MASARYKOVA UNIVERZITA

MASARYKOVA UNIVERZITA Přírodovědecká fakulta

Kateřina Jašková

Remediační procesy v mokřadním systému v Nové Vsi u Moravské Třebové

Bakalářská práce

Vedoucí práce: doc. RNDr. Josef Zeman, CSc.

Brno 2009

© 2009 Kateřina Jašková Všechna práva vyhrazena

2

Jméno a příjmení autora:

Kateřina Jašková

Název diplomové práce:

Remediační procesy v mokřadním systému v Nové Vsi u Moravské Třebové

Název v angličtině:

Remediation processes in wetland system in Nová Ves at Moravská Třebová

Studijní program:

Geologie

Studijní obor:

Geologie

Vedoucí diplomové práce:

doc. RNDr. Josef Zeman, CSc.

Rok obhajoby:

2009

Anotace: Dobývání nerostných surovin negativně ovlivňuje přírodní prostředí. Nejzranitelnější oblastí se stává podzemní a povrchová voda, která je kontaminovaná kyselými vodami. Odstranění kontaminantů z vody, kterými jsou především vysoké koncentrace rozpuštěného železa, manganu a síranů, je dlouhodobou záležitostí a nese s sebou finanční a ekologickou zátěž. Proto se hledají permanentní, ekologicky a finančně nenáročné způsoby eliminace kyselých vod. Tyto kritéria splňuje tzv. bioremediace v mokřadních systémech. Cílem této práce bylo vyhodnocení dosavadních výsledků doplněných o vlastní měření v mokřadním systému vybudovaném firmou P-D Refractories CZ, a. s. v Nové Vsi u Moravské Třebové a odvodit základní procesy probíhající ve studovaném systému. Anotation: Enviroment can be negatively influenced by mineral resources mining. The most vulnerable areas are groundwater and surface water, which are polluted by acid mine water. Disposal of pollutions as Fe, Mn, SO42– from water is a matter of long time with financial and economical burden. Therefore permanently, ecologically and financially undemanding methods to eliminate acid waters are being searched for. Suitable method is bioremediation in wetland systems. The aim of this work was evaluation existing data and present data in wetland system which was build in Nová Ves at Moravská Třebová by P-D Refractories CZ, a. s. company and also deduce basic processes acting in this system. Klíčová slova: kyselé důlní vody, remediace, mokřadní systémy. Key words: acid mine water, remediation, wetland systems.

3

4

Prohlášení

Prohlašuji, že jsem předloženou bakalářskou práci na téma „Remediační procesy v mokřadním systému v Nové Vsi u Moravské Třebové“ vypracovala samostatně, a že jsem použitou literaturu řádně ocitovala. V Brně dne:

………………. Kateřina Jašková

5

Poděkování Velmi ráda bych touto cestou poděkovala všem, kteří přispěli k napsání této práce. Doc. RNDr. Josefu Zemanovi, CSc. za odborné a vstřícné vedení, poskytnuté materiály, fotografie a cenné rady, Mgr. Zuzaně Trojanové za pomoc při práci v terénu, za pomoc při zpracování naměřených dat a poskytnuté rady, dále panu Pavlu Kadlecovi taktéž za pomoc při práci v terénu a provedení analýzy dnových sedimentů, panu Ing. Steinerovi ze spol. P-D Refractories CZ a.s. za poskytnutá data a materiály a v neposlední řadě Ing. Ireně Šupíkové ze společnosti Aquatest a. s. za odbornou práci v terénu a v laboratoři.

6

OBSAH 1

ÚVOD

8

2

PŘEHLED LITERÁRNÍCH ÚDAJŮ

8

2.1 Charakteristika studovaného území

8

2.1.1 Geologické poměry 2.1.1.1 Poorlická brázda 2.1.1.2 Východní část české křídové tabule 2.1.2 Lokalizace 2.1.3 Geomorfologie 2.1.4 Hydrogeologické poměry 2.1.5 Klimatické podmínky 2.1.6 Jíly a jílovce 2.1.7 Stručná historie těžby lupků a uhlí v okolí Nové Vsi 2.2 Problematika kyselých důlních vod 2.2.1 2.2.2

14

Vznik kyselých důlních vod Oxidace pyritu a kyselé důlní vody

2.3 Způsoby čištění a neutralizace kyselých důlních vod 2.3.1 Aktivní čištění důlních vod 2.3.2 Pasivní čištění důlních vod 2.3.3 Aerobní mokřad 2.3.3.1 Základní geochemické procesy v mokřadním systému 2.4 Mokřadní systém v Nové Vsi u Moravské Třebové 2.4.1 2.4.2 3

Popis mokřadního systému v Nové Vsi Zdroje kontaminace Kunčického potoka na lokalitě Nová Ves

METODIKA PRÁCE

14 14 16 16 16 17 19 21 22 23 25

3.1 Rozmístění odběrových míst a jejich popis

25

3.2 Metodika měření a odběry vzorků

25

3.2.1 3.2.2 3.2.3 4

8 9 9 10 11 11 12 13 13

Metodika odběru a způsobu vzorkování vod Metodika laboratorní analýzy dnových sedimentů Způsob odběru vzorků sedimentů

VÝSLEDKY A JEJICH DISKUZE

27 27 28 29

4.1 Přehled vývoje chemismu vod mokřadu dne 27.10.2008

29

4.2

30

Diskuze vývoje chemismu vod v mokřadním systému

5

ZÁVĚR

37

6

SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY

38

PŘÍLOHY

40

7

1 ÚVOD Těžba nerostných surovin přináší negativní vliv na životní prostředí. Jedním z mnoha vlivů je kontaminace povrchových a podzemních vod kyselými důlními vodami. Zdrojem kontaminace vod je oxidační rozpouštění sulfidických minerálů především pyritu. Hlavními kontaminanty je železo, mangan a sírany. Koncentrace těchto těžkých kovů jsou rizikem pro životní prostředí. Výše uvedené kontaminanty je třeba z povrchových toků odstranit. Likvidace kontaminantů je finančně náročnou a dlouhodobou záležitostí. Ke snížení koncentrací znečištěných látek ve vodě slouží čističky odpadních vod. Jejich výstavba a provoz jsou však finančně náročné. Proto je třeba hledat alternativní řešení. Finančně nenáročná a ekologicky šetrná je bioremediace v mokřadních systémech. Jedná se o téměř bezobslužný systém, který je dlouhodobým řešením této problematiky. Hlavní složkou, která podporuje odstranění nečistot ve vodě je jejich vzájemné působení s biotou. Cílem této práce je vyhodnocení dosavadních výsledků doplněných o vlastní měření v mokřadním systému vybudovaném firmou P-D Refractories, Velké Opatovice v Nové Vsi u Moravské Třebové v roce 2004 a odvození základních procesů probíhajících ve studovaném mokřadním systému. Na této lokalitě probíhá čištění vod po bývalé těžbě lupků, kde kontaminaci způsobuje zvětrávající pyrit.

2 PŘEHLED LITERÁRNÍCH ÚDAJŮ

2.1 Charakteristika studovaného území

2.1.1 Geologické poměry Studovaná lokalita leží na rozhraní dvou celků. Východní část náleží poorlické brázdě (Mísař et al. 1983) také označované jako orlická pánev (Pešek et al. 2001) a řadí se k oblasti limnických brázd permského stáří. Západní část území náleží východní části české křídové tabule. Lokalita leží zhruba 7 km zsz. směrem od Moravské Třebové a 10 km sv. od Svitav. Geologické poměry přibližuje mapa v příloze 1.

8

2.1.1.1 Poorlická brázda Poorlická brázda podle Mísaře et al. (1983) navazuje na boskovickou brázdu a táhne se od Městečka Trnávka na jihu ssv. směrem až k Potštejnu. Je naší méně známou limnickou pánví. Délka je přes 50 km a šířka limnické výplně nepřesahuje 15 km. Mocnost přesahuje 700 m. Reprezentuje jádro potštejnské antiklinály svrchnokřídových sedimentů, která vznikla saxonskou tektogenezí. Na východním okraji je omezena kyšperským zlomem. Výplní této brázdy jsou červené sedimenty zastoupeny usazeninami proluviálními a fluviolakustrunními. Z červených klastických sedimentů výplně neznáme žádné fosílie. (Havlena, 1962) označuje sedimenty této oblasti jako poorlický perm, které jsou budovány jednotným komplexem hrubozrnných arkózových slepenců, přecházejících laterárně i vertikálně bez jakékoliv pravidelnosti do arkózových pískovců. Vrstvy těchto hrubších uloženin se pravidelně střídají s vrstvami jemnozrnných jílovitých pískovců a prachovců. Pešek et al. (2001) ve své práci uvádí, že dosud neexistují přesné údaje ohledně podloží orlické pánve. Podloží je pravděpodobně tvořeno především zábřežským a orlicko-sněžnickým krystalinikem. Větší část svrchnopaleozoické výplně orlické pánve, hlavně její západní křídlo, je zakryto uloženinami české křídové pánve. Na několika lokalitách jsou svrchnokřídové sedimenty na sv. okraji pánve přesmyknuty přes perm orlické brázdy.

2.1.1.2 Východní část české křídové tabule Zájmové území náleží svitavské synklinále, která je součástí východní části české křídové tabule. Podloží svitavské synklinály je tvořeno především letovickým krystalinikem. To je budováno hlavně biotitickou rulou, svorovou rulou s kvarcitovými polohami a poměrně řídkými vložkami krystalických vápenců. Obsahuje hojně metamorfované produkty bazického iniciálního vulkanismu (amfiboly, amfibolitové migmatity), dále tonality a čočkovitá serpentinitová tělesa. Kaolinické produkty předcenomanského fosilního zvětrávání těchto bazik byly splavovány do cenomanských pánví a podílely se na vzniku ložisek žáruvzdorných jílů. Sedimenty permského stáří zasahují pod v. křídlo svitavské synklinály zhruba do oblasti pomyslné čáry v oblasti Hřebečského hřbetu Rudná – z. od Koclířova – Třebovice (Vachtl et al. 1968).

Rozšíření a stratigrafie křídových sedimentů V oblasti svitavské synklinály jsou vyvinuty sedimenty cenomanu, spodního, středního a svrchního turonu. Souvrství cenomanu vystupuje na povrch jen v úzkém pruhu na okrajích pánve (Vacht let al. 1968). 9

V práci Svobody et al. (1962) je popisován sladkovodní cenoman v oblasti velkoopatovické křídy. Ve spodní části převládá sedimentace písčitá, ve svrchní mocnější části převládá sedimentace jílovitá. Pískovce jsou středně zrnité a stejnozrnné, zarovnávají nerovný předcenomanský povrch. Jílová sedimentace začíná tzv. hlavní slojí, která vznikla z bazálních pískovců. Do nadloží přechází v lupkovou sloj s tmavošedými až černošedými vrstevnatě odlučnými pevnými jíly, které často obsahují vložky nekvalitního uhlí. Lupkové sloje vykazují většinou dobrou žáruvzdornost, zatímco jíly v jejich nadloží jsou již nekvalitní. Nejvrchnější partie cenomanu náleží mořské sedimentaci. Charakteristickou horninou mořského cenomanu jsou glaukonitické pískovce. Dále se uložily sedimenty spodního turonu, které jsou zastoupeny především spongolitickými slínovci, spongolitickými pískovci a prachovci a písčitými slínovci a vápenci. Sedimenty středního turonu jsou charakteristické slínovci, které jsou zčásti spongolitické, více jemně písčité, dále slínité, vápnité a křemité spongolity a v poslední řadě prachovce a pískovce spongolitické s obsahem glaukonitu. Nejmladšími uloženiny křídy této oblasti jsou svrchnoturonsko-coniacké vrstevní série, které jsou zastoupeny kaolinickými pískovci s polohami slepenců, jílovitými pískovci, písčitými a slídnatými jílovci místy vápnitými a na bázi písčito-slínité sedimenty glaukonitické.

2.1.2 Lokalizace Remediační mokřadní systém leží v Nové Vsi, která je vzdálená zhruba 7 km zsz. směrem od Moravské Třebové a 10 km sv. směrem od Svitav. Od města Brna je vzdálená 65 km na sever. Studovaná lokalita je dobře přístupná od Moravské Třebové po silnici č. 368 na sever směrem na Štíty a po 2 km je třeba odbočit na obec Kunčina – Nová Ves směrem na západ. Vzdálenost od křižovatky ze silnice č. 368 k mokřadnímu systému v Nové Vsi je necelých 6 km. Lokalita leží na jz. okraji obce Nová Ves a protéká jí Kunčický potok. Lokalizaci znázorňuje obr. 1.

10

Obr. 1 Lokalizace mokřadu. Zdroj Seznam (2008): www.mapy.cz, Mapové podklady GEODIS BRNO, s.r.o., 28. 11. 2008.

2.1.3 Geomorfologie Z geomorfologického hlediska je ve studovaném území nejvýznamnější Hřebečský hřbet. Náleží okrsku ve východní části Českotřebovské vrchoviny. Jedná se o silně rozčleněný erozně denudační povrch v oblasti asymetrické litické antiklinály s pásmem nejvyšších elevací na východě a severovýchodě. Povrch je charakterizovaný řadou kuest je proťatý hluboce zaříznutými údolími. Nejvyšší bod Hřebečského hřbetu je Roh 660,4 m n. m. Významným bodem je Hřebečov 622,9 m n. m. Jedná se o vrcholový hřbítek při hraně výrazné kuesty, který tvoří západní křídlo litické antiklinály. K dalším významným bodům Hřebečského hřbetu je řazen Hřebcov 635,3 m n. m., Mladějovské hradisko 591,0 m n. m., Mladějovský vrch 647,4 a Červená hora 609,3 m n. m. Celý hřbet je zalesněný smrkem, místy s příměsí jedle a jen ojediněle můžeme nalézt bukové porosty. Leží zde několik přírodních rezervací: Třebovské stěny (jedle bělokorá a klen), Pod Skálou (Mladějovské tisy) a Přírodní památka Babolský háj (mokřad s výskytem kapradníku bažinného). Na severu Hřebečovského vrchu jsou stopy po těžbě žáruvzdorných jílů (Demek et al. 2006).

2.1.4 Hydrogeologické poměry Studované území leží v povodí Tiché Orlice, Třebovky, Svitavy a na rozvodí Třebovky a Svitavy na západě a povodí Moravské Sázavy a Třebůvky na východě (Demek et al. 2006). Horniny křídového útvaru vytváří nejvydatnější a nejstálejší horizonty podzemních vod

11

průlomového typu s volnou nebo napjatou hladinou. Volnou hladinu a nevelkou vydatnost mají cenomanské souvrství na okrajích synklinálních pánví (Svoboda et al. 1962). Zájmové území Hřebečského hřbetu má podle Vachta et al. (1968) poměrně příznivé hydrogeologické poměry, dané malými přítoky podzemní vody do důlních děl. Ložiska leží vysoko nad místní erozivní základnou na okraji svitavsko-březovské pánve. Hřebečský hřbet tvoří rozvodí prvého řádu mezi Severním a Černým mořem a zčásti mezi řekou Svitavou a Moravou. Přítoky vod jsou dány pouze infiltrací atmosférických srážek, které spadnou v nejbližším okolí. Vody se zde ve větším množství nemohou hromadit a odtékají ve směru spádu hladiny podzemních vod ve svitavsko-březovské pánvi do jejího centra na jz. od ložisek. Na z. vytékají menší prameny, které mají vodu převážně ze sutí, která je doplňována srážkovou vodou a také vodou, která přepadává na výchozech propustných křídových hornin. Ložiska otevřené v dřívějších dobách byla odvodňována vodními štolami. Ty jsou raženy permskými horninami, které jsou velmi málo propustné a poměrně stabilní. Oblast ložisek v okolí Nové Vsi je odvodňována vodní štolou Hugo Karel. Dle měření z r. 1959 a 1960 z této štoly vytékalo 2,0– 2,5 l/s vody.

2.1.5 Klimatické podmínky Zájmová oblast leží v nadmořské výšce 425 m n. m. Území náleží z větší části humidnímu až nejvlhčímu klimatu, kde pravděpodobnosti suchých let je 0 – 5%. V povodí Třebovky (Orlice) je průměrná srážka podle 50letého normálu (1876 – 1925) 750 mm v suchém roce 630 mm (Svoboda et al. 1962). Klimatická oblast je mírně teplá oblast B5, která má charakteristickou mírně vlhkou podoblast vrchovinovou. Průměrná roční teplota vzduchu se v oblasti zájmu této práce pohybuje mezi 7–8°C. Průměrná sezónní teplota vzduchu je na jaře 7–8ºC, v létě 14–15°C, na podzim 6–7°C a v zimě –2 až –1ºC. V Česku, ležícím v oblasti hlavního evropského rozvodí, jsou atmosférické srážky hlavním zdrojem vody. Mají proto klíčový význam pro charakter přírodního prostředí. Průměrný roční úhrn srážek činí ve studované oblasti 600–650 mm. Průměrný sezónní úhrn srážek je na jaře 125–150 mm, v létě 200–250 mm, na podzim 125– 150 mm a v zimě 100–125 mm. Sníh je též důležitý klimatický prvek ovlivňující přírodní prostředí. Průměrný sezónní počet dní se sněžením je v dané oblasti 60–70 dní a průměrný sezónní počet dní se sněhovou pokrývkou je 60–80. Výpar vody je jedním z dějů podílejícím se na koloběhu vody v přírodě, je hlavním zdrojem páry v atmosféře. Průměrná roční relativní vlhkost vzduchu je 75–80%, (Tolasz, 2007).

12

2.1.6 Jíly a jílovce Území Českého masívu je mimořádně bohaté na ložiska všech základních technologických jílů a jílovců. Řadí se k nerudním surovinám a jedná se o průmyslové nerosty. Téměř všechna ložiska vznikla v oblasti s platformním pokryvem. Všechna významná ložiska jsou využívána na výrobu žáruvzdorných hmot a v keramickém průmyslu. Ložiska jílů a jílovců se usazovala ve sladkovodním jezerním nebo jezerně říčním prostředí (Kraus, Kužvart, 1987). Moravská a východočeská křída obsahuje žáruvzdorné jíly a jílovce, které jsou vázány na sladkovodní souvrství cenomanu. Ve sladkovodních cenomanských sedimentech jsou vyvinuty dva až tři sedimentační cykly. První cyklus tzv. bazální jílové polohy jsou vyvinuté tam, kde v podloží leží perm. Druhý cyklus obsahuje světlé a tmavě šedé jílovce. Třetí cyklus obsahuje zuhelnatělé zbytky až uhelné jílovce. Popisované ložisko je podrobně zpracováno v monografii J. VACHTLA a kol. ,,Cenomanské jílovce v Čechách a na Moravě – část 4 – Východní Čechy a severozápadní Morava“ (1968) podle Kužvarta (1983). Hřebečská oblast, která obsahuje ložiska Hřebeč-sever, Hřebeč a Kamenná Horka zastupuje jílovce s vyšším obsahem hořlavých látek, které jsou uložené ve dvou polohách a je možné je těžit pouze hlubinně. Hlavní užitková složka jílovců je kaolin, který je doprovázený křemenem, pyritem, markazitem a limonitem podle Krause, Kunžvarta (1987).

2.1.7 Stručná historie těžby lupků a uhlí v okolí Nové Vsi Českomoravské pomezí bylo kolonizováno ve 13. století. Od roku 1669 patřily zdejší pozemky Liechtensteinům, kteří na tomto území v roce 1862 zahájili těžbu nepříliš kvalitního uhlí a později i lupku – jílu vhodného k výrobě žáruvzdorných materiálů. Těžba se rozrůstala i v ostatních částech Hřebečského hřbetu na Nové Vsi a nad Mladějovem. Uhlí z této oblasti bylo využíváno k rozvoji místního průmyslu, k vypalování žáruvzdorných jílů, později k provozu úzkorozchodné dráhy, která spojuje Mladějov a Hřebeč. Během 1. světové války došlo k obrovskému nárůstu objemu těženého lupku a to především v dolech na Hřebči. Proto byl v roce 1917 vypracován projekt úzkorozchodné dráhy od dolu Theodor na Hřebči kolem ústí šachet Josef, Barbora a Hugo Karel. Díky rozvoji těžby kvalitního uhlí na Ostravsku, upadl význam nekvalitního hřebečského uhlí, jeho těžba byla omezena a dále byly těženy převážně keramické jíly. O rozvoj těžby lupků se postaral ratibořický důlní ředitel Bernard Mauve. Pronajal si a později odkoupil doly v mladějovské, novoveské i hřebečské oblasti a v roce 1904 rozšířil těžbu jílů na dole Václav – Theodor na Hřebči. V roce 1912 se Mauveho

13

doly spojily s doly knížete Lichtensteina a vznikla firma s názvem Knížecí Lichtensteinské uhelné a hlinné závody. Nastal prudký rozvoj dobývání a v roce 1945 bylo na Hřebečsku v provozu 104 pecí na vypalování šamotu. V roce 1965 byla těžba nekvalitního křídového uhlí definivně ukončena. Po znárodnění byly doly i šamotové závody k 1. 1. 1950 začleněny do podniku Moravské šamotové a lupkové závody (MŠLZ) Velké Opatovice. Mladějovský provoz i doly na Hřebči byly do roku 1971 v rámci MŠLZ samostatným podnikem, pak se staly součástí závodu v Březině. V souvislosti s odbytovými problémy šamotu byla v roce 1991 ukončena těžba a ke dni 31. 12. 1991 byl provoz Mladějov uzavřen. Zdroj informací (Průmyslové muzeum Mladějov).

2.2 Problematika kyselých důlních vod

2.2.1 Vznik kyselých důlních vod Voda je důležitou surovinou pro život a proto je třeba ji chránit. Patří však k nejzranitelnějším složkám životního prostředí. Člověk dobýváním nerostných surovin kontaminuje a narušuje hydrologickou rovnováhu podzemních vod, které mají vliv na kvalitu povrchových toků. Během těžby se dostává horninový materiál do kontaktu s kyslíkem. Pokud horninový materiál obsahuje sulfidické minerály, v důsledku oxidace dojde k jejich degradaci a následné imobilizaci. Důlní prostory se zaplní vodou a dochází k luhování sulfidických minerálů. Důlní vody se stávají kyselými, jsou značně mineralizované a obsahují především železo a mangan. Kontaminace vyluhovaných kovů jsou na mnoha lokalitách podporovány ještě bakteriálními procesy, které zintenzivňují vyluhovací procesy především v místech nad ustálenou hladinou důlních vod, v důlních prostorech a všude tam, kde jsou produkty bakteriálního loužení přirozenou cestou odmývány do důlních vod (Černík et al., 2008). Kyselá voda je nesmírně toxická pro rostliny a živočichy ve vodním ekosystému. Tyto vody mohou také mobilizovat jiné potenciální škodliviny (Keller, 2005).

2.2.2 Oxidace pyritu a kyselé důlní vody Pyrit je železnatý sulfid (FeS2). Sulfidy jsou často spojovány se zhoršením životního prostředí. Děje se tak nejčastěji když důlní chodby a doly protnou uhelné formace v horninách, které obsahují sulfidické minerály. Sulfidy vystavené atmosférickému kyslíku za přítomnosti vody vytvoří sloučeniny – sírany, které mohou vniknout a znečistit povrchové

14

toky a jiné části životního prostředí. Tato forma znečištění je hlavním problémem oblastí, kde je těženo uhlí bohaté na sulfidy a v oblastech, kde jsou těženy sulfidické minerály. Tato problematika zahrnuje mnoho míst po celém světě (Keller, 2005). U vody nasycené kyslíkem, která přijde do styku s pyritem, dojde k procesu, který lze znázornit rovnicí podle Pačese (1972): 2 FeS2 + 7 O2 + H2O → 2 FeSO4 + 2 H2SO4

(1)

Při 0 ºC odpovídá rovnováze vody se vzduchem 15 mg/l rozpuštěného kyslíku. Takové množství by podle rovnice (1) způsobilo, že by ve vodě mohla koncentrace Fe2+ dosáhnout maximálně rovnovážné hodnoty 7,3 mg/l. V důlních vodách, které neobsahují kyslík, se setkáváme s koncentracemi železa přes 100 mg/l. Hlavní příčinou těchto zvýšených obsahů se zdá být vysoký oxidačně redukční potenciál (Eh). Rozmezí Eh důlních vod, v rovnováze s hydroxidem železitým znázorňuje rovnice Fe2+ + 3 H2O → Fe(OH)3(s) + 3 H+ + e‾

(2)

Čím déle je voda ve styku s pyritem, tím více se snižuje její Eh a voda se přibližuje stavu nasycení pyritem. Široké meze, ve kterých kolísá pH důlních vod, vedou k názoru, že na rovnovážný stav těchto vod působí ještě další reakce, jako například reakce vody s karbonáty FeCO3 + 2 H+ → Fe2+ + H2O + CO2

(3)

anebo také reakce zahrnující oxidaci Fe2+ způsobenou kyslíkem: 4 Fe2+ + O2 + 4 H+ → 4 Fe3+ + 2 H2O

(4)

Dále mohou hrát velkou roli i iontové výměnné pochody mezi vodou a jílovými minerály. V oblastech, kde se nachází v horninovém prostředí kalcit, dochází k neutralizaci kyselých důlních vod rozpouštěním kalcitu. Zvyšuje se tím pH, sráží se Fe(OH)3 a do vody místo Fe2+ vchází Ca2+ a vody se stávají neutrální, typu Ca – SO4 (Pačes, 1972). Je známo, že ložisko, které obsahuje velké koncentrace pyritu, podléhá acidifikaci rychleji než ložisko s nižším podílem pyritu. Malé částečky pyritu s velkým povrchem vykazují vyšší rychlosti acidifikace než je tomu u velkých zrn s malými povrchy. 15

Pro přímou oxidaci pyritu je potřebný atmosférický kyslík stejně jako pro regeneraci oxidačního trojmocného ionu železa (Fe3+), (rovnice 4). Pokud není pyritický materiál v reakci s kyslíkem a vodou s obsahem kyslíku a trojmocných iontů (Fe3+), je oxidaci pyritu zabráněno, a proto nedojde k vytvoření kyselého prostředí. V důlních vodách se nalézají i jiné kovy kromě železa obsaženého v pyritu, které jsou vázané v sulfidech. Existuje celá řada sulfidů kovů, které dokážou uvolnit ion kovu do roztoku. Patří mezi ně: sfalerit, galenit, millerit, covellin, greenockit a chalkopyrit (Zeman, Černík, 2008).

2.3 Způsoby čištění a neutralizace kyselých důlních vod 2.3.1 Aktivní čištění důlních vod Aktivní čistící technologie kyselých důlních vod pracují na principu zvýšení pH vod a navození oxidačně redukčních podmínek. Do této kategorie čištění patří čistírny odpadních vod. Charakteristickými procesy pro aktivní čištění důlních vod je snižování kyselosti přidáváním alkálií, mezi které patří například uhličitan vápenatý, hydrogenuhličitan sodný a bezvodý amoniak. Zmíněné chemikálie zvyšují pH na potřebnou úroveň a tímto dochází ke snižování obsahu rozpuštěných kovů. Vznikají sraženiny, které jsou oddělovány v podobě chemického kalu. Nevýhodou této technologie čištění odpadních vod je nákladná výstavba čističek, drahý provoz a v neposlední řadě problém s likvidací chemických kalů obsahující kovy (Černík et al. 2008).

2.3.2 Pasivní čištění důlních vod Vzhledem k finanční náročnosti pro vybudování čistíren odpadních vod a výše uvedeným důvodům se začaly využívat tzv. pasivní metody čištění důlních vod. Princip pasivní remediace (čištění) spočívá ve využití biochemických procesů, které probíhají v přirozeném prostředí, na rozdíl od aktivních způsobů čištění. Pasivní čistící systémy a zvláště umělé mokřady byly intenzivně využity v posledních 10–20 letech ve Velké Británii k čištění kyselých důlních vod s obsahem různého pH vody a znečištěním různými chemickými látkami (Batty, Younger, 2004). Pasivní čistící procesy lze rozdělit do dvou kategorií: aerobní remediační systémy čištění důlních vod a anaerobní remediační systémy čistění důlních vod. Mezi nejznámější aerobní systémy čištění kyselých vod patří: aerobní mokřad, alkalizace v proudu kyselých vod

16

pomocí vápence, studny s alkalizačním materiálem, oxické vápencové lože a další. Mezi anaerobní čistící systémy se řadí anaerobní mokřad, anoxické vápencové lože, vertikálně protékané reaktory a další (Černík et al. 2008). Předmětem této práce je bioremediace v mokřadním systému u Nové Vsi. Jedná se o pasivní aerobní mokřadní systém, který je využíván k čistění Kunčického potoka, který je kontaminován kyselými důlními vodami.

2.3.3 Aerobní mokřad Aerobní mokřady vytváří systémy, které zahrnují zpravidla velkou plochu s podpovrchovým tokem čištěných vod. Mokřadní pole bývá často osázeno mokřadními rostlinami, jako je například rákos obecný, orobinec širokolistý, sítina a další. Tento typ mokřadu je určen k úpravě mírně kyselých vod, které vykazují měřitelnou čistou alkalitu. V oxidačních procesech dochází ke srážení kovů a vznikají oxidy a hydroxidy. Aby mohla být kyselá voda čištěna tímto způsobem v aerobních mokřadech, neměla by hodnota obsaženého železa přesáhnout hodnotu 50 mg/l a koncentrace manganu pak 15 mg/l. Aerobní mokřad tvoří zpravidla 3–10 cm mocná vrstva stojaté vody, kterou pokrývají zelené rostliny, a pod ní se nachází vodonosná vrstva, kde dochází k reduktivním remediačním procesům. Základnu mokřadu tvoří vrstva z nepropustného materiálu například jílu o mocnosti 30–100 cm. Plocha aerobního mokřadu se odvíjí od koncentrací železa, manganu a dalších prvků v čištěné vodě a může mít velikost až jednotek hektarů. Před vstupem kontaminované vody do aerobního mokřadu bývá tok této vody přehrazen aeračními kaskádami, které napomáhají oxidaci a vznikají zde oxidy kovů (Černík et al. 2008). Důležitou složkou, která napomáhá snižování kyselosti vod v aerobních mokřadech je přítomnost makroskopických rostlin. Aerobní umělé mokřady osázené rákosem obecným (Phragmites australis) prokazatelně snižují hladinu acidity ve vodách. Výzkumem bylo dokázáno, ze rozpuštěné železo v mokřadních vodách s obsahem železa okolo 1 mg/l adsorbují rostliny do takové výše a s dostatečnou rychlostí, že je možné počítat se 100 % účinností odstranění železa, podle Battyho a Youngra (2002) v publikaci PYRAMID Consortium, (2003). Bylo také objeveno, že pokud je rákosové lože vystaveno kontaminované vodě ve vyšších koncentracích než 1 mg/l obsaženého železa ve vodách, rostliny již nejsou schopny redukovat kontaminanty s takovou intenzitou a rychlostí jako ve výše uvedeném příkladu.

17

Na základě pozorování a výzkumu dvou identických aerobních umělých mokřadů, z čehož jeden přijímal kyselou důlní vodu, druhý přijímal čistou povrchovou vodu a oba byly osázeny rákosem obecným, bylo zjištěno, jaké účinky má acidita a zvýšené kovové koncentrace vody na rostlinný růst. Vegetativní analýzy odhalily nepochybné snížení vývoje u výhonků a semen v rostlinách rostoucích v kyselém umělém mokřadu. Vápníkové koncentrace v tkáních rostlin z kyselého mokřadu byly nižší než u rostlin z nekontaminovaného mokřadu (Pyramid Consortium, 2003). K dalším mokřadním rostlinám, které se využívají ke snižovaní koncentrací železa patří sítina cibulkatá – Juncus bulbosus a Orobinec širokolistý – Typha latifolia (obr. 2). Jejich důležitou funkcí je podpora vzniku organického materiálu (z odumřelých rostlin), který hraje roli při snižování kyselosti vody.

Obr. 2 Mokřadní systém v Nové Vsi, mokřadní rostliny – rákos obecný a orobinec širokolistý, vytvářející organický materiál (foto J. Zeman).

18

2.3.3.1 Základní geochemické procesy v mokřadním systému (bioremediace) V kapitole 2.2.2 byl již popsán proces vzniku kyselých důlních vod a důležité kontaminanty. Kyselé důlní vody obsahují rozpuštěné látky ve zvýšených koncentracích [Fe, Mn, Mg, HCO3–, SiO2, (SO4)2–, Cl–, K a další] oproti běžným nekontaminovaným vodám v přírodním prostředí. Podle Zemana (2008) v přírodním či umělém mokřadu, přichází kyselá důlní voda do kontaktu s organickým detritem, který vzniká ze zbytků odumřelých rostlin. Organický detrit obsahuje základní organické látky, které se postupnou degradací mění na jednodušší organické látky (aldehydy, alkoholy, fenoly a organické kyseliny) než se úplně rozloží na CO2 a vodu. Oxidaci organických látek lze vyjádřit reakcí CH2O + O2 →

CO2 + H2O

(5)

CO2 + CH4

(6)

pokud není přítomen kyslík, dochází k reakci 2 CH2O

→

Přírodní organické látky mají silný sklon k vlastní oxidaci (uvolnit elektrony) a díky tomu působí silně redukčně na okolní prostředí. Jako akceptor nemusí sloužit vždy kyslík z atmosféry, kdy je redukován z oxidačního stavu 0 v molekulách do 02 na –II v kyslíkatých sloučeninách, ale i mnoho dalších látek. Důlní vody, které mají vysoký obsah síranů slouží jako příjemce uvolňovaných elektronů síra v síranových ionech, dochází k redukci síry z oxidačního stavu +IV příjmem osmi elektronů až na oxidační stupeň –II v sulfánu H2S. Rozklad organických látek probíhá v přírodním prostředí podle schématu uhlovodík → alkohol → aldehyd → karboxylová kyselina

(7)

→ karboxylová kyselina o dva uhlíky kratší + 2 CO2 Jestliže se uvolňující oxid uhličitý, rozpouští se ve vodě, vzniká kyselina uhličitá, která částečně disociuje a prostředí okyseluje CO2 + H2O → H2CO3 → H+ + HCO3–

19

(8)

Při oxidačním rozkladu organických látek se uvolňují elektrony i protony. Jako příjemce elektronů mohou sloužit jakékoli látky, které jsou schopné elektrony přijímat a redukovat se. V důlních vodách nacházejí organické látky jako akceptor elektronů síru v síranových ionech. Redukci můžeme znázornit dle schématu SO42– + 8 e– + 10 H+ → H2S + 4 H2O

(9)

přičemž se spotřebovávají protony. Celkový výsledek interakce mezi organickými látkami a síranovými iony důlní vody lze vyjádřit 2 CH2O + 2 H+ + SO42–

→

H2S + 2 CO2 + 2 H2O

(10)

Při oxidačním rozkladu organických látek (může se jednat o jakoukoli organickou látku) působením síranů jsou spotřebovávány protony a tím dochází k otupování kyselosti prostředí. Vzájemné působení důlní vody s organickým detritem vede již od počátku k vytvoření silně redukčního prostředí. Sírany jsou redukovány na sulfán a přítomné iony dvojvalentního železa se sráží v podobě pyritu FeS2 CH3 – CH2 – OH + 1,71 H+ + 1,71 SO42- + 0,857 Fe2+ →

(11)

0,857 FeS2 + 2 CO2 + 3,86 H2O

otupení kyselosti vody (zvyšuje se pH) způsobuje spotřeba protonů při této reakci a sráží se kalcit Ca2+ + HCO3- → CaCO3(s) + H+

(12)

Takto vznikající protony jsou spotřebovány předchozí reakcí. Dochází ke poklesu oxidačně redukčního potenciálu a sráží se sulfidy manganu (alabandin) CH3 – CH2 – OH + 1,5 (SO4)2- + 1,5 Mn2+ → 1,5 MnS + 2 CO2 + 3 H2O

(13)

Dochází k dalšímu poklesu oxidačně redukčního potenciálu rozkladem org. látek způsobí, že není část org. látek oxidována až na oxid uhličitý, ale jen na rozptýlený amorfní uhlík C CH3 – CH2 – OH + H+ + 0,5 SO42- → 2,5 H2S + 2 C + 3 H2O 20

(14)

Dále dochází jen k velmi nepatrným změnám v systému a vzájemné působení kyselé důlní vody s organickým detritem je v principu ukončeno. Interakce organického detritu a důlní vody vede ke zlepšení kvality vody. Kyselost vody se snižuje a pH stoupá do oblasti, která je typická pro přírodní vody a pH vody se pohybuje kolem 7,7. Rozpuštěné železo a mangan se srážením odstraňují, tím, že jsou vázány do nerozpustných sulfidů a při tom poklesne celková mineralizace vody odstraněním síranů, které jsou redukovány na sulfán a srážením v pobobě sulfidů a srážením kalcitu. Kalcit váže rozpuštěné karbonátové látky a vápník, který je často kationem s nejvyšší koncentrací (Zeman, 2008).

2.4 Mokřadní systém v Nové Vsi u Moravské Třebové Pasivní remediační systém byl na této lokalitě vybudován na žádost místních obyvatel. V Kunčickém potoce se objevily sraženiny železa typické okrové barvy po uzavření nedalekých lupkových dolů v roce 1991. Byl vybudován společností P-D Refractories CZ a.s. (bývalý podnik Moravské lupkové a šamotové závody). Níže uvedené informace poskytla společnost P-D Refractories CZ, a. s., informace pocházejí z kolaudačního rozhodnutí z 17. 12. 2003. V prosinci roku 2003 firma P-D Refractories CZ, a.s. obdržela kolaudační rozhodnutí o povolení užívání Nádrže Nová Ves a povolení k vypouštění volně vytékajících vod z oblasti důlního pole Hugo-Karel v katastru území Nová Ves v množství: Qprům = 4 l/s

Qmax = 5 l/s

Qměs = 13 167 m3/měs.

Qrok = 158 000 m3/rok

- v kvalitě: A) V místě výtoku z bodu č. 1 v k. ú. Nová Ves, na pozemku parc. č. 872/1 RL (rozpuštěné látky) max. 1000 mg/l NL (nerozpuštěné látky) max. 100 mg/l pH 3,5-6,5 Fecelk max. 67 mg/l Měření v četnosti 1 x za dva měsíce. V četnosti 1 x ročně budou sledovány ukazatele: sírany (SO4)2-, mangan (Mn), bor (B), kobalt (Co), nikl (Ni), rtuť (Hg), zinek (Zn) a polyaromatické uhlovodíky (fluoranthen, benzopyren, sulfan a sulfidy).

B) Na konci umělých kaskád bod č. 2 v k. ú. Nová Ves, na pozemku parc. č. 885 v četnosti 2 x ročně (jaro, podzim) sledovány ukazatele pH, Fecelk, NL, RL.

21

C) Na odtoku z nádrže č. 3 (v případě jejího uzavření na výtoku z nádrže č. 1) RL

max. 1000 mg/l

NL

max.

pH

6-8

Fecelk

max.

40 mg/l 5 mg/l

v četnosti 1 x za 2 měsíce. Tab. 1 Výsledky rozborů důlní vody z oblasti důlního pole Hugo-Karel (Nová Ves) v roce 2007. Výsledky poskytla společnost P-DRefractories. Rozbor provedla společnost AQAUATEST. a. s.

Období 26. 2. 2007 26. 4. 2007 18. 7. 2007 17. 9. 2007 25. 10. 2007 29. 11. 2007

Číslo stanoviska

NL (mg/l)

RL (mg/l)

pH

1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3

<2 3 <2 <2 8 4 <2 4 10 <2 <2 14 <2 <2 4 <2 <2 4

572 414 406 594 458 434 578 456 434 582 458 432 560 438 426 564 438 434

5,10 6,47 6,61 5,21 6,30 7,51 5,53 4,48 6,83 5,41 5,78 6,45 5,92 5,87 6,30 5,24 6,27 6,93

Fe (celk.) (mg/l) 50,60 15,00 0,37 54,20 17,50 0,49 48,10 11,40 0,51 47,90 11,60 0,51 46,90 3,90 0,17 47,80 5,30 0,19

Období

Množství l/s

Leden Únor

3,0 2,5

Březen Duben

3,0 3,0

Květen Červen

3,0 3,5

Červenec Srpen

3,5 3,5

Září Říjen

4,0 3,0

Listopad Prosinec

3,0 3,0

Tabulku 1 doplňují grafy v příloze 2.

2.4.1 Popis remediačního systému v Nové Vsi Remediační systém se na této lokalitě skládá z aerobního mokřadu o ploše cca 1300 m2 a tří odkalovacích nádrží. První odkalovací nádrž má plochu 1 968 m2 o objemu 2 254 m3 , druhá odkalovací nádrž zabírá plochu 1 934 m2 o objemu 2 145 m3 a třetí odkalovací nádrž je o ploše 1 585 m2 a objemu 1 454 m3 ( výše uvedený text vyplývá z kolaudačního rozhodnutí z r. 17. 12. 2003, poskytnutý spol. P-D Refractories CZ, a. s.). Do tohoto systému je odvodněn

22

nápustným potrubím Kunčický potok, který je kontaminován kyselými důlními vodami, které prosakují na povrch v blízkosti koryta potoka z nedalekých již nečinných lupkových dolů. Průsak kyselých vod do Kunčického potoka je vzdálen zhruba 1000 m jz. směrem od mokřadního systému v Nové Vsi. Potok je ze svého koryta odvodněn na západ odvodňovacím potrubím o délce 38 metrů a dále je potok rozveden pomocí šesti vyhloubených drenáží (prutů) do mokřadního systému. Po průchodu vody mokřadem a odkalovacími nádržemi je potok opět sveden do svého původního koryta. Před místem odvodnění Kunčického potoka do aerobního mokřadu je jeho tok přehrazen aeračními kaskádami, které napomáhají oxidaci a vznikají zde oxidy kovů. Aerobní mokřad je zatravněn a osázen mokřadními rostlinami rákosem obecným a orobincem širokolistým. Podrobněji znázorňuje pasivní remediační systém obr. 3.

Obr. 3 Celkový pohled na mokřadní systém a odkalovací nádrže (foto J. Zeman).

2.4.2 Zdroje kontaminace Kunčického potoka na lokalitě Nová Ves Vachtl et al. (1968) ve své monografii uvádí, že chemismus vod je na této lokalitě nejvíce ovlivňován oxidací sirníků, obsažených v některých jílovitých polohách ložiska. U všech podzemních vod přicházejících do styku s ložiskem můžeme pozorovat snížení pH a zvýšení obsahů Fe2+ a SO42–. Voda, která odtéká ze štoly v Nové Vsi (štola Hugo Karel) je již takového charakteru, že v potoku, do kterého se vlévá, ničí veškerý život a zřejmě, snížením pH odumřely stromy v okolí potoka. Voda tohoto typu se ve vodní štole objevila v listopadu 1958, kdy při hloubení Nové štoly byly narušeny stařiny, které byly odvodněny. První vzorky vody, které provedla OHS Moravské Třebová 17. 11. 1958, ukázaly, že pH vody je 3,4 a obsah Fe2+ je 600 mg/l a SO42– je 2873 mg/l. Situaci při výtoku důlní vody na povrch přibližují fotografie v příloze 3. Postupem doby se chemismus dále zhoršoval, až do té míry, že v roce 1960 se pH vody snížilo na 2,5 a obsah železa zvýšil na 900 až 1150 mg/l. Toto zhoršení bylo následkem odvodnění stařin, kde vzniklými závaly došlo k nakypření hornin a důlní díla umožnila intenzivní výměnu vzduchu a stálý přívod kyslíku. Aktuálním chemismem vody se zabývá kapitola

23

4. Na obrázku 4 je ukázka kontaminovaného Kunčického potoka, nedaleko od výtoku důlních vod na povrch.

Obr. 4 Typické zbarvení vysráženého železa ve vodě Kunčického potoka, 27. 10. 2008 (foto J. Zeman).

24

3 METODIKA PRÁCE

3.1 Rozmístění odběrových míst a jejich popis V remediačním mokřadním systému v Nové Vsi proběhl odběr vzorků vody pro úplnou chemickou analýzu, dále došlo k odběru sedimentů a měření fyzikálně chemických parametrů vody v Kunčickém potoce. Odběry vzorků a měření proběhly dne 27. 10. 2008. Celkem bylo na tomto území provedeno 9 měření a odběrů vzorků na 9 vybraných místech. Na zmíněných 9 místech proběhlo odebrání vzorků vody a zároveň byly měřeny fyzikálně chemické parametry. Vzorek sedimentů byl odebrán jen na jednom místě a to přímo v mokřadním systému ve třetím prutu v mokřadním systému. Dále bylo provedeno samostatné a jediné měření redox potenciálu tmavého bahna (sedimentu) na stejném místě, kde byly odebrány vzorky sedimentů. Umístění odběrových a měřených míst přibližují obr. 5 a 6. Veškerá odběrová stanoviště byla vybrána tak, aby bylo možné s odstupem sledovat průběh chemických a fyzikálních změn probíhajících během průchodu vody celým mokřadním systémem. Odběrová stanoviště jsou umístěna v různých vzdálenostech od sebe po proudu Kunčického potoka. První měření a odběry vzorků byly provedeny u průsaku důlní vody na povrch v oblasti důlního pole Hugo – Karel, druhé měření bylo provedeno po průtoku potoka aeračními kaskádami těsně před vstupem (odvodněním) do mokřadního systému. Vzdálenost od prvního stanoviště ke druhému je 951 m. Třetí, čtvrté a páté měření a odběry vody byly provedeny v mokřadním systému ve druhém prutu ve směru toku vody. Následující šesté, sedmé a osmé měření a odběry byly provedeny vždy při výtoku vody z jednotlivých tří sedimentačních nádrží. Poslední deváté měření a odběr vzorků vody bylo provedeno na výstupu Kunčického potoka z remediačního systému zpět do svého původního koryta.

3.2 Metodika měření a odběry vzorků Měření fyzikálně-chemických parametrů vody, odběry vzorků vody a sedimentu proběhly dne 27. 10. 2008, zhruba mezi 10. a 13. hodinou. Z fyzikálně-chemických parametrů vody bylo v terénu měřeno pH, teplota (°C), redox potenciál (mV), vodivost (µS/cm) pomocí přístroje Eh – pH elektrody (zapůjčeným od PřF MU). Odběr vzorků vody a monitoring kvality vody provedla společnost AQUATEST a.s. Praha. Analyzovanými chemickými látkami bylo z kationů Fe, Mn, Mg, Ca, Na, z anionů bylo analyzováno NO2–, NO3–, NH4, F–, Cl–, SO42–, HPO42–, SiO2, CO2 volný, CO2 agresivní, 25

HCO3–, CO32–, CHSKMn. Dále byla v laboratoři monitorována acidita a alkalita vody, mineralizace, tvrdost, vodivost, obsah rozpuštěného O2 ve vodě, zabarvení vody, chemický typ vody, pH a vodivost.

Obr. 5 Poloha prvního odběrového místa u výtoku důlních vod na povrch. Zdroj:Seznam (2008): Fotomapa, www.mapy.cz, GEODIS BRNO, s.r.o., 28. 11. 2008.

Obr. 6 Rozmístění odběrových míst 2–9 a popis remediačního mokřadu. Zdroj Google (2008): Fotomapa, www.googleearth.cz, GEODIS BRNO, s.r.o., 28. 11. 2008.

26

3.2.1 Metodika odběru a způsob vzorkování vod Metodika odběru vzorků vycházela z interních předpisů SOP a.s. AQUATEST a z platných legislativních předpisů – ČSN EN 25 667-1: Jakost vod – Odběr vzorků – Část 1: Pokyny pro návrh odběrů vzorků (ISO 5667-1:1980), ČSN EN 25 667-2: Jakost vod – Odběr vzorků – Část 2: Pokyny pro způsoby odběru vzorků (ISO 5667-2:1991), ČSN EN ISO 56673: Jakost vod – Odběr vzorků – Část 3: Pokyny pro konzervaci vzorků a manipulaci s nimi, ČSN ISO 5667-10: Jakost vod – Odběr vzorků – Část 10: Pokyny pro odběr vzorků odpadních vod. V průběhu odběrů vzorků vody byla vedena povinná prvotní dokumentace, která je uložena v archívu společnosti AQUATEST a. s. Sledovány byly následující parametry: – fyzikálně chemické parametry – pH, vodivost, saturace kyslíkem – reflektometrické měření in situ – Fe2+, Mn2+, NH4+ – fixace předepsaných látek Všechny odebrané vzorky na stanovení kovů byly ihned po odběru stabilizovány 1 ml HNO3. Pro co nejvyšší omezení ztrát těkavých látek (CO2) a zamezení sorpce na stěny vzorkovnice byla přijata následující opatření: – odběr vzorků do předepsaných vzorkovnic (odběry byly prováděny ručně) – naplnění vzorkovnic až po hrdlo a těsným uzavřením vzorkovnice víčkem – analytické zpracování nefixovaných vzorků do 24 hodin po odběru V rámci odběrů byly u všech vzorků měřeny fyzikálně chemické parametry jednotlivých vzorků – vodivost, teplota, pH a redox potenciál, saturace kyslíkem (přístroje firmy WTW). In situ byly na principu reflektometrie metodou emisní fotometrie měřeny iontové formy železa, manganu a amoniaku (Fe2+, Mn2+). Při odběru byla prováděna filtrace vzorků pro stanovení podílu rozpuštěné a nerozpuštěné, případně koloidní formy kovů ve vodě.

3.2.2 Metodika laboratorní analýzy dnových sedimentů Silikátové analýzy dnových sedimentů byly provedeny v chemické laboratoři ústavu geologických věd, Přírodovědecké fakulty Masarykovy univerzity. Pro stanovení jednotlivých složek byly použity následující postupy: -

SiO2 + NP byly stanoveny vážkově po rozpuštění v kyselině chlorovodíkové

-

SO42– bylo stanoveno vážkově po sintraci uhličitanu sodného a oxidu zinečnatého

-

MnO byl stanoven atomovou absorpční spektrofotometrií (AAS)

-

Zn byl stanoven atomovou absorpční spektrofotometrií (AAS)

-

Pb bylo stanoveno atomovou absorpční spektrofotometrií (AAS)

27

-

Cu byla stanovena atomovou absorpční spektrofotometrií (AAS)

-

Fe bylo stanoveno fotometricky

-

–H2O sušeno při teplotě 110 °C do konstantní váhy

-

zž bylo stanoveno žíháním při teplotě 1050 °C přibližně 1 hodinu

Sediment byl sušen v chemické laboratoři po dobu zhruba 4 týdnů při pokojové teplotě 25 °C.

3.2.3 Způsob odběru vzorků sedimentů Vzorky sedimentů byly odebrány v terénu ručně – lopatkou do plastových uzavíratelných sáčků. Celkem byly odebrány 2 vzorky. Sedimenty byly odebrány v mokřadním systému v třetí drenáži (prutu), který vede k sedimentační nádrži č. 1. (viz obr. v příloze 3). Byl odebrán čistý sediment tmavě hnědé barvy a sediment pocházející z organické hmoty mokřadu, tmavě hnědé až černé barvy. Oba vzorky obsahovaly velké množství vody. Každý z odebraných vzorků sedimentů vážil přibližně necelý 1 kg. Veškerá data byla vyhodnocena v programu MS Excel 2003.

28

4 VÝSLEDKY A JEJICH DISKUZE Výsledky této práce vyplývají z dat vyhodnocených společností AQUATEST a.s. Praha. Dne 27. 10. 2008 proběhlo vzorkování a měření dat v mokřadním systému v Nové Vsi Moravské Třebové. Bylo provedeno celkem 9 odběrů vzorků vody na celkovou chemickou analýzu na 9 vybraných odběrových místech (OM) v remediačním mokřadním systému. Současně proběhlo na zmíněných 9 vzorkovacích místech měření fyzikálně chemických parametrů vody a na odlišném stanovišti v mokřadním systému byly odebrány vzorky sedimentů. Lokalizaci vzorkovacích míst přibližuje obr. 5 a 6 v kapitole 3.2.

4.1 Přehled vývoje chemismu vod mokřadu dne 27. 10. 2008 Sledovanými parametry vody jsou teplota, pH, Eh, Fe, Mn, Ca, SO42–, a HCO3– a mineralizace. Vývoj teploty na odběrových místech mírně kolísá. V místě výtoku důlní vody na povrch na odběrovém místě 1 (zkratka OM 1) je teplota nejvyšší. Nejnižší teplota vody byla naměřena na OM 2 před vstupem vody do mokřadu. To bylo zřejmě způsobeno ochlazením vody vzhledem k nízkým venkovním teplotám v tomto dni. Od OM 2 teplota mírně stoupá až k OM 5, kde se voda dostává do odkalovacích nádrží. Mezi odběrovými místy 5 a 6 teplota mírně klesá a do OM 6 se opět zvyšuje k výstupu z mokřadu. Vývoj teploty zobrazuje obr. 8a. pH vody od výtoku důlní vody OM 1 k odběrovému místu 2 prudce klesá a jeho hodnota je v tomto místě nejnižší. Od OM 2 se hodnota pH zvyšuje až k výstupu vody z mokřadu. pH vody zobrazuje obr. 8b. Redox potenciál má nejnižší hodnotu na OM 1 při výtoku důlních vod na povrch a jeho hodnota se prudce zvyšuje až k OM 2, kde je jeho nejvyšší hodnota. Od OM 2 se hodnota redox potenciálu snižuje až k OM 4. Odtud se hodnota opět zvyšuje k OM 5 a od tohoto místa klesá až k výstupu z mokřadu. Vývoj redox potenciálu vody zobrazuje obr. 8c. Vstupní a výstupní hodnoty výše uvedených fyzikálněchemických parametrů vody přibližuje tabulka 2. Koncentrace Fe je v místě, kde důlní voda vytéká na povrch OM1 nejvyšší. Od tohoto místa se koncentrace Fe velmi rychle snižuje až k odběrovému místu OM 2 a dále se pozvolna snižuje až k OM 3. Mezi OM 3 a 4 se koncentrace Fe mírně zvyšuje a od 4 postupně klesá až k výstupu z mokřadu (OM 9). Vývoj koncentrace Fe zobrazuje obr. 8d. Koncentrace Mn je v místě výtoku důlní vody na povrch (OM 1) nejvyšší a jeho koncentrace postupně klesá až k OM 3. Od OM 3 až k místu 5 se koncentrace Mn mírně zvyšuje a od OM 5 koncentrace klesá

29

až k výstupu z mokřadu. Vývoj koncentrace Mn zobrazuje obr. 8e. Koncentrace Ca má v místě výtoku důlní vody na povrch nejnižší hodnotu. Koncentrace vápníku se zvyšuje až k OM 6, kde je jeho koncentrace nejvyšší a od toho místa mírně klesá až k výstupu z mokřadu. Koncentrace při výstupu z mokřadu není nižší než u výtoku důlní vody u OM 1. Vývoj koncentrace Ca přibližuje obr. 8f. Koncentrace SO42– je nejvyšší v místě výtoku důlní vody na povrch u OM 1, postupně klesá až k OM 6 a od tohoto místa se koncentrace k OM 7 nepatrně zvyšuje. Od OM 7 koncentrace síranů klesá na svou nejnižší hodnotu v odběrovém místě 8. Dále koncentrace síranů opět mírně stoupá směrem k výstupu z mokřadu. Vývoj koncentrace síranů zobrazuje obr. 9a. Koncentrace HCO3– nebyla při výtoku důlních vod na povrch vůbec naměřena. První naměřené hodnoty jsou zjištěné v mokřadním systému u OM 3 a 4. Od odběrového místa 4 koncentrace klesá k OM 5 na nulovou hodnotu a odtud se koncentrace prudce zvyšuje až k výstupu z mokřadu. Vývoj koncentrace HCO3– zobrazuje obr. 9b.

4.2 Diskuze vývoje chemismu vod v mokřadním systému Při výtoku důlní vody na povrch dochází k okamžitému vysrážení oxohydroxidů železa, což způsobuje vzájemné působení kyselé důlní vody s atmosférickým kyslíkem. Dokládají to typické sraženiny hydroxidů železa okrovo – oranžové barvy u výtoku důlních vod na povrch (odběrové místo 1), tuto situaci zobrazují fotografie 2 a 3 v příloze 3. Tento proces lze popsat reakcí Fe2+ + 2,5 H2O + 0,25 O2 →

Fe(OH)3(s) + 2 H+

(15)

Tento proces způsobuje snížení pH vody mezi odběrovým místem 1 a 2, protože Fe(OH)3 produkuje značné množství acidity. Srážení oxohydroxidů pokračuje až k OM 4 a 5 v mokřadním systému a přitom se hodnoty Fe postupně snižují. Největší snížení koncentrace Fe je patrné mezi OM 1 a OM 2, kdy se koncentrace Fe sníží z 48,5 mg/l na 2,63 mg/l a dále mírně klesá až k OM 3. Oxidovaný mangan (Mn2+) se sráží v podobě pyroluzitu dle rovnice Mn2+ + 0,5 O2 + H2O → MnO2(s) + 2 H+

(16)

Prudký pokles kyselosti vody zde způsobuje interakce důlní vody s horninotvornými minerály. Jedná se především o rozpouštění karbonátových a jílových minerálů, které obsahují Ca. Vývoj koncentrace Ca přibližuje obr. 8f. Rozpouštěním těchto minerálů se zvyšuje pH vody, které je patrné i na grafu pH v odběrových místech 2, 3, 4, 5. Do vody vstupuje více Ca2+ než

30

Fe2+, a proto se koncentrace Ca zvyšuje, to dokládá rozpouštění karbonátových minerálů (např. kalcitu) a jílových minerálů (montmorillonitu). Koncentrace Fe a Mn jsou díky působení důlní vody s horninotvornými minerály sníženy téměř na hodnoty, které lze najít v přirozených přírodních vodách. V mokřadu (na odběrových místech 3, 4, 5) také dochází ke vzájemnému působení kyselé důlní vody (konkrétně vysrážených oxohydroxidů železa a manganu) s organickým materiálem, který se zde vytváří rozkladem z odumřelých rostlin. Organický materiál obsahuje množství organických látek. Příkladem organické látky může být např. etanol. Vzájemné působení etanolu a oxohydroxidů železa vede ke spotřebě kyslíku z pronikající vody za vzniku CO2. Tím obsah rozpuštěného kyslíku klesne a začne se redukčně rozpouštět pyrolusit MnO2 MnO2(s) + 4 H+ + 2e– → Mn2+ + 2 H2O

(17)

Po této reakci pH mírně roste, protože dochází ke spotřebě protonů. Hydroxid železitý obsahuje velké množství Fe3+, další růst pH vody způsobí další srážení Fe(OH)3. Po úplném rozpuštění MnO2 poklesne obsah kyslíku ještě více. Začíná se redukčně rozpouštět i hydroxid železitý, což je dobře patrné na obr. 8d. na odběrovém místě 4. Tuto redukci potvrzuje i naměřená hodnota Eh na odběrovém místě 4 (obr. 8c). Redukci hydroxidu železitého lze popsat reakcí Fe(OH)3 → Fe2+ + 3 OH–

(18)

Při této reakci se opět spotřebují protony a pH opět vzroste (viz obr. 8b – OM 3, 4 a 5). Ve vodě se opět objevuje Fe2+, ale díky výraznému poklesu kyslíku ve vodě hodnota redox potenciálu od místa redukce prudce klesá (obr. 8c), postupně od OM 5 klesá i hodnota rozpuštěných karbonátových látek a pH vody se od OM 5 prudce zvyšuje až k výstupu z mokřadu. Nově vzniklé Fe2+, Mn2+ a přítomné SO42– jsou v kontaktu s organikou v mokřadu vystaveny silně redukčnímu prostředí. Rozkladem organických látek se uvolňuje CO2, který se rozpouští ve vodě, při čemž vzniká kyselina uhličitá, která okyseluje prostředí a následně se redukuje v podobě HCO3–. Tento proces lze popsat reakcí CO2 + H2O → H2CO3 → H+ + HCO3–

(19)

Vývoj HCO3– zobrazuje obr. 9b, kde je patrný rychlý růst organiky od odběrového místa 5 k 6, přičemž se pH vody zvyšuje a koncentrace Fe, Mn, SO42– se snižuje. Toto snížení způso31

bují organické látky, které mají silnou tendenci k vlastní oxidaci a dochází k uvolnění elektronů i protonů. Jako příjemce elektronů organických látek slouží síra a přítomné síranové iony a dochází k jejich redukci. Tuto oxidaci a následnou redukci lze popsat jako SO42– + 8e– + 10 H+ → H2S + 4 H2O (20) Sírany SO42– se redukují na sulfán H2S, který je se již dále nerozkládá a je stabilní. Při této rovnici jsou spotřebovány protony a dochází ke zvýšení pH vody. Od odběrového místa 5 je patrný úbytek síranů ve vodě (viz obr. 8a) a od tohoto místa je patrné v grafu pH vody jeho zmíněné zvýšení. Oxidačně-redukční potenciál vody se snižuje (obr. 8c). Přítomné Fe2+ se za pomoci oxidace organických látek na stejném principu jako sírany zredukuje do nerozpustných sulfidů (FeS2 – pyrit) a tuto reakci lze zjednodušeně popsat Fe2+ + S2– → FeS2 nebo také platí CH3 – CH2 – OH + H+ + SO42– + Fe2+ →

FeS2 + 2 CO2 + H2O

(21)

Z rozpouštění jílových a karbonátových horninotvorných minerálů je stále přítomný Ca2+. Redukce Fe2+ způsobila zvýšení pH, redox potenciál se zvýšil a dochází k vysrážení kalcitu, což je patrné i ve vývoji koncentrace Ca z obr. 8f. Dochází k reakci Ca2+ + HCO3– → CaCO3(s) + H+

(22)

Dochází k dalšímu zvýšení pH ke snížení kyselosti vody a tím snížení redox potenciálu. Současně dochází i ke srážení sulfidů manganu z Fe2+ na MnS za reakce CH3 – CH2 – OH + SO42– + Mn2+ →

MnS + 2 CO2 + 3 H2O

(24)

Tímto je proces vzájemného působení důlní vody a organického detritu ukončen. Došlo ke snížení kyselosti vody, pH vody se zvýšilo na hodnotu 7,64. Srážením je odstraněn obsah rozpuštěného železa a manganu, které jsou redukovány do nerozpustných sulfidů. Redukční prostředí dokládá měření na odběrových místech 5, 6, 7, 8, 9, které zobrazuje obr 8c. Při redukci klesá celková mineralizace vody, což dokládá obr. 9c. Sírany jsou redukovány na sulfán a sráží se také kalcit, který váže rozpuštěný vápník a karbonátové látky.

32

Vývoj chemismu vody v tomto mokřadu dokládá, že dokáže účinně odstranit kontaminanty, které způsobují kyselost důlní vody. Hlavním faktorem k odstranění těžkých kovů je spolupůsobení kyselé vody s organickým materiálem mokřadu. Proto je důležitá vegetace, která je vysázena v mokřadu, která podporuje neustálý přísun organické hmoty. Tento způsob eliminace kyselé důlní vody nezpůsobuje žádný odpad (organický materiál se mění na CO2 a H2O) a tento způsob úpravy je bezobslužný. Veškeré výše uvedené naměřené a získané hodnoty potvrzuje monitoring vod, který na této lokalitě provádí společnost P-D Refractories CZ, a. s. Hodnoty naměřené touto společností jsou obsahem přílohy 2 a pojednává o nich i kapitola 2.4. Vývoj změn v obsahu rozpuštěného železa ukazuje obr. 7. Výsledky rozboru dnových sedimentů (v čistém sedimentu a v organické hmotě) znázorňují obrázky 10 a 11, které ukazují rozdíly v koncentracích jednotlivých sledovaných látek). Na místě odběru sedimentu bylo provedeno měření Eh sedimentu v organické hmotě, které ukázalo zápornou hodnotu, která potvrzuje silně redukční prostředí organického materiálu (Eh –420 mV). a)

b)

c)

Obr. 7 Vývoj ve změnách koncentrace Fe v podélném profilu mokřadu (foto J. Zeman). (a) situace u výtoku důlních vod na povrch, (b) ve střední části mokřadního systému, (c) vyčištěná voda při výstupu vody z mokřadu

Tab. 2 Vstupní a výstupní hodnoty jednotlivých fyzikálně chemických parametrů, kationů a anionů, odebraných dne 27. 10. 2008, vyhodnocené v laboratoři společnosti AQUATEST a. s. Praha. Odběrové místo č. 1. výtok důlní vody na povrch 9. výstup vody z mokřadu

Teplota °C

pH

Eh (mV)

Fe (mg/l)

Mn (mg/l)

Ca (mg/l)

SO42– (mg/l)

HCO3– (mg/l)

Mineralizace

7,9

5,52

41

48,50

0,52

87

321

0,0

515,3

7

7,64

172

0,55

0,21

94,5

260

58,6

440,9

33

Následující obrázky ukazují vývoj podmínek v podélném profilu mokřadu v Nové Vsi. (obrázky se týkají dat odběrových míst 2–9) a)

b) 8,0

8,0

7,5 7,0 6,0

6,5

pH (terén)

teplota °C (terén)

7,0

6,0 5,5

5,0 4,0

5,0 3,0

4,5 4,0 900

950

1000

1050

1100

1150

2,0 900

1200

950

1000

1050

1100

1150

1200

1100

1150

1200

1150

1200

pozice (m)

pozice (m)

c)

d) 500,0

3,0 2,5

400,0 2,0 Fe (mg/l)

Eh (mV) (terén)

450,0

350,0 300,0

1,5 1,0

250,0 0,5

200,0 150,0 900

950

1000

1050

1100

1150

0,0 900

1200

950

1000

1050 pozice (m)

pozice (m)

f)

e)

104,0

0,6

102,0 100,0

0,5 Ca (mg/l)

Mn (mg/l)

98,0

0,4

0,3

96,0 94,0 92,0 90,0 88,0

0,2

86,0

0,1 900

950

1000

1050

1100

1150

84,0 900

1200

950

1000

1050

1100

pozice (m)

pozice (m)

Obr. 8 Vývoj podmínek v podélném profilu mokřadu (a) teplota, (b) pH, (c) redox potenciál, (d) koncentrace železa, (e) koncentrace manganu, (f) vývoj vápníku

34

b)

a) 270,0

70,0 60,0 50,0 (HCO3) (mg/l)

260,0

40,0

-

2-

(SO4 ) (mg/l)

265,0

30,0 20,0

255,0

10,0

250,0 900

950

1000

1050

1100

1150

0,0 900

1200

pozice (m)

950

1000

1050

1100

1150

1200

pozice (m)

c) 520,0

mineralizace (mg/l)

500,0 480,0 460,0 440,0 420,0 400,0 380,0 900

950

1000

1050

1100

1150

1200

pozice (m)

Obr. 9 Vývoj podmínek v podélném profilu mokřadu (a) koncentrace síranů, (b) koncentrace organických látek, (d) mineralizace vody

35

Výsledky rozboru sedimentů odebraných dne 27. 10. 2008 50 45 40 35

%

30

sediment čistý

25

sediment v organické hmotě

20 15 10 5 0 SiO2 + NP

(SO4)2-

F2O3

-H2O

zž

Obr. 10 Porovnání procentuálního zastoupení chemických prvků v čistém sedimentu a sedimentu v organické hmotě mokřadu 600

500

400

ppm

sediment čistý

300

sediment v organické hmotě

200

100

0 MnO

Zn

Cu

Obr. 11 Porovnání obsahů kovů obsažených v čistém sedimentu a sedimentu v organické hmotě mokřadu

36

5 ZÁVĚR Z výsledků měření, které proběhlo dne 27. 10. 2008 a z výsledků měření společnosti P-D Refractories CZ, a. s. v roce 2007 vyplývá, že mokřadní systém v Nové Vsi u Moravské Třebové vykazuje schopnost účinně eliminovat kyselou důlní vodu, kterou je kontaminovaný místní Kunčický potok. Byly odvozeny základní geochemické procesy, které jsou příčinou úbytku rozpuštěných kontaminantů a dokládají samočistící schopnost tohoto umělého mokřadu. Důležitou roli v těchto procesech hraje vzájemné působení kyselé důlní vody s organickým materiálem, který má schopnost se oxidačně rozkládat. Při jeho rozkladu se uvolňují elektrony a tento děj vytváří silně redukční prostředí. V těchto podmínkách se redukují sírany na nerozpustný sulfán a železo a mangan jsou redukovány do nerozpustných sulfidů. Koncentrace rozpuštěného železa klesne z původních 48,5 mg/l na méně než 1 mg/l. Potvrzují to výsledky měření ze dne 27. 10. 2008, ale i výsledky měření společnosti P-D Refractories CZ a. s. v roce 2007, které jsou vyhodnoceny v této práci. Tato práce je prvotní studií procesů, které probíhají v mokřadním systému v Nové Vsi u Moravské Třebové.

37

6 SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY Batty L. C. & Younger P. L. (2004): Grown of Phragnites australis (Cav.) Trin ex. Steudel in mine water treatment wetlands: effects of metal and nutriet uptake. – Env.pol., 132, 85–93. Newcastle. Černík, M. – Zeman, J. – Slovák, J. – Šupíková, I. – Kopřiva, A. – Kořalka, S. – Říčka, A. – Žáček, M. – Polách, L. – Lederer, T. – Šuráňová, R. (2008): Geochemie a remediace důlních vod. – AQUATEST a.s., 247p. Praha. Demek, J. – Mackovičin, P. – Balatka, B. – Buček, A. – Cibulková, P. – Culek, M. – Čermák, Dobiáš, D. – Havlíček, M – Hrádek, M. – Kirchner, K. – Lacina, J. – Pánek, T. – Slavík, P. – Vašátko, J. (2006): Hory a nížiny Zeměpisný lexikon ČR. – AOPK ČR, 582p. Praha, Brno. Google (2008): Fotomapa mokřadu. Dostupné na: www.googleearth.cz, GEODIS BRNO, s.r.o., 28. 11. 2008. Cháb, J. – Stráník, Z. – Eliáš, M. (2007): Geologická mapa České republiky 1 : 500 000. – ČGS. Praha. Cháb, J. – Breitr, K. – Fatka, O. – Hradil, J. – Kalvoda, J. – Šimůnek, Z. – Štorch, P. – Vašíček, Z. – Zajíc, J. – Zapletal, J. (2008): Stručná geologie základu Českého masivu a jeho karbonského a permského pokryvu. – ČGS, 284p. Praha. Keller, E. A. (2005): Introduction to environmental geology. 3rd ed. – Prentice Hall. Saddle River, 578p. New Jersey. Kraus, I. & Kužvart, M. (1987): Ložiska nerud. – Nakladatelství technické literatury Alfa, 232p. Praha. Kužvart, M. (1983): Ložiska nerudních surovin ČSR. Univerzita Karlova, 521p. Praha. Lužný, R. (2008): Mladějovská průmyslová dráha. Dostupné na: http://spz.logout.cz/uzke/ cz_mladejov/mladejov.html, 23. 11. 2008. Mísař, Z. – Dudek, A. – Havlena, V. – Weiss, J. (1983): Geologie ČSSR I Český masív. – Státní pedagogické nakladatelství, 336p. Praha. Pačes, T. (1972): Chemické rovnováhy v přírodním systému voda – hornina – atmosféra. Vyd. 1. Ústřední ústav geologický v Academii – svazek 43, 196p. Praha. Pešek, J. – Holub, V. – Jaroš, J. – Malý, L. – Martínek, K. – Pešek, J. – Prouza, V. – Spudil, J. – Tásler, R. (2001): Geologie a ložiska svrchnopaleozoických limnických pánví České republiky. – ČGS, 244p. Praha. Průmyslové muzeum Mladějov, (2008): Historie těžby uhlí a lupku. Dostupné na: http://www.mladejov.cz/hi_1.php, 28. 11. 2008.

38

Pyramid Consorcium, (2003): Engineering gaudelines for tha passive remediation of acid/or metalliferous mine drainage and similar wastewater. Europen Commision 5th Framework RTD Project no. EVK-CT-1999-000021. „Pasive in-situ remediation of acidic / industrial drainage” (PYRAMID).– public edition. University of Newcastle Upon Tyne, 199p. Newcasltle Upon Tyne UK. Seznam (2008): Lokalizace mokřadu. Dostupné na: www.mapy.cz, Mapové podklady GEODIS BRNO, s.r.o., 28. 11. 2008. Svoboda, J. – Beneš, K. – Bernard, J. – Cicha, I. – Dornič, J. – Dvořák, Ja. – Dvořák, Jo. – Havlena, V. – Horný, R. – Chaloupský, J. – Chlupáč, I. – Kalášek, J. – Kettner, R. – Malecha, A. – Mísař, Z. – Pacovská, E. – Petránek, J. – Řezáč, B. – Soukup, J. – Vodička, J. – Zoubek, V. – Zrůstek, V. (1962): Vysvětlivky k přehledné geologické mapě ČSSR 1 : 200 000 M – 33 – XXII Česká Třebová. – Geofond v nakladatelství Československé akademie věd, 245p. Praha. Tolasz, R. (2007): Atlas podnebí Česka. – 1.Vyd. – Český hydrometeorologický ústav, 255p. Praha. Vachtl, J. – Malecha, A. – Peloušek, J. – Pelikán, V. – Franče, J. – Ryšavý, P. (1968): Ložiska cenomanských jílovců v Čechých a na Moravě. – Ústřední ústav geologický v Akademii, 164p. Praha. Zeman, J. & Černík, M. (2008): Mokřadní systémy. – MS, ÚGV, PřF MU, Brno. Zeman, J. (2008): Obecný geochemický model přírodního mokřadního systému. – MS, ÚGV, PřF MU, Brno.

39

PŘÍLOHY

40

Příloha 1 Mapa geologických poměrů

Mapa 1 Upraveno dle Chába, J. – Stráníka, Z. – Eliáše, M. (2007): .Geologická mapa České Republiky 1 : 500 000. – Čes. geol. glužba. Praha.

Legenda

41

Příloha 2 Grafy zobrazující situaci naměřených hodnot společností P-D Refractories CZ, a. s. v roce 2007 8

60 50 Fe (mg/l) 26.2.2007

pH 26.2.2007

7

6

5

40 30 20

10 4

0 0

500

1000

1500

0

500

pozice (m)

1000

1500

pozice (m)

Obr. 1 Vývoj pH vody dne 26 .2 .2007.

Obr. 2 Vývoj podmínek železa dne 26 .2 .07.

600

4

550 NL (mg/l) 26.2.2007

RL (mg/l) 26.2.2007

3

500

450

2

1

400

0

350 0

500

1000

0

1500

500

1000

1500

pozice (m)

pozice (m)

Obr. 3 Vývoj koncentrace rozpuštěných látek (RL) dne 26 .2. 07.

Obr. 4 Vývoj koncentrace nerozpuštěných látek (NL) dne 26. 2. 07.

8

60

50 Fe (mg/l) 26.4.2007

pH 26.4.2007

7

6

5

40

30 20

10 4

0 0

500

1000

1500

0

pozice (m)

Obr. 5 Vývoj pH vody dne 26. 4. 07.

500

1000 pozice (m)

Obr. 6 Vývoj podmínek Fe dne 26. 4. 07.

42

1500

650

10

8 NL (mg/l) 26.4.2007

RL (mg/l) 26.4.2007

600

550

500 450

6

4

2

400

0

350 0

500

1000

0

1500

500

1000

1500

pozice (m)

pozice (m)

Obr. 7 Vývoj koncentrace rozpuštěných látek dne 26. 4. 07.

Obr. 8 Vývoj koncentrace nerozpuštěných látek dne 26. 4. 07.

8

60

50 Fe (mg/l) 18.7.2007

pH 18.7.2007

7

6

5

40

30 20

10 4

0 0

500

1000

1500

0

500

pozice (m)

Obr. 9 Vývoj podmínek pH ze dne 18. 7. 07.

1500

Obr. 10 Vývoj podmínek Fe ze dne 18. 7. 07.

650

12

600

10 NL (mg/l) 18.7.2007

RL (mg/l) 18.7.2007

1000 pozice (m)

550

500

450

400

8

6

4

2

350

0

0

500

1000

1500

0

pozice (m)

Obr. 11 Vývoj koncentrace NR dne 18. 7. 07.

500

1000 pozice (m)

Obr. 12 Vývoj koncentrace NL dne 18. 7. 07.

43

1500

8

60

50 Fe (mg/l) 17.9.2007

pH 17.9.2007

7

6

5

40

30 20

10 4

0 0

500

1000

1500

0

500

pozice (m)

1000

1500

pozice (m)

Obr. 13 Vývoj podmínek pH dne 17. 9. 07.

Obr. 14 Vývoj podmínek železa dne 17. 9. 07. 16

650

14

600 NL (mg/l) 17.9.2007

RL (mg/l) 17.9.2007

12

550

500

450

10 8 6 4

400

2

350

0

0

500

1000

1500

0

500

pozice (m)

1000

1500

pozice (m)

Obr. 15 Vývoj podmínek rozpuštěných látek dne 17. 9. 07.

Obr. 16 Vývoj podmínek nerozpuštěných látek dne 17. 9 .07.

8

60

50 Fe (mg/l) 25.10.2007

pH 25.10.2007

7

6

5

40

30

20 10

4

0

0

500

1000

1500

0

pozice (m)

Obr. 17 Vývoj podmínek pH dne 25. 10. 07.

500

1000 pozice (m)

Obr. 18 Vývoj podmínek železa dne 25. 10. 07.

44

1500

6

600

5 NL (mg/l) 25.10.2007

RL (mg/l) 25.10.2007

650

550

500

450

400

4

3

2

1

350

0

0

500

1000

1500

0

500

pozice (m)

1000

1500

pozice (m)

Obr. 19 Vývoj podmínek rozpuštěných látek dne 25. 10. 07.

Obr. 20 Vývoj podmínek nerozpuštěných látek dne 25. 10. 07.

8

60

50 Fe (mg/l) 29.11.2007

pH 29.11.2007

7

6

5

40

30 20

10

4

0

0

500

1000

1500

0

500

pozice (m)

1500

pozice (m)

Obr. 21 Vývoj podmínek pH dne 29. 11. 07.

Obr. 22 Vývoj podmínek železa dne 29. 11. 07.

650

6

600

5 NL (mg/l) 29.11.2007

RL (mg/l) 29.11.2007

1000

550

500

450

400

4

3

2

1

350

0 0

500

1000

1500

0

pozice (m)

Obr. 23 Vývoj podmínek RL dne 29. 11. 07.

500

1000 pozice (m)

Obr. 24 Vývoj podmínek NL dne 29. 11. 07.

45

1500

Příloha 3 Fotodokumentace mokřadního systému a odběrových míst

Obr. 1 Detailní pohled na mokřad s drenážními kanálky

Obr. 2 Odběrové místo 1 – situace u výtoku důlních vod na povrch

46

Obr. 3 Detail výtoku důlních vod na povrch Obr. 4 Situace u odběrového místa 2 – od(foto J. Zeman). vodnění potoka do mokřadního systému. (foto J. Zeman).

Obr. 5 Odběrové místo 3 – typické zbarvení vody obsahující sraženiny železa (foto J. Zeman).

Obr. 6 Odběrové místo 4 (foto J. Zeman).

Obr. 7 Odběrové místo 5, před vtokem do první sedimentační nádrže (foto J. Zeman).

Obr. 8 Situace u odběrového místa 6 u výstupu z první nádrže, viditelný úbytek sraženin železa (foto J. Zeman) 47

Obr. 9 Přítok vody z první do druhé sedimen- Obr. 10 Situace u odběrového místa 8 – vytační nádrže – nedaleko odběrového místa 7 čištěná voda u výtoku vody ze třetí sedimen(foto J. Zeman). tační nádrže (foto J. Zeman).

Obr. 11 Odběrové místo 9 – výstup vody z mokřadního systému do svého původního koryta (foto J. Zeman).

48