Rešerše k tématu bakalářské práce:
Remediační procesy v mokřadním systému v Nové Vsi u Moravské Třebové
Vedoucí práce: doc. RNDr. Josef Zeman, CSc.
Zpracovala: Kateřina Jašková Brno 2009
0
Obsah 1.
Úvod……………………………………………………………………………
2
2.
Přehled literárních údajů……………………………………………………….
3
Vznik kyselých důlních vod………………………………………………….
3
2.1.1 Oxidace pyritu a kyselé důlní vody…………………………………….
3
2.1.2 Mikroorganismy oxidující minerální horniny…………..………………
5
2.1.3 Mikroorganismy redukující železo a sírany…………………………….
6
Způsoby čištění a neutralizace kyselých důlních vod………………………..
7
2.2.1 Aktivní čištění důlních vod……………………………………………..
7
2.1
2.2
2.2.2 Pasivní čištění důlních vod……………………………………………... 7 2.2.2.1 Aerobní pasivní remediační systémy čištění důlních vod…………..
8
2.2.2.2 Anaerobní pasivní remediační systémy čištění důlních vod……….. .10 2.3
Příklady lokalit využívající pasivní čištění kyselých důlních vod…………… .12 2.3.1 Lokalita Shilbottle, Northumberland, Velká Británie……………………12 2.3.2 Lokalita Zlaté Hory……………………………………………………... 13 2.3.3 Lokalita Nová Ves u Moravské Třebové……………………………….. 13 2.3.3.1 Lokalizace a klima………………………………………………….. 14 2.3.3.2 Geologické poměry…………………….…………………………… 15 2.3.3.3 Geomorfologie…………………………………………………..….. 16 2.3.3.4 Hydrogeologické poměry…………………………………...………. 17 2.3.3.5 Zdroje kontaminace Kunčického potoka na lokalitě Nová Ves ……. 18 2.3.3.6 Popis remediačního systému v Nové Vsi………………………….... 18 2.3.3.7 Podmínky vzniku pasivního remediačního systému v Nové Vsi…… 19
3.
Závěr…………………………………………………………………………. 22
4.
Použitá literatura……………………………………………………............... 23
1
1. Úvod
Kyselé důlní vody jsou jednou z hlavních příčin znečištění podzemních i povrchových toků v Evropě. Současný odhad naznačuje, že více než 4500 km evropských vodních toků je znečištěno kyselými důlními vodami, které vytékají z již nečinných dolů. (PYRAMID Consortium, 2003). Po ukončení těžby jsou důlní prostory zaplaveny podzemní vodou, která byla během těžby odčerpávána, čímž se z okolních hornin začnou uvolňovat kontaminanty. Děje se tak díky změnám v oxidačně redukčním prostředí. Konkrétně se jedná o oxidační rozpouštění sulfidických minerálů, především pyritu. Hlavními kontaminanty je železo, mangan a sírany. Koncentrace těchto těžkých kovů jsou rizikem pro životní prostředí, protože kontaminují podzemní i povrchovou vodu. 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 mé bakalářské práce je vyhodnocení dosavadních výsledků doplněných o vlastní měření v mokřadním systému vybudovaném v roce 2003 firmou P-D Refractories, Velké Opatovice v Nové Vsi u Moravské Třebové 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
2. Přehled literárních údajů
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). Kyselé důlní vody - AMD, z angl. Acid Mine Drainage, tedy obsahují především rozpuštěné kovy z uhelných a rudních dolů. Vysoké obsahy železa způsobuje zvětrávající pyrit. Je to běžný minerál sulfidů, který se často vyskytuje spolu s uhlím nebo rudami. Důlní vody s vysokou koncentrací sulfidů a rozpuštěnými kovy prosakují pryč z důlních prostorů. Mohou znečistit půdu a povrchovou vodu. Jestliže se kyselé důlní vody dostanou do přírodních toků nebo jezer, mohou je významně poškodit. Kyselá voda je nesmírně toxická pro rostliny a živočichy ve vodním ekosystému. Tyto vody mohou také mobilizovat jiné potenciální škodliviny (Keller, 2005).
2.1.1
Oxidace pyritu a kyselé důlní vody Pyrit je železitý 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 toky a jiné části životního prostředí. Tato forma znečištění je hlavním problémem oblastí,
3
kde je těženo uhlí bohaté na sulfidy a kde se těží sulfidické minerály. Týká se mnoha 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 0ºC 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)
a nebo 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 (Pačes, 1972). Rychlost acidifikace závisí na povrchových vlastnostech pyritu obsaženého v roztoku a závisí také na jeho krystalografické podobě. Je známo, že ložisko, které obsahuje velké koncentrace pyritu podléhá acidifikaci rychleji než ložisko s nižším podílem pyritu. Malé
4
částečky pyritu s velkým povrchem vykazují vyšší rychlosti acidifikace než je tomu u velkých zrn s malými povrchy. 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 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).
Obr.1: Kunčický potok v Nové Vsi kontaminovaný kyselými důlními vodami. Foto: J. Zeman.
2.1.2
Mikroorganismy oxidující minerální horniny Další činitel, který se podílí na vzniku kyselých důlních vod jsou sirné bakterie
oxidující anorganické sirné látky na kyselinu sírovou. Tyto procesy opět probíhají v aktivních a opuštěných dolech a důlních odpadech (Němec, Horáková 1993).
5
K nejprozkoumanějším acidofilním bakteriím patří rod Acidithiobacillus oxidující síru a dvojmocné železo. Mezi další známé acidofilní bakterie patří Leptospirillum ferrooxidans, Acidiphilium spp., Leptospirilum thermoferrooxidans, Sulfobacillus spp., (Černík et al. 2008). Podle Zemana, Černíka (2008) k acidofilním mikroorganismům patří bakterie a archebakterie, které mají metabolické předpoklady oxidovat dvojmocné železo (Fe2+) anebo redukované formy formy síry a tím zrychlit oxidativní rozpouštění sulfidických minerálů. Tyto baterie a archeabakterie používájí k získávání kovů z metalických rud a jejich koncentrátů (tzv. biotěžba). Nejznámější ze všech prokaryontních mikroorganismů degradující minerální horniny je Acidithiobacillus ferrooxidans (starší název Thiobacillus ferrooxidans), který byl popsán jako první bakterie oxidující pyrit. Dlouho dobu byl považován za nejvýznamnější bakterii oxidující minerály, ale v současné době bylo prokázáno, že další bakterie, která oxiduje železité sulfidické minerály je Leptospirillum ferrooxidans. Jedná se o mnohem početnější a aktivnější bakterii než Acidithiobacillus ferrooxidans. To je dáno vysokou přizpůsobivostí této bakterie k substrátu, větší snášenlivostí železitého ionu a přizpůsobení nízkého pH <2 oproti bakterii A. ferrooxidans.
2.1.3
Mikroorganismy redukující železo a sírany Existují i takové sirné bakterie, které mohou za určitých podmínek sírany redukovat
a vytvářet sulfidy jako substrát pro oxidační bakterie, (Němec, Horáková 1993). Podle Zemana, Černíka (2008) bylo identifikováno mnoho acidofilních mikroorganismů, které dokážou redukovat železitý ion na železnatý. Bylo také prokázáno, že určité železo-oxidující acidofilní bakterie, včetně Acidithiobacillus ferrooxidans, mohou za podmínek bez přístupu vzduchu spojit oxidaci síry nebo polythionátů se současnou redukcí železitých iontů. K dalším mikroorganismům, kteří oxidují železo a využívají při tomto procesu substrát jako konečný příjem elektronů jako např. Sulfobacillus spp., Acidimicrobium ferrooxidans, Ferrimicrobium acidophilum, mohou za podmínky nedostatku kyslíku dýchat pomocí železitých kationů. K organismům, kteří dokážou redukovat trojmocné železo za současné oxidace organického substrátu patří druhy heterotrofního rodu Acidiphilium. Někteří zástupci tohoto rodu jsou schopni redukovat železo i za přítomnosti kyslíku (do max. koncentrace kyslíku 60% rozptýleného v okolním prostředí). Bylo také zjištěno, že některé druhy rodu Acidiphilium
6
redukují železo velmi pomalu v prostředí, kde není přítomen kyslík, a o proti tomu v prostředí obsahující kyslík dochází k velmi rychlé redukci železa.
2.2 Způsoby čištění a neutralizace kyselých důlních vod 2.2.3
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).
2.2.4
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 (Černík et al. 2008).
7
2.2.2.1 Aerobní pasivní remediační systémy čištění důlních vod Mezi kategorii pasivních aerobních remediačních systémů patří: -
aerobní mokřad
-
alkalizace v proudu kyselých vod pomocí vápence
-
studny s alkalizačním materiálem
-
oxické vápencové lože
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 železa pak 15mg/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 nemediačním 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 v jednotkách 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).
8
Obr. 2: Fotografie aerobního mokřadu v Nové Vsi u Moravské Třebové. Foto: J. Zeman, 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. 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.
9
Alkalizace v proudu kyselých důlních vod pomocí vápence Je to velmi jednoduchá metoda čištění kyselých důlních vod. Jedním ze způsobů eliminace acidity je vybudování kanálu s vrstvou vápence, do kterého je svedena kyselá důlní voda. Dalším způsobem je přidání kousků vápence přímo do toku kyselé důlní vody. Rozpouštějící se vápenec způsobuje zvyšování alkality a pH vody. Povrch vápence je pokrýván hydroxidem (uhličitanem železitým), který vzniká v důsledku neutralizace a dochází ke snížení tvorby alkality. Rychlost proudění a turbulence napomáhá účinnosti systému, prostřednictvím udržení straženin v suspenzi a tím zabraňuje povrchové deaktivaci vápence (Černík et al. 2008).
Studny s alkalizačním materiálem Slouží ke zvyšování alkality a pH kyselých důlních vod. Jedná se o betonový kruhový objekt v zemi s velkým průměrem, obsahující nadrcený vápenec. Tento objekt je umístěn v blízkosti proudu kyselých vod. Část těchto vod je přehrazena a odvodněna potrubím do studny s rozdrceným vápencem. Hydraulický spád způsobuje fluorizaci a suspendaci lože drceného vápence ve studni. Vápencové lože se pomalu rozpouští. Poté voda opouští studnu a vtéká zpátky do toku kyselých vod. Velikost částic vápenců by se měla pohybovat okolo 2 – 3 cm a obsah vápence ve studni by měl zabírat 2/3 její hloubky. Množství vápence by mělo postačit na 1 až 2 týdny alkalizace (Černík et al. 2008).
Oxické vápencové lože Oxické vápencové lože je podzemní vrstva vápence, do kterého pronikají podzemní proudy kyselých důlních vod obsahujících kyslík. Rozpouštějící se vápenec způsobuje alkalinitu. Účelem tohoto systému je změna acidobazických vlastností pronikající kyselé důlní vody. Nevýhoda této metody spočívá ve srážení kovů v oxickém prostředí, která snižuje reaktivitu vápence. Tento problém lze odstranit pravidelným proplachováním vrstvy vápence, čímž se odstraní vysrážené oxidy-hydroxidy kovů (Černík et al. 2008).
2.2.2.2 Anaerobní pasivní remediační systémy čištění důlních vod Mezi hlavní pasivní anaerobní systémy se řadí: -
anaerobní mokřad
-
anoxické vápencové lože 10
-
vertikálně protékané reaktory
Anaerobní mokřad Anaerobní mokřad je charakteristický tím, že obsahuje kompostové lože a je podobný aerobnímu mokřadu. Rozdíl je v tom, že obsahuje propustný organický substrát, který je smíchán s vápencem nebo je uložen jako vrstva nad vápencovým ložem. Tyto dvě vrstvy jsou schopny odstraňovat těžké kovy a zvýšit alkalitu kyselých vod. Průtok kyselých vod vrstvou organického substrátu způsobuje snížení kyslíku v systému a díky tomu zůstávají kovy obsažené v kyselých důlních vodách v redukovaném stavu. K redukci síranů na sulfidy a hydrogensulfidy dochází díky dýchání přítomných organismů. Anaerobní mokřad obsahuje vrstvu vody o hloubce 3-10 cm, a pod ní leží vrstva organického substrátu o mocnosti 60-100 cm. Pod ní je umístěna vrstva vápencového lože o hloubce 15-30 cm. Organický substrát se skládá většinou z odpadních produktů, například ze zpracování hub (obsahují uhličitan vápenatý). Mezi další využívané substráty pro tyto účely slouží rašelina, dřevěné štěpky, piliny nebo seno (Černík et al. 2008)
Anoxické vápencové lože Anoxické (bezkyslíkaté) vápencové lože je vystavěno jako podzemní vrstva vápence, ve které nedochází k pronikání atmosférického kyslíku a do které pronikají podzemní proudy kyselých důlních vod neobsahující rozpuštěný kyslík. Kyselý charakter vod je za podmínek nedostatku kyslíku změněn v procesu rozpouštění vápence, při čemž je vytvářena alkalita. Bezkyslíkatý charakter prostředí zabraňuje povrchovému zbavení účinnosti vápence vysráženými kovy. Vápencové anoxické lože se skládá ze spodní vrstvy vápence, nad kterou leží nepropustná plastová fólie a nad ní vrstva jílu. Vrstva vápence by měla být zavodněna a měla by zabraňovat průniku kyslíku do kyselých důlních vod. Tato technologie se využívá pro prvotní stupeň úpravy kyselých důlních vod a dále pak následuje například proces čištění v aerobním mokřadu (Černík et al. 2008).
Vertikálně protékané reaktory Vertikálně protékané reaktory byly vystavěny tak, aby odstranily nedostatky v anodických vápencových ložích (nedostatky v produkci alkality) a anaerobních mokřadů. Vertikálně konstruované reaktory se skládají ze spodní vrstvy vápence odvodňované drenáží A nad ní leží vrstva organického substrátu. Na povrchu je stojatá voda. Voda vertikálně protéká vrstvou organického substrátu a vápencem a je odváděna drenážním systémem. 11
Dochází ke zvýšení alkality protékající vody díky rozpouštění vápence a bakteriální redukcí sulfátů. Tato technologie je využívána spolu s aerobními mokřady, ve kterých dochází k následné oxidaci kovů spojené s jejich vysrážením (Černík et al. 2008).
2.3 Příklady lokalit využívající pasivní čištění kyselých důlních vod Vývoj v oblasti pasivních čistících systémů kyselých důlních vod probíhal do roku 1993 pouze v USA. Následně se začala tato technologie šířit a usídlila se ve Velké Británii podle Youngera (2000a,b) v publikaci PYRAMID Final Report, 2003. Velká Británie podrobně prozkoumala a rozšířila tyto technologie do Španělska. V současné době využívá tuto technologii několik států světa. Bylo založeno tzv. PIRAMID Consorcium, jedná se o sdružení univerzit v jednotlivých státech, které shromažďují informace a podílejí se na výzkumech v této oblasti. Zkratka PIRAMID znamená Passive In-situ Remediation of Acidic Mine/Industrial Drainage (PYRAMID Consortium, 2003).
2.3.1
Lokalita Shilbottle, Northumberland, Velká Británie Dolování uhlí v nyní již uzavřeném dole v Shilbottle Colliery mělo za následek vznik
rozsáhlé haldy na této lokalitě. Voda prosakující z haldy obsahuje vysoce kyselé ,,haldové” vody, které odtékají do blízkého potoka Tyelaw Burn, který se dále vlévá do řeky Coquet a způsobily tak znečištění tohoto vodního toku na mnoho let. Náběhové remediační schéma, které bylo instalováno v roce 1996, zahrnovalo obnovení vegetace haldy společně se stavbou série tří aerobních rákosových loží (osázených rákosem obecným). Rákosové lože čistilo na povrchu odtékající vodu z haldy. Nicméně první fáze nápravy se ukázala neúspěšná, protože rákosové lože uhynulo v důsledku vysoce znečištěné vody. Ve druhé fázi remediace bylo proto nutné snížit koncentrace kovů v podzemních vodách haldy. Byly zbudovány permeabilní reaktivní bariéry (PRB) podle Youngera et al., (2003). Náplň tvořil kompost, kterým voda protékala a prosákla na povrch, čímž došlo ke snížení kyselosti vody. V uplynulé době mezi dvěma stupni remediace došlo k obnově vegetace na haldě (Batty, Younger, 2004). Dále je voda z permeabilního reaktivní bariéry odvodněna do tří sedimentačních lagun a dále do mokřadního systému odkud voda odtéká do potoka Tyelaw Burn. Výsledky čištění haldové vody na lokalitě Shibottle jsou velmi příznivé. Vstupní hodnoty pH vody vytékající
12
z haldy byly kolem 3,29-4,47 a na přítoku do aerobního mokřadu byly naměřeny kolem 7,2. Vstupní hodnoty Fe se pohybovaly kolem 1000 mg/l a výstupní hodnoty byly naměřeny 3,8 mg/l. U hliníku (Al) byly naměřeny vstupní hodnoty kolem 600 mg/l a výstupní hodnoty byly naměřeny 0,3 mg/l (Černík et al., 2008).
2.3.2
Lokalita Zlaté hory Jedná se o přírodní mokřad, který se nachází v severovýchodní části areálu Diamo o.z.
GEAM, Dolní Rožínka ve Zlatých horách mezi patou rekultivovaného odkaliště 03, které vzniklo ukládáním flotačních odpadů a hlušiny z provozu závodu Rudné Doly. Mokřad vznikl samovolně přírodní cestou a je neustále doplňován průsakovými odpadními vodami generovanými z paty odkaliště 03. Rozloha mokřadu je přibližně 750 m2 . Na této lokalitě probíhal intenzivní monitoring a měření koncentrací Fe, Mn, (SO4)2v letech 2005 a 2006. Dále bylo měřeno pH vody, konduktivita a oxidačně redukční potenciál (Rampas, 2007). Podle Bartákové (2001) chemická a bakteriální degradace důlního pyritového odpadu z lokality Zlaté Hory vede k okyselování celé oblasti a následné migraci těžkých kovů. Chemická oxidace pyritu nastává jednak působením atmosférického kyslíku, ale především účinkem Fe3+. Do dynamické rovnováhy cyklů síry a železa se zapojují chemotrofní a autotrofní sirné bakterie rodu Thiobacillus. Acidofilní chemoautotrofní bakterie Thiobacillus ferrooxidans hraje v přírodě mimořádnou roli v precesu biogeradace sulfidových minerálů. Vstupní koncentrace železa naměřené v dlouhodobém vývoji se pohybovaly od 2,83174,0 mg/l a výstupní koncentrace byly naměřeny mezi 1,9-0,25 mg/l, u manganu byly naměřeny vstupní koncentrace v rozmezí 7,47-16,40 mg/l a výstupní mezi 0,28-0,051 mg/l. Vstupní koncentrace síranů naměřené v dlouhodobém vývoji se pohybovaly od 826,0-971,0 mg/l a výstupní hodnoty byly naměřeny mezi 210,0-431,0 mg/l, (Rampas, 2007).
2.3.3 Lokalita Nová Ves u Moravské Třebové Předmětem této bakalářské práce je lokalita Nová Ves u Moravské Třebové, kde je vybudován mokřadní remediační systém. Jedná se o funkční remediační mokřad, který je schopen účinně eliminovat kontaminanty, které jsou obsažené v místním povrchovém toku -
13
Kunčickém potoce. Kontaminaci způsobují kyselé důlní vody, které prosakují na povrch z již nečinných lupkových dolů. Hlavními kontaminanty jsou železo, mangan a sírany. 2.3.3.1 Lokalizace a klima Nová Ves u Moravské Třebové 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. Mokřadní remediační systém leží na jz. okraji obce Nová Ves a protéká jí Kunčický potok. Lokalizaci přibližuje mapka č.1. Zájmová oblast leží v nadmořské výšce 425 m n. m. Klimatická oblast je mírně teplá oblast B5, která má charakteristickou mírně vlhkou podoblast vrchovinovou. Průměrná roční teplota vzduchu je 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. Průměrný roční úhrn srážek činí 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. Průměrný sezónní počet dní se sněžením je 60-70 dní a průměrný sezónní počet dní se sněhovou pokrývkou je 60-80, (Tolasz, 2007).
14
Mapka č.1. Lokalizace Nové Vsi u Moravské Třebové. Zdroj: www.mapy.cz, Google Earth, 2008.
2.3.3.2 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 náleží východní části české křídové tabule. A) Poorlická brázda Poorlická brázda podle Mísaře (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. Podle Mísaře et al. (1983) oblast poorlické brázdy stejně jako boskovická a blanická brázda mají stejnou tektonickou stavbu. Vrstvy brázdových výplní mají úklon buď monoklinální, nebo úklon směřující k ose ze obou stran.Vedle východních okrajových zlomů, jejichž výšky skoku mohou přesahovat 1000 m, jsou pro brázdy typické zlomy příčné, vytvářející systémy hrástí a příkopů.
15
B) Východní část české křídové tabule Podle J. Chába et al. (2007) se jedná o cenomanské terestrické sladkovodní až marinní jílovce, prachovce, pískovce a slepence perucko-rokycanského souvrství. Faltýsová (2002) ve své práci uvádí, že v katastrálním území obcí Mladějov na Moravě a Nová Ves u Moravské Třebové leží Přírodní památka Pod Skálou. Jedná se o výběžek kuesty Hřebečovského hřbetu (Červená hora, 609 m n. m.) jehož západní týlový svah je strukturní a východní čelní svah je erozní. Příkrý čelní svah kuesty je tvořen svrchnokřídovými sedimenty. V horní části leží jílové sedimenty jizerského souvrství stáří svrchní až spodní turon. Čelní svah tvoří jemnozrnné pískovce, slínovce a spongolity (opuky) bělohorského souvrství stáří spodní až střední turon, úpatí svahu glaukonitické pískovce perucko-rokycanského souvrství cenomanského stáří. Povrch pokrývá kambizem typická a stenická, v zamokřených místech leží gleje a pseudogleje. Moravská a východočeská křída obsahuje žáruvzdorné jíly a jílovce, které jsou vázány na sladkovodní souvrství cenomanu. Vyrábí se z nich šamotová ostřiva a jíly pórovinové. 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. Ložiskové 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. Používají se na výrobu ostřiv a jako plastická vložka v žáruvzdorné výrobě, podle Krause, Kunžvarta (1987). 2.3.3.3 Geomorfologie Z geomorfologického hlediska je ve studovaném území nejvýznamnější Hřebečovský hřbet. Náleží okrsku ve východní části Českotřebovské vrchoviny. Jedná se o plochou rovinu povodí Tiché Orlice, Třebovky, Svitavy a na rozvodí Třebovky a Svitavy na západě a Moravské Sázavy a Třebůvky na východě. Celková rozloha povodí je 255,34 km². 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 16
kuest je proťatý hluboce zaříznutými údolími. Nejvyšší bod Hřebečovského hřbetu je Roh 660,4 m n. m. Významným bodem je Hřebečov 622,9 m n. m. (č. obce Koclířov). Jedná se o vrcholový hřbítek při hraně výrazné kuesty, který tvoří západní křídlo litické antiklinály. Je tvořen jemnozrnnými pískovci až spongolity a slínovci spodního až středního turonu a cenomanskými pískovci a jílovci. Na sv. svazích těžba žáruvzdorných jílovců cenomanu. Součástí je Přírodní rezervace Rohová, vrchol Hřebečova je zalesněný smrkem a bukem. K dalším významným bodům Hřebečovského hřbetu je řazen Hřebcov 635,3 m, Mladějovské hradisko 591,0 m, Mladějovský vrch 647,4 m a Červená hora 609,3 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 Hřebečoského vrchu jsou stopy po těžbě žáruvzdorných jílů (Demek et al. 2006). 2.3.3.4 Hydrogelogické poměry
Zájmovém 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). Jedná se především o pramennou oblast, která je rozdělena evropským rozvodím řek Labe a Dunaj. Území od nejvyšších partií směrem na západ je odvodňováno Dětřichovským potokem, který napájí povodí Třebovky. Směrem na východ je území odvodňováno Kunčickým potokem, který napájí povodí Třebůvky (Hejkal, 2006). Horniny křídového útvaru vytváří nejvydatnější a nejstálejší horizonty podzemních vod průlomového typu s volnou nebo napjatou hladinou. Volnou hladinu a nevelkou vydatnost mají cenomanské souvrství na okrajích synklinálních pánví. Horniny permského stáří v orlické brázdě patří k horninám s obzory podzemních vod průlinového a někdy i puklinového typu proměnlivých vydatností, s volnou hladinou podzemní vody. Patří sem jílovce, zejména však pískovce, arkóny a slepence. Vody z uloženin permského stáří bývají charakteristické značným podílem síranového aniontu i kationtu Fe i vyšší, zejména stálou tvrdostí, takže ani lokální území s přebytky nejsou pro jímaní chemicky kvalitních pitných vod vhodné (Svoboda, 1962).
17
; 2.3.3.5 Zdroje kontaminace Kunčického potoka na lokalitě Nová Ves Kontaminaci Kunčického potoka způsobují kyselé důlní vody, které prosakují na povrch v oblasti důlního pole Hugo – Karel, kde byla ukončena těžba žáruvzdorných jílů sloužících k výrobě šamotu. Zde přítomné sladkovodní jíly a jílovce cenomanského stáří obsahují polohy pyritu, markazitu a limonitu. Sulfidy především pyrit (FeS2) se na této lokalitě dostaly během těžby do kontaktu s atmosférickým kyslíkem a začal proces jeho oxidace. Důl se po uzavření těžby začal samovolně zaplňovat podzemní vodou, která se během těžby uměle odčerpávala a za spolupůsobení vody s oxidovaným pyritem zde dochází ke vzniku síranů. Podrobně popisuje oxidaci pyritu a vznik kyselých důlních vod kapitola 2.1.1. Kyselá důlní voda prosakuje na povrch v blízkosti Kunčického potoka a vlévá se do něj. (obr. 3 a 4). 2.3.3.6 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. Do tohoto systému je odvodněn 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 aeračnímí 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 mapka č.2.
18
Mapka č.2: Situace remediačního systému v Nové Vsi. Zdroj: www.mapy.cz
2.3.3.7 Podmínky vzniku pasivního remediačního systému v Nové Vsi Pasivní remediační systém byl 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, informace pocházejí s 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. Společnost P-D Refractories CZ a.s. stanovila podle zákona č.44/1988 O ochraně a využití nerostného bohatství (horní zákon), §8 odst.1, písm.b)5 zákona číslo254/2001 Sb., o změně některých zákonů (vodní zákon), ve znění pozdějších předpisů a na základě ukončení platnosti OkÚ Svitavy podmínky k vypouštění volně vytékajících důlních vod z oblasti důlního pole Hugo-Karel v k.ú. Nová Ves: - v množství: Qprům = 4 l/s
Qmax = 5 l/s
Qměs = 13 167 m3/měs.
- v kvalitě: 19
Qrok = 158 000 m3/rok
A) V místě výtoku z bodu č.1 v k.ú. Nová Ves, na pozemku parc. č. 872/1 RL
max. 1000 mg/l
NL
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. 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. D) Rozbory budou prováděny akreditovanou laboratoří a to vzorkem prostým a výsledky budou průběžně předávány příslušnému vodoprávnímu úřadu, Obci Kunčina a Zemědělské a vodohospodářské správě Svitavy. Povolení k vypouštění volně vytékajících důlních vod do Kunčického potoka se vydává na dobu do 31.12.2013. Tab. č.1: Příklad výsledků rozborů důlní vody z oblasti důlního pole Hugo-Karel (Nová Ves) v roce 2007. Výsledky poskytla společnost P-DRefractories. Rozbor provedla společnost Aquatest. a.s. Praha
Fe celk.
Množství
mg/l
l/s
5,10
50,60
3,0
414
6,47
15,00
2,5
<2
406
6,61
0,37
1
<2
564
5,24
47,80
3,0
2
<2
438
6,27
5,30
3,0
3
4
434
6,93
0,19
Povolené
Stanoviště 1
100
1 000
3,5 – 6,5
67
limity
Stanoviště 2
40
1 000
6–8
5
Období
26.2.2007
29.11.2007
Číslo
NL
RL
stavoniště
mg/l
mg/l
1
<2
572
2
3
3
20
pH
Qmax 5 l/s Qrok 158 tis. m3
Obr.3: Průsak důlní vody na povrch
Obr.4: Charakteristické zbarvení vody v důsledku
Foto: J. Zeman, 2008
vysrážení železa (u průsaku důlní vody). Foto: J. Zeman.
21
3. Závěr Příklady výše uvedených lokalit dokládají, že pasivní čištění povrchových i podpovrchových vod znečištěných důlními vodami vykazují dobrou účinnost. Koncentrace kontaminovaných látek obsažených ve vodě klesají téměř o 100% (příklad lokality Nová Ves). Předmětem dalšího zkoumání bude odvození základních chemických procesů probíhajících v remediačním mokřadním systému v Nové Vsi, doposud nebyl tento mokřadní systém popsán. Na této lokalitě by mohl být v budoucnu proveden podrobnější průzkum, zaměřený především na přítomnost sirných bakterií rodu Thiobacillus.
22
4. Použitá literatura Bartáková, I. (2001): Biochemická degradace pyritu a její ekologické dopady. – MS, disertační práce. Přírodovědecká fakulta Masarykovy univerzity. Brno. 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. Newcastle. – Env.pol., 132, 85-93. Demek J., Mackovičin P. et al. (2006): Hory a nížiny Zeměpisný lexikon ČR. AOPK ČR. Praha, Brno. Černík, M. et al. (2008): Geochemie a remediace důlních vod. AQUATEST a.s., Praha. Faltýsová, H. (2002): Chráněná území ČR. Svazek IV. Pardubicko. Agentura ochrana přírody a krajiny ČR a Ekocentrum. Brno, Praha. Hejkal, Z. (2006): Biogeografická charakteristika Mladějovského vrchu u obce Mladějova. - MS, bakalářská práce. ÚFG, PřF MU, Brno. Cháb, J. - Stráník, Z, - Eliáš, M. (2007): Geologická mapa České republiky 1 : 500 000. – Čes. geol. služba. Praha. Keller, E. A. (2005): Introduction to environmental geology. 3rd ed. – Prentice Hall. Upper Saddle River. New Jersey. Kraus I., Kužvart M., (1987): Ložiska nerud. Nakladatelství technické literatury Alfa. Praha. 109 – 111. Kužvart M., (1983): Ložiska nerudních surovin ČSR. Univerzita Karlova. Praha. 157 – 162. Mísař Z. et al. (1983): Geologie ČSSR I Český masív. Státní pedagogické nakladatelství. Praha.
23
Němec, M., Horáková, D. (1993): Základy mikrobiologie pro učitelské studium. Masarykova univerzita v Brně. Brno. Pačes, T. (1972): Chemické rovnováhy v přírodním systému voda – hornina – atmosféra. Vyd. 1.Ústřední ústav geologický v Academii. Praha. (Knihovna Ústředního ústavu geologického, sv. 43). 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. Newcasltle Upon Tyne UK. 166pp. Rampas, J. (2007): Využití přírodních procesů pro remediační postupy a technologie. - MS, diplomová práce. ÚGV, PřF MU, Brno. Svoboda J. et al. (1962): Vysvětlivky k přehledné geologické mapě ČSSR 1:200 000 M – 33 – XXII Česká Třebová. Geofond v nakladatelství Československé akademie věd. Praha. Tolasz, R. (2007): Atlas podnebí Česka. – 1.Vyd. Český hydrometeorologický ústav. Praha. Younger et al. (2003): Pasive treatment of acidic mine waters in subsurface-flow system: exloring RAPS and permeable reactive barriers. Land Contam. Reclam. 11, 127 – 135. Zeman, J., Černík, M. (2008): Mokřadní systémy. – MS, ÚGV, PřF MU, Brno.
24
25
