2-D model JZ oblasti hráze odkaliště K-III, MAPE, Mydlovary

 

RNDr. Štrof Pavel, AMM, s.r.o., Vratislavická 58, Liberec 6

 

1. Úvod

 

            V oblasti odkaliště K-III a v přilehlém JZ okolí je chemismus podzemních vod ovlivněn jak následky povrchové těžby lignitu, která byla v tomto prostoru ukončena počátkem roku 1973, tak i následným plavením a ukládáním zbytkových kalů po kyselém loužení uranových rud v úpravně MAPE Mydlovary v letech 1980 - 1985. Ke stavbě odkaliště K-III byla využita otevřená jáma povrchového lignitového lomu, na jejíž S a JZ straně byly navršeny sypané hráze. Úprava dna nebyla prováděna, protože se předpokládala dostatečně nízká propustnost původního jílovitého podloží.

            Po ukončení provozu odkaliště v roce 1985 byly na jeho obvodu v omezené míře zahájeny rekultivační práce. Od poloviny 90. let zajišťuje rekultivaci odkaliště K-III firma REKKA, s.r.o.

            Při hodnocení celkové situace v oblasti, kde se nacházejí odkaliště bývalé chemické úpravny MAPE je možno konstatovat, že nejvýraznější důsledky průsaku odkalištních vod jsou v síti monitorovacích vrtů dlouhodobě pozorovány v JZ okolí odkaliště K-III. Proto bylo pro hodnocení vývoje a prognózu vývoje chemismu podzemních vod rozhodnuto aplikovat lokální model popisující právě tuto zájmovou oblast.

            Model byl sestaven s využitím aktuálních dat z průzkumných vrtů včetně výsledků získaných v rámci hydrogeologického doprůzkumu i z údajů hydrochemického monitoringu. Získané údaje byly interpretovány v rámci realizace vzorového 2-D řezu s topologií vrstev schematicky odpovídajících vertikálnímu rozložení jednotlivých vlastností zjištěnému z profilů realizovaných průzkumných či monitorovacích vrtů. Provedené verifikační výpočty byly využity ke kalibraci příslušných parametrů modelu interakce pevné a kapalné fáze a určení významných poloh horninového prostředí. Tyto výsledky dále budou využity k upřesnění vývoje rozsahu kontaminace v horninovém prostředí získaných při interpretaci výsledků z 3-D transportního modelu.

 

2. Teoretické vztahy pro výpočet chemismu roztoků

 

2.1. Charakteristika fyzikálně - matematického přístupu k řešení chemismu roztoků

 

            Chemismus roztoků je řešen pomocí programu chemického modulu - objektově orientované aplikace v jazyce C++, která slouží k modelování rovnovážných i nerovnovážných chemických dějů v roztocích na základě teoretických vztahů termodynamické fyziky (fyzikální chemie). Z hlediska sledovaného časového intervalu (řádově dny a více) mezi rovnovážné děje zpravidla řadíme termodynamickou rovnováhu v roztoku, sorpci (iontovou výměnu) kationtů na povrchu pevné fáze a interakci roztoku s plynnou fází. Mezi nerovnovážné děje lze zařadit interakci mezi kapalnou a pevnou fází, oxidačně-redukční reakce a rozpad radioaktivních složek kapalné fáze. V programu chemického modulu je v současné době možné řešit následujících pět typů geochemických interakcí:

 

1) termodynamická rovnováha složek kapalné fáze v definovaných disociovaných formách

            2) interakce kapalné a pevné fáze (amorfní i krystalické formy)

            3) interakce kapalné a plynné fáze

            4) oxidačně-redukční reakce složek kapalné fáze

            5) sorpce (iontová výměna) kationtů na povrchu pevné fáze

           

           

2.2. Výpočet termodynamické rovnováhy složek kapalné fáze 

            Stav termodynamické rovnováhy složek v roztoku je plně charakterizován rovnovážnými, tzv. Guldberg - Waagovými rovnicemi, vztahy reprezentujícími zákon zachování hmoty a jednou rovnicí vycházející ze zákona zachování náboje, který představuje podmínku pro výslednou elektroneutralitu roztoku. Guldberg - Waagovy rovnice jsou odvozeny pro všechny nalezené disociované složky kapalné fáze. Řešením soustavy výše zmíněných rovnic získáme hodnoty aktivit hlavních a vedlejších složek kapalné fáze.

 

kde K_i  označuje rovnovážnou konstantu i-té chemické reakce (teplotně závislá), N celkový počet disociovaných složek, a_j aktivitu j-té složky roztoku a n_j je stechiometrický koeficient reakce (n<0 pro výchozí látky, n>0 pro produkty a  n=0 pro složky, které se i-té reakce neúčastní). Aktivita j-tého iontu je definována vztahem:

 

2)

 

kde a_j  představuje aktivitu j-tého iontu,  g_j  jeho aktivitní koeficient a m_j označuje molální koncentraci j-tého iontu [mol/kg]. Pro výpočet aktivitního koeficientu g_j používáme modifikovaný Debye - Hückelův vztah - Parkhurst et al. (1980):

 

3)

 

 

přičemž pro iontovou sílu I platí:

4)

 

kde I je iontová síla roztoku, Z_j náboj a m_j molalita j-tého iontu, A a B jsou konstanty mající pro teplotu 25°C hodnoty A=0.5085, B=0.3281, a⁰_j představuje efektivní průměr j-tého iontu a C_j konstantu stanovenou pro každý iont na základě empirických poznatků.

            Vyřešení termodynamické rovnováhy složek v roztoku, nebo jinými slovy disociace složek kapalné fáze v roztoku, je nutným předpokladem pro řešení všech následujících geochemických interakcí. Tato skutečnost vyplývá z podstaty konstrukce reakčních rovnic geochemických interakcí, ve kterých se vyskytují aktivity volných iontů, tj. nevázaných disociovaných složek kapalné fáze.

 

 

2.3. Kinetika interakce mezi kapalnou a pevnou fází

 

            Problematika rozpouštění a srážení minerálů je poměrně složitá a jejím řešením se zabývá řada teorií, které se liší svým přístupem a používanými metodami. Předkládaný popis kinetického chování minerálů je principielně založen na teorii přechodových stavů. Na jejím základě byly sestaveny zjednodušené kinetické rovnice, ve kterých se vyskytuje několik empirických konstant. Hodnoty těchto konstant je nutné stanovit na základě výsledků laboratorních experimentů, údajů o chování reálných roztoků v oblasti odkališť a studiem experimentálních dat z literatury. Obecná rovnice pro rychlost interakce mezi kapalnou a pevnou fází vycházející z teorie přechodových stavů má následující tvar:

 

5)

 

kde r je rychlost reakce, k rychlostní konstanta, a_j aktivita složek (katalyzátorů nebo inhibitorů) určujících rychlost průběhu reakce, n_j empirická konstanta charakterizující sílu vlivu katalyzátorů nebo inhibitorů reakce,  DG_r relativní změnu Gibbsovy volné energie při porušení termodynamické rovnováhy složek a f(DG_r) označuje obvykle empirickou funkci  G_r. Jeden z možných tvarů funkce f(DG_r) reprezentuje vztah (13):

 

6)

 

 

kde  DG_r představuje relativní změnu Gibbsovy volné energie, R je univerzální plynová konstanta, T teplota v Kelvinech a n₁ a n₂ označuje empirické koeficienty, které charakterizují šířku a ostrost metastabilní oblasti. Relativní změnu Gibbsovy volné energie lze vyjádřit pomocí tzv. saturačního indexu I_s, který je definován následující rovnicí:

 

7)

 

kde Q představuje reakční kvocient daný součinem aktivit reakčních produktů umocněných na stechiometrické koeficienty dělený součinem aktivit výchozích látek umocněných na stechiometrické koeficienty, K_eq je rovnovážná konstanta stability a I_s je saturační index.

 

 

2.4. Kinetika interakce mezi kapalnou a plynnou fází

 

            Interakci mezi kapalnou a plynnou fází můžeme považovat v časovém intervalu dny a více za rovnovážný děj. V současném modelu přistupujeme k řešení dvou krajních situací. V prvním případě otevřený povrchový systém s přímým  přístupem vzduchu, kde je koncentrace rozpuštěných plynů v roztoku plně řízena parciálními tlaky plynů nad roztokem, ve druhém případě zcela uzavřený podzemní systém bez kontaktu s podzemními rezervoáry vzduchu či vzduchovými  bublinami, kde je koncentrace rozpuštěných plynů limitována pouze podmínkou rovnosti součtu parciálních tlaků plynů a celkového tlaku nad roztokem. Situace mezi těmito dvěma krajními případy, které vyžadují započtení difuse plynů z lokálních plynných rezervoárů do roztoku, nejsou zatím ve stávajícím modelu řešeny. Koncentrace rozpuštěných plynů v roztoku při rovnováze s okolním plynným prostředím je dána tzv. Henryho zákonem:

 

kde a_j(aq) představuje plynné složky rozpuštěné v roztoku a  f_j(g) značí fugacitu plynu v plynném  prostředí, což je jinými slovy relativní parciální tlak plynu p_j,rel nad roztokem.

2.5. Kinetika oxidačně-redukčních reakcí

 

            Průběh oxidačně-redukčních reakcí v čase je obvykle relativně pomalý a ve složitějších systémech nelze předpokládat, že by došlo k ustavení oxidačně-redukční rovnováhy mezi všemi složkami systému najednou. Z hlediska rychlosti ustavení rovnovážného stavu je praktického oxidačně-redukční páry rozdělit do dvou skupin. U pomalých oxidačně-redukční reakcí budeme pracovat s časovým vývojem rovnovážné konstanty reakce,  pro páry s rychlou kinetikou můžeme do rovnovážných rovnic použít přímo rovnovážnou konstantu oxidačně-redukční reakce bez jakýchkoliv dalších změn.

            V jednotlivých časových krocích programu chemického modulu jsou oxidačně-redukční reakce řešeny přímo v základním systému rovnic pro výpočet termodynamické rovnováhy složek v roztoku. Tento přístup je nezbytný zejména proto, že změna pE systému úzce souvisí se změnami pH roztoku. Uvedený způsob také jako jediný umožňuje najít novou hodnotu aktivity elektronů, tj. hodnotu pE systému. Pro výpočet  oxidačně-redukčních reakcí v rámci výpočtu termodynamické rovnováhy složek v roztoku je nutné do soustavy rovnic přidat podmínku pro zachování celkové bilance elektronů ve tvaru:

 

kde E_TOT je celková bilance elektronů před začátkem interakce, m_j molální koncentraci j-té disociované složky kapalné fáze a opn_j představuje operační valenci nebo též efektivní oxidační číslo j-té složky kapalné fáze.

            Existence oxidačně - redukčních reakcí s pomalou kinetikou je řešena změnou tzv. zdánlivé rovnovážné konstanty oxidačně - redukční reakce K^’_eq, kterou získáme výpočtem termodynamické rovnováhy složek v roztoku bez zahrnutí oxidačně - redukčních reakcí. Pro vývoj takto získané zdánlivé rovnovážné konstanty oxidačně - redukční reakce K^’_eq směrem ke skutečné rovnovážné konstantě K_eq používáme kinetický vztah pro logaritmický tvar rovnovážných konstant

 

10)

 

kde logK’_eq je zdánlivá rovnovážná konstanta oxidačně - redukční reakce,  logK_eq skutečná rovnovážná konstanta oxidačně - redukční reakce, k_red,oxid rychlostní konstanta redukce nebo oxidace a   představuje časový krok. Pro oxidačně - redukční reakce s rychlou kinetikou (označení (f) v termodynamické databázi chemamm.dat) přechází zdánlivá konstanta K’_eq okamžitě na konstantu skutečnou K_eq.     

 

2.6. Sorpce (iontová výměna) kationtů na povrchu pevné fáze

 

            Modelování sorpce je v programu chemického modulu realizováno jako sorpce kationtů na povrchu pevné fáze mechanismem iontové výměny, kdy je vazebným místem hydroxylová skupina vybraných minerálů. Jinými slovy je proton v hydroxylové skupině povrchové vrstvy pevné fáze vytěsňován ostatními kationty v závislosti na jejich koncentraci a afinitě k sorpčnímu povrchu. Zbytková koncentrace protonů na povrchu pevné fáze je pak někdy označována též jako volná sorpční kapacita povrchu nebo neobsazená sorpční kapacita povrchu. Jako možné sorpční povrchy jsou v termodynamické databázi chemamm.dat uvažovány především alumosilikáty, zejména  kaolinit Al₂Si₂O₅(OH)₄, a hydroxidy kovů. Odlišnosti ve struktuře a velikosti povrchů jednotlivých minerálů mají přímý vliv na celkovou sorpční kapacitu povrchu pevné fáze. Aplikováním modelu sorpce mechanismem iontové výměny, kdy je sorpce kationtů realizována výměnou kationtu za proton hydroxylové skupiny, můžeme obecný mechanismus  sorpce na povrchu pevné fáze mechanismem iontové výměny popsat následující rovnicí:

 

11)

 

kde Me⁺ⁿ je kation s valenčním číslem  n, X- představuje aktivitu sorpčních míst a MeX_n označuje obsazené sorpční místo na povrchu pevné fáze. Při výpočtu sorpce pak řešíme následující soustavu rovnic:

 

12)

 

 

kde X_ni představuje obsazená sorpční místa i-tým kationtem,   mocenství sorbovaného kationtu, Me_i koncentraci i-tého kationtu v roztoku, A_i sorpční afinitu i-tého kationtu a X_TOT značí celkovou sorpční kapacitu  [val/kg horniny].

 

 

3. Popis geologických poměrů

 

            V oblasti Mydlovar a Zlivi začíná senonská sedimentace hrubými slepenci a pískovci se silně jílovým a  kaolinickým tmelem. Ty jsou směrem do vyšších poloh vystřídány sérií pestrobarevných poloh jílů a ojedinělými tenkými proplástky pískovců a tmavě šedých jílovců s uhelnou drtí. Miocenní sedimenty jsou značně proměnlivé ve vertikálním i horizontálním směru. Ve spodním oddílu převažují hrubozrnější písky s jílovitou příměsí. Směrem do nadloží přibývá jílové složky až do poloh písčitých jílů, případně čistých plastických jílů. Bazální polohy jsou překryty plastickými modrozelenými jíly s pyritickými konkrecemi. Ty tvoří bázi uhelnému lignitovému slojovému pásmu., které bylo předmětem těžby. V úplném vývoji obsahovalo 2 sloje  o mocnosti přibližně 3 m, oddělené křemelinovým proplástkem. V některých částech ložiska se vyskytovala šedohnědá uhelně pigmentovaná křemelina, tzv.třetí sloj, nepravidelné mocnosti a tvaru. V nadloží lignitového pásma sedimentovala souvrství střídajících se diatomitových jílů a různobarevných křemelin mydlovarského souvrství a pásmo jílů a písků pliocenního a kvarterního stáří.

 

            Situace po těžbě byla následující : Vzhledem k tomu, že bylo těženo povrchovým způsobem, byl prostor vyuhlen až do úrovně plastických zelených a modrozelených jílů, které tvořily podloží uhelným slojím. V podélných stěnách lomu zůstaly nevytěženy vykliňující zbytky uhelných slojí. Nadložní i meziložní vrstvy byly ukládány do vytěženého prostoru mezi východním a západním polem.

 

 

3.1. Hydrogeologické poměry

 

            Oběh podzemní vody v sedimentech mydlovarského souvrství je vázán na podružné průlinově propustné písčité vrstvy a na nevytěžené zbytky uhelných slojí. Propustnost písčitých vrstev je většinou omezena vyšším obsahem jílovité složky. Průměrný koeficient transmisivity terciérních kolektorů v prostoru odkališť je mírně nad polovinou řádu 10^-5 m²/s. Lokálně se vyskytují dobře propustné písčité vrstvy ve větší mocnosti, kde může být transmisivita až o řád vyšší. Vzhledem k výrazné laterální facielní proměnlivosti sedimentů mydlovarského souvrství v okrajové části pánve předpokládáme, že oblasti s relativně vysokou transmisivitou mají malý plošný rozsah. Koeficient filtrace dnes již vytěžené uhalné sloje se pohyboval v širokém rozmezí 10^-3 a 10^-6 m²/s. Hlubší kolektory mydlovarského sovrství jsou zvodněny tlakově, v přírodních podmínkách s negativní výstupovou úrovní. Hladina je obvykle v malé hloubce pod povrchem terénu. Generelní směr proudění podzemní vody je podobný jako v kolektorech klikovského souvrství, tj. k jihozápadu.

 

            Volnou hladinu v lignitové sloji, v jižní části východního pole, zaznamenanou mimo ložiskových vrtů i hydrogeologickými vrty, je možno vysvětlit depresí vyvolanou povrchovou těžbou v západním poli lomu Svatopluk . Podle průběhu izolinií je možno usuzovat, že dosah deprese zasahoval až zhruba do poloviny délky východního pole dle Kliner (1974). Výskyt a rozsah deprese dokazuje velkou propustnost lignitové sloje. Dosah deprese je možno posoudit podle ustálených hladin podzemní vody pod terénem - zatím co v dosahu deprese byly ustálené hladiny až 12 m pod terénem, v severní neovlivněné části východního pole se pohybovaly hloubky v rozmezí 5 - 0,2 m pod terénem a v okolí rybníka Nové Jámy dosahovala hladina podzemní vody úrovně terénu. Tato skutečnost dokazuje souvislost tohoto obzoru s povrchovými vodami a dotaci artéského obzoru v lignitu na výchozech slojí, vykliňujících do okolního krystalinika v celém obvodu lalokovitého výběžku východního pole.

 

 

 

3.2. Vznik a vývoj odkaliště K-III

 

            U obce Olešník byla těžba lignitu povrchovým způsobem zahájena v roce 1967 ve východním poli (lom Svatopluk). Komunikace mezi obcemi Olešník a Zahájí tvořila hranici východního a západního pole lomu Svatopluk. Kolem této komunikace byl zachován 10 metrů široký pilíř původního podloží.

 

            Oblast odkrytá v I.etapě - cca 400 m od silnice na SV (dnešní jihozápadní hráz K III)- byla použita pro uložení skrývky a dalších materiálů během II.etapy těžby ve východním poli lomu Svatopluk, kdy bylo těženo až zhruba k dnešní severní hrázi K III. Podél této vnitřní výsypky - na její jižní straně - vedla uhelná kolej. Kolej opouštěla těžený prostor východního pole v úrovni 411,7 m n.m.; Pod silnicí Olešník - Zahájí mělo dno zářezu koleje kótu 408 m n.m. a na styku se západním polem kótu 407,2 m n.m..

 

            V březnu 1973 byla bilanční část ložiska vytěžena a v terénu zůstala po těžbě otevřená jáma s těmito parametry:

celková délka v ose	1150 m
maximální šířka	350 m
maximální hloubka jámy	19 m
průměrná hloubka jámy	12,5 m
průměrná kóta okolního terénu	421,5 m n.m.
plocha v úrovni terénu	24 ha
celkový objem jámy	cca 3 mil.m3
z toho zatopeno důlní vodou	cca 30 - 40 tis.m3

 

            Po ukončení těžby lignitu v březnu roku 1973 bylo vypracováno několik studií likvidace lomu (postupné zatopení lomu, neutralizace důlních vod, plavení popílku z EMY, ...). Jako ekonomicky nejvýhodnějším řešením pro HDB Sokolov (vlastník lomu) bylo zahlazení důlní činnosti formou plavení rmutu (vyloužené uranové rudy) z CHÚ MAPE v Mydlovarech. Pro zhodnocení potenciálního nebezpečí znečištění podzemních vod širšího okolí průsakem vod z odkaliště do podzemních vod tercieru budějovické pánve, které jsou využívány pro vodárenské účely byla v listopadu 1974 vypracována hydrogeologická studie Kliner (1974) této oblasti.

 

            Koncem 70.let byl na území východního pole bývalého lomu Svatopluk byl vybudován kalojem Olešník - K III - určený pro plavení rmutu z kyselé linky loužení uranových rud CHÚ MAPE. Při jeho budování se vycházelo ze zkušeností z již provozovaných odkališť K I a K II. Na severní a  jihovýchodní straně otevřené jámy bylo nutno vybudovat hráze. Ty byly postaveny jako sypané hráze s využitím materiálů odtěžených při těžbě kaolínu v okolí Zlivi (písčité jíly). Na jihovýchodní straně šlo vlastně jen o zasypání zářezu uhelné koleje a navýšení stávající vnitřní výsypky.

 

            Provoz na K III byl zahájen v roce 1980 a ukončen v roce 1985. Původně mělo odkaliště po dobudování hrází plochu asi 35 ha včetně ploch hrází, tzn. čisté plochy cca 30 ha. V roce 1985 byly započaty rekultivační práce na obvodu odkaliště. V době ukončení provozu odkaliště (1985) byla maximální hloubka v laguně cca 40 cm, v roce 1990 to bylo 80 cm a v roce 1997 dosahovala vrstva volné vody cca 2 metrů.

 

 

3.3. Monitorovací síť v okolí odkaliště

 

            V okolí odkaliště K III jsou rozmístěny monitorovací vrty. Monitorovací síť byla vytvářena postupně. Například vrty HJ 11, HV 12, HV 13,  které leží v prostoru jihozápadní hráze pocházejí z roku 1977. V průběhu existence odkaliště (r. 1993) byly realizovány vrty M 14, M 15 v okolí  jihozápadní hráze a M 16 u severní hráze odkaliště. Ve stejné době vznikl i vrt M 17 pod úložištěm elektrárenského popílku Triangl. Zde se také nacházejí ještě původní vrty z období důlní těžby P 3, P 4. V pozdější době (r.1996) v rámci zlepšení a doplnění monitorovací sítě byly provedeny vrty M 30, M 29, M 28, M 27 ve směru od jihozápadní hráze odkaliště k úložišti Triangl.

 

 

3.4. Vznik a popis vývěrů

 

            Ve spojitosti s existencí odkaliště K-III, s probíhajícími rekultivačními pracemi i s proměnami hydrometeorologické situace je možno v okolí odkaliště pozorovat projevy vývěrů podzemních vod.

            První vývěr se objevil u hráze na severní straně odkaliště u vrtu M 16 koncem roku 1996. Zmokřený terén a drobné průsaky zde byly zaznamenávány prakticky po celou dobu existence odkaliště. Teprve v období rekultivačních prací se tento průsak zvětšil. Byl sanován během března a dubna roku 1997 drenáží do stoky Svatopluk.

 

            Druhý vývěr se objevil asi 400 m pod jihozápadní hrází odkaliště (u silnice Olešník - Zahájí) v blízkosti vrtu HV 12. Také v těchto místech bylo registrováno zmokření po celou dobu existence odkaliště, ale to v období nízkých srážek vysychalo. Od podzimu roku 1997 je vývěr daleko silnější. Na louce je trvale vystavená hladina vody i v období bez srážek.

 

            Třetí vývěr se objevil v jižní části odkaliště, ve strouze vedoucí mezi břehem odkaliště a účelovou komunikací. Také tento nejmladší vývěr je trvalého charakteru. 

 

Pro srovnání jsou zde uvedeny průtoky z jednotlivých vývěrů :

 

 

3.5. Kategorizace podzemních vod v oblasti K-III

 

a)         Neovlivněná spodní a srážková voda má pH cca 6,5; obsah síranů do 50 mg/l, železa do 20 mg/l, nízká je rovněž koncentrace sodíku a amoniakálního dusíku

            b)         Voda ovlivněná důlní činností při těžbě lignitu vzniká obohacením spodní nebo srážkové vody při průtoku těženým lignitovým ložiskem, kde dochází k rozpouštění produktů oxidace pyritu (sírany železa). Spolu s těmi se mohou rozpouštět i další kovy  (Cd, Cr, Ni, Pb, Zn). Tato voda má silně snížené pH (cca 3 až 3.5). Obsah síranů bývá od 2 do 4 g/l, obsah železa cca 0.5 g/l. Osah sodíku a amoniakálního dusíku zůstává na relativně nízké úrovni.

c)         Odkalištní voda přítomná v laguně odkaliště po ukládání kalů z  loužení uranových rud je během času postupně ředěna dešťovými srážkami. Tato voda má pH v rozmezí 4 - 6, původní solnost až 32 g/l, obsah síranů 23 g/l je dnes již snížen na cca 10 g/l, amonných iontů na cca 300 mg/l, uranu pod cca 0,01 mg/l a radia 0,2 Bq/l.

 

 

Zdrojem znečištění podzemních vod jsou v oblasti důlních výsypek zejména produkty oxidace pyritu či jiných sulfidických rud. V prostoru odkaliště pak technologické roztoky vázané na kaly po loužení uranových rud. Vyznačují se zejména  vysokým obsahem síranů, sodíku, amonných iontů a manganu.

 

4. Realizace 2-D modelu

 

            Při hodnocení vývoje chemismu v podzemních vodách JZ okolí hráze odkaliště K-III se jako nezbytné ukazuje zahrnout vliv vertikálního uspořádání horninového prostředí. Pro popis těchto souvislostí byl danou oblastí proložen modelový řez dle schematu na obr. č. 1. V pravé horní části řezu je umístěna část tělesa odkaliště se zbytky technologických roztoků po kyselém loužení upravených alkalizací vápnem. Jako hlavní složky řídící jejich pH jsou zde nastaveny obsahy síranů a sodíku. V této okrajové části řezu vstupují roztoky s neutrálním pH, což znázorňuje postupné doneutralizování zbytkovým obsahem vápna v kalech. V podloží odkaliště vstupují do řezu částečně odkalištní roztoky (zahrnuje simulaci průsaku dnem odkaliště) a neovlivněné vody podloží. Proudění podzemních vod v daném území lze charakterizovat ve směru řezu z pravé do levé části. Prostor pod odkalištěm je tvořen dvěma dobře propustnými polohami navzájem oddělenými vrstvami uhelných jílů. Tato oblast pod kótou 400 m.n.m. představuje původní rostlé prostředí nenarušené mechanicky předchozí důlní těžbou lignitu. Vzhledem k tomu dochází k proudění podzemních vod v těchto polohách ve směru zprava doleva dle orientace v uvedeném schematu. Spodní propustná poloha reprezentuje písčité jíly s původní neovlivněnou vodou. Horní propustná poloha přísluší nevytěženým zásobám lignitu, které jsou charakterizovány relativně vysokým koeficientem filtrace a mineralogicky jsou významnou oblastí s redukčním vlivem na protékající roztoky. To má za následek, že i za přítomnosti vyšších obsahů sulfidů nedochází za daných podmínek oddělení od atmosféry prakticky k acidifikaci vod oxidací síry obsažené v pevné fázi. V levé horní části řezu (oblast nad kótou 400 m.n.m.) je poloha reprezentovaná navážkou pocházející z hlušiny lignitového dolu. Vzhledem k tomu je tento prostor v počátečních podmínkách uvažován jako oxidovaná zvětralá hornina, což má za následek okyselení vod v této poloze k hodnotě pH cca 3. Jako okrajová podmínka horního rozhraní modelu s atmosférou jsou dále uvažovány průsaky srážkových vod.

 

            V takto členěné oblasti je sledován transport kontaminantů v podzemní vodě ve směru zleva doprava. Dochází k mísení vod odkalištních, původních neovlivněných, redukčních lignitových  i acidifikovaných. Nastavení modelu je dosti hrubé v přechodech mezi jednotlivými oblastmi, nicméně pro vyhlazení těchto přechodů představuje simulační výpočet v čase počátek  před 20 lety, kdy byl zahájen provoz odkaliště. Výpočet po dobu 20 let představuje kalibraci nastavených parametrů rychlosti pohybu roztoků v jednotlivých vertikálních polohách na známé údaje o dobách průniku jednotlivých vln kontaminantů v monitorovaných bodech. K těmto kalibračním výpočtům byly využity údaje monitorovacích vrtů vynesených v obr. č. 1. a dále průzkumné vrty z roku 1999 a 2000, které z vyneseného jádra umožňují dále specifikovat vertikální distribuce příslušných charakteristik. Takto vytvořený modelový systém byl dále použit k provedení prognózní simulace 2-D rozložení chemismu podzemní vody na období dalších 10 let.

 

            Na obrázcích série 2. je prezentována distribuce rozložení síranů jako majoritní složky odkalištních vod. Na prvním obr. je dobře patrný oddělený oblak kontaminantů rychle postupující lignitovou polohou. Jeho vytvoření je možno přisoudit vyšším hodnotám koeficientů propustnosti dna odkaliště v dobách jeho zakládání, při dotěsnění dna jemnými kaly dochází ke snížení úniku kontaminantů a tím i ke zředění protékajících méně ovlivněných vod v lignitové poloze. V dalších obdobích je již možno pozorovat prakticky zánik tohoto koncentračního maxima v důsledku disperzních procesů. Je patrná i snížená rychlost postupu vrstvami navážky oddělené od kalového objemu lépe těsnícím prostorem hráze.

            Ve skupině obr.3 (vrt HV12, vrt HV13, vrt M14 a vrt M30) je vynesen do grafů průběh koncentrací sledovaných složek ve vybraných modelových elementech lokalizovaných do příslušných vrtů. Výběr těchto elementů byl proveden  optimalizačními procedurami testováním na shodu s údaji monitoringu. Plné křivky v těchto grafech znázorňují časový vývoj modelové složky v daném úseku, Oddělené znaky představují hodnoty chemických analýz vzorků odebraných podzemních vod z daného vrtu v příslušném období. Nejvyšší zaznamenané hodnoty kontaminace ve vrtu HV-13 se vztahují k poloze lignitu, kde je dobře patrný výrazný časový pík odpovídající průchodu kontaminačního mraku, který pochází z období zakládání odkaliště, daným úsekem. Reprezentace vrtu M-14 modelovými elementy odpovídá poloze písčitých jílů na samém rozhraní krystalinika. Přesto, že je tento vrt v sousedství hráze, monitoruje tak relativně nízké hodnoty sledovaných konatminantů. Vrty Hv-12 a M-30 umístěné v opačné poloze vůči hrázi reprezentují koncentrační vývoje částečně v lignitech a ve spodních partiích navážky. Prognózované zvyšování koncentrací složek v těchto úsecích souvisí s průnikem kontaminace z období zakládání odkaliště na jejich vzdálenost od hráze.

 

 

5. Závěr

 

 

            Pro posouzení vývoje chemismu v oblasti JZ okolí hráze odkaliště K-III byl vytvořen 2-D model zachycující výrazné polohy s rozdílnými transportními vlastnostmi složek podzemních vod či odlišné mineralogické složení s potenciálním vlivem na mobilitu sledovaných složek kapalné fáze.

 

            Při hodnocení získaných výsledků byla pozornost nejprve zaměřena na kalibraci simulačního modelu z dat minulého období v délce 20 let. Dosažená shoda modelových dat tohoto období je vysoká a byla prezentována v grafické podobě. Takto nastavené podmínky prostorové distribuce kontaminantů v podzemních vodách byly využity k prognóze vývoje chemismu systému na dalších 10 let. Tyto výsledky však nezahrnují vliv změn proudění způsobených překrytím odkaliště a představují tak mezní hodnoty mobility zájmových složek při předpokladu snížení dotací do podzemních vod z tělesa odkaliště v tomto období.

 

            Realizované prognózní výpočty jsou značně ovlivněny 2-D představou. Toto se významně projevuje zvláště na grafech s průběhem koncentrací ve vrtech M-30 a HV-12. Při výpočtech v 3-D soustavě je možné očekávat další snížení zbytkových koncentrací v lignitových polohách způsobené disperzními procesy v příčném směru vůči směru proudění roztoků.

 

            Předpoklady modelového výpočtu jsou založeny na představě pohybu čela kontaminace v dobře propustných lignitových vrstvách a kalibrační postupy jsou založeny na podchycení nástupu vzrůstu koncentrací sledovaných složek v příslušných monitorovacích vrtech. Jako významný řídící parametr této představy je výběr intervalu otevření příslušného vrtu, což má za následek přidělení typu koncentračního zastoupení jednotlivých složek kapalné fáze v odebíraných vzorcích vod. Tato charakteristika se jako určující jeví i v souvislosti se vzdáleností vrtu od tělesa hráze. Touto představou je poté možno vysvětlit i nízké hodnoty monitorovaných koncentrací ve vrtu v blízkosti hráze, který však zachycuje převážně vody z méně ovlivněných vertikálních poloh. Význam této skutečnosti je zřejmý i při hodnocení výsledků monitoringu podzemních vod v JZ předpolí odkaliště K-III, kde odebírané vzorky vod z příslušných vrtů  zřejmě nejsou dotovány vodami z poloh  kontaminované důlní výsypky a tudíž zobrazují rozložení kontaminace v odpovídajících nižších vrstvách v daném modelu reprezentovaných nevytěženou lignitovou slojí.