprostřední blízkosti zdrojů znečištění je možno považovat za emisní, pro ostatní monitoring (státní síť + zdroje vody pro pitné účely) imisní limity.
Použitými podklady byly:
- Vyhláška 428/2001 Sb., kterou se provádí zákon č. 274/2001 Sb., o vodovodech a kanalizacích pro veřejnou potřebu a o změně některých zákonů
- Metodický pokyn odboru pro ekologické škody MŽP ČR -- Kriteria znečištění zemin a podzemní vody (1996)
- Vyhláška 252/2004 Sb., kterou se stanoví hygienické požadavky na pitnou a teplou vodu a rozsah a četnost kontroly pitné vody
- Nejdříve byly vybrány ty relevantní látky, které byly sledovány v monitorovací síti ČHMÚ a jejichž množství v podzemních vodách alespoň jedenkrát překročilo detekční limit ( pro ostatní relevantní látky nebylo nutno v této etapě stanovovat pracovní cíl).
- V případě, že ve vyhlášce o hygienických požadavcích na pitnou vodu je uvedena hodnota pro pitnou vodu pro danou látku, byla tato hodnota použita jako imisní limit.
- Pro ostatní metaloidy byl použit desetinásobek limitu A Metodického pokynu MŽP z roku 1996.
- Pro některé látky (galaxolid, tonalid, NTA, EDTA, NDTA) neexistuje žádný z výše popsaných limitů, pro tyto látky byl jako imisní standard použit tzv. hodnota PNEC (Predicted No Effect Concentration), což je hodnota koncentrace dané látky, pro kterou se předpokládá, že již nepůsobí negativně na vodní organismy. Odvozuje se z výsledků testů toxicity LC50 na vodní organismy různých trofických úrovní nebo od hodnoty NOEC (No Effect Concentration) pomocí bezpečnostního faktoru ve shodě s Přílohou V (kap. 1.2.6.) Směrnice 2000/60/ES).
- Pro naftalen-2,7-disulfonan a příbuzné látky neexistují hodnoty PNEC. Jako imisní limit byl použit dvacetinásobek detekčního limitu.
- Pokud byl imisní limit nižší než mez stanovitelnosti byl změněn na úroveň meze stanovitelnosti. Emisní hodnoty jsou hodnoty limitu C pro podzemní vody Metodického pokynu MŽP z roku 1996.
Posouzení dopadů k roku 2003
Hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod z hlediska chemického stavu bylo prováděno separátně po jednotlivých látkách či skupinách látek, s přihlédnutím k typu zdroje znečištění (bodové, plošné). Základní postup při hodnocení byl pro jednotlivé látky shodný: nepřímé hodnocení (hodnocení významnosti vlivů, tj. vstupů látek do prostředí, pro plošné zdroje znečištění kombinované se zranitelností půdy a horninového prostředí), přímé hodnocení (vyhodnocení současného monitoringu jakosti pozemních vod), zohlednění reprezentativnosti monitoringu a syntéza jednotlivých výsledků. Dalším společným postupem bylo rozdělení útvarů na dvě skupiny podle typu zvodnění a velikosti plochy útvaru na útvary, které bylo možné brát jako celek ("C útvary" -- útvary se souvislým zvodněním nebo útvary o malé ploše se zvodněním lokálním) a na útvary, vykazující heterogenitu kolektoru ("I útvary" - skupina útvarů s lokálním zvodněním o poměrně velké ploše). U této skupiny nebyla možná homogenizace útvaru jako celku, proto byly rozděleny na menší jednotky podle útvarů povrchových vod, respektive povodí útvarů povrchových vod. Ve výsledku pak bude možné podle těchto hranic vyčlenit části útvarů jako samostatné, rizikové útvary. Tato úprava hranic však bude mít smysl až po zahrnutí výsledků další charakterizace. Podrobné postupy řešení pro jednotlivé látky/skupiny látek jsou popsány v následujících kapitolách.Výsledky hodnocení rizikovosti pro jednotlivé látky či skupiny látek jsou členěny na tři kategorie: rizikové útvary (nebo také útvary s vysokým rizikem), nejisté útvary (útvary se středním rizikem) a nerizikové útvary (útvary s nízkým rizikem). Zároveň je ke každému útvaru uvedena "jistota" výsledků ve třech kategoriích: nejisté jsou ty výsledky, které byly zjištěny pouze na základě nepřímého hodnocení, což znamená, že v útvaru nebyl adekvátní monitoring. Naopak vysoká jistota znamená, že rizikovost útvaru byla potvrzena výsledky přímého a nepřímého hodnocení (jisté -- jisté, jisté - nejisté nebo nejisté -- rizikové), střední jistota pak indikuje rozdílné výsledky přímého a nepřímého hodnocení (rizikové -- nerizikové).
Pro celkové hodnocení rizikovosti útvarů z hlediska chemického stavu bylo nutné udělat syntézu výsledků jednotlivých látek či skupin látek (viz kapitola Celkové hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod z hlediska chemického stavu). Ve výsledku tak jsou již jen dvě kategorie -- rizikové a nerizikové útvary. "Jistota" výsledků je opět rozdělena na tři kategorie a řídí se stupněm jistoty u látek, kvůli kterým je útvar označen jako rizikový.
Hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod dusíkem
Způsob posouzení dopadů dusíkuPro posouzení dopadů dusíku na podzemní vody byl zohledněn pouze dusík z plošného znečištění, neboť se dá předpokládat, že obzvlášť pro podzemní vody je dusík z plošného znečištění (tj. ze zemědělství a atmosférické depozice) převažující a rozhodující.
Pro řešení byly v maximální míře využity postupy, vyvinuté pro vymezení zranitelných oblastí v ČR podle nitrátové směrnice 91/676/EC.
Na základě dat o produkci statkových hnojiv a o fixaci dusíku pro jednotlivé okresy v roce 1999 (v pozdějších letech byly údaje již vykazovány na kraje) a upravených dat o atmosférické depozici dusíku v roce 2001 byly spočteny celkové vstupy dusíku na plochu útvarů podzemních vod (viz kapitola 3.2.1.1).
Údaje o koncentracích dusíkatých látek v podzemních vodách byly využity ze dvou zdrojů: ze státní monitorovací sítě Českého hydrometeorologického ústavu (ČHMÚ) za 10 posledních let (dusičnany, dusitany a amonné ionty) a z provozních sledování surové podzemní vody pro pitné účely za rok 2002 (dusičnany a amonné ionty). Pro hodnocení dopadů byly využita pouze data o dusičnanech, neboť údaje o celkovém dusíku nebylo možno použít z důvodů nevyhovujících analytických postupů u některých vodárenských organizací.
Pro hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod byla využita také mapa zranitelnosti půdy a horninového prostředí vůči dusičnanům (viz kapitola 2.2.4).
Přehled použitých údajů
- Údaje ČSÚ o produkci statkových hnojiv a fixaci dusíku (1999)
- Prostorové rozložení atmosférické depozice (ČHMÚ, dusík, 2001)
- Monitoring jakosti podzemních vod ve státní síti ČHMÚ pro dusičnany (dvě měření ročně za posledních 10 let)
- Monitoring jakosti surové podzemní vody využívané pro pitné účely (provozovatelé odběrů, různý počet měření za rok 2002)
Hodnocení vlivů dusíku na útvary podzemních vod (Nepřímé hodnocení)
Veškerá data (vstupy, zranitelnost) byla vztažena na vodní útvary. Útvary podzemních vod byly rozděleny na základě typu zvodnění a plochy útvaru na útvary, které bylo možné brát jako celek ("C útvary" -- útvary se souvislým zvodněním nebo útvary o malé ploše se zvodněním lokálním) a na skupinu útvarů vykazující heterogenitu kolektoru ("L útvary" - skupina útvarů s lokálním zvodněním o poměrně velké ploše). U této skupiny nebyla možná homogenizace útvaru jako celku, proto byly rozděleny na menší jednotky podle útvarů povrchových vod, respektive povodí útvarů povrchových vod.Pro symboliku výše rizika byly zvolené kategorie 1, 2 a 3, které obecně představují tuto míru rizika ohrožení:
|
Nepřímé hodnocení bylo provedeno ze vstupů celkového dusíku do půdy (kap. 3.2.1.1) a ze zranitelnosti horninového prostředí vůči dusičnanům (kap 2.2.4).
Z údajů o vstupech celkového dusíku do půdy přepočtených na jednotlivé útvary podzemních vod (či na povodí útvaru povrchových vod) byla určena rizikovost na základě navrženého rozsahu množství vstupů dusíku do půdy pro jednotlivé kategorie:
|
Zranitelnost horninového prostředí vůči dusíku byla přepočtena u "C útvarů" na plochu jednotlivých útvarů podzemních vod a u "I útvarů" na povodí útvarů povrchových vod. Opět byla rozřazena do 3 kategorií rizikovosti:
|
Schéma hodnocení rizikovosti pro nepřímé hodnocení vypadá následovně:
|
Nepřímé hodnocení
|
Legenda:
| ||||||||||||||||||||||||
Hodnocení současného monitoringu (Přímé hodnocení)
Vzhledem k tomu, že počet měření z monitorovací sítě ČHMÚ byl poměrně velký (cca 20 naměřených hodnot), byla pro hodnocení dusičnanů použita předpovězená hodnota s pravděpodobností 80%. Výhodou této hodnoty je, že v sobě kromě kvantilu zahrnuje i trend -- pokud je trend stoupající, je předpovězená hodnota vyšší než kvantil, naopak v případě klesajícího trendu je nižší.Pro data z odběrů podzemních vod pro pitné účely, kde byl počet měření výrazně nižší, byla použita maximální naměřená hodnota za rok 2002. Protože dusičnany nepatří k prioritním nebo nebezpečným látkám, byl postup přímého hodnocení poněkud odlišný od bodových zdrojů znečištění nebo atrazinu. Nejprve se výsledná hodnota pro každý monitorovací objekt zařadila do kategorie 1 či 2 podle toho, jestli přesahovala limit 45 mg/l NO3:
|
Protože pro všechny útvary podzemních vod ("C útvary") byl nejméně jeden a občas až 28 monitorovaných objektů, byly pro každý útvar ("C" i "I" útvar) nasčítány výsledky kategorií (1 a 2) a vyděleny počtem objektů. Výsledné dvě kategorie přímého hodnocení jsou nastaveny podle velikosti podílu:
|
Reprezentativnost současného monitoringu
Oproti nebezpečným a prioritním látkám je reprezentativnost monitoringu dusíkatých látek výrazně lepší v délce sledovaného období ve státní síti, i když četnost (2x ročně) není pro dusičnany postačující. Sledování jakosti surové podzemní vody bylo v roce 2003 vykazováno poprvé a pravděpodobně bude ještě nějakou dobu trvat, než bude tok dat uspokojivý. Vlastní reprezentativnost tedy byla stejně jako u atrazinu zaměřena na hustotu monitorovací sítě pro jednotlivé vodní útvary. Následující tabulka se týká jak útvarů podzemních vod ("C útvary"), tak útvarů povrchových vod ("I útvary").
|
Shrnutí a komentář výsledků
Výsledné hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod dusíkemPři hodnocení rizikovosti útvarů dusíkem bylo nutno přihlédnout ke všem dílčím výsledkům: k nepřímému a přímému hodnocení a zohlednit reprezentativnost monitoringu. Vzhledem k tomu, že kategorie reprezentativnosti byly jen dvě, pokud byla reprezentativnost špatná, výsledné hodnocení se rovnalo nepřímému hodnocení. Při dobré reprezentativnosti monitoringu mělo přímé i nepřímé hodnocení stejnou váhu.
Výsledkem je konečné rozdělení útvarů do 3 kategorií dle rizika ohrožení dusíkem:
Výsledky určení rizikovosti jsou shrnuty v následující mapce a tabulkách pro jednotlivé útvary podzemních vod posuzovaných jako celek a pro útvary, členěné na povodí útvarů povrchových vod.
Obecně pro plošné znečištění dusíkem bylo v ČR vyhodnoceno jako rizikové málo útvarů podzemních vod. V oblasti povodí Odry to je pouze útvar 2212 Moravská brána -- povodí Odry. Do kategorie nejistých patří kvartérní útvary 1542 a 1562.
Hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod atrazinem
Způsob posouzení dopadů atrazinuProblematika pesticidů a jejich vliv na kvalitu podzemních a povrchových vod je velmi složitá. Skupinu pesticidů nelze shrnout do jediné svými vlastnostmi blízké skupiny látek. Rozdílnost vyplývá již ze samotné definice pesticidů.
Pesticidy jsou chemikálie používané proti škodlivým živočichům, plevelům a parazitickým houbám, které ohrožují zemědělské, zahradní a lesní rostliny, zásoby potravin a zemědělských produktů, průmyslové materiály (textil, kůži, dřevo), užitečná zvířata nebo i samotného člověka (Cremlyn, 1978).
Obvykle je dělíme podle způsobu použití látek na insekticidy (proti hmyzu), fungicidy (proti houbám), herbicidy (proti plevelům) a rodenticidy (proti hlodavcům). Ostatní skupiny jsou méně významné.
Podle metodického materiálu vydaného Evropskou komisí pro životní prostředí ke zpracování Programů na snížení znečištění vod nebezpečnými látkami je každý členský stát EU povinen mj. identifikovat nebezpečné látky, které jsou pro vodní prostředí daného státu relevantní a následně pro ně stanovit standardy environmentální kvality.
Obecně jsou pro zemědělské účely v České republice používány desítky specifických látek. Druhy těchto používaných látek se liší podle převahy pěstovaných plodin na specifickém území i podle látek povolených na ochranu rostlin ze seznamu pro jednotlivé roky. Dostupné informace o množství užívaných pesticidů existují v databázi Státní rostlinolékařské správy (SRS) a jsou vztaženy pouze na bývalé okresy.
Z celkového seznamu látek na ochranu rostlin ze SRS patří 6 látek mezi prioritní dle EU (příloha X, WFD 60/2000): alachlor, atrazin, chlorpyrifos, isoproturon, simazin, trifluralin. Z toho prioritní nebezpečné látky jsou atrazin, chlorpyrifos, trifluralin. Mezi relevantními nebezpečnými látkami pro hydrosféru ČR, které se současně nacházejí na seznamu SRS, jsou látky alachlor, atrazin, hexazinon, chlorpyrifos, isoproturon, simazin, terbutryn, trifluralin. Ostatní látky, prioritní pro EU, se u nás nepoužívají, tudíž nejsou pro Českou republiku relevantní.
Na základě dat o spotřebě pesticidů v roce 2002 byly spočteny vstupy sumy všech používaných pesticidů a také vstupy jednotlivých relevantních pesticidů (atrazinu, simazinu, hexazinonu, alachloru, isoproturonu, terbutrynu a trifluralinu) na plochu útvarů podzemních vod (viz kapitola 3.2.1.1).
Údaje o koncentracích jednotlivých pesticidů v podzemních vodách bylo možné získat ze státní monitorovací sítě Českého hydrometeorologického ústavu (ČHMÚ) pouze za dva, maximálně tři poslední roky. Do roku 2001 byly zjišťovány pouze sumy pesticidů a DDT v podzemních vodách.
Pro nepřímé hodnocení rizikovosti nebylo možné využít sumu pesticidů z důvodů různých fyzikálních a chemických vlastností jednotlivých látek. Ze stejných důvodů se nepodařilo vytvořit ani užší skupiny pesticidů, které by mohly být hodnoceny společně.
Jediným možným postupem se ukázala varianta hodnotit každý pesticid zvlášť, což by ovšem znamenalo pro každou látku vytvořit speciální mapu zranitelnosti horninového prostředí. To nebylo z časových a kapacitních důvodů možné, proto byl pro hodnocení vybrán pouze atrazin, jako významná nebezpečná prioritní látka, hojně používaná v ČR jako herbicid účinný na dvouděložné plevele. Aplikuje se na rostliny ve formě ve vodě dispergovatelného mikrogranulátu nebo suspenzního koncentrátu (nejvíce na kukuřici). Jedná se o toxickou látku s vysokou mobilitou, vysokou perzistencí a dlouhým poločasem rozpadu v půdě (některé zdroje uvádějí až 150 -- 210 dní). Patří do skupiny heterocyklických sloučenin triazinových herbicidů. Navíc se atrazin ve významné míře vyskytuje v povrchových a podzemních vodách.
V rámci monitoringu jakosti podzemních vod ve státní síti ČHMÚ byl atrazin sledován jednou ročně po dobu tří let a jeho rozkladový produkt desethylatrazin jednou ročně po dobu dvou let. Kromě monitoringu ČHMÚ byly k dispozici sumy pesticidů v podzemních vodách pro pitné účely, ty však nemohly být pro hodnocení využity.
Pro hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod byla vytvořena mapa zranitelnosti půdy a horninového prostředí vůči atrazinu (viz kapitola 2.2.4).
Přehled použitých údajů
- Údaje ze Státní rostlinolékařské správy (SRS) o vstupech atrazinu do půdy (2002)
- Monitoring jakosti podzemních vod ve státní síti ČHMÚ pro atrazin (jedno měření za roky 2001, 2002 a 2003) a jeho metabolit desethylatrazin (jedno měření za roky 2002 a 2003)
- Mapa zranitelnosti horninového prostředí vůči atrazinu
Hodnocení vlivů atrazinu na útvary podzemních vod (nepřímé hodnocení)
Veškerá data (vstupy, zranitelnost) byla vztažena na vodní útvary. Útvary podzemních vod byly rozděleny na základě typu zvodnění a plochy útvaru na útvary, které bylo možné brát jako celek ("C útvary" -- útvary se souvislým zvodněním nebo útvary o malé ploše se zvodněním lokálním) a na skupinu útvarů vykazující heterogenitu kolektoru ("L útvary" - skupina útvarů s lokálním zvodněním o poměrně velké ploše). U této skupiny nebyla možná homogenizace útvaru jako celku, proto byly rozděleny na menší jednotky podle útvarů povrchových vod, respektive povodí útvarů povrchových vod.Pro symboliku výše rizika byly zvolené kategorie 1, 2 a 3, které obecně představují tuto míru rizika ohrožení:
|
Z údajů o vstupech atrazinu do půdy přepočtených na jednotlivé útvary podzemních vod (či na povodí útvaru povrchových vod) byla určena rizikovost na základě navrženého rozsahu množství aplikace atrazinu do půdy pro jednotlivé kategorie:
|
Zranitelnost horninového prostředí vůči atrazinu byla přepočtena u útvarů, hodnocených jako celek na plochu jednotlivých útvarů podzemních vod a u ostatních útvarů na jednotlivá povodí útvarů povrchových vod. Výsledky byly opět zařazeny do 3 kategorií rizikovosti.
Ač do metodiky nepřímého hodnocení kromě vstupů a zranitelnosti horninového prostředí vůči atrazinu vstupoval také údaj o zvodnění, pro konečný systém hodnocení nebyl určující. Schéma hodnocení rizikovosti pro nepřímé hodnocení vypadá následovně:
|
Nepřímé hodnocení pro zvodnění lokální i souvislé
|
Legenda:
| ||||||||||||||||||||||||
Hodnocení současného monitoringu (přímé hodnocení)
Vzhledem k tomu, že koncentrace atrazinu i desethylatrazinu byly sledovány pouze jednou ročně v průběhu 3 let u atrazinu a jednou ročně v průběhu 2 let u desethylatrazinu, nebylo možné jakékoliv určení trendu růstu nebo poklesu znečistění v podzemních vodách. Z monitorovací sítě ČHMÚ byla tedy vzata pro atrazin a desethylatrazin nejvyšší naměřená hodnota za celé sledované období a podle ní byly útvary podzemních vod (útvary jako celek) a menší povodí útvarů povrchových vod (u ostatních útvarů) opět rozděleny na 3 kategorie rizikovosti:
|
Reprezentativnost současného monitoringu
Obecně lze konstatovat, že z hlediska četnosti monitoringu a délce sledovaného období atrazinu a desethylatrazinuje nutno celý monitoring podzemních vod v ČR v současné době považovat za nedostatečný. Vlastní reprezentativnost tedy byla zaměřena na hustotu monitorovací sítě pro jednotlivé vodní útvary. Následující tabulka se týká pouze útvarů podzemních vod hodnocených jako celek, pro útvary povrchových vod platilo vzhledem k jejich průměrné velikosti (75 km2), že pokud se v povodí vyskytoval alespoň 1 monitorovací objekt, byla reprezentativnost dobrá -- 1, pokud ne, jednalo se o žádnou reprezentativnost -- 0.
|
Shrnutí a komentář výsledků
Výsledné hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod atrazinemPři hodnocení rizikovosti útvarů atrazinem bylo nutno přihlédnout ke všem dílčím výsledkům: k nepřímému a přímému hodnocení a zohlednit reprezentativnost monitoringu. Pokud byl překročen v monitoringu imisní limit a útvar byl tedy v přímém hodnocení označen jako útvar s vysokým rizikem, pak měl tento údaj větší váhu než ostatní, pokud byla reprezentativnost v kategorii 1. Jiný případ byla kombinace (přímé hodnocení 3, reprezentativnost 3, nepřímé hodnocení 1) zařazená do středního rizika.
U útvarů zařazených monitoringem do kategorie 1 nebo 2 (nízké nebo střední riziko) se přihlíželo k reprezentativnosti monitorovací sítě u jednotlivých útvarů a také k výsledku nepřímého hodnocení. V případě reprezentativnosti monitoringu v kategorii 0 rozhodoval výsledek nepřímého hodnocení.
Výsledkem je konečné rozdělení útvarů do 3 kategorií dle rizika ohrožení atrazinem:
Konkrétní výsledky pro jednotlivé útvary jsou shrnuty v následujících tabulkách a mapce.
Z útvarů braných jako celek byly do kategorie rizikových útvaru z hlediska atrazinu zařazeny kvartérní útvary 1541, 1550. Ve středním riziku ohrožení to byly kvartérní útvary 1544, 1520, 1562 a útvar Moravská brána 2212. Pro útvary, členěné na povodí útvarů povrchových vod, byly zajímavé především útvary 3210, 6431 ve větších plochách označených jako rizikové nebo útvary se středním rizikem.
Hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod acidifikací
Způsob posouzení dopadů acidifikaceNejvýznamnější antropogenní aktivitou ovlivňující acidifikaci vodních útvarů podzemních vod je kombinace kyselé atmosférické depozice dusíku a síry se vstupy dusíku ze zemědělské činnosti.
Vstupy dusíku ze zemědělské činnosti a atmosférické depozice byly použity stejné jako u posouzení dopadů dusíku. Vstupy síry z atmosférické depozice byly zpracovány stejně jako dusík z atmosférické depozice. Přesto je však nutné podrobněji zmínit způsob zpracování dat o vstupech N a S z atmosférické depozice.
Základem mapového vyjádření celkové depozice dusíku se staly hodnoty bulk ze sítě ČHMÚ plošně interpretované ČHMÚ v gridu 2 x 2 km na plochu ČR. To prakticky znamená, že tímto způsobem byly vyjádřena pouze tzv. mokrá depozice, která je rozhodující pro plochy bez lesního pokryvu. Podle znalostí o celkové míře vstupů acidifikujících látek v projektu GEOMON však v roce 2001 představovala průměrná hodnota suché depozice na monitorovací síti lesních povodí 55% celkové depozice. Suchá depozice však není v interpretovaných datech zohledněna. S vědomím určité schematizace a zjednodušení byly proto hodnoty bulk ze sítě ČHMÚ zvýšeny v prostoru tvořeným lesním pokryvem o zjištěnou hodnotu 55%. Území lesního pokryvu bylo vymezeno na základě interpretace CORINE satelitních snímků LANDSAT.
Pro hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod byla využita mapa zranitelnosti horninového prostředí vůči acidifikaci, která charakterizuje pufrační schopnost půdy a horninového prostředí (viz kapitola 2.2.4).
Nepřímé hodnocení se provádělo zvlášť pro dusík a zvlášť pro síru, ve výsledku rozhodoval méně příznivý výsledek.
Na rozdíl od ostatních látek z plošného znečištění nebyla pro řešení využita data z monitoringu vzhledem k jejich nedostatku a obtížné interpretovatelnosti.
Přehled použitých údajů
- Údaje ČSÚ o produkci statkových hnojiv a fixaci dusíku (1999)
- Prostorové rozložení atmosférické depozice (ČHMÚ, dusík, síra 2001)
- Výsledky z projektu "Omezování plošného znečištění povrchových a podzemních vod v ČR", VÚV T.G.M. at all, 1998 -- 2002
- Výsledky z projektu GEOMON
Hodnocení vlivu acidifikace na útvary podzemních vod (nepřímé hodnocení)
Veškerá data (vstupy, zranitelnost) byla vztažena na vodní útvary. Útvary podzemních vod byly rozděleny na základě typu zvodnění a plochy útvaru na útvary, které bylo možné brát jako celek ("C útvary" -- útvary se souvislým zvodněním nebo útvary o malé ploše se zvodněním lokálním) a na skupinu útvarů vykazující heterogenitu kolektoru ("I útvary" - skupina útvarů s lokálním zvodněním o poměrně velké ploše). U této skupiny nebyla možná homogenizace útvaru jako celku, proto byly rozděleny na menší jednotky podle útvarů povrchových vod, respektive povodí útvarů povrchových vod.Pro symboliku výše rizika byly zvolené kategorie 1, 2 a 3, které obecně představují tuto míru rizika ohrožení:
|
Nepřímé hodnocení bylo provedeno ze vstupů celkového dusíku a síry z atmosférické depozice do půdy (kap. 3.2.1.1) a ze zranitelnosti horninového prostředí vůči acidifikaci (kap 2.2.4).
Z údajů o vstupech celkového dusíku do půdy přepočtených na jednotlivé útvary podzemních vod (či na povodí útvaru povrchových vod) byla určena rizikovost na základě navrženého rozsahu množství vstupů dusíku do půdy pro jednotlivé kategorie:
|
Z údajů o vstupech síry do půdy přepočtených na jednotlivé útvary podzemních vod (či na povodí útvaru povrchových vod) byla určena rizikovost na základě navrženého rozsahu množství vstupů síry do půdy pro jednotlivé kategorie:
|
Zranitelnost horninového prostředí vůči acidifikaci byla stanovena podle průměrné hodnoty na útvar podzemních vod nebo povodí útvarů povrchových vod do 5 kategorií rizikovosti:
|
Nepřímé hodnocení se provádí zvlášť pro dusík a síru podle stejného schématu a skládá z kombinace vstupu a zranitelnosti:
Pro výsledné zařazení útvaru do tří kategorií rizika rozhoduje horší hodnocení pro dusík a síru.
Hodnocení současného monitoringu (přímé hodnocení) a výsledné vyhodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod acidifikací
Monitoring vlivů, které způsobují acidifikaci je v ČR na dobré úrovni. Metodika sběru a zpracování dat odpovídá světovým standardům. Monitorovací sítě Geomon (zaměřená na lesní povodí) a ČHMÚ (pokrývající rovnoměrně celou republiku) se vhodně doplňují
Oproti tomu systematický monitoring dopadů acidifikace v podstatě neexistuje. Výše zmíněné monitorovací sítě Geomon a ČHMÚ sledují výhradně jen jakost povrchových vod. Stávající síť monitoringu podzemních vod provozovaná ČHMÚ je nevyhovující jak z hlediska sledovaných parametrů, tak i z pohledu rozmístění měřících stanic. V prostředí na acidifikaci nejcitlivějších a nejvíce postižených prakticky nejsou žádná kvalitativní data.
Kromě toho je hodnocení monitoringu pro dopady acidifikace na podzemní vody obtížně interpretovatelný, neboť dopady se projevují podle pokročilosti procesu acidifikace různými způsoby. Z těchto důvodů tedy nebylo provedeno hodnocení dopadů acidifikace formou vyhodnocení dat ze současného monitoringu.
Výsledné hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod acidifikací je tudíž totožné s nepřímým hodnocením.
Shrnutí a komentář výsledků
Konkrétní výsledky pro jednotlivé útvary jsou shrnuty v následujících tabulkách a mapce.Z útvarů braných jako celek byly do kategorie rizikových útvarů z hlediska acidifikace v povodí Odry zařazeny kvartérní útvary 1510, 1541, 1542, 1544, 1550, 1562 a útvar 2212 Moravská brána. Ostatní útvary patří hlavně mezi nejisté -- buď jako celek a nebo jejich významná část ploch.
Hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod bodovými zdroji
Způsob posouzení dopadů bodových zdrojůPro hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod z hlediska bodových zdrojů znečištění byla zaměřena pozornost na nebezpečné a prioritní látky, relevantní pro ČR.
Protože existuje široká škála látek, které jsou relevantní pro ČR a liší se svými fyzikálními a chemickými vlastnostmi, nebezpečností, rizikovostí pro člověka a ekosystémy bylo rozhodnuto se zaměřit především na prioritní látky (priority substances) seznamu v příloze X WFD, z nichž některé jsou označeny jako prioritní nebezpečné látky (priority hazardous substances) a dále látky seznamu I CD 80/68/EEC, označované jako zvlášť nebezpečné látky.
Pro posouzení vstupů nebezpečných látek do podzemních vod byly použity údaje ze SEZ (nepřímé hodnocení). Jednalo se především o údaje o zjištěných koncentracích látek uvedených v následující tabulce a dále údaje o rizikovosti jednotlivých zátěží životního prostředí (použity u lokalit, kde chybí údaje o koncentracích látek v podzemní vodě a zároveň existuje oprávněný předpoklad, že koncentrace převyšují limit C MP OEŠ MŽP č.3/1996). Pro nepřímé hodnocení nebylo na rozdíl od plošného znečištění použito údajů o zranitelnosti horninového prostředí, neboť použité měřítko (1 : 100 000) nemohlo postihnout lokální nehomogenity pro bodové zdroje znečištění.
Pro vyhodnocení současného monitoringu v podzemních vodách byly využity údaje o koncentracích látek v podzemních vodách ze dvou zdrojů: ze státní monitorovací sítě Českého hydrometeorologického ústavu (ČHMÚ) za posledních 10 let, a analýz podzemních vod z odběrů pro pitné účely (přímé hodnocení). Hodnocení se vztahovalo na látky uvedené v následující tabulce, což jsou relevantní prioritní a nebezpečné látky, sledované v monitoringu podzemních vod, u nichž alespoň jedno měření bylo nad mezí detekce.
Nebezpečné relevantní látky z monitoringu ČHMÚ, u nichž všechna měření byla pod mezí detekce (31 látek) nebylo nutno do hodnocení zahrnout -- jednak z nich pouze 14 bylo sledováno v SEZ a pro žádnou z těchto látek nebyla ani jedna lokalita SEZ samostatně označena jako riziková.
Tabulka - Nebezpečné relevantní látky
Veškerá data (údaje o koncentracích nebezpečných látek ve vodě v pozorovacích objektech ČHMÚ, lokalizace bodových zdrojů znečištění) byla vztažena buď na vodní útvary jako celek (útvary se souvislým zvodněním nebo útvary o malé ploše se zvodněním lokálním) a nebo na povodí útvarů povrchových vod - pro útvary, vykazující heterogenitu kolektoru s lokálním zvodněním a poměrně velkou plochou.
Přehled použitých údajů
- Údaje o koncentracích sledovaných látek z databáze SEZ (data k 12/2002)
- Údaje o rizikovosti zátěží životního prostředí z databáze SEZ (data k 12/2002)
- Monitoring jakosti podzemních vod ve státní síti ČHMÚ pro vybrané látky (data z let 1993 -- 2003)
- výsledky analýz podzemních vod z odběrů pro pitné účely (data z roku 2002)
|
Pro nepřímé hodnocení byly použity výsledky z hodnocení bodových zdrojů znečištění podzemních vod. Pro toto hodnocení byla použita data z databáze Systému evidence zátěží životního prostředí (SEZ). Byly vybrány lokality se zátěží životního prostředí, kde byla poslední hodnota analýzy podzemních vod pro vybrané látky (prioritní látky ze seznamu X WFD a zvlášť nebezpečné látky ze seznamu I CD 80/68/EEC) vyšší než hodnota normativu C MP OEŠ MŽP č. 3/1996 pro podzemní vody a dále lokality s extrémním rizikem podle SEZ a vybrané lokality s neznámým rizikem podle SEZ.
Rizikové lokality byly pak přiřazeny jednotlivým útvarům podzemních vod. Tyto vybrané útvary byly pak označeny jako rizikové z hlediska výskytu kontaminovaných míst, popřípadě byly rozděleny na menší polygony podle výše popsaného postupu.
|
Hodnocení současného monitoringu (přímé hodnocení)
Pro účely přímého hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod byla použita data z výsledků analýz odběrů z monitorovací sítě ČHMÚ a odběrů podzemních vod pro pitné účely.
Posouzení výsledků monitoringu podzemních vod v pozorovací síti ČHMÚ
Zpracování dat se týkalo ukazatelů, pro které byly určeny pracovní cíle pro podzemní vody. Cílem zpracování bylo získat pro jednotlivé ukazatele a pozorovací objekty jednu hodnotu, která by byla následně porovnávána s imisním limitem pro podzemní vody.Zpracování proběhlo následujícím způsobem:
- Pro každý pozorovací objekty byly vybrány časové řady pro jednotlivé ukazatele, sledované na daném objektu.
- V případě, že v časové řadě pro daný ukazatel a pozorovací objekt byl počet měření menší než 6, byla jako hodnota pro porovnání použita maximální hodnota.
- V případě, že v časové řadě bylo více než 6 měření a z toho bylo více než 20 % údajů pod hodnotou detekčního limitu, byla použita opět maximální hodnota.
- Když bylo v časové řadě více než 6 měření a z toho bylo alespoň 80 % nad limit detekce, byla vypočítána hodnota 80% předpovězená hodnota. Měření pod detekční limit byla pro účely výpočtu nahrazena poloviční hodnotou detekčního limitu. S imisním limitem byla pak porovnána 80% předpovězená hodnota.
Posouzení výsledků zpracování dat z monitoringu ČHMÚ
Zvlášť byly hodnoceny metaloidy a ostatní látky z toho důvodu, že metaloidy jsou geogenní látky a mohou se vyskytovat ve zvýšeném množství ve vodě přirozeně. Právě z tohoto důvodu jsme k metaloidům přistupovali osobitě. Pro bór, hliník, měď, nikl a zinek se ukázalo, že překročení imisního limitu může být způsobené jejich přirozeným výskytem v horninovém prostředí, navíc tyto látky nepatří mezi nejnebezpečnější, proto tedy bylo v této etapě od jejich hodnocení upuštěno.Ostatní metaloidy bylo možné považovat za zvláště nebezpečné ve vodách - arzén, berylium, chróm, kadmium, olovo, rtuť. Kadmium, olovo a rtuť patří mezi prioritní nebezpečné látky (příloha X WFD). Ostatní vybrané metaloidy jsou uvedeny v seznamu II CD 80/68/EEC.
Pro každý objekt byla zpracována informace, kolik metaloidů a kolik organických látek překročilo imisní limit.
Pozorovací objekty pak byly přiřazeny jednotlivým útvarům podzemních vod. Rizikovost útvarů byla určena podle počtu překročení limitu pro obě skupiny látek v příslušných pozorovacích objektech. Pokud došlo k překročení imisního limitu u více než jednoho ukazatele z organických látek (u organických látek předpokládáme čistě antropogenní původ), bylo příslušnému útvaru přiřazeno vysoké riziko. V případě, že došlo k překročení pro jednu organickou látku a jeden nebo více metaloidů, bylo příslušnému útvaru podzemních vod přiřazeno střední riziko. V ostatních případech bylo přiřazeno nízké riziko z hlediska monitoringu ČHMÚ. Způsob přiřazení rizikovosti útvarům podzemních vod je přehledně uveden v následující tabulce.
Posouzení analýz podzemních vod z odběrů pro pitné účely
Byla použita data z analýz odběrů podzemních vod odebíraných pro pitné účely, které jsou odevzdávány podle vyhlášky č. 428/2002 Sb. Výsledky analýz byly pro jednotlivé ukazatele porovnávány s hodnotou imisního limitu. Dále byla data zpracována obdobným způsobem jako výsledky hodnocení monitoringu podzemních vod ČHMÚ. Žádný z útvarů nebyl na základě těchto dat označen jako rizikový.Reprezentativnost současného monitoringu
Reprezentativnost monitoringu prioritních a nebezpečných látek je obecně ve srovnání například s dusíkatými látkami výrazně nižší. To souvisí především s lokalizací pozorovacích objektů sítě ČHMÚ a s proměnlivou četností prováděných analýz podzemních vod, zaměřených na nebezpečné a prioritní látky.Vlastní reprezentativnost tedy byla stejně jako u atrazinu a dusíku zaměřena na hustotu monitorovací sítě pro jednotlivé vodní útvary. Následující tabulka se týká jak útvarů podzemních vod posuzovaných jako celek, tak povodí útvarů povrchových vod.
|
Shrnutí a komentář výsledků
Výsledné hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod bodovými zdroji znečištěníRizikovost útvarů podzemních vod z hlediska bodových zdrojů znečištění byla určena syntézou přímého a nepřímého hodnocení a zohledněním reprezentativnosti monitoringu. Vzhledem k tomu, že kategorie reprezentativnosti monitoringu byly jen dvě, pokud byla reprezentativnost špatná, výsledné hodnocení se rovnalo nepřímému hodnocení. Při dobré reprezentativnosti monitoringu byla větší váha přiřazena výsledkům přímého hodnocení.
Výsledkem je konečné rozdělení útvarů do 3 kategorií dle rizika ohrožení bodovými zdroji znečištění.
Výsledky určení rizikovosti jsou shrnuty v následující mapce a tabulkách pro jednotlivé útvary podzemních vod posuzovaných jako celek a pro útvary, členěné na povodí útvarů povrchových vod.
Protože při hodnocení rizikovosti útvarů pro bodové zdroje znečištění bylo hodnoceno velké množství látek, je pro lepší orientaci přiložena tabulka, pro které látky byl každý konkrétní útvar určen jako rizikový.
Z útvarů hodnocených jako celek byly označeny jako rizikové kromě útvaru 1550 všechny útvary, které se nacházejí v JV části oblasti povodí Odry. Rizikovost byla většinou určena z hlediska přímého i nepřímého hodnocení. Z útvaru 6431 a 6612 bylo menším územím přiřazeno vysoké riziko z důvodu výskytu významných bodových zdrojů znečištění a nedostatečné reprezentativnosti monitoringu.
Hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod celkovým chemickým stavem -- syntéza výsledků
Při hodnocení rizikovosti útvarů z hlediska chemického stavu je nutno podle výsledků jednotlivých látek či skupin látek zpracovat systém celkového hodnocení. Jednak je nutno ve výsledku původní tři kategorie převést pouze na dvě -- rizikový a nerizikový útvar a shrnout závažnost jednotlivých látek či skupin látek pro celkové hodnocení rizikovosti. V případě hodnocení rizikovosti útvarů podzemních vod z hlediska chemického stavu je možno konstatovat, že rizikovost acidifikace má pro celkový chemický stav nižší váhu než ostatní složky, které buď patří mezi prioritní a nebezpečné látky (bodové zdroje znečištění, atrazin) a nebo patří do hlavních znečišťujících látek (dusík z plošného znečištění). Oproti tomu je acidifikace významná hlavně jako možné negativní ovlivnění dobrého stavu povrchových vod, pro podzemní vody by byla významná hlavně tehdy, pokud by docházelo k vyplavování kovů.Dále popsaný systém tedy vychází z výsledků řešení výše popsaných látek či skupin látek a nejsou zde zatím zohledněny výsledky pro ostatní vlivy, které jsou v gesci správců povodí. Pro celkové hodnocení možná bude nutno postup podle výsledků rizikovosti pro ostatní vlivy poněkud upravit.
Na základě této analýzy bylo tedy rozhodnuto, že pokud některý útvar vyšel jako vysoce rizikový na základě bodových zdrojů znečištění, atrazinu nebo dusíku, bude také rizikový z hlediska chemického stavu.
Pokud je útvar označen jako vysoce rizikový pouze pro acidifikaci, rozhoduje počet zařazení útvarů do středního rizika pro ostatní látky či skupiny látek. Pokud je stejný útvar v kategorii vysokého rizika pro acidifikaci a zároveň v kategorii středního rizika pro dvě ostatní látky či skupiny látek, byl zařazen do rizikových útvarů z hlediska chemického stavu.
Kromě toho útvar se středním rizikem pro 3 a více látek či skupin látek byl také zařazen do rizikových útvarů. Naopak za nerizikové útvary byly kromě útvarů, které pro všechny látky či skupiny vyšly s nízkým stupněm rizika zařazeny také útvary, které dosáhly středního rizika pouze pro jednu nebo dvě látky či skupiny látek a zároveň nedosáhly vysoké rizikovosti pro jinou látku či skupinu látek.
Vyhodnocení jistoty výsledků je opět rozděleno na tři kategorie a řídí se stupněm jistoty u látek, kvůli kterým je útvar označen jako rizikový.
Další typ syntézy výsledků při hodnocení rizikovosti z hlediska chemického stavu se týká možného rozdělení útvarů podzemních vod, které se hodnotily na menší jednotky. Definitivní rozhodnutí však bude muset padnout až v etapě další charakterizace, kdy by mělo dojít k ověření jednotlivých hodnocení.
Shrnutí a komentář výsledků
Výsledky určení rizikovosti útvarů z hlediska chemického stavu jsou shrnuty v následující mapce a tabulkách pro jednotlivé útvary podzemních vod posuzovaných jako celek a pro útvary, členěné na povodí útvarů povrchových vod. V tabulkách jsou uvedeny pouze rizikové útvary a nebo pouze dílčí povodí, která vyšla jako riziková.V oblasti povodí Odry byly jako rizikové určeny téměř všechny kvartérní útvary podzemních vod. Naprostá většina rizikových útvarů podzemních vod či jejich ploch v oblasti povodí Odry je způsobena bodovými zdroji znečištění.
Hodnocení dopadů k roku 2015
Na základě základního scénáře na národní úrovni a na úrovni oblasti povodí je nutno vyhodnotit dopady "hnacích sil" na útvary podzemních vod.Hodnocení rizikovosti z hlediska kvantitativního stavu v odborné části již obsahuje určitou prognózu k roku 2015 -- pro hodnocení byl použit nejméně příznivý stav za posledních 6 let -- nejvyšší odběr a nejnižší přírodní zdroje za hodnocené období. Vývoj odběrů podzemních vod pro domácnosti se předpokládá buď stagnující, nebo mírný nárůst. Z tohoto důvodu nebyly výsledky rizikovosti z hlediska kvantitativního stavu dále upravovány.
Hodnocení rizikovosti z hlediska chemického stavu v odborné části prognózu neobsahuje. Co se týče vývoje bodových zdrojů znečištění, tj. hlavně starých zátěží (v základních scénářích, pokud jsou zmiňovány, jsou zařazeny do plošných zdrojů), v oblasti povodí Odry je poměrně podrobně uveden výčet probíhajících a připravovaných významných sanací -- zároveň je však konstatován pomalý postup přípravy sanací. I když se dá předpokládat vývoj k lepšímu vzhledem k prováděným či připravovaným sanacím, není možno plošně korigovat výsledky hodnocení -- je nutné sledovat vývoj u jednotlivých rizikových lokalit.
Co se týče plošného znečištění, v základních scénářích nejsou zatím žádné informace, které by umožnily prognózu vývoje používání problematických pesticidů. Určité zmínky jsou u plošného znečištění dusíkem ze zemědělství, které předpokládají určité snížení na základě zavedení zranitelných oblastí a na ně vázaných akčních programů. To se však týká pouze užívání statkových hnojiv a dalších opatření, vázaných na snížení úniků dusíku do vod při zemědělském hospodaření. Zároveň však zemědělští odborníci předpokládají vzhledem k hodnocenému období (1999) zvýšení stavu hospodářských zvířat a zároveň zvýšenou zemědělskou produkci. Z tohoto hlediska je otázka, který vývoj v budoucnu převáží. Navíc přísun dusíku do půdy není otázka pouze zemědělství, v lesnatějších oblastech je významnějším zdrojem dusíku atmosférická depozice. Zde se naopak předpokládá nárůst spadu dusíku hlavně na lesní půdu, kde převažuje tzv. suchá (neboli podkorunová) depozice nad "mokrou" depozicí, která bývá hodnocena častěji vzhledem k jednodušším metodám. Navíc odborné studie do budoucna sice předpokládají pokles mokré depozice, ale naopak nárůst suché depozice. Pokud by došlo k prostému prodloužení trendů za posledních 10 let do roku 2015, mohl by nastat až katastrofický scénář. Tyto prognózy však nejsou dostatečně potvrzeny. Ze všech těchto důvodů zůstalo hodnocení rizikovosti pro plošné znečištění k roku 2015 nezměněno.
Obdobná situace je u hodnocení vývoje acidifikace. Jednak je význam hodnocení acidifikace poněkud nižší vůči ostatním hodnoceným látkám či typům znečištění a navíc zdroje znečištění se skládají ze vstupů dusíku (viz hodnocení výše) a dále síry z atmosférické depozice. Pro vývoj síry se předpokládá pokračující pokles, tento příznivý vývoj však bohužel bude zřejmě neutralizován pravděpodobným zvýšením vstupu dusíku ze zemědělství a atmosférické depozice. Proto ani u acidifikace nebyly změněny výsledky hodnocení k roku 2003.
Přílohy
Tabulka A23 - Pracovní cíle pro podzemní vody z hlediska chemického stavuTabulka A24 - Monitoring jakosti podzemních vod -- souhrn pro jednotlivé ukazatele
Mapa A17 - Monitoring jakosti podzemní vody
Mapa A18 - Rizikové útvary podzemních vod z hlediska chemického stavu