Ocena wielkości współczynnika potencjalnej redukcji azotanów w wodach podziemnych dla obszaru Polski

Ocena wielkoœci wspó³czynnika potencjalnej redukcji azotanów

w wodach podziemnych dla obszaru Polski

Anna J. ¯urek

, Przemys³aw Wachniew

, Stanis³aw Witczak

Assessment of the index of potential nitrate reduction in groundwater in the area of Poland. Prz. Geol., 65: 1416–1420. A b s t r a c t. During transport from the field to the sea nitrogen undergoes natural reduction resulted mainly from denitrification, but with large spatial variations. In the present study, a map for spatially variable nitrate reduction in groundwater in the area of Poland is presented. The map was preparing following 3 steps: (i) identification of major hydrogeological units (Lowland and Mountain-Upland Provinces); (ii) identification of dominating lithology with use lithotypes classifications from Groundwater Vulnerability Map of Poland in scale 1 : 500 000; (iii) estimation of the influence of artificial drainage. The resulted distribution of nitrate reduction coeffi-cient reveals a distinct bimodality related to the sharp contrast in hydrogeology between the two provinces.

Keywords: nitrate reduction coefficient, groundwater, map of Poland, Baltic Sea

Problem eutrofizacji wód Ba³tyku jest zwi¹zany z nad-miernym ³adunkiem substancji biogennych, g³ównie azotu i fosforu, które dop³ywaj¹ rzekami z obszaru zlewiska morza. Udzia³ Polski w ogólnym obci¹¿eniu Morza Ba³tyckiego substancjami biogennymi kszta³tuje siê na poziomie 24% ca³kowitego ³adunku azotu i 36% ca³kowi-tego ³adunku fosforu, odprowadzonego do morza drog¹ wodn¹ (Pietrzak, 2016). Ograniczenie wielkoœci ³adunku biogenów dop³ywaj¹cych do Morza Ba³tyckiego jest jed-nym z celów polityki œrodowiskowej UE, którego wyra-zem jest Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2008/56/WE z dnia 17 czerwca 2008 r. ustanawiaj¹ca ramy dzia³añ Wspólnoty w dziedzinie polityki œrodowiska mor-skiego (Dyrektywa, 2008). Ma ona na celu osi¹gniêcie dobrego stanu œrodowiska wód morskich UE do 2020 r. W dzia³ania na rzecz realizacji tego celu wpisuje siê pro-jekt badawczy BONUS Soils2Sea pt: „Redukcja ³adunków zanieczyszczeñ pochodzenia rolniczego wp³ywaj¹cych do Ba³tyku poprzez wody podziemne i powierzchniowe” realizowany w latach 2014-2017 (www.soils2sea.eu). Za-sadniczym jego celem jest wypracowanie naukowych przes³anek dla zró¿nicowania w skali lokalnej przepisów i efektywnych ekonomicznie rozwi¹zañ, które doprowadz¹ do redukcji ³adunków biogenów dop³ywaj¹cych do Ba³tyku.

£adunek fosforu, w dominuj¹cej swej masie, pochodzi przede wszystkim ze sp³ywu powierzchniowego i powi¹-zanej z nim erozji gleb oraz ze zrzutów œcieków do rzek. Znaczna czêœæ ³adunku azotu dociera natomiast do systemu rzecznego wraz z odp³ywem podziemnym. Ca³kowity odp³yw rzeczny wynosi w warunkach polskich 30% opa-dów, z czego 13% przypada na bezpoœredni sp³yw powierzchniowy, a 17% na odp³yw podziemny (Pazdro, Kozerski, 1991; Kleczkowski, 2001). Wiêkszy udzia³ odp³ywu podziemnego mo¿e tak¿e oznaczaæ jego domi-nuj¹c¹ rolê w transporcie ³adunku azotu. Na ³adunek azotu docieraj¹cego wraz z odp³ywem podziemnym do syste-mów rzecznych, a nastêpnie do Ba³tyku, sk³adaj¹ siê przede wszystkim azotany, które w warunkach redukcyj-nych mog¹ ulegaæ procesowi denitryfikacji.

Denitryfikacja, w efekcie której azot azotanowy zosta-je przekszta³cony w azot gazowy, zosta-jest g³ównym procesem mog¹cym istotnie obni¿yæ ³adunek azotanów. Do celów uwzglêdniania wp³ywu denitryfikacji w wodach podziem-nych na redukcjê ³adunku azotanów odp³ywaj¹cych do Ba³tyku, zespó³ naukowców z Instytutu Geologicznego Danii i Grenlandii (GEUS) w Kopenhadze w ramach pro-jektu BONUS Soils2Sea, opracowa³ koncepcjê szacowania stopnia redukcji azotanów za pomoc¹ tzw. wspó³czynnika potencjalnej redukcji (Hansen i in., 2014a, b, 2017; HÝj-berg i in., 2017). Wspó³czynnik ten okreœla szacunkowy, procentowy spadek stê¿enia azotanów w efekcie denitryfi-kacji na drodze ich przep³ywu do systemów rzecznych.

Celem niniejszej pracy by³o oszacowanie zró¿nico-wania redukcji azotanów w wodach podziemnych Polski z wykorzystaniem koncepcji wspó³czynnika redukcji zaproponowanej przez zespó³ z Danii.

ZANIECZYSZCZENIE AZOTANAMI WÓD PODZIEMNYCH W POLSCE

Azot migruje w wodach podziemnych g³ównie w formie azotanowej, która w œrodowisku utleniaj¹cym jest trwa³a. Zanieczyszczenie wód podziemnych azotanami jest jed-nym z g³ównych problemów jakoœciowych wód podziem-nych w Polsce. Pomimo ¿e analiza wyników oznaczeñ stê¿eñ azotanów w ramach monitoringu stanu chemicznego wód podziemnych w latach 2008-2011 (Rojek i in., 2013) wykaza³a przekroczenia 50 mgNO3/dm

3

w zaledwie 5,1% wszystkich opróbowanych punktów, to problem zanie-czyszczenia wód podziemnych azotanami, ujawniaj¹cy siê g³ównie w p³ytkich wodach gruntowych obszarów zago-spodarowanych rolniczo, by³ poruszany w wielu pracach (m.in. P³ochniewski, Macioszczyk, 1983; B³aszyk, Górski, 1989; ¯urek, 1991; Miko³ajków, 1995; KaŸmierczak-Wi-jura, 1996; Æwiertniewska i in., 2008). Procesem skutecz-nie obni¿aj¹cym stê¿enia azotanów w wodach podziemnych jest uwarunkowana mikrobiologicznie denitryfikacja, zachodz¹ca w wodach podziemnych, które charakteryzuj¹ siê obni¿onym potencja³em redoks. W czwartorzêdowych

1

AGH Akademia Górniczo-Hutnicza im. Stanis³awa Staszica w Krakowie, WGGiOŒ, Katedra Hydrogeologii i Geologii In¿ynierskiej, al. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; zurek@agh.edu.pl; witczak@agh.edu.pl.

2

AGH Akademia Górniczo-Hutnicza im. Stanis³awa Staszica w Krakowie, WFiIS, Katedra Zastosowañ Fizyki J¹drowej, al. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; wachniew@agh.edu.pl.

zbiornikach wodonoœnych prowincji nizinnej (Kleczkow-ski, 1990) (ryc. 1), szczególnie w przypadku zbiorników dolinnych i pradolinnych oraz miêdzymorenowych, wystê-puj¹ warunki obni¿onego potencja³u utleniaj¹co-redukcyj-nego sprzyjaj¹ce procesom denitryfikacji (¯urek, 2002). Œwiadcz¹ o tym wystêpuj¹ce powszechnie w wodach tych zbiorników podwy¿szone stê¿enia ¿elaza i manganu (Wit-czak i in., 2013). W sytuacji trwa³ego zanieczyszczenia azotanami proces ten uwidacznia siê wyraŸnym spadkiem ich stê¿eñ wraz z g³êbokoœci¹ (Dragon i in., 2016). Korzystny dla jakoœci wód podziemnych proces

denitryfi-kacji nie ujawnia siê tak wyraŸnie w strukturach wodonoœ-nych prowincji górsko-wy¿ynnej (¯urek i in., 2010a; ¯urek, Mochalski, 2010). Problem zanieczyszczenia wód pod-ziemnych azotanami dotyczy szczególnie ujêæ i Ÿróde³ zlokalizowanych w obszarach odkrytych zbiorników szczelinowo-krasowych, w których na znacznych g³êbo-koœciach wystêpuj¹ warunki utleniaj¹ce (Kryza, Kryza, 2001; D¹browska i in., 2005; ¯urek i in., 2010b; Œledzik, 2014).

KONCEPCJA WSPÓ£CZYNNIKA POTENCJALNEJ REDUKCJI AZOTANÓW

Koncepcja wspó³czynnika redukcji azotanów w œrodo-wisku wód podziemnych zosta³a wypracowana w ramach projektu BONUS Soils2Sea przez zespó³ naukowców z Instytutu Geologicznego Danii i Grenlandii (GEUS) w Kopenhadze. Za³o¿ono w niej, ¿e zró¿nicowanie intensyw-noœci procesu denitryfikacji w œrodowisku wód podziem-nych mo¿na wyraziæ wspó³czynnikiem redukcji azotanów, który okreœla procentowy spadek ich stê¿enia na drodze od obszarów zasilania (stê¿enie pocz¹tkowe azotanów, które infiltruj¹ poni¿ej strefy korzeniowej roœlin) do terenów drena¿u (stê¿enie azotanów w wodzie zasilaj¹cej cieki powierzchniowe) (Hansen i in., 2014a, b, 2017; HÝjberg i in., 2017). Zmiennoœæ wielkoœci wspó³czynnika redukcji azotanów dla obszarów szeœciu krajów (w tym Polski), le¿¹cych w zlewisku Morza Ba³tyckiego, przedstawiono w pracy HÝjberga i in. (2017). Dla Danii, gdzie warunki hydrogeologiczne s¹ w pe³ni zdominowane przez utwory polodowcowe (w czêœci wschodniej nale¿¹cej do zlewiska Ba³tyku dominuj¹ gliny i utwory ilaste), oceny wielkoœci wspó³czynnika redukcji dokonano na podstawie g³êboko-œci wystêpowania granicy redoks (ang. redox interface), poni¿ej której w wodach podziemnych panuj¹ warunki redukcyjne warunkuj¹ce proces denitryfikacji. Generalnie im p³ycej wystêpuje granica redoks, tym intensywniejsza jest redukcja azotanów z powodu d³u¿szego czasu przeby-Ryc. 1. Podzia³ Polski na prowincje hydrogeologiczne: nizinn¹

i górsko-wy¿ynn¹ (wg Kleczkowskiego, 1990). Granice prowincji zgodne z granicami powierzchniowych zlewni elementarnych Fig. 1. Hydrological Provinces in Poland: Lowland Province and Mountain-Upland Province (acc. Kleczkowski, 1990) in the background of elementary catchment

Ryc. 2. A- mapa dominuj¹cych typów litologicznych ska³ strefy aeracji poni¿ej profilu glebowego z numeracj¹ klas zgodn¹ z tabel¹ 1; B- mapa udzia³u utworów s³aboprzepuszczalnych (klasa nr 7 wg tabeli 1) w profilu strefy aeracji (Clp) (wg Witczaka i in., 2011) Fig. 2. A- map of dominating lithotypes in Poland with class number as in Table 1; B - contribution of semi- and low permeable sediments (class 7 of lithotypes) in the aquifer cover (Clp) (acc. Witczak et al., 2011)

wania w strefie redukcyjnej. G³êbokoœæ wystêpowania strefy redukcyjnej determinuje litologia osadów (gliny i utwory ilaste sprzyjaj¹ warunkom redukcyjnym) oraz g³êbokoœæ do zwierciad³a wody. Procesowi denitryfikacji azotanów nie sprzyja obecnoœæ systemów drenarskich, któ-re odprowadzaj¹ wodê podziemn¹ bezpoœktó-rednio do wód powierzchniowych, z pominiêciem strefy redoks. Mapê g³êbokoœci wystêpowania strefy redoks dla Danii wykona-no na podstawie informacji o barwie utworów w profilach geologicznych. Barwa szara osadów oznacza œrodowisko redukcyjne, a ¿ó³to-rdzawo-br¹zowa- warunki utleniaj¹ce (Hansen i in., 2014a, b; HÝjberg i in., 2017). O ostatecznej wartoœci wspó³czynnika redukcji decydowa³a obecnoœæ sieci drenarskiej.

MAPA WIELKOŒCI WSPÓ£CZYNNIKA REDUKCJI AZOTANÓW W WODACH PODZIEMNYCH DLA OBSZARU POLSKI

W myœl powy¿szej koncepcji redukcja azotanów w wodach podziemnych, bêd¹ca efektem procesu denitryfi-kacji, jest uzale¿niona przede wszystkim od litologii, g³êbokoœci do zwierciad³a wody oraz wystêpowania sieci drenarskiej. Poniewa¿ warunki hydrogeologiczne w Polsce charakteryzuje wyraŸna dwudzielnoœæ, dlatego podczas opracowania mapy wspó³czynnika redukcji azotanów w pierwszej kolejnoœci uwzglêdniono podzia³ kraju na dwie prowincje hydrogeologiczne: nizinn¹ i górsko-wy¿ynn¹ (Kleczkowski, 1990) (ryc. 1). W obszarze prowincji nizin-nej, gdzie dominuj¹ czwartorzêdowe osady polodowcowe, a zbiorniki wód podziemnych o charakterze porowym wystêpuj¹ w utworach piaszczysto-¿wirowych, wielkoœci

wspó³czynnika redukcji przyjêto analogicznie jak dla Danii. Obszar prowincji górsko-wy¿ynnej charakteryzuje siê ca³kowicie odmiennymi warunkami hydrogeologicz-nymi. Wystêpuj¹ tu zbiorniki o charakterze szczelinowym, szczelinowo-porowym i szczelinowo-krasowym, czêsto odkryte lub izolowane od powierzchni jedynie niezbyt mi¹¿szymi utworami czwartorzêdowymi. We wschodniej czêœci tej prowincji powszechnie wystêpuj¹ pokrywy lesso-we. Poniewa¿ w studniach i Ÿród³ach tego obszaru czêsto s¹ rejestrowane podwy¿szone stê¿enia azotanów, sugeruje to, ¿e proces denitryfikacji nie wp³ywa znacz¹co na jakoœæ wód podziemnych. Z tego powodu dla obszaru prowincji hydro-geologicznej górsko-wy¿ynnej przyjêto zdecydowanie ni¿-sze wartoœci wspó³czynnika redukcji azotanów w wodach podziemnych.

Czynnikiem decyduj¹cym o wielkoœci wspó³czynnika redukcji azotanów s¹ warunki geologiczne i dlatego kolej-nym krokiem podczas oceny jego wielkoœci by³o okreœle-nie rodzaju ska³ dominuj¹cych w œrodowisku wód podziemnych, rozumianym jako strefy: aeracji i saturacji, le¿¹ce poni¿ej warstwy korzeniowej roœlin. Klasyfikacjê typów litologicznych zaczerpniêto z „Mapy wra¿liwoœci wód podziemnych w Polsce na zanieczyszczenie” w skali 1 : 500 000 (Witczak i in., 2007; Witczak, 2011) (ryc. 2A, tab. 1). Typy litologiczne ska³ zosta³y sklasyfikowane na podstawie przeciêtnych wartoœci wilgotnoœci objêtoœcio-wej w strefie aeracji. Podzia³ ten, sporz¹dzony na potrzeby oceny przybli¿onego czasu wymiany wody w strefie aera-cji, oddaje tak¿e zró¿nicowanie warunków przep³ywu w strefie nasyconej, a co za tym idzie zdolnoœæ do redukcji stê¿eñ azotanów w procesie denitryfikacji. Wyj¹tek stano-wi jedynie klasa 7, do której zalicza siê osady s³abo-i pó³przepuszczalne o wspó³czynns³abo-iku fs³abo-iltracjs³abo-i ns³abo-i¿szym ns³abo-i¿ Tab. 1. Klasyfikacja typowych ska³ strefy aeracji i saturacji (poni¿ej strefy korzeniowej) w Polsce (wg Witczaka i in., 2007; Witczaka, 2011) (por. ryc. 2A) wraz z sugerowanymi wartoœciami wspó³czynnika redukcji azotanów

Table 1. Classification of typical lithotypes of unsaturated and saturated zone (under the root zone) in Poland (acc. Witczak et al., 2007; Witczak, 2011) (see Fig 2A) with suggested nitrate reduction coefficient

Nr klasy Class No. Typ oœrodka Groundwater environment Typowe ska³y Typical lithotypes

Wspó³czynnik redukcji azotanów

Nitrate reduction

[%]

1 przepuszczalny, szczelinowo-krasowy_{permeable, fissured-karst} wapienie, dolomity

limestones, dolomites

<10 201 252 2 przepuszczalny, szczelinowy_{permeable, fissured} granity, ska³y metamorficzne_{granites, metamorphic rocks}

<10 203 304

3 przepuszczalny, szczelinowo-porowy_{permeable, fissured-porous} piaskowce, flisz

sandstones, flysh rocks

<10 155 4 przepuszczalny, porowo-szczelinowy_{permeable, porous-fissured} margle kredowe, opoki, kreda_{chalk marls, opokas, chalk}

15 206 257 5 przepuszczalny, porowy permeable, porous ¿wiry i piaski gravels and sands

608 509

6 przepuszczalny, porowy

permeable, porous

piaski pylaste, piaski gliniaste itp.

silty sands, loamy sands etc. 70

7 s³abo- i pó³przepuszczalny, porowy

semi- and low permeable, porous (K 10–6

m/s)

lessy, py³y, gliny, itp.

loess, glacial till, silt, loam, etc. 80

Objaœnienia:1, 2_{– dla oœrodka szczelinowo-krasowego pokrytego utworami klasy:}1_{– nr 5,}2_{– nr 6 i 7 (dotyczy lessów);}3, 4_{– dla oœrodka szczelinowo}

pokrytego utworami klasy:3_{– nr 5;}4_{– nr 6;}5_{– dla ska³ fliszowych z dominuj¹c¹ frakcj¹ ³upkow¹;}6, 7_{– dla oœrodka porowo-szczelinowo pokrytego}

utworami klasy:6_{– nr 6,}7_{– nr 7 (dotyczy lessów);}8_{– udzia³ utworów s³abo przepuszczalnych w nadk³adzie (C}

lp)³0,4 (por. ryc. 2B);9– udzia³

utworów s³aboprzepuszczalnych w nadk³adzie (Clp)£0,3 (por. ryc. 2B)

Explanations:1, 2_{– for fissured-karst rocks covered with sediments of class:}1_{– No. 5,}2_{– No. 6 and 7 (loess);}3, 4_{– for fissured rocks covered with}

sediments of class:3– No. 5;4– No. 6;5– for flysch rocks with dominated shales;6, 7– for porous-fissured rocks covered with sediments of class:6– No. 6,7– no. 7 (loess);8– contribution of semi- and low permeable materials in the cover (Clp)³0.4 (Fig. 2B);

9

– contribution of semi- and low permeable materials in the cover (Clp)£0.3 (Fig. 2B)

10-6 m/s. Warunek ten spe³niaj¹ zarówno osady ilaste (g³ównie gliny), jak i lessy, które nie zawieraj¹ cz¹steczek ilastych. Pokrywy lessowe wystêpuj¹ powszechnie w obszarze wy¿ynnym. Ich obecnoœæ, z racji znacznej pojem-noœci wodnej, wyd³u¿a czas wymiany wody w nadk³adzie, co znacznie opóŸnia migracjê zanieczyszczeñ (w tym tak¿e azotanów) i zmniejsza podatnoœæ wód podziemnych na zanieczyszczenie, ale nie sprzyja procesowi denitryfikacji i redukcji azotanów, poniewa¿ w lessach wystêpuj¹ warun-ki utleniaj¹ce.

Do oceny wielkoœci wspó³czynnika redukcji azotanów wykorzystano tak¿e informacjê o udziale utworów s³abo-przepuszczalnych (klasa nr 7 wg tabeli 1) w profilu strefy aeracji (Clp), stanowi¹c¹ jedn¹ z warstw informacyjnych

„Mapy wra¿liwoœci wód podziemnych Polski na zanie-czyszczenie” w skali 1 : 500 000 (Witczak i in., 2007; Wit-czak, 2011) (ryc. 2B). Zgodnie z koncepcj¹ wspó³czynnika redukcji azotanów opracowan¹ dla warunków duñskich przyjêto, ¿e wartoœæ tego wspó³czynnika jest zdecydowa-nie wiêksza dla obszarów, gdzie w nadk³adzie wystêpuj¹ utwory ilaste.

Wp³yw sieci drenarskiej na wielkoœæ wspó³czynnika redukcji uwzglêdniono jedynie w sposób poœredni, ponie-wa¿ dot¹d nie zosta³y w jednolity sposób zdigitalizowane mapy melioracyjne dla wszystkich województw. Udzia³ obszarów zdrenowanych w powierzchni terenów rolniczych, oceniony na podstawie informacji Ministerstwa Rolnictwa oraz danych G³ównego Urzêdu Statystycznego, jest bardzo zró¿nicowany w poszczególnych województwach (ryc. 3). Jedynie w dwóch, wielkopolskim i ³ódzkim, drena¿em jest objête ponad 20% powierzchni terenów rolniczych. W po-zosta³ych województwach wp³yw drena¿u rolniczego na wielkoœæ redukcji azotanów mo¿na uznaæ za nieistotny. Ostatecznie w dalszej analizie uwzglêdniono jedynie woje-wództwo wielkopolskie, gdzie tereny zdrenowane stano-wi¹ 31,6% terenów rolniczych, a ich powierzchnia jest zbli¿ona do obszarów wystêpowania gleb ciê¿kich (gleby gliniaste œrednie (gs), gleby gliniaste ciê¿kie (gc), gleby ila-ste (i³). Jest to zgodne z za³o¿eniem stosowanym na obsza-rze Danii, gdzie uznaje siê, ¿e wszystkie tereny rolnicze z glebami ciê¿kimi s¹ zdrenowane. Obszary wystêpowania gleb ciê¿kich przyjêto zgodnie z map¹ glebow¹, stano-wi¹c¹ jedn¹ z warstw informacyjnych na „Mapy wra¿liwo-œci wód podziemnych Polski na zanieczyszczenie” w skali 1 : 500 000 (Witczak i in., 2007; Witczak, 2011). Dla województwa ³ódzkiego zaniechano takiej procedury, poniewa¿ nie znaleziono korelacji pomiêdzy wielkoœci¹ obszarów zdrenowanych a rodzajem gleby. Obszarom, na których wystêpuje sieæ drenarska przypisano wspó³czyn-nik redukcji azotanów, analogicznie jak dla zdrenowanych glin w Danii, równy 40%.

Wynikow¹ mapê wielkoœci wspó³czynnika redukcji azotanów dla obszaru Polski, uwzglêdniaj¹c¹: (i) podzia³ na prowincje hydrogeologiczne, (ii) g³ówne typy litolo-giczne ska³ w strefie aeracji oraz saturacji oraz (iii) wp³yw sieci drenarskiej, przedstawiono na rycinie 4.

PODSUMOWANIE I WNIOSKI

W pracy zaprezentowano koncepcjê wspó³czynnika redukcji azotanów w œrodowisku wód podziemnych wypracowan¹ w ramach projektu BONUS Soils2Sea i zastosowan¹ dla obszaru zlewiska Morza Ba³tyckiego (HÝjberg i in., 2017). Wed³ug niej redukcja azotanów w wodach podziemnych jest uzale¿niona przede wszystkim od litologii, g³êbokoœci do zwierciad³a wody oraz oddzia³ywania sieci drenarskiej.

Mapê wspó³czynnika redukcji azotanów dla obszaru Polski uzyskano w trzech krokach. W kroku pierwszym uwzglêdniono za Kleczkowskim (1990) podzia³ Polski na dwie prowincje hydrogeologiczne: nizinn¹ i górsko-wy-¿ynn¹, w drugim uwzglêdniono warunki geologicznie, g³ównie litologiê strefy aeracji i saturacji, a w trzecim Ryc. 3. Udzia³ obszarów zdrenowanych w powierzchni terenów

rolniczych oceniony dla poszczególnych województw na podstawie informacji Ministerstwa Rolnictwa oraz danych G³ównego Urzêdu Statystycznego (stan na 2010 r.)

Fig. 3. Fractions of the drained areas in the agricultural land in all voivodships (provinces) based on data of the Ministry of Agriculture and of the Central Statistical Office (as of 2010)

Ryc. 4. Szczegó³owa mapa potencjalnego wspó³czynnika redukcji azotanów w wodach podziemnych dla Polski

Fig. 4. Detailed map of potential nitrate reduction coefficient in groundwater in Poland

wprowadzono korektê wielkoœci wspó³czynnika redukcji na rolniczych obszarach zmeliorowanych.

Wynikowa mapa potencjalnego wspó³czynnika reduk-cji dla Polski obrazuje wyraŸn¹ dwudzielnoœæ, o której zadecydowa³y ró¿nice warunków hydrogeologicznych w dwóch prowincjach. W prowincji nizinnej, gdzie dominuj¹ osady polodowcowe, wielkoœci wspó³czynnika redukcji, przyjête analogicznie jak dla obszaru Danii, s¹ zdecydowa-nie wy¿sze. Obszarowi prowincji górsko-wy¿ynnej, gdzie dominuj¹ zbiorniki o charakterze szczelinowo-porowym, porowo-szczelinowym i szczelinowo-krasowym, a pow-szechnie wystêpuj¹cym nadk³adem s¹, niesprzyjaj¹ce pro-cesowi denitryfikacji, lessy, przypisano zdecydowanie ni¿sze wartoœci wspó³czynnika redukcji

Zastosowanie wspó³czynnika redukcji azotanów wg powy¿szej koncepcji wymaga dalszych prac zwi¹zanych zarówno z uszczegó³owieniem przestrzennym przyjêtych wartoœci, jak i ich weryfikacj¹ badaniami modelowymi w skali lokalnej, na przyk³ad w skali zlewni.

Niniejsze opracowanie zosta³o wykonane w ramach realiza-cji projektu BONUS-Soils2Sea, bêd¹cego czêœci¹ programu BONUS-185, oraz prac statutowych Akademii Górniczo-Hutni-czej w Krakowie (projekty nr 11.11.140.026 i 11.11.220.01). Autorzy dziêkuj¹ Recenzentom za cenne uwagi i wskazówki.

LITERATURA

B£ASZYK T., GÓRSKI J. 1989- Stan zagro¿enia i ochrona g³ównych

zbiorników wód podziemnych. PZiTS, 8: 46-55.

ÆWIERTNIEWSKA Z., NIDENTAL M., PRZYTU£A E., WONICKA M. 2008- Ocena stanu zanieczyszczeñ zwi¹zkami azotu p³ytkich wód pod-ziemnych na obszarach osadnictwa wiejskiego. PZiTS, 17: 114-126.

D¥BROWSKA L., MALINA G., KARWOWSKA E. 2005- Analiza

antropogenicznych zmian jakoœci wód podziemnych w wybranych

ujê-ciach regionu Czêstochowskiego. WPH, 12: 149-154.

DRAGON K., KASZTELAN D., GÓRSKI J., NAJMAN J. 2016

-Influence of subsurface drainage systems on nitrate pollution of water supply aquifer (Tursko well-field, Poland). Environ. Earth Sci., 75: 100. Doi.org/10.1007/s12665-015-4910-9.

DYREKTYWA Parlamentu Europejskiego i Rady 2008/56/WE z dnia 17 czerwca 2008 r. ustanawiaj¹ca ramy dzia³añ Wspólnoty w dziedzinie polityki œrodowiska morskiego (dyrektywa ramowa w sprawie strategii morskiej.

HANSEN A.L., CHRISTENSEN B.S.B., ERNSTSEN V., HE X.,

REFSGAARD J.C. 2014a- A concept for estimating depth of the redox

interface for catchment-scale nitrate modelling in a till area in Denmark. Hydrogeol. J., 22: 1639-1655.

HANSEN A.L., GUNDERMAN D., HE X., REFSGAARD J.C. 2014b

-Uncertainty assessment of spatially distributed nitrate reduction potential in groundwater using multiple geological realizations. J. Hydrol., 519: 225-237.

HANSEN A.L., REFSGAARD J.C., OLESEN J.E., BRGESEN C.D.

2017- Potential benefits of a spatially targeted regulation based on

deta-iled N-reduction maps to decrease N-load from agriculture in a small gro-undwater dominated catchment. Sci. Total Environ., 595: 325-336.

HJBERG A.L., HANSEN A.L., WACHNIEW P., ¯UREK A.J.,

VIRTANEN S., ARUSTIENE J., STRÖMQVIST J., RANKINEN K., REFSGAARD J.C. 2017- Review and assessment of nitrate reduction in groundwater in the Baltic Sea Basin. J. Hydrol. Reg. Stud., 12: 50-68.

KAMIERCZAK-WIJURA Z. 1996- Sezonowa zmiennoϾ chemizmu

wód gruntowych w strefie krawêdziowej doliny Warty w rejonie Pozna-nia. PHPZP, 4: 53-68.

KLECZKOWSKI A.S. (red.) 1990- Mapa obszarów g³ównych

zbiorni-ków wód podziemnych (GZWP) wymagaj¹cych szczególnej ochrony. CPBP 04.10. Ochrona i kszta³towanie œrodowiska przyrodniczego. Wyd. AGH, Kraków.

KLECZKOWSKI A.S. 2001- Ochrona hydrosfery i zasobów wód. [W:]

Kotarba M.J. (red.), Przemiany œrodowiska naturalnego a ekorozwój.

TBPŒ GEOSFERA, Kraków: 29-47.

KRYZA H., KRYZA J. 2001- Zanieczyszczenie wód podziemnych

tria-su opolskiego. WPH, 10: 33-44.

MIKO£AJKÓW J. 1995- Migracja zwi¹zków azotu w strefie aeracji

jako wskaŸnika zanieczyszczenia wód podziemnych w sandrowych obszarach rolniczych. WPH, 7: 323-329.

PAZDRO Z., KOZERSKI B. 1991- Hydrogeologia ogólna. Pañstw. Inst.

Geol., Warszawa.

PIETRZAK S. 2016 - Rolnictwo polskie a eutrofizacja wód Morza

Ba³tyckiego. [W:] Ba³tyk dla wszystkich. Global Compact Poland, 60-61.

P£OCHNIEWSKI Z., MACIOSZCZYK A. 1983- Zagro¿enie ujêæ wód

podziemnych zwi¹zkami azotu. PZiTS, 5: 95-102.

ROJEK A., PALAK-MAZUR D., KOSTKA A., KUCZYÑSKA A. 2013

-Ocena stopnia zanieczyszczenia wód podziemnych azotanami na podsta-wie danych z monitoringu stanu chemicznego. Biul. Pañst. Inst. Geol., 456: 507-512.

ŒLEDZIK M. 2014- Monitoring jakoœci ujmowanych wód podziemnych

na przyk³adzie wodoci¹gów Kieleckich Sp. z o.o. PZiTS, 20: 71-85.

WITCZAK S. (red.) 2011- Mapa wra¿liwoœci wód podziemnych Polski

na zanieczyszczenie w skali 1 : 500 000. AGH, Kraków.

WITCZAK S., DUDA R., ¯UREK A. 2007- The Polish concept of

gro-undwater vulnerability mapping. [W:] Witkowski A.J., Kowalczyk A., Vrba J. (red.), Groundwater Vulnerability Assessment and Mapping. Select. Pap. Hydrogeol., (11): 45-59.

WITCZAK S., KANIA J., KMIECIK E. 2013 - Katalog wybranych

fizycznych i chemicznych wskaŸników zanieczyszczeñ wód podziem-nych i metod ich oznaczania, Inspekcja Ochrony Œrodowiska, Warszawa. www.soils2sea.eu.

¯UREK A., MOCHALSKI P. 2010- Wykorzystanie metody

chromato-grafii gazowej do oceny procesu denitryfikacji w wodach triasowego zbiornika wód podziemnych rejonu Opola. Kwart. AGH, Geologia, 36 (1): 135-148.

¯UREK A. 1991- P³ytkie wody gruntowe jako ognisko zanieczyszczeñ

chemicznych w obszarze zasilania ujêcia wód pitnych Grotowice- Urata. Zesz. Nauk. AGH, Sozologia i Sozotechnika, (31): 219-226.

¯UREK A. 2002- Azotany w wodach podziemnych. Biul. Pañst. Inst.

Geol., 400: 115-141.

¯UREK A., CZOP M., MOTYKA J. 2010a- Azotany w wodach

juraj-skiego piêtra wodonoœnego w rejonie Olkusza. Kwart. AGH, Geologia, 36 (1): 109-134.

¯UREK A., RÓ¯AÑSKI K., MOCHALSKI P., KUC T. 2010b-

Assess-ment of denitrification rates in fissured-karstic aquifer near Opole (South-West Poland): combined use of gaseous and isotope tracers. Biul. Pañst. Inst. Geol., (441): 209-216.