DS PHM Benzina a.s.

DS PHM Benzina a.s.

Šumperk-Vikýřovice

Matematický model

Závěrečná zpráva

Praha, červen 2008

Popis zakázky: Matematický model šíření kontaminace a procesů přirozené atenuace Pořadové č.: 1

Objednatel: ENVIRO C.B. s.r.o., České Budějovice

DS PHM Benzina a.s.

Šumperk-Vikýřovice Matematický model Závěrečná zpráva

Řešitel: Mgr. Kamil Nešetřil

...

Přezkoumal: Ing. Zoltán Bódi

ředitel divize ...

Za statutární orgán:

Ing. Vladimír Kolaja člen představenstva a ředitel společnosti

Praha, červen 2008 Výtisk č.: 1 2 3 4 5 6 7

AQUATEST a. s.

Geologická 4, 152 00 Praha 5 IČO 44 79 48 43 zapsána v obchodním rejstříku Městského soudu v Praze, oddíl B, vložka 1189

OBSAH

1. ÚVOD ... 6

2. SHRNUTÍ INFORMACÍ O LOKALITĚ ... 6

3. PŘIROZENÁ ATENUACE ... 7

3.1. Ustálená délka kontaminačního mraku ... 8

3.2. Rozpuštěné EA a indikátory přirozené atenuace ... 9

3.3. Oxidační kapacita pevné fáze (autorka Mgr. Barbora Topinková) ... 13

3.3.1. Úvod ... 13

3.3.2. Metodika ... 13

3.3.2.1. Odběry a uložení vzorků ... 13

3.3.2.2. Speciace forem Fe ... 13

3.3.2.3. SEM ... 14

3.3.3. Výsledky ... 14

3.3.3.1. Speciace forem Fe ... 14

3.3.3.2. SEM ... 15

3.3.4. Závěr ... 24

4. MATEMATICKÝ MODEL ... 25

4.1. Doba transportu ... 25

4.1.1. Darcyho zákon ... 25

4.1.2. Rovnice kontinuity ... 26

4.1.3. Shrnutí doby transportu ... 26

4.2. Látkové toky NEL ... 27

4.2.1. Tok přes linie monitorovacích vrtů ... 27

4.2.1.3. Inverzní úloha ... 29

4.2.2. Tok do JÚ Luže ... 29

4.2.3. Srovnání ... 30

4.3. Bilance biodegradace podle koncentrací EA v pozadí a v ohnisku ... 31

4.4. Model pro odhad ustálené délky kontaminačního mraku CoronaScreen ... 32

4.4.1. Teorie ... 32

4.4.1.1. Model bilance elektronů ... 32

4.4.1.2. Analytický model ... 33

4.4.1.3. Pohyblivý 1D numerický model ... 33

4.4.1.4. CoronaScreen - shrnutí ... 34

4.4.2. Vstupní data ... 35

4.4.3. Scénáře ... 36

4.4.4. Výsledky ... 37

5. ZÁVĚR ... 39

SEZNAM TABULEK A OBRÁZKŮ V TEXTU

TABULKA Č.1:KVANTITATIVNÍ PARAMETRY A ZPŮSOB JEJICH ZÍSKÁNÍ ... 6

TABULKA Č.2:JÚLUŽE - ČERPÁNÍ ... 7

TABULKA Č.3:CHARAKTERISTIKA PROSTŘEDÍ ... 9

TABULKA Č.4:EH,NEL A KONCENTRACE HLAVNÍCH EA ... 10

TABULKA Č.5:KONCENTRACE RU,EA A INDIKÁTORŮ PŘIROZENÉ BIODEG. ... 11

OBRÁZEK Č.1:HISTOGRAMY EH A ROZPUŠTĚNÉHO KYSLÍKU ... 11

OBRÁZEK Č.2:HISTOGRAMY KONCENTRACÍ DUSIČNANŮ A SÍRANŮ [MG/L] ... 12

OBRÁZEK Č.3:GRAFY ZÁVISLOSTI EH A KYSLÍKU NA NEL ... 12

OBRÁZEK Č.4:GRAFY ZÁVISLOSTI DUSIČNANŮ A SÍRANŮ NA NEL[MG/L] ... 12

TABULKA Č.6:VÝSLEDKY EXTRAKCE 0,5MHCL ... 14

OBRÁZEK Č.5:MV-1(ZOBRAZENÍ BSE) ... 15

OBRÁZEK Č.6:MV-4(ZOBRAZENÍ BSE) ... 16

OBRÁZEK Č.7:Z9(ZOBRAZENÍ BSE) ... 16

OBRÁZEK Č.8:Z2-3 ZRNA PRIMÁRNÍHO MAGNETITU ... 17

OBRÁZEK Č.9:Z2– ZRNO TVOŘENÉ OXIDEM ŽELEZA A SÍRANEM ŽELEZA ... 18

OBRÁZEK Č.10:Z2- SPEKTRUM PYRITU ... 18

OBRÁZEK Č.11:Z2- SPEKTRUM SÍRANU ŽELEZA ... 19

OBRÁZEK Č.12:Z2- SPEKTRUM OXIDU ŽELEZA ... 19

OBRÁZEK Č.13:Z2–2 PYRITOVÁ ZRNA NA KŘEMENNÉM PODKLADU ... 20

OBRÁZEK Č.14:Z2– PYRITOVÉ VÝKVĚTY ... 20

OBRÁZEK Č.15:Z2– PYRITOVÉ NÁRŮSTY NA ZBYTKU KŘEMENNÉHO ZRNA ... 21

OBRÁZEK Č.16:Z2- PYRITOVÉ ZRNO MEZI ZRNY KŘEMENE A CHLORITU ... 21

OBRÁZEK Č.17:Z2- LEHCE NAVĚTRALÉ NÁRŮSTY PYRITOVÝCH ZRN ... 22

OBRÁZEK Č.18:Z2- ZRNO PYRITU... 22

OBRÁZEK Č.19:Z2– PYRITOVÁ ZRNA NA ZRNU OXIDU ŽELEZA ... 23

OBRÁZEK Č.20:Z2- PYRITOVÁ ZRNA NA ZVĚTRALÉM ZRNĚ BIOTITU ... 23

TABULKA Č.7:RYCHLOST ŠÍŘENÍ Z DARCYHO ZÁKONA (TUČNĚ VÝSLEDKY) ... 25

TABULKA Č.8:RYCHLOST ŠÍŘENÍ Z ROVNICE KONTINUITY (TUČNĚ VÝSLEDKY) ... 26

TABULKA Č.9:DOBA TRANSPORTU: SHRNUTÍ VÝSLEDKŮ ... 26

TABULKA Č.10:LÁTKOVÝ TOK NEL- LINIE MONITOROVACÍCH VRTŮ ... 28

TABULKA Č.11:KONCENTRACE NEL V DS PRO DOSAŽENÍ LIMITŮ V JÚ ... 29

TABULKA Č.12:NEL VE SBĚRNÉM POTRUBÍ JÚLUŽE ... 29

TABULKA Č.13:LÁTKOVÝ TOK NEL-JÚLUŽE ... 29

TABULKA Č.14:LÁTKOVÝ TOK NEL- SROVNÁNÍ ... 30

TABULKA Č.15HYDROGEOLOGIE PRO PŘEPOČET MG/L NA T/ROK ... 31

TABULKA Č.16:BILANCE BIODEGRADACE PODLE KONCENTRACÍ EA ... 31

OBRÁZEK Č.21:SCHÉMA MODELU BILANCE ELEKTRONŮ ... 33

OBRÁZEK Č.22:SCHÉMA POHYBLIVÉHO 1D NUMERICKÉHO MODELU... 34

TABULKA Č.17:CORONASCREEN – PARAMETRY PRO JEDNOTLIVÉ MODELY ... 35

TABULKA Č.18:VSTUPNÍ DATA - KONCENTRACE KONTAMINANTŮ. ... 35

TABULKA Č.19:VSTUPNÍ DATA – KONCENTRACE EA A PRODUKTŮ BIODEG. ... 36

TABULKA Č.20:VSTUPNÍ DATA - HYDROGEOLOGIE ... 36

TABULKA Č.21:VÝSLEDKY – DÉLKA KONTAMINAČNÍHO MRAKU ... 38

TABULKA Č.22:VÝSLEDKY – DOBA DOSAŽENÍ USTÁLENÉHO MRAKU... 38

SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK

AR analýza rizik

BTEX benzen, toluen, etylbenzen, xyleny c(EA) koncentrace elektronových akceptorů

EA elektronové akceptory, tj. látky schopné odštěpovat elektrony a oxidovat tak ropné uhlovodíky (O2, NO3-

, Fe^III, Mn^IV, SO42-

) JÚ Luže jímací území Luže

NEL nepolární extrahovatelné látky OXC oxidační kapacita

PAU polycyklické aromatické uhlovodíky

RU ropné uhlovodíky

SEM sekvenční elektronová mikroskopie (tzv. mikrosonda)

1. Úvod

Předkládaná studie byla zpracována pro analýzu rizik staré ekologické zátěže v areálu distribučního skladu (dále DS) společnosti Benzina, s.r.o. ve Vikýřovicích u Šumperka.

Studie kvantifikuje transportní a transformační procesy RU. Byly použity výpočty podle základních vztahů i numerický model. Jedná se o teoretické výpočty vycházející ze zjednodušených předpokladů.

Byly vypočítány a hodnoceny:

 doba transportu RU z DS do JÚ Luže,

 látkové toky NEL (kolik RU teče z DS a kolik je jich čerpáno v JÚ Luže),

 bilance biodegradace podle koncentrací elektronových akceptorů,

 délka ustáleného kontaminačního mraku.

Bylo zhodnoceno ovlivnění JÚ Luže znečištěním v DS. Byly vypočítány koncentrace RU na hranici DS tak, aby byla zajištěna kvalita vody v JÚ Luže.

Zpráva vychází z průzkumu pro AR 2008 a ze starších průzkumných prací.

2. Shrnutí informací o lokalitě

Proudění podzemní vody na lokalitě je nejintenzivnější v zahliněných štěrcích. Ty vyplňují hluboké přehloubené koryto na V a J od DS. V areálu distribučního skladu (dále DS) se v současnosti nachází ohnisko¹ znečištění ropnými uhlovodíky (dále RU). Dochází k rozpouštění RU v zemině, odtud se dostávají do podzemní vody, která proudí směrem k jímacímu území Luže (dále JÚ Luže). JÚ je vzdáleno od okraje DS aspoň 400 m a čerpá vodu z přehloubeného koryta. Proběhly odtěžby kontaminovaných zemin a probíhá sanační čerpání znečištěné podzemní vody. Šíření RU do JÚ Luže je výrazně omezeno sanací.

Obecně nejmobilnějšími látkami, které se uvolňují z fáze RU jsou lehké aromatické uhlovodíky (dále BTEX). Jsou dost rozpustné a nesorbují se na pevnou fázi příliš silně.

Významným kontaminantem je zejména benzen, který je v ohnisku hojně zastoupen a ze všech lehkých aromatických uhlovodíků je nejrozpustnější, nejméně se sorbuje, nejméně podléhá biodegradaci a je nejtoxičtější.

Tabulka č. 1: Kvantitativní parametry a způsob jejich získání

Parametr Kde Zdroj informace Hodnota

Hydraulická vodivost kf

(tj. koeficient filtrace)

západ DS hydrodynamické

zkoušky (Ulč 1983)

5 – 7 × 10^-5 m/s

východ DS 1 – 3 × 10^-4 m/s

- DS celkově

hydrodynamické zkoušky (Ulč 1983) - průměr výše

uvedeného 1,3 × 10^-4 m/s *)

DS a až k I. linii m.v. karotáž Urík 2008 8×10^-7 až 6×10^-5 m/s

1 Ohniskem znečištění rozumíme oblast s výskytem fáze RU nebo oblast kde dochází k dotaci RU z nesaturované zóny - v našem případě DS a jeho bezprostřední okolí.

Parametr Kde Zdroj informace Hodnota mezi DS a JÚ hydrodynamické

zkoušky (Ulč 1983)

6 × 10^-6 m/s až 1 × 10^-4 m/s - dtto celkově

hydrodynamické zkoušky (Maceška 1983) – vrt JS-2

2 × 10^-5 m/s *)

Hydraulický gradient

DS – vrty HP-26 a R-3 (2 m / 165 m)

měření hladin průzkum pro AR (2008)

1,25 % *) okraj DS a vrt JS-2

(7 m / 450 m)

měření hladin

Ulč (1983) 1,66 % *) Celkový organický

uhlík v kolektoru (TOC) fOC

všude MV-1 a Z12 0,1 %

Pórovitost všude odhad 20 %

Rozdělovací koeficient organický uhlík/voda KOC

benzen

Soil Screening

Guidance, Users Guide, EPA/540/R-96/018

58,9 l/kg

m-xylen 407 l/kg

naftalen 1915 l/kg

Retardační koeficient R

benzen

OC OC

b K f

R  n 

1

**)

1,4

m-xylen 5,1

naftalen 24

*) Tyto údaje hydraulické vodivosti a hydraulického gradientu jsou použity ve většině výpočtů.

Hydraulické vodivosti kf použité v modelech jsou vzaty z hydrodynamických zkoušek a jsou větší než hodnoty z karotážního měření. Výpočty jsou proto na straně bezpečnosti.

**) b je zdánlivá hustota kolektoru; n je pórovitost, fOC jo TOC vyjádřený jako podíl sušiny

Tabulka č. 2: JÚ Luže - čerpání

Rok Čerpané množství Zdroj informací

1983 60 l/s Ulč (1984)

2004 – 2007 24 l/s ŠPVS (2008)

3. Přirozená atenuace

Přirozená atenuace je soubor přírodních procesů, které vedou ke snížení koncentrací kontaminantu v podzemní vodě. Zahrnuje mimo jiné ředění, sorpci a především biodegradaci.

Biodegradace RU je redukčně-oxidační proces, při kterém se RU oxidují. Fungují tedy jako elektronové donory. Při biodegradaci jsou spotřebovávány následující elektronové akceptory (dále EA), které se redukují:

 rozpuštěné ve vodě (kyslík, dusičnany a sírany) a

 přítomné v pevné fází (trojmocné železo a čtyřmocný mangan).

Produktem biodegradačních reakcí jsou mj. amonné ionty, dusitany, sulfidy, dvojmocné železo, dvojmocný mangan, metan a anorganický uhlík (hydrogenuhličitany).

Biodegradace je katalyzována bakteriemi, které RU používají jako zdroj energie a uhlíku.

3.1. Ustálená délka kontaminačního mraku

Aby mohlo dojít k biodegradačním reakcím, musí se promísit kontaminovaná voda obsahující elektronové donory (RU) a relativně čistá voda obsahující EA. Při tomto míšení hraje důležitou roli disperze. K míšení dochází postupně v průběhu transportu ve směru proudění.

Růst kontaminačního mraku je vlivem biodegradace zpomalen. Po jisté době se již délka kontaminačního mraku nezvětšuje. Dojde totiž k dostatečnému promíšení vod a všechny transportované uhlovodíky jsou postupně spotřebovávány biodegradačními reakcemi.

Látkový tok RU z ohniska se tak rovná množství RU spotřebovaných biodegradačními reakcemi. Toto stádium se nazývá ustálený kontaminační mrak (steady state plume). Délku ustáleného kontaminačního mraku je možno predikovat za pomoci matematického modelování.

3.2. Rozpuštěné EA a indikátory přirozené atenuace²

Kontaminace podzemní vody v DS je velmi nerovnoměrná a nesystematická. S tím souvisí i nepravidelnost distribuce EA a indikátorů přirozené atenuace.

Z histogramů na obrázcích č. 1 a 2 je vidět, že můžeme přibližně vyčlenit dvě skupiny zkoumaných objektů (vrtů, sond) – tabulka č. 3. Jedna skupina odpovídá kontaminovanějšímu prostředí, kde jsou postupně spotřebovávány EA (redukčnější prostředí). Druhá skupina víceméně odpovídá hydrochemickému pozadí či míšení těchto vod s redukčnějšími.

Tabulka č. 3: Charakteristika prostředí

Parametr Redukčnější prostředí Pozadí a míšení vod

Eh [mV] < 250 > 350

Rozp. kyslík [mg/l] < 1 > 2

Dusičnany < 10 > 15

Z tabulky č. 5 je patrné redukčnější prostředí na vrtech HP-38 (snížené hodnoty kyslíku a dusičnanů a dokonce i síranů) a Z11 (velmi nízké koncentrace dusičnanů, dusitany mohou ukazovat na probíhající redukci dusičnanů, vysoké koncentrace manganu).

Z koncentrací EA a produktů biodegradace je patrné, že dochází ke spotřebovávání kyslíku, dusičnanů, železa i manganu (bimodální rozdělení). Redukce síranů bezpochyby lokálně také probíhá, ale s koncentracemi síranů není tento proces přesvědčivě potvrzen (unimodální rozdělení).

K procesům přirozené atenuace dochází na drtivé většině lokalit kontaminovaných RU. Cílem průzkumu tak není jen prokázat, že k procesům dochází, ale kvantifikovat, zda tyto procesy jsou schopny snížit koncentrace RU na dostatečnou míru.

2 laboratorní rozbory a terénní měření (kromě některých rozborů vody z JÚ) na základě průzkumu pro AR 2008

Tabulka č. 4: Eh, NEL a koncentrace hlavních EA

Objekt Eh [mV] Kyslík [mg/l] Dusičnany [mg/l] Sírany [mg/l] NEL [mg/l]

Z1 161 0,4 >200

Z2 191 0,7 >200

Z3 235 1,0 0,71

Z4 207 0,2 16

Z5 208 0,2 >200

Z6 357 0,3 14

Z7 144 0,7 61

Z8 204 0,2 14

Z9 214 0,3 fáze

Z10 190 0,2 >200

Z11 407 6,4 <0,10

Z12 388 2,4 3,0 65 0,24

Z13 182 0,2 100

Z14 135 0,4 120

Z15 324 1,5 <0,10

MV-1 410 8,7 19 89 0,37

MV-2 492 5,5 29 52 0,11

MV-3 23 0,4 0,65

MV-4 159 0,3 0,28

MV-5 238 1,1 0,37

HV-101 244 2,8 <0,10

HV-102 270 4,6 0,15

HV-103 367 4,8 27 38 <0,10

HV-104 386 7,4 0,82 63 <0,10

HV-105 205 4,2 0,34

HV-108 240 2,9 <0,10

HV-110 161 5,8 <0,10

HV-111 308 0,6 19 22 <0,10

HV-112 284 4,5 <0,10

HP-25 - - 0,11 21

HP-26 382 7,6 16 41 0,22

HP-27 - - 0,39 91

HP-34 123 2,7 <0,10

HP-38 394 1,8 5,2 3,9 0,11

HP-39 434 3,1 0,2

R-1 424 5,7 0,17

R-2 360 0,9 6,7 41 <0,10

R-3 - - 0,12 35

R-4 246 3,0 <0,10

R-5 - - 26 27

R-6 383 15 29 33 <0,10

R-7 - - 67 41

Tabulka č. 5: Koncentrace kontaminantů, EA a indikátorů přirozené biodegradace

Parametr Jednotky MV-2 HV-111 HP-26 HP-38 Z11 Luže - sběrné potrubí

pH - 6,6 6,4 7,3 6,8 6,4 6,5

Eh mV 492 308 382 394 407

Kyslík mg/l 5,5 0,6 7,6 1,8 6,4

Dusičnany mg/l 29 19 16 5,2 2,1 22

Dusitany mg/l <0,02 0,09 0,04 <0,02 0,05 0,05 Amonné ionty mg/l <0,05 <0,05 <0,05 <0,05 <0,05 <0,05

Mangan mg/l 0,38 0,13 0,047 0,37 2,7 0,014

Železo mg/l 0,49 0,19 0,37 0,28 0,01 0,08

Sírany mg/l 52 22 41 3,9 30 27

CO2 volný mg/l 48 53 22 48 104 58

Hydrogenuhličitany mg/l 165 104 207 186 156 116

Uhličitany mg/l 0 0 0 0 0 0

CHSK-Cr mg/l 10 <5 <5 <5 19 7

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

rozpuštěný kyslík [mg/l]

0 1 2 3 4 5 6

četnost

5 6

3

2

1 1 1 1 1 2 2

1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

0 100 200 300 400 500

oxidačně-redukční potenciál podzemní vody Eh [mV]

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

četnost

1

3 6

10

2 2

8

4

1

Obrázek č. 1: Histogramy Eh a rozpuštěného kyslíku

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 sírany [mg/l]

0 1 2 3

četnost

1

3 3 3

1 2

1 1

0 10 20 30 40 50 60 70

dusičnany [mg/l]

0 1 2 3 4 5

četnost

5

2 3

4

1

Obrázek č. 2: Histogramy koncentrací dusičnanů a síranů [mg/l]

0.1 1 10 100

NEL ve vodě [mg/l]

0 5 10 15

kyslík [mg/l]

0.1 1 10 100

NEL ve vodě [mg/l]

0 100 200 300 400 500

Eh [mV]

Obrázek č. 3: Grafy závislosti Eh a kyslíku na NEL

0.1 1 10 100

NEL ve vodě [mg/l]

0 5 10 15 20 25 30

dusičnany [mg/l]

0.1 1 10 100

NEL ve vodě [mg/l]

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

sírany [mg/l]

Obrázek č. 4: Grafy závislosti dusičnanů a síranů na NEL [mg/l]

3.3. Oxidační kapacita pevné fáze (autorka Mgr. Barbora Topinková) 3.3.1. Úvod

Předmětem studia při sledování a kvantifikaci procesů přirozené atenuace jsou kromě výše diskutovaných obsahů látek ve vodném roztoku také stanovení v pevné fází, kterým se zabývá tato kapitola.

V pevné fázi je vhodné sledovat:

pomocí extrakčních metod obsah mikrobiálně přístupného Fe³⁺ a Mn⁴⁺

pomocí sekvenční elektronové mikroskopie (dále SEM)

vznik, kvantitu a stechiometrické složení sekundárně vznikajících minerálů.

Tato data mohou být využita ke tvorbě koncepčního modelu pro modelování geochemických a transportních procesů ve studované lokalitě včetně predikce pohybu kontaminačního mraku a stanovení pufrační kapacity přírodního systému vůči organickému znečištění.

Tuto pufrační kapacitu lze vyjádřit jako oxidační kapacitu studovaného prostředí (OXC), která se přímo podílí na redukci oxidovaných součástí akviferu a lze vypočítat podle následujícího vztahu (Heron 1994):

OXC = 4(O2) + 5(NO3-

) + Fe^III + 2(Mn^IV) + 8(SO42-

) + 4TOC

Pro koncentraci elektronových donorů a akceptorů v daném prostředí lze odhadnout celkovou biodegradační kapacitu systému, tj. koncentraci ropných uhlovodíků, kterou je přirozený obsah elektronových akceptorů schopen degradovat. Tato biodegradační kapacita se dá vypočítat ze stechiometrických koeficientů dílčích oxidačně-redukčních reakcí následovně:

BC = (cO2pozadí – c_O2ohnisko)/3,14 + (c_NO3-pozadí – cNO3-ohnisko)/4,9 + (cSO42-pozadí – cSO42-ohnisko)/4,7 + (cFeII ohnisko – cFeII pozadí) + cCH4 ohnisko/0,78

3.3.2. Metodika

Analýza pevné fáze byla zaměřena na speciaci forem železa a manganu a studium přítomnosti sekundárních minerálů obsahujících Fe a Mn. K tomuto účelu byly na 4 vzorcích pevné fáze provedeny extrakce 0,5 M HCl doplněné měřením na elektronové mikrosondě v laboratoři ČGS.

3.3.2.1. Odběry a uložení vzorků

Vzorky byly odebrány během vrtných prací v dubnu 2008. Pro zajištění odběru neoxidovaného materiálu byly vzorky odebrány z centrální části vrtných jader do 40 ml skleněných viálek a za dodržení co nejkratších manipulačních časů byly viálky s pryžovým septem naplněny dusíkem a viálky umístěny do mrazničky.

3.3.2.2. Speciace forem Fe

Extrakce pro detailní speciaci forem Fe a Mn byly provedeny v laboratoři ICP a AAS AQUATEST a.s. dle extrakcí popsaných v Heronovi et al. (1994). Tento soubor extrakcí zajišťuje přehled o obsahu celkového, dvojmocného a trojmocného železa v pevném vzorku s přihlédnutím k jednotlivým minerálům, ve kterých se tyto formy vyskytují. Obsah celkového a dvojmocného železa a manganu vázaného v oxidech a hydroxidech železa byl zjištěn pomocí 0,5 M HCl extrakce. Pro speciaci forem železa vázaného v oxidech a

hydroxidech železa byly v laboratoři AQUATESTu a.s. provedeny 24 h extrakce 0,5 M HCl za studena. Vzorky o hmotnosti 1 g +/-0,02 g byly v dusíkové atmosféře odváženy do 20 ml skleněných viálek, do kterých byl následně přidán extrakční roztok kyseliny. Vzorky byly následně umístěny do třepačky na 24 hodin a poté z nich byl odstraněn sediment na centrifuze (30 min při 1500 ot./min.). Ve výsledném roztoku bylo analyzován Fe, Fe^II a Mn. Obsah Fe^II byl ihned po ukončení třepání a centrifuze analyzován spektrofotometricky v roztoku po reakci s 1,10-fenantrolinem. Obsah Fe a Mn byl změřen na spektrometru s indukčně vázaným plazmatem Perkin-Elmer OPTIMA 5300 DV do 48 hod od otevření vzorků.

3.3.2.3. SEM

Měření na elektronové mikrosondě (SEM) byla provedena v laboratoři ČGS na přístroji Cam Scan S4 s disperzním analyzátorem EDX LINK ISIS 300, kalibrovaném na standardy SPI#02753-AB, se skenovacím časem 60 s. Ze 4 ks vzorků (MV-1, MV-2, Z9, Z2) písčitých sedimentů byly zhotoveny nábrusy z pryskyřice a ty následně napařeny uhlíkovou vrstvou.

Analýza byla provedena se zaměřením na odlišení primárních autochtonních minerálů železa od sekundárních zrn a nárůstů vzniklých díky mikrobiální činnosti a srážení karbonátů a hydroxidů železa a manganu v průběhu procesů přirozené atenuace ropných uhlovodíků.

3.3.3. Výsledky

3.3.3.1. Speciace forem Fe

Z výsledků extrakce 0,5 M HCl vyplývá, že v sedimentech studované lokality je vázáno významné množství mikrobiálně přístupného železa a manganu. Za pozaďové koncentrace lze brát hodnoty v kontaminací nezasažených průzkumných objektech MV-3, MV-5 a v nižším horizontu sondy Z-12, které obsahují 2660 – 3180 mg/kg celkového Fe, z čehož tvoří cca 90 – 95% (2288 – 3270 mg/kg) Fe^III.

Tabulka č. 6: Výsledky extrakce 0,5 M HCl

Vrt Fe_celk. Fe^II Fe^III Mn_celk.

mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg

Z1 5234 303 4931 46

Z5 5223 1176 4047 169

Z6 5747 989 4757 78

Z7 6961 852 6109 76

Z9 6152 2248 3904 279

Z12 7489 98 7391 320

Z12 3180 412 2768 72

Z11 5103 510 4593 237

Z13 9092 1623 7469 100

Z14 8432 287 5565 226

MV1 (6,7 – 7,0 m p. t.) 6917 42 6875 73

MV1 (7,7 – 8,5 m p. t.) 5434 79 5355 98

MV1 (8,5 – 9,0 m p. t.) 5207 2123 3077 111

MV3 2667 378 2289 55

MV4 5144 50 5094 159

MV5 3371 101 3269 97

Obsah manganu v těchto sedimentech procentuálním zastoupením koresponduje s obsahem železa a pohybuje se v rozmezí 55 - 97 mg/kg. Naopak v kontaminované části území je patrný výrazný nárůst obsahu celkového i dvojmocného železa; nejvýrazněji byla tato tendence zachycena při extrakcích vzorků sedimentů z vrtů Z-7, Z-9, Z-13, Z-14 a MV-1, kde se obsah celkového železa zvýšil na hodnoty 5200 - 9100 mg/kg s poměrovým zastoupením FeII 20 - 40% (až 2800 mg/kg FeII). S tímto navýšením koresponduje také obsah manganu, který se v těchto vzorcích pohyboval v rozmezí 75 - 320 mg/kg. Výsledky extrakce 0,5 M HCl jsou uvedeny v tabulce č. 6.

3.3.3.2. SEM

Analýza vzorků na elektronové mikrosondě SEM ukázala na dva odlišné typy sedimentů.

Vzorky MV-1, MV-4 a Z-9 jsou tvořeny zahliněným štěrkopískem tvořeným polozaoblenými až poloostrohrannými valounky o Ø 20 – 50 mm, max. 120 mm. Zrna tvoří především křemen, Na-živce a pyroxeny spolu s úlomky ortoruly a biotitu nebo chloritu, doprovázené akcesoriemi v podobě apatitu, rutilu, zirkonů a titanomagnetitu. Zrna v těchto vzorcích jsou zachovalá, bez sekundárních lemů tvořených oxidy nebo sírany železa a bez nárůstů pyritových zrnek na povrchu. Chloritizace slíd, která je typická pro prostředí, ve kterém dlouhodobě probíhá přirozená atenuace ropných uhlovodíků, není významná. Typická skladba zrn v těchto sedimentech je na obrázku č. 5.

Obrázek č. 5: MV-1 (zobrazení BSE)

Obrázek č. 6: MV-4 (zobrazení BSE)

Obrázek č. 7: Z9 (zobrazení BSE)

Vzorek sedimentů z průzkumného vrtu Z2 je primárně tvořen rovněž zahliněným štěrkopískem s opracovanými valounky ortoruly, křemene, živců a plagioklasů, doprovázených akcesoriemi typu apatitu, zirkonu, titanomagnetitu a rutilu. Zrna primárního titanomagnetitu jsou patrná z obrázku č. 8.

Obrázek č. 8: Z2 – 3 zrna primárního magnetitu (světlé plochy), nepoškozená procesy přirozené atenuace

Na primárních zrnech jsou v celém vzorku časté nárůsty pyritových zrn v různém stadiu zvětrávání do sulfidů železa, případně (a méně často) zonální zrna tvořená jádrem síranu a sulfidu železa povlečeným pyritovými nárůsty. Tato zrna jsou včetně svých spekter určených pomocí RTG-difrakcí znázorněna na následujících obrázcích.

Obrázek č. 9: Z2 – zrno tvořené oxidem železa a síranem železa

Na obrázku č. 9 je vzorek ze sondy Z2. Je tam zrno tvořené oxidem železa a síranem železa, na kterém jsou narostlá zrna pyritu; sulfid a síran jsou evidentně ve vztahu, zrno je zonální – na jádře tvořeném síranem železa se vysrážel oxid železa, který byl pokryt zrny pyritu (důkaz o měnící se geochemické zonalitě prostředí, několik generací zrn).

Obrázek č. 10: Z2 - spektrum pyritu

Obrázek č. 11: Z2 - spektrum síranu železa

Obrázek č. 12: Z2 - spektrum oxidu železa

Obrázek č. 13: Z2 – 2 pyritová zrna na křemenném podkladu

Obrázek č. 14: Z2 – pyritové výkvěty na urně tvořeném oxidem železa, lehce navětralé

Obrázek č. 15: Z2 – pyritové nárůsty na zbytku křemenného zrna

Obrázek č. 16: Z2 – pyritové zrno mezi zrny křemene a chloritu

Obrázek č. 17: Z2 – lehce navětralé nárůsty pyritových zrn na zrně biotitu

Obrázek č. 18: Z2 – zrno pyritu, které na okraji zvětrává do síranu železa

Obrázek č. 19: Z2 – pyritová zrna na zrnu oxidu železa

Obrázek č. 20: Z2 – pyritová zrna na zvětralém zrně biotitu (na okrajích zrna jsou povlaky oxidů a síranů železa)

3.3.4. Závěr

Výsledky SEM prokázaly probíhající procesy přirozené biodegradace RU v souvislosti s pevnou fází. Speciace železa za pomoci výluhů umožnila tyto procesy kvantifikovat.

Pro výpočet oxidační kapacity sedimentu a biodegradační kapacity kolektoru byly použity hodnoty z vrtů MV-1 (ohnisko) a Z12-báze (pozadí). Výpočtem podle vzorců uvedených v úvodu bylo zjištěno, že oxidační kapacita systému je v nekontaminované části lokality vysoká (2856 ekv/m³) a v kontaminované části dosahuje hodnoty 316 ekv/m³. Nejvyšší podíl elektronových akceptorů vhodných pro mikrobiální degradaci ropných uhlovodíků je přitom vázán v oxidech a hydroxidech železa. Naopak obsah síranů a dusičnanů v podzemní vodě na pozadí je vzhledem k ostatním podobným lokalitám podprůměrný. Celková biodegradační kapacita systému byla výpočtem stanovena na 84 mg/l BTEX. To znamená, že objem horninového prostředí, který je v kontaktu s 1 l podzemní vody obsahuje dostatečné množství EA, aby biodegradovalo 84 mg RU. Při šíření RU mimo ohnisko se RU dostávají do prostředí kde biodegradační kapacita zatím nebyla spotřebována. Biodegradace RU vlivem EA obsažených v pevné fázi snižuje dlouhodobě látkový tok RU do JÚ.

O2 NO3

- Mn

(sediment)

Fe

(sediment) SO4

2- TOC

(sediment) OXC ekv/m³ ekv/m³ ekv/m³ ekv/m³ ekv/m³ ekv/m³ ekv/m³

MV-1 (ohnisko) 0,022 0,38 5,4 146 1,94 27,5 316

Z12-báze (pozadí) 0,44 2,43 18 79 2,67 676,5 2856

4. Matematický model

4.1. Doba transportu

Byla spočítána doba potřebná pro šíření (tj. doba transportu či doba doběhu kontaminantu) RU z DS do JÚ Luže (tabulky č. 7 – 9, uvažovaná vzdálenost 400 m) pomocí:

 Darcyho zákona a

 rovnice kontinuity.

Výpočet neuvažuje přirozenou biodegradaci.

4.1.1. Darcyho zákon

Rychlost šíření rozpuštěné látky, která nepodléhá sorpci byla vypočítaná z Darcyho zákona (tabulka č. 7) podle

n i v k^f 



kde i je hydraulický gradient, kf je hydraulická vodivost a n je efektivní pórovitost.

Pro výpočet rychlosti šíření skutečných kontaminantů byl uvažován vliv sorpce podle lineární izotermy. Doba transportu látky, která nepodléhá sorpci tak byla vynásobena koeficientem retardace R pro jednotlivé kontaminanty (tabulka č. 1). Byla uvažována nejrychleji a nejpomaleji se šířící složka BTEX (benzen - doba transportu 11 let a m-xylen - doba transportu 39 let). Dále byl uvažován nejrychleji se šířící polyaromatický uhlovodík (naftalen - doba transportu 180 let). Polyaromatické uhlovodíky patří mezi RU a byly v rámci průzkumu pro AR (2008) stanovovány.

Tabulka č. 7: Rychlost šíření z Darcyho zákona (tučně výsledky)

Transport bez sorpce Hydr.

gradient

Hydr.

vodivost

Hustota obj. toku

Efektivní pórovitost

Rychlost šíření

Délka transportu

Doba transportu

[-] [m/s] [m/s] [m/rok] [m] [roky]

1,66% 2,0E-05 3,3E-07 20% 52 400 7,6

Transport s lineární sorpcí Chemická

látka

Koeficient retardace

Rychlost šíření

Délka transportu

Doba transportu

[-] [m/rok] [m] [roky]

benzen 1,4 37 400 11

m-xylen 5,1 10 400 39

naftalen 24 2,2 400 180

4.1.2. Rovnice kontinuity

Při výpočtu rychlosti šíření z Darcyho zákona je uvažováno pouze horizontální šíření RU a konstantní hydraulický gradient po celou dráhu. Aby byl zahrnut do výpočtu vliv velmi mocného kolektoru, byla doba transportu vypočítána podle rovnice kontinuity (tabulka č. 8).

Rychlost konzervativního transportu v byla vypočítána podle vztahu

Š n M v Q



 

Významy symbolů jsou patrné z tabulky č. 8. Doba transportu vychází 8,6 let pro konzervativní stopovač. Doba transportu bez uvažování sorpce byla vynásobena retardačním faktorem R pro jednotlivé kontaminanty (tabulka č. 1). Je tak uvažován vliv sorpce podle lineární izotermy. Pro BTEX tedy vychází doba transportu 12 let (benzen, který se šíří nejrychleji) až 44 let (m-xylen, který se šíří nejpomaleji). Pro nejrychleji se šířící polyaromát (naftalen) vychází doba transportu cca 200 let.

Tabulka č. 8: Rychlost šíření z rovnice kontinuity (tučně výsledky)

Q Čerpání v JÚ Luže 24 l/s

n Efektivní pórovitost 20%

M Průměrná mocnost kolektoru mezi DS a JÚ 45 m

Š Šířka průtočného profilu 1800 m

v Rychlost šíření bez uvažování sorpce 47 m/rok

Vzdálenost 400 m

Doba transportu - bez sorpce 8,6 let

Doba transportu - benzen 12 let

Doba transportu - m-xylen 44 let

Doba transportu - naftalen 200 let

4.1.3. Shrnutí doby transportu

Doba transportu vypočítaná různými metodami je shrnuta v tabulce č. 9. V tabulce jsou navíc stejnými metodami spočítány doby transportu z DS na I. linii monitorovacích vrtů (100 m).

Tabulka č. 9: Doba transportu: shrnutí výsledků

Trasa DS - JÚ Luže DS - I. linie monitor. vrtů

Chemická látka Darcyho zákon Rovnice kontinuity Darcyho zákon Rovnice kontinuity

bez sorpce 7,6 let 8,6 let 1,9 let 2,1 let

benzen 11 let 12 let 2,7 let 3,0 let

m-xylen 39 let 44 let 10 let 11 let

naftalen 180 let 200 let 45 let 50 let

Výsledky zjištěné různými metodami výpočtu jsou si velmi blízké. V současnosti by se mohly dostávat do JÚ Luže složky BTEX, nikoliv však PAU. Díky sanačním pracím, nízké mobilitě RU v DS a procesům přirozené atenuace se v současnosti RU do JÚ prakticky nedostávají.

4.2. Látkové toky NEL

Byly vypočítány látkové toky NEL z ohniska (přes linie monitorovacích vrtů) a do JÚ Luže v různých obdobích v minulosti. Tyto toky byly porovnány. Výpočty neuvažují biodegradaci.

4.2.1. Tok přes linie monitorovacích vrtů

Látkový tok přes linii monitorovacích vrtů (tabulka č. 10) vychází z Darcyho zákona a je roven součinu hydraulické vodivosti kf, mocnosti zastižené zvodně, hydraulického gradientu, délky linie monitorovacích vrtů (tj. kontrolního profilu) a průměrné koncentrace. Je to množství kontaminantů, které protéká linií monitorovacích vrtů (I. linie: vrty R-1 až R7, linie z r. 2006: vrty HV-103 až HV-109). Ohnisko bylo rozděleno na dvě oblasti (západ a východ) u kterých se předpokládá rozdílná hydraulická vodivost kf.

V poslední řádce tabulky byly spočítány koncentrace NEL, které by se vyskytly v JÚ Luže, kdyby všechny NEL protékající přes danou linii vrtů dorazily do JÚ Luže. Látkový tok NEL přes danou linii monitorovacích vrtů by se tak rovnal látkovému toku NEL do JÚ Luže.

Výpočet předpokládá, že voda, která přitéká do JÚ z oblasti mimo DS neobsahuje žádné NEL. Koncentrace NEL v JÚ Luže by byly 0,01 až 0,02 mg/l pro koncentrace NEL v I. linii monitorovacích vrtů od roku 1995. Pokud uvažujeme látkový tok NEL přes linii monitorovacích vrtů z roku 2006, odpovídá koncentracím NEL v JÚ 0,4 až 0,65 mg/l.

Tabulka č. 10: Látkový tok NEL - linie monitorovacích vrtů

4.2.1.3. Inverzní úloha

Za stejných předpokladů byla vypočítána inverzní úloha. Byla vypočítána průměrná koncentrace NEL v linii monitorovacích vrtů na okraji DS (tj. bezpečné koncentrace) tak, aby v JÚ byly dosaženy limity kategorie upravitelnosti podle Vyhl. MZe č.428/2001 Sb. Výsledky jsou v tabulce č. 11.

Tabulka č. 11: Koncentrace NEL v DS pro dosažení limitů v JÚ Koncentrace

NEL v JÚ Luže

Odpovídající kategorie upravitelnosti vody (MH)

Odpovídající průměrná koncentrace v DS

0,05 mg/l A1, A2 0,26 mg/l

0,5 mg/l A3 2,6 mg/l

4.2.2. Tok do JÚ Luže

Vypočítaný látkový tok NEL do JÚ Luže (tabulka č. 13) je roven součinu čerpaného množství a průměrné koncentrace NEL v čerpaných vrtech nebo ve sběrném potrubí před úpravou.

Koncentrace ve sběrném potrubí jsou podle tabulky č. 12.

Tabulka č. 12: NEL ve sběrném potrubí JÚ Luže

Období Koncentrace NEL ve sběrném potrubí Zdroj informací leden 2001 až květen 2002 0,02 až 0,05 mg/l Ondráček (2002)

2004 až 2007 < 0,02 až 0,02 mg/l ŠPVS (2008)

2008 <0,10 mg/l průzkum pro AR 2008

Tabulka č. 13: Látkový tok NEL - JÚ Luže

Období 1983-4 2001/2 2004-7 2008

Čerpané množství 60 24 24 24 l/s

Informační zdroj pro čerp. množst. Ulč 1984 ŠPVS 2008ŠPVS 2008ŠPVS 2008

Prům. koncntrace NEL ve vrtech 0,05 - - mg/l

Koncentrace ve sběrném potrubí - 0,035 0,015 < 0,1 mg/l Informační zdroj pro koncentrace Ulč 1984 Ondráček

2002 ŠPVS 2008 AR 2008

Látkový tok NEL 95 27 11 < 76 kg/rok

% toku z let 1983-4 100% 30% 12% < 80%

4.2.3. Srovnání

Na začátku osmdesátých let proběhl průzkum znečištění DS (Ulč 1983) i jímacího území Luže (Ulč 1984). Jde o první dokumentovaný stav znečištění, který je zároveň dostatečně vzdálen od doby vzniku zdroje znečištění (po 2. sv. válce). Doba šíření RU v saturované zóně je minimálně cca 10 let. Proto má smysl porovnávat látkové toky NEL pro roky uvedené v tabulce č. 14.

V tabulce č. 14 jsou porovnány látkové toky NEL z předchozích výpočtů (tj. látkový tok RU přes linii monitorovacích vrtů a látkový tok do JÚ Luže). Je patrné, že látkový tok NEL přes I. linii monitorovacích vrtů i látkový tok do JÚ Luže se v průběhu času postupně zmenšuje.

Látkový tok přes I. linii monitorovacích vrtů je pode tabulky č. 14 vždy menší než látkový tok NEL do JÚ. Rozdíl připadá na přirozenou atenuaci a na RU, které nestačily ještě do JÚ dorazit.

Tabulka č. 14: Látkový tok NEL - srovnání

Období 1982 - 1984 I. linie: 1995

JÚ.:2004-7

Procenta toku z let 1982 - 1984 Látkový tok přes I. linii

monitorovacích vrtů [kg/rok] 193 17 9%

Látkový tok do JÚ Luže [kg/rok] 95 11 12%

Látk. tok NEL do JÚ Luže jako

% toku přes I. linii 49% 67%

4.3. Bilance biodegradace podle koncentrací EA v pozadí a v ohnisku

V tabulce č. 16 je uveden přibližný výpočet množství RU, které je přímo v ohnisku (DS) odstraněno biodegradací. Nezapočítává se tedy tok EA do kontaminačního mraku v důsledku disperze. Úbytek EA v ohnisku je rozdíl koncentrací EA v pozadí (koncentrace v JÚ Luže) a v ohnisku (průměr hodnot kontaminovaných vrtů v DS se sníženými koncentracemi EA). Při výpočtu je použit BTEX utilisation factor, který vyjadřuje kolik mg EA je třeba pro biodegradaci 1 mg BTEX. Jeho hodnota je velmi blízká faktorům pro jiné ropné uhlovodíky.

Přepočet spotřebovaných RU z mg/l na t/rok je proveden za předpokladů uvedených v tabulce č. 15.

Tabulka č. 15 Hydrogeologie pro přepočet mg/l na t/rok Hydraulická vodivost k_f 1,3E-4 m/s

Mocnost kontaminované zvodně 2 m Hydraulický gradient 1,25%

Délka jz hranice ohniska (DS) 600 m Průtok jz hranicí ohniska (DS) 2,0 l/s

Tabulka č. 16: Bilance biodegradace podle koncentrací EA v pozadí a v ohnisku c(EA)

pozadí

c(EA) ohnisko

Úbytek EA v ohnisku

BTEX utilisation

factor

Spotřebováno RU v ohnisku

[mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/mg] [mg/l] [kg/rok]

O₂ 7,0 0,3 6,7 3,14 2,13 98

NO₃^- 23,0 1,0 22,0 4,9 4,49 207

Fe 0,07 0,3 0,2 21,8 0,01 0,5

Mn 0,03 0,3 0,3 10,7 0,03 1,2

SO₄^2- 24 24 0,0 4,70 0,00 0

Vysvětlivky: c(EA) = koncentrace elektronových kaceptorů

BTEX utilisation factor = kolik mg EA je třeba pro biodegradaci 1 mg BTEX

Celkové množství RU odstraněných bodegradací 307 kg/rok

Biodegradací je tak teoreticky za uvedených předpokladů přímo v ohnisku odstraněno přibližně cca 300 kg/rok RU.

4.4. Model pro odhad ustálené délky kontaminačního mraku CoronaScreen 4.4.1. Teorie

CoronaScreen (Hüttmann a Thornton, 2005) je soubor tří matematických modelů vyvinutý v rámci evropského projektu CORONA (5. rámcový program). Výsledkem každého modelu je odhad délky ustáleného kontaminačního mraku. CoronaScreen počítá též čas nutný k dosažení ustáleného mraku. K tomu je třeba zadat rychlost šíření rozpuštěné látky, která se nesorbuje.

CoronaScreen obsahuje následující modely:

1. Model bilance elektronů 2. Analytický model

3. Pohyblivý 1D numerický model

CoronaScreen je screeningový model, který je na rozdíl od starších screeningových modelů (např. BioScreen, BioScreen-AT, NAS) zaměřen spíše na klíčové procesy ovlivňující přirozenou atenuaci než na distribuci koncentrací polutantů. CoronaScreen používá předpoklad, že ohnisko kontaminace má konstantní koncentraci a konstantní mocnost a že vstupní parametry jsou distribuovány uniformě.

Vlastní program a manuály je možno zcela zdarma stáhnout na adrese www.corona.group.shef.ac.uk. Stránky taktéž obsahují stručné vysvětlení principu modelů a on-line výukové materiály týkající se přirozené atenuace a použití programu CoronaScreen.

4.4.1.1. Model bilance elektronů

V modelu bilance elektronů je kontaminační mrak representován kvádrovým elementem přes jehož stěny dispergují EA směrem dovnitř a RU směrem ven. Model bilancuje elektronové ekvivalenty EA a RU a postupnými iteracemi zvětšuje délku mraku dokud není dosaženo rovnováhy (tj. ustáleného mraku).

Model je založen na následujících předpokladech:

 ustálený homogenní zdroj, ustálené homogenní proudění,

 okamžité reakce,

 šířka reaktivní zóny je konstantní.

Šířka reaktivní zóny je „tloušťka stěn kvádru“ a je ji možno odhadnout z vertikální disperzivity. V reaktivní zóně dochází k míšení EA a RU a k biodegradaci.

Model je velmi citlivý na šířku reaktivní zóny a také na koncentrace RU v ohnisku a na jeho geometrii.

Obrázek č. 21: Schéma modelu bilance elektronů (zdroj: manuál programu)

4.4.1.2. Analytický model

Analytický model používá explicitní řešení transportu včetně advekce, disperze a biodegradace. Jedná se o upravené řešení Domenica a Robbinse (1985). Předpoklady modelu odpovídají prvním dvěma bodům modelu bilance elektronů.

Model je velmi citlivý na vertikální disperzivitu a na šířku kontaminačního mraku.

4.4.1.3. Pohyblivý 1D numerický model

Pohyblivý 1D numerický model používá geochemický simulátor PHREEQC-2 Parkhursta a Appela (1999). Program používá modelový sloupec kolmý na směr proudění ve kterém dochází k míšení vod a k reakcím. Čas potřebný pro spotřebování RU je transformován na vzdálenost, jež odpovídá ustálené délce kontaminačního mraku.

Program PHREEQC používá metodu minimalizace Gibbsovy energie pro výpočet chemických rovnováh a metodu konečných diferencí pro výpočet transportu (disperze).

Předpoklady pohyblivého 1D numerického modelu jsou:

 ustálený homogenní zdroj, ustálené homogenní proudění,

 reaktanty jsou mobilní a nesorbují se,

 podélná disperzivita významně neovlivňuje délku ustáleného kontaminačního mraku.

Model je nejvíce citlivý na vertikální disperzivitu.

Obrázek č. 22: Schéma pohyblivého 1D numerického modelu (zdroj: manuál programu)

4.4.1.4. CoronaScreen - shrnutí

Velkou výhodou CoronaScreen ve srovnání s univerzálními 3D simulátory (např. RT3D) je, že CoronaScreen:

 dobře pracuje s disperzí (dostatečná diskretisace, pokud je vůbec potřeba),

 používá více metod,

 je vyvinut právě pro přirozenou atenuaci.

CoronaScreen je implementován do sešitu MS Excel pomocí maker.

Tabulka č. 17: CoronaScreen – parametry pro jednotlivé modely

Parametr Pohyblivý 1D Analytický Bilance elektronů

Rychlost šíření rozpuštěné látky, která se nesorbuje

Vertikální disperzivita

Horizontální disperzivita

Podélná disperzivita

Šířka kontaminačního mraku

Mocnost kontaminačního mraku

Mocnost reaktivní zóny

c(EA) v pozadí

c(EA) v kontaminačním mraku Koncentrace kontaminantů v pozadí Koncentrace kontaminantů

v kontaminačním mraku

Pórovitost

Zdánlivá hustota kolektoru b (bulk density) Celkový organický uhlík v kolektoru fOC

4.4.2. Vstupní data

Byla zadána vstupní data do modelu CoronaScreen (tabulky č. 18 – 20).

Model uvažuje transport jednotlivých složek BTEX a TOC. Hodnoty TOC reprezentují ostatní RU než jsou BTEX. Pro výpočet TOC byl použit vztah (Kolehmainen, Langwaldt, Puhakka, 2007):

1 , 4

TOC  NEL, kde hodnoty TOC a NEL jsou vyjádřeny v mg/l.

Jako koncentrace kontaminantů v ohnisku byly použity maximální a průměrné hodnoty ze sond Z. Tyto sondy jsou umístěny v předpokládaných dílčích ohniscích znečištění, odhady koncentrací jsou tedy na straně bezpečnosti. Pro hodnoty >X byla použita hodnota X, pro hodnoty <Y byla použita hodnota Y.

Tabulka č. 18: Vstupní data - koncentrace kontaminantů v ohnisku pro scénáře 1 a 2.

Kontaminant Maximum Průměr

celkový organický uhlík (TOC) 49 mg/l

(odpovídá 200 mg/l NEL)

19 mg/l

(odpovídá 78 mg/l NEL)

benzen 5 mg/l 1 mg/l

toluen 0,3 mg/l 0,05 mg/l

etylbenzen 0,9 mg/l 0,2 mg/l

xyleny 2,4 mg/l 0,5 mg/l

Do výpočtu nebyla zahrnuta přímo biodegradační kapacita pevné fáze, protože není známo, za jak dlouho dojde ke spotřebování EA (FeIII a MnIV) v pevné fázi (kinetika reakcí). Nepřímo byla zahrnuta přes koncentrace Fe a Mn.

Tabulka č. 19: Vstupní data – koncentrace EA a produktů biodegradace

EA Ohnisko Zdroj informací Pozadí Zdroj informací O2 0,3 mg/l nižší hodnoty v DS 7 mg/l vyšší hodnoty v DS NO3

- 1 mg/l nižší hodnoty v DS 23 mg/l JÚ Luže i vyšší hodnoty v DS SO4

2- 24 mg/l redukce síranů

neprokázána 24 mg/l JÚ Luže

Mn 0,3 mg/l vyšší hodnoty v DS 0,03 mg/l JÚ Luže i nižší hodnoty v DS Fe 0,3 mg/l vyšší hodnoty v DS 0,07 mg/l JÚ Luže i nižší hodnoty v DS Rozpuštěný

anorganický uhlík 40 mg/l vrt HP-26 20 mg/l vrt HV-111 Metan 0 mg/l předpoklad na straně

bezpečnosti 0 mg/l předpoklad na straně bezpečnosti

Tabulka č. 20: Vstupní data - hydrogeologie

Parametr Hodnota Zdroj informací

Hydraulická vodivost kf 2 m/den (2×10^-5 m/s) tab. č. 1

Hydraulický gradient i 1,66 % tab. č. 1

Efektivní pórovitost ne 20 % odhad

Zdánlivá hustota kolektoru b (bulk density) 2 g/cm³ odhad Celkový organický uhlík v zemině fOC 0,1 % tab. č. 1

Šířka kontaminačního mraku 450 m šířka kontam. oblasti

Mocnost kontaminačního mraku 1,5 m odhad

Vzdálenost pro kterou se počítá mocnost

reakční zóny 200 m ½ délky transportu

Vertikální příčná disperzivita z 1 mm Sudicky (1986)

Horizontální příčná disperzivita y 1 mm Sudicky (1986)

Podélná disperzivita x 8 m podle délky transportu

(Xu and Eckstein 1995)

4.4.3. Scénáře

Bylo vypočítáno několik variant (scénářů). Scénář 1 (resp. 2) uvažuje v ohnisku maximální (resp. průměrné) měřené koncentrace kontaminantů.

Scénáře 3 a 4 jsou určeny ke stanovení bezpečných koncentrací. Scénář 3 uvažuje takové koncentrace RU (v modelu jako TOC podle vztahu TOC[mg/l] = RU[mg/l]/4,1) v ohnisku, aby délka ustáleného mraku spočítaná jednotlivými modely dosáhla maximálně 400 m

(vzdálenost z DS do JÚ). Scénář 4 uvažuje takové koncentrace RU (jako TOC) v ohnisku, aby průměr délek ustáleného mraku spočítaných jednotlivými modely byl právě 400 m (vzdálenost z DS do JÚ).

Byly spočítány koncentrace v JÚ Luže pro jednotlivé scénáře za předpokladu čerpání 24 l/s.

4.4.4. Výsledky

Výsledky jsou uvedeny v tabulce č. 21 a 22.

Pokud uvažujeme jako koncentraci v ohnisku maximální (resp. průměrné) zjištěné znečištění (tj. scénář 1 resp. 2), tak:

 Délka ustáleného kontaminačního mraku v obou případech by byla více než 400 m.

To znamená, že by se RU do JÚ Luže dostaly.

 Koncentrace RU v JÚ Luže by dosáhly 2,4 (resp. 0,6) mg/l (tab. č. 21). Pro výpočet byly použity koncentrace v ohnisku kontaminace a proto jsou koncentrace v JÚ spíše nadhodnocené.

Aby ustálený kontaminační mrak nedosáhl k JÚ (žádné RU by do JÚ nepřitékaly), je třeba, aby koncentrace RU v ohnisku byla nejvýše 22 – 30 mg/l (scénáře 3 a 4).

Byla vypočítána doba, za kterou se mrak vyvine od začátku kontaminace až do ustáleného stavu (tab. č. 22). Výsledky se liší pro jednotlivé scénáře. Pro scénáře 1 a 2 je to cca 50 až 260 let. Tato doba však odpovídá mraku o délce několik kilometrů a proto pro náš účel nemá smysl. Rozumné jsou však výsledky pro scénáře 3 a 4, které se týkají koncentrací potřebných pro ochránění JÚ. Doba dosažení ustáleného mraku je zde cca 3 až 15 let.

Tabulka č. 21: Výsledky – délka kontaminačního mraku (vstup. data kurzívou)

Scénář Kontaminace v DS

Látkový tok RU ve vzdálenosti 400 m

[kg/rok]

Odpovídající koncentrace RU v JÚ Luže [mg/l]

Délka kontaminačního mraku podle CoronaScreen [m]

Bilance

elektronů Analytický Pohyblivý

1D Průměr

1 maximální dle tab. č. 18 1 782 2,4 3900 11956 7350 7 735

2 průměrná dle tab. č. 18 457 0,6 1100 2184 1585 1 642

3 RU = 22 mg/l ve všech modelech 0 všechny modely 0 166 400 294 287

4 RU =30 mg/l průměr modelů 0 průměr modelů 0 258 542 421 407

Tabulka č. 22: Výsledky – doba dosažení ustáleného mraku (vstup. data kurzívou)

Scénář Kontaminace v DS

Doba dosažení ustáleného mraku [roky]

Bilance

elektronů Analytický Pohyblivý

1D Průměr

1 maximální dle tab. č. 18 (tj. 200 mg/l NEL; 8,60 mg/l BTEX) 260 221 247 243

2 průměrná dle tab. č. 18 (tj. 78 mg/l NEL; 1,75 mg/l BTEX) 76 47 67 63

3 RU = 22 mg/l 2,7 12 5,4 7

4 RU =30 mg/l 4,3 15 7,2 9

5. Závěr

EA a indikátory přirozené atenuace ve vodě i v pevné fázi ukazují, že dochází k přirozené biodegradaci.

Nejrychleji se šířící RU (BTEX) se dostanou z DS od JÚ Luže za cca 10 až 50 let (tab. č. 9).

Látkový tok RU z DS do JÚ se postupem času víceméně snižuje. Látkový tok RU z DS je větší než tok do JÚ Luže. To je indikátorem probíhající přirozené atenuace (tab. č. 14).

Úroveň kontaminace NEL ve vrtech I. linie monitorovacích vrtů z ledna 2008 i z let 2002/2003 by při zanedbání přirozené atenuace zajistila koncentrace NEL v JÚ Luže odpovídající současnému stavu (cca 0,01 mg/l) – tab. č. 10.

Pokud zanedbáme přirozenou atenuaci, bude pro dosažení limitů upravitelnosti vody A1 či A2, (resp. A3) třeba dosáhnout průměrných koncentrací NEL na hranici DS 0,26 (resp. 2,6) mg/l – tab. č. 11.

Biodegradací je přímo v ohnisku odstraněno v současnosti cca 300 kg RU/ rok (tab. č. 16).

K výpočtu délky ustáleného kontaminačního mraku (maximální délka které může mrak dosáhnout) byl použity modely obsažené v programu CoronaScreen. Modely uvažují

přirozenou biodegradaci. Pokud uvažujeme jako koncentraci v ohnisku maximální (resp.

průměrné) zjištěné znečištění, dosáhla by koncentrace RU v JÚ Luže 2,4 (resp. 0,6) mg/l.

Aby délka kontaminačního mraku nedosáhla k JÚ (žádné RU by do JÚ nepřitékaly), je třeba, aby koncentrace RU v ohnisku byla 22 - 30 mg/l. (tab. č. 21). Doba dosažení ustáleného mraku je cca 3 až 15 let (tab. č. 22).

Uvedené závěry vyplývají z výsledků modelových výpočtů, které jsou založeny na výše uvedených zjednodušujících předpokladech.