1 Luštěnice Matematický model

OBSAH

1. ÚVOD ... 5

2. SHRNUTÍ INFORMACÍ O LOKALITĚ ... 5

3. PŘIROZENÁ ATENUACE ... 6

3.1. Ustálená délka kontaminačního mraku RU ... 7

3.2. Prokázání přirozené biodegradace ... 7

4. MATEMATICKÝ MODEL ... 8

4.1. Předchozí matematické modely ... 8

4.2. Model pro odhad ustálené délky kontaminačního mraku RU CoronaScreen ... 8

4.2.1. Teorie ... 8

4.2.1.1. Model bilance elektronů ... 8

4.2.1.2. Analytický model ... 9

4.2.1.3. Pohyblivý 1D numerický model ... 9

4.2.1.4. CoronaScreen - shrnutí ... 10

4.2.2. Vstupní data ... 11

4.2.3. Výsledky a jejich interpretace ... 12

4.3. Model šíření ClU ... 13

4.4. Model pro stanovení dovoleného čerpání v Zelené ... 14

5. ZÁVĚR A DOPORUČENÍ ... 15

SEZNAM TABULEK A OBRÁZKŮ V TEXTU

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

OBRÁZEK Č.2:SCHÉMA MODELU BILANCE ELEKTRONŮ ... 9

OBRÁZEK Č.3:SCHÉMA POHYBLIVÉHO 1D NUMERICKÉHO MODELU ... 10

TABULKA Č.4:CORONASCREEN – PARAMETRY PRO JEDNOTLIVÉ MODELY ... 11

TABULKA Č.5:VSTUPNÍ DATA CORONASCREEN - KONCENTRACE KONTAMINANTŮ VOHNISKU 11 TABULKA Č.6:VSTUPNÍ DATA CS– KONCENTRACE EA A PRODUKTŮ BIODEGRADACE ... 12

TABULKA Č.7:VSTUPNÍ DATA CORONASCREEN- HYDROGEOLOGIE ... 12

TABULKA Č.8:VSTUPNÍ DATA MODELU ŠÍŘENÍ CLU ... 13

TABULKA Č.9:VSTUPNÍ DATA MODELU DOVOLENÉHO ČERPÁNÍ ... 14

SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK

AR analýza rizik

BTEX benzen, toluen, etylbenzen, xyleny ClU chlorované uhlovodíky

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-

) NEL nepolární extrahovatelné látky

PAU polycyklické aromatické uhlovodíky RU ropné uhlovodíky

1. Úvod

Předkládaná studie byla zpracována pro analýzu rizik staré ekologické zátěže v areálu bývalého vojenského výcvikového prostoru Luštěnice (součást vojenského výcvikového prostoru Milovice – Mladá). Studie kvantifikuje transportní a transformační procesy RU a ClU. Jedná se o teoretické výpočty vycházející ze zjednodušených předpokladů. Studie se zabývá pouze znečištěním RU a ClU migrujícím z ohnisek Prádelna a Vysílač (dále

„kontaminace“, „ohniska“, „kontaminovaná oblast“).

Protože na lokalitě byla přímo prokázána existence fáze RU, zabývá se zpráva primárně jimi.

Byly vypočítány a hodnoceny:

 maximální rozsah oblasti zastižené v budoucnu kontaminací (na základě délky ustáleného kontaminačního mraku RU vypočítané pomocí modelu CoronaScreen),

 doba konzervativního transportu ClU na vzdálenost ustálené délky kontaminačního mraku RU při uvažování kometabolismu,

 dovolené čerpání v Zelené, které nebude přitahovat kontaminaci potenciálně kontaminované oblasti.

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

2. Shrnutí informací o lokalitě

Geologicky je území součástí české křídové pánve. Jsou zde dva kolektory – svrchní turonský a spodní cenomanský. Šíření kontaminace je myslitelné pouze v turonském kolektoru (déle jen „kolektor“) a to zejména v jeho svrchní části, která je přípovrchově rozpukaná a proto propustnější. Kolektor je tvořen zejména jemnozrnným pískovcem a písčitým prachovcem.

Podíl písčitého prachovce přibývá směrem dolů. Vrstvy nejsou průběžné a téměř je nelze korelovat mezi jednotlivými vrty. Báze kolektoru je v hloubce cca 100 m n.m. jeho mocnost je tedy cca 100 m. Území je postiženo celkem pravidelnou sítí svislých na sebe kolmých puklin. Ještě významnější je subhorizontální rozpukanost.

Propustnost má puklinově-průlinový charakter. Hydraulická vodivost kf byla zjištěna ve velkém rozsahu v řádu 10^-3 až 10^-8 m/s. Zájmové území se nachází přibližně na rozvodnici povodí Jizery a Vlkavy. Hladina podzemí vody má roční rozkyv cca 5 m. V kolektoru můžeme identifikovat dvě dílčí zvodně, přičemž spodní má hydraulickou výšku cca o 1 m níž.

V zájmovém území je vertikální složka proudění sestupná.

Tabulka č. 1: Kvantitativní parametry a způsob jejich získání

Parametr Kde Zdroj informace Hodnota

Horizontální hydraulická vodivost kf

(tj. koeficient filtrace)

matematický model Kvapila (2001) 7 × 10^-6 m/s prádelna západ

Lána (1991) s. 71

2×10^-5 až 6×10^-8 m/s prádelna východ 1×10^-5 až 3×10^-4 m/s

(nižší hodnoty u hlubších vrtů LH1, LH 13 a LH171)

Hydraulický gradient

Datel (1995) 0,2 až 0,4 %

prádelna Lána (1992) 0,19 %

prádelna Lána (1991) 0,18 %

vysílač Lána (1991) 0,06 %

prádelna i vysílač Beneš in Lána (1991) 0,18 %

Infiltrace srážkových vod

matematický model Kvapila (2001) 5 l/s/km² povodí Vlkavy Beneš in Lána (1991) 1,12 l/s/km² celé lokalita Krásný (1981) 1-2 l/s/km² Efektivní pórovitost

celé lokalita

Beneš in Lána (1991) 10 % Lána (1991) s.22 5 – 15 %

Účinná pórovitost Lána (1991) s.70 <1%

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 fázi (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.

Jako EA mohou sloužit i ClU.

Biodegradace ClU je redukčně-oxidační proces, při kterém se ClU redukují a dochází tak ke vzniku ClU s menším počtem atomů chlóru v molekule (reduktivní dechlorace). ClU jsou účinně odbourávány v redukčním prostředí, kdy bakterie využívají ClU jako zdroj energie (halorespirace). V běžném oxickém či anoxickém prostředí bakterie nevyužívají ClU jako zdroj energie, ale konzumují ClU pouze náhodně (kometabolismus).

3.1. Ustálená délka kontaminačního mraku RU

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. Prokázání přirozené biodegradace

Lze tvrdit, že k biodegradaci kontaminace dochází, pokud se projevuje:

 pokles koncentrací reaktantů v kontaminované oblasti,

 nárůst produktů rekcí v kontaminované oblasti,

 existence mikroorganismů rozkládajících znečištění.

U RU je možno na obou ohniscích pozorovat výrazně nižší koncentrace především síranů.

Byla prokázána existence bakterií rozkládajících RU.

Směsná kontaminace RU a ClU na lokalitě Prádelna je velmi příznivá pro biodegradaci RU (možná halorespirace). U ClU jsou jasným důkazem probíhající biodegradace vysoké koncentrace 1,2-cis-DCE (až 1,8 mg/l). Ten je produktem rozkladu více chlorovaných ethenů a dosahuje nejvyšších koncentrací ze všech ClU. Ve vysokých koncentracích se vyskytují také konečné produkty dehalogenace ethan a ethen (téměř 1 mg/l). Dechlorace tedy nekončí u toxického vinylchloridu.

Z dostupných dat lze usuzovat, že na lokalitě probíhají procesy přirozené biodegradace RU i ClU.

4. Matematický model

4.1. Předchozí matematické modely

V minulosti byly sestaveny dva matematické modely. Model Beneše (1991) byl sestaven v rámci průzkumu Lány (1991). Model zahrnuje celou oblast vojenského výcvikového prostoru Milovice – Mladá. Druhý model byl sestaven v rámci analýzy rizik Kvapila (2001).

Některá vstupní data i výstupy z těchto modelů byly použity pro níže uvedené výpočty.

4.2. Model pro odhad ustálené délky kontaminačního mraku RU CoronaScreen 4.2.1. 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.

4.2.1.1. 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.

Obrázek č. 2: Schéma modelu bilance elektronů (zdroj: manuál programu)

4.2.1.2. 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.

 podélná disperzivita významně neovlivňuje délku ustáleného kontaminačního mraku.

Model je nejvíce citlivý na vertikální disperzivitu.

Obrázek č. 3: Schéma pohyblivého 1D numerického modelu (zdroj: manuál programu)

4.2.1.4. 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. 4: 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

4.2.2. Vstupní data

Byla zadána vstupní data do modelu CoronaScreen (tabulky č. 5 – 7). Z důvodu nedostatku vstupních dat byl sestaven jeden model pro obě ohniska.

Model uvažuje transport jednotlivých složek BTEX a ostatních mobilních RU. Jako koncentrace BTEX v ohnisku byly použity maximální hodnoty ze všech analýz AR 2008.

Koncentrace ostatních mobilních uhlovodíků byla odhadnuta.

Tabulka č. 5: Vstupní data CoronaScreen - koncentrace kontaminantů v ohnisku

Kontaminant Prádelna

benzen 4,1 g/l

toluen 17 g/l

Tabulka č. 6: Vstupní data CoronaScreen – koncentrace EA a produktů biodegradace

EA Ohnisko Pozadí

O2 0,2 mg/l 0,4 mg/l

NO3

- 0,4 mg/l 18 mg/l

SO4

2- 100 mg/l 1 mg/l

Mn 0,1 mg/l 0 mg/l

Fe 10 mg/l 0 mg/l

Rozpuštěný anorganický uhlík 130 mg/l 50 mg/l

Tabulka č. 7: Vstupní data CoronaScreen- hydrogeologie

Parametr Hodnota Zdroj informací

Hydraulická vodivost kf 1×10^-5 m/s tab. č. 1

Hydraulický gradient i 0,2 % tab. č. 1

Efektivní pórovitost ne 5 % tab. č. 1

Zdánlivá hustota kolektoru b (bulk density) 1,9 g/cm³ Kvapil (2001) Celkový organický uhlík v zemině fOC 0,5 % Kvapil (2001)

Šířka kontaminačního mraku 60 m šířka kontam. oblasti

Mocnost kontaminačního mraku 5 m sezónní rozkyv HPV

Vzdálenost pro kterou se počítá mocnost

reakční zóny 100 m

Vertikální příčná disperzivita z 1 mm Sudicky (1986) Horizontální příčná disperzivita y 1 mm Sudicky (1986)

Podélná disperzivita x 10 m Xu and Eckstein (1995)

4.2.3. Výsledky a jejich interpretace

Pomocí dílčích modelů programu CoronaScreen byla vypočítána délka ustáleného kontaminačního mraku. Jako výsledek byla použita nejvyšší hodnota, což je 1200 m.

Hladiny podzemní vody v AR byly zaměřeny pouze v okolí ohnisek a v několika vzdálených vrtech. Zaměřené hladiny se významně liší i u blízkých vrtů. Je to dáno velkými rozdíly v propustnosti. Z aktuálních měření proto nelze stanovit přirozený směr prouděni podzemní vody z ohnisek.

Směr proudění byl proto odhadnut z archivních prací. Byly zhodnoceny měřené hladiny i výsledky modelu proudění podle Lány 1991 a Kvapila 2001. Směr proudění podzemní vody podle nich je:

 J až JV pro Prádelnu a

 J až Z pro Vysílač.

V příloze byla stanovena oblast maximálního možného rozšíření kontaminace na základě

4.3. Model šíření ClU

ClU se vyskytují pouze na lokalitě Vysílač. Vyskytují se zde spolu s RU. RU tak vytvářejí redukčnější prostředí potřebné pro dechloraci ClU. Existují tak dobré předpoklady pro dechloraci ClU halorespirací (nejen kometabolismem).

Na základě analogie z podobně znečištěných lokalit lze předpokládat, že pokud bude probíhat dechlorace:

 halorespirací, bude poločas rozpadu ClU kolem 3 měsíců

 kometabolismu, bude poločas rozpadu ClU kolem 10 let Pokud by

 došlo k biodegradaci RU v blízkosti ohniska, ale ClU nikoliv

 nebo by se ClU pohybovaly v hlubším výškovém horizontu než RU, nebylo by možno uvažovat s rychlým odbouráváním ClU.

I kdybychom uvažovali realistické parametry konzervativního transportu pro šíření ClU (tabulka č. 8), bude doba transportu ClU z ohniska na vzdálenost ustáleného kontaminačního mraku RU 95 let. Za tu dobu dojde při poločasu rozpadu 20 let ke snížení koncentrací ClU na cca 3% koncentrací v blízkosti ohniska.

Tabulka č. 8: Vstupní data modelu šíření ClU

Parametr Hodnota Zdroj informací

Hydraulický gradient i 0,2% (tj. 0,002) přibližně maximum přímých měření z tabulky č. 1

Hydraulická vodivost kf 1×10^-5 m/s střední hodnota z tabulky č. 1

Efektivní pórovitost nef 5% tabulka č. 1

Ustálená délka kontaminačního mraku RU s 1200 m výpočet v kapitole 4.2

Doba transportu ClU bez sorpce a rozpadu 95 let

i k

n s

f ef





Ve výpočtu není zahrnuta sorpce a ředění pomocí hydrodynamické disperze. Výpočet je proto na straně bezpečnosti.

Z výše uvedeného výpočtu vyplývá, že omezení využívání podzemní vody vypočítané pro RU je dostatečné i pro ClU.

4.4. Model pro stanovení dovoleného čerpání v Zelené

Bylo stanoveno jaké množství podzemní vody je možno čerpat v Zelené. Čerpání nemá ovlivnit přirozený směr proudění podzemní vody v oblasti maximálního možného rozšíření kontaminace. Kontaminace se tak nebude šířit do nekontaminované oblasti na sever a směrem k využívaným studním v Zelené.

Dovolené čerpané množství Q bylo stanoveno tak, aby hydraulická deprese vyvolaná tímto čerpáním nedosáhla k oblasti maximálního možného rozšíření kontaminace.

Hydraulickou depresí rozumíme oblast, pro kterou platí současně, že se zde:

 projevuje snížení hladiny podzemní vody vyvolané čerpáním Q z využívané studny,

 veškerá podzemní voda (z části kolektoru vertikálně zastiženého využívanou studnou) doteče do využívané studny.

Tabulka č. 9: Vstupní data modelu dovoleného čerpání

Parametr Hodnota Zdroj informací

Hydraulický gradient i 0,2% (tj. 0,002) přibližně maximum přímých měření z tabulky č. 1 Transmisivita T 1×10^-5 m²/s 10 m × 1*10^-6 m/s

Infiltrace q 0,5 l/s/km²

minimum odhadu podle tabulky č. 1 zmenšeno na polovinu z důvodu existence zastavěných ploch, kde srážková voda nemůže infiltrovat

Oblast maximálního možného rozšíření kontaminace

polygon v příloze

oblast šíření kontaminace stanovená na základě možného směru proudění podzemní vody a délky ustáleného kontaminačního mraku

Vzdálenost k oblasti maximálního možného rozšíření kontaminace L*)

specifická hodnota pro každou využívanou studnu.

přímá vzdálenost mezi využívanou studnou pro kterou je počítáno Q a oblastí maximálního možného rozšíření kontaminace

Dovolené čerpané množství Q je dáno součtem dílčích přítoků Q1 a Q₂.

Přítok Q1 je přítok z oblasti mimo hydraulickou depresi, která byla vyvolána čerpáním Q.

L i T Q₁   2

Přítok Q₂ je dán infiltrací srážkových vod do oblasti hydraulické deprese q

L Q₂  ²

a tedy QQ₁Q₂.

Za zadaných podmínek je Q₁ Q₂.

Výše uvedené hodnocení se týká jediné studny. Pokud by v Zelené bylo využíváno více studen, je třeba, aby zároveň:

 Čerpání pro každou využívanou studnu bylo menší než Q vypočítané pro danou studnu.

 Součet čerpání všech využívaných studen nepřesáhl Q vypočítané pro využívanou studnu, která je nejvíce vzdálená oblasti maximálního možného rozšíření kontaminace.

Isolinie dovoleného čerpaného množství Q jsou v příloze.

5. Závěr a doporučení

Byla vypočítána délka ustáleného kontaminačního mraku RU. Je to maximální délka, které může kontaminační mrak RU dosáhnout. Tato délka je určována probíhajícími biodegradačními procesy a je cca 1200 m. Na základě této délky a možných směrů přirozeného proudění podzemní vody byla vymezena oblast maximálního možného rozšíření kontaminace RU.

Byla vypočítána doba konzervativního transportu ClU na vzdálenost ustálené délky kontaminačního mraku. Tato délka je dostatečná pro výrazné snížení koncentrací ClU. Oblast maximálního možného rozšíření kontaminace RU z přílohy je platná i pro ClU.

V oblasti maximálního možného rozšíření kontaminace je není vhodné využívat vodu pro hromadné zásobování obyvatelstva ani ji jinak intenzivně využívat.

Pro Zelenou bylo stanoveno maximální dovolené čerpané množství Q. Jeho hodnoty jsou uvedeny v příloze. Pokud by v Zelené bylo využíváno více studen, je třeba, aby zároveň:

 Čerpání pro každou využívanou studnu bylo menší než Q vypočítané pro danou studnu.

 Součet čerpání všech využívaných studen nepřesáhl Q vypočítané pro využívanou studnu, která je nejvíce vzdálená oblasti maximálního možného rozšíření kontaminace.

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

Sanační čerpání v minulosti nevedlo k úplnému odstranění fáze RU. Jako účinné se ukázalo zasakování dusičnanů, které však na druhou stranu snižuje potenciál pro biodegradaci ClU.

Jako nejrozumnější řešení se proto jeví

 omezit využívání podzemní vody podle výše uvedeného návrhu a

 pokračovat ve sbírání fáze RU.

REFERENCE

Clement, T.P. (1997): RT3D - A Modular Computer Code for Simulating Reactive Multi- Species Transport in 3-Dimensional Groundwater Aquifers. Pacific Northwest National Laboratory, Richland, WA, USA. PNNL-11720. http://bioprocess.pnl.gov/rt3d.htm

Domenico, P.A. & Robbins, G.A. (1985). A new method of contaminant plume analysis.

Ground Water, 23, 476-485.

Hüttmann Arne and Thornton Steven F. (2005): CoronaScreen. A spreadsheet tool for the prediction of contaminant plume length in groundwater. Version 1.0. Software user manual. – University of Sheffield. UK. www.corona.group.shef.ac.uk

Heron,G.; Christensen,T.H.; Tjell, J.C. (1994): Speciation of Fe(II) and Fe(III) in contaminated aquifer sediments using chemical extraction techniques. Environ.Sci.Technol, 28, 153 158.

Heron G, Christensen TH, Tjell JC (1994): Oxidation capacity of aquifer sediments. Environ Sci Technol 28:153-158.

Kolehmainen, R.E., Langwaldt, J.H. Puhakka, J.A. (2007): Natural organic matter (NOM) removal and structural changes in the bacterial community during artificial groundwater recharge with humic lake water. – Water research, Vol. 41, pp. 2715-25.

Krásný J. et a. (1981): Odtok podzemní vody na území Československa. - Český hydro- meteorologický ústav. Praha.

Newell CJ., McLeod RK. a Gonzales JR. (1997): BIOSCREEN Natural Attenuation Decision Support System. Version 1.4. – United States Environmental Protection Agency.

http://www.epa.gov/ada/csmos/models/bioscrn.html

Parkhurst, D.L. and Appelo, C.A.J., 1999, User's guide to PHREEQC (Version 2)-A computer program for speciation, batch-reaction, one-dimensional transport, and inverse geochemical calculations: U.S. Geological Survey Water-Resources Investigations Report 99-4259.

http://wwwbrr.cr.usgs.gov/projects/GWC_coupled/phreeqc/

Sudicky E. A. (1986): Natural Gradient Experiment on Solute Transport in a Sand Aquifer: Spatial Variability of Hydraulic Conductivity and Its Role in the Dispersion Process. – Water Resources Research WRERAQ Vol. 22, No. 13, p 2069-2082.

Topinková B., Nešetřil K., Datel J., Nol O., Hösl P. (2007): Geochemical heterogeneity and isotope geochemistry of natural attenuation processes in a gasoline-contaminated aquifer at the Hnevice site, Czech Republic. Hydrogeology Journal.

Wiedemeier T. H. et al. (1999): Natural attenuation of fuels and chorinated solvents in the subsurface. John Wiley & sons, New York.

Xu, M., and Y. Eckstein. (1995). Use of weighted least-squares method in evaluation of the relationship between dispersivity and field scale. Ground Water, 33(6), 905-908.

A

DP 17

Prádelna

Vysílač

15.12.2008

Datum:

Ing. Gabriela Kvítková

Lokalita:

Řešitel:

ET CONSULTING s.r.o.

Husitská 133/49, Liberec

Mgr. Kamil Nešetřil

Vypracoval:

Výsledky matematického modelu - návrh omezení využití podzemní vody

Luštěnice

0

0

0