RNDr. Jiří Slovák, AQUATEST a. s.
Přírodní remediační procesy a jejich
role při zahlazování následků hornické činnosti.
Abstrakt
Důlní vody, odvaly, odkaliště jsou
typické pozůstatky hornické činnosti, které jsou nákladnými technickými a
technologickými prostředky rekultivovány, čištěny s cílem eliminovat a
minimalizovat dopady do životního prostředí. Přesto se mnohdy nedostavuje
kýžený efekt těchto zásahů a důlní činností dotčená lokalita se jen pomalu
vrací do přírodního vyváženého stavu.
V příspěvku jsou shrnuty
hlavní příčiny tohoto stavu, tak jak jsou popisovány na důlní činností
postižených lokalitách v České republice a ve světě stejně jako ve světě
realizované výzkumy popisující a analyzující přírodní geochemické a především
biochemické procesy, vedoucí jak k mobilizaci kontaminantů tak na druhé
straně k jejich imobilizaci. Ve světě jsou také známé aplikace bioremediačních
procesů k čištění důlních vod, stejně jako technické postupy eliminující
oxidační procesy.
V závěru jsou shrnuty hlavní
principy a postupy, které by měly být využity v procesu plánování
sanačních a remediačních opatření a příležitosti pro realizaci výzkumných prací
v této oblasti, vedoucích k vyššímu využití přírodních remediačních
procesů při sanaci následků důlní činnosti v ČR.
1
Úvod
Dobývání nerostných surovin, především kovů a uhlí přináší
na dotčených lokalitách nezanedbatelný vliv na životní prostředí a to jak při
vlastní těžbě, tak i po dlouhou dobu po jejím ukončení. Hlavní dopady, které
jsou často nákladným způsobem eliminovány, se soustřeďují do kvality podzemních
a povrchových vod. Důlní vody přicházející do kontaktu s horninou
v zatopeném podzemí či povrchových lomech nebo prosakující přes odvaly,
haldy hlušiny a uložený rmut v odkalištích, jsou zasaženy jak hlavními kontaminanty
pro které se ložisko dobývalo, tak především doprovodnými prvky jako Fe a Mn.
Jsou to právě sirníky železa (pyrit, chalkopyrit), které často doprovází těžbu nerostů a uhlí a které jsou
v období těžby často nežádoucí příměsí a proto jsou spolu s okolními
horninami vytěženy na odvaly nebo končí ve rmutu na odkalištích. V období
těžby je jejich vliv na kvalitu důlních vod často zanedbatelný, hlavními
kontaminanty jsou právě ty, pro které je ložisko dobýváno. Avšak jejich
přítomnost se začne o to více projevovat po skončení dobývací činnosti,
po zatopení vydobytých prostor a při vývěru důlních vod na povrch. Aby
bylo zabráněno nežádoucím vlivům na životní prostředí jsou pak důlní vody
nákladným způsobem čištěny a vypouštěny do vodotečí, přičemž tento proces může
v některých případech probíhat i více než desetiletí. Volné vypouštění takovýchto důlních vod není
možné. Nemá za následek pouze obarvení toku, ale také zvýšení podílu jemných
tokem volně unášených složek, který likviduje faunu a flóru i v několikakilometrovém jeho úseku.
Příkladem může být zahájení vypouštění důlních vod po zatopení ložiska Jasenice
– Pucov, kdy došlo k ovlivnění toku Jasinka v úseku od dolu až po
jeho ústí do řeky Oslavy. Ve světě jsou známy případy takovéhoto ovlivnění, které
nebyly eliminovány a které byť po dlouhém čase vedly k vytvoření přírodní
rovnováhy, respektive k přírodní revitalizaci a vytvoření jiných druhových
společenstev. Takovým případem může být řeka Rio Tinto ve Španělsku po ukončení
dobývání zlata z gosanů polymetalických porfyrických ložisek ve starověku
(za vlády Říma).
Oba tyto případy jsou příkladem působení obdobných
přírodních geochemických a biochemických procesů, první mobilizujících Fe a
ostatní kontaminanty a druhý nemediační vedoucí k nastolení nové přírodní
rovnováhy.
V následujících třech příkladech je znázorněn vývoj
koncentrací Fe a Mn v důlních vodách před jejich technologickým čištěním
na vybraných lokalitách (v tomto případě ve správě s. p. DIAMO[1])
v České republice po ukončení důlní činnosti do současnosti. Z grafů
vyplývá, že i po deseti letech koncentrace Fe i Mn neumožňuje jejich volné
vypouštění do vodotečí aniž by nebyly překročeny zákonné limity –daných NV č.
61/2003 Sb.[2]. Koncentrace
Fe i Mn po prvních letech vypouštění důlních vod se významnou měrou snížily,
ale následuje jejich jen pozvolný
pokles, který signalizuje, že proces řízeného vypouštění bude muset na lokalitě
zůstat funkční ještě dlouhou těžko odhadnutelnou dobu.
Lokalita Pucov
(DIAMO, s. p.) |
|
|
|
Lokalita Drahonín
(DIAMO, s. p.) |
|
|
|
Lokalita Licoměřice
(DIAMO, s. p.) |
|
|
|
Významným rizikem budoucího ukončení čerpání s následným
samovolným vypouštěním důlních vod přitom je změna směru transportu
kontaminantů od jejich zdroje k místu přirozeného přetoku do vodoteče,
pokud není toto místo identické se stávajícím jímáním a čerpáním. V tomto
případě změna hydrogeologického režimu na lokalitě, kde byly stabilizovány
probíhající geochemických procesy (nad i pod úrovní hladiny důlních vod), může vést k jejich změně a tím i riziku
pro následné samovolné vypouštění důlních vod. Záložní varianta zpětného
návratu k existující technologii a k doposud používanému režimu
čerpání a čištění pro případ nedosažení potřebné kvality samovolně vypouštěných
důlních vod může vést v krajním případě až k destabilizaci geochemických
režimů a tím i potřebě dalšího čerpání a čištění.
Pro odhad dosažení konečných limitů sanace je třeba se
zabývat příčinami a podmínkami probíhajících geochemických procesů a stanovit
logistiku jejich vlivu na kvalitu důlních vod v průběhu sanace. V literatuře je popisováno[3]
a je i dostatečně obecně známo, že řídícím procesem mobilizace kontaminace je
proces oxidace pyritu a chalkopyritu probíhající ve třech krocích:
FeS2 + 7/2O2
+ H2O → Fe2+ + 2SO42- + 2H+ (1
) – oxidace pyritu
Fe2+ + 1/4O2
+ H+ →
Fe3+ + 1/2H2O (2
) – oxidace Fe2+
FeS2
+ 14 Fe3+ + 8H2O →
15 Fe2+ + 2SO42- + 16H+ (3) – hydrolýza pyritu
Rovnice (1) popisuje úvodní fázi
oxidace pyritu za přítomnosti atmosférického kyslíku. Tato oxidace obzvláště
při nízkém pH je za příznivých klimatických podmínek akcelerována mikrobiálním
rozkladem (2), přičemž reakční rychlost se prudce zvyšuje při nižším pH
probíhajícími mikrobiálními procesy (reprezentovanými např. Acidithiobacillus ferrooxidans). Popsaný
proces za přítomnosti bakteriálních procesů nabývá na až několikanásobné
intenzitě a rychlosti[4].
Trojmocné železo Fe3+ je pak primárním oxydantem pyritu (3). Důsledek
oxidace pyritu, případně chalkopyritu, je nejen mobilizace iontů železa (se
všemi důsledky na kvalitu důlních vod jak v procesu dobývání, tak i
následně v období sanace) ale především v produkci kyselých
průsakových vod, které způsobují rozklad dalších přítomných minerálů a
mobilizaci ostatních kovů do důlních vod. V této souvislosti se hovoří o
kyselých důlních průsakových vodách (Acid Mine Drainage – AMD), v případě
oxidačních procesů v odvalech a v sedimentech odkališť o kyselých
průsakových vodách (Acid Drainage Waters ADW). Jde tedy o procesy typické nejen
pro vlastní narušené geologické prostředí v přímé souvislosti
s těžební činností, ale i o procesy probíhající v hlušinových
odvalech, odvalech nebilanční rudniny nebo sedimentech rekultivovaných
odkališť.
2
Hlavní vlivy na průběh oxidačních
procesů s vlivem na kvalitu důlních, podzemních a povrchových vod
Vznik a průběh oxidačních procesů s následnou mobilizací
kontaminantů do důlních vod je závislý od několika hlavních podmínek. Jsou to:
·
Geologie
ložiska
·
Technologie
těžby ložiska
·
Způsob
sanace (uzavření) ložiska
·
Klimatické
podmínky na lokalitě
·
Mikrobiologické
procesy
2.1
Geologická predispozice
Jak už bylo výše uvedeno, hlavní příčinou kontaminace
důlních vod jsou oxidační procesy pyritu a chalkopyritu na lokalitě dotčené
těžbou. Geologické prostředí má z hlediska probíhajících oxidačních
procesů a jejich následného rozvoje dva základní parametry:
Kyselotvorný potenciál (zastoupení pyritu a chalkopyritu
rudnině a v okolních horninách) – rozhodující o vzniku chemických reakcí
(1), (2), (3) snižujících pH průsakových vod a neutralizační potenciál,
působící proti jejich rozvoji, mobilizující kontaminanty a daný především
obsahem karbonátů a některých silikátů.
Oxidační procesy probíhají v otevřených atmosférickému
kyslíku přístupných podzemních prostorách ve všech partiích ložiska
s pyritickou a chalkopyritickou mineralizací. Kromě existence vlastní
pyritické mineralizace na průběh oxidačních procesů má dále vliv strukturní
charakteristiky geologického prostředí – puklinatost a otevřenost puklinových
systémů a tedy i vyšší přístupnost mineralizace k oxidačním procesům.
Důležitým faktorem je také lokální hydrogeologie umožňující volné průsaky
povrchových srážkových vod do podzemních prostor dolu a tedy transport
oxidačními procesy mobilizované kontaminace do vod důlních.
2.2
Technologie těžby ložiska - rozsah a průběh důlní činnosti
V tomto případě
technologie těžby podporuje, nebo znemožňuje rozvoj oxidačních procesů.
Dobývání sestupné na zával dlouhodobě vytváří dobré podmínky pro rozvoj těchto
procesů včetně jejich rozšíření do značné vzdálenosti (nadloží) od vlastního
dobývaného rudního těla. Obdobně ponechávání nebilančních částí ložiska
s vysokým obsahem kritické sulfidické mineralizace v základkách
v nezatopené části ložiska vytváří velice dobrý předpoklad pro rozvoj
oxidačních procesů a produkce kyselých průsaků. Naopak v případě, kdy by ložisko
bylo dobýváno od nejnižších partií, s postupným zatopením vydobytých prostor,
by rozvoj oxidačních procesů mohl být značně eliminován. Rozhodující pro rozvoj
oxidačních procesů je doba otevření ložiska a přístup atmosférického kyslíku ke
kritické sulfidické mineralizaci.
2.3
Způsob sanace (uzavření) ložiska -
eliminace oxidačních procesů v průběhu a po skončení sanace
Mezi tyto vlivy lze především počítat zatopení ložiska
přirozenými přítoky podzemních vod, kdy dochází k postupnému vyčerpání jejich
oxidačního potenciálu a v případě zamezení hlubokého oběhu vod i
k vytvoření situace rychlého ukončení oxidačních procesů na kritických
sulfidech. Sanace podzemí dolu v tomto případě může být velice účinná
pokud bude plně zatopena veškerá oxidačními procesy dotčená část horninového
prostředí a pokud skutečně bude zamezeno hlubokému oběhu důlních vod a pokud
nedojde k masivní komunikaci důlních vod s okolními vodami podzemními
(například v vysoce propustných zvodnělých sedimentárních komplexech).
Značně problematický je tento způsob sanace pokud zůstane
část oxidačními procesy zasaženého podzemí nad volnou hladinou důlních vod.
V tomto případě budou svrchní partie důlních vod nadále dotovány
mobilizovanými kontaminanty do úplného ukončení oxidačních procesů
produkujících kyselé průsakové vody. Toto je velice častým jevem na ložiscích
s rudními tělesy probíhajícími až k zemskému povrchu. V tomto
případě se dá očekávat jen pozvolný pokles kontaminace v důlních vodách.
Mobilizace kontaminace je dána především poměrem objemu průsakových vod ve
volných nezatopených důlních prostorách a narušeném okolním horninovém
prostředí s probíhajícími oxidačními procesy ku celkovému objemu důlních
vod v přípovrchovém oběhu (definováno cestou průsakových vod k místu
jejich opuštění důlních prostor a spojení s povrchovými nebo podzemními
vodami).
Zvláštní pozornost by jistě zasluhovala situace, kdy
čerpáním nebo i samovolným vypouštěním důlních vod dochází k jejich
hlubokému oběhu (případ odvodnění ložiska pomocí vrtu nebo důlního díla
z hlubokých částí dolu přímo na povrch).
Časový vývoj kontaminace důlních vod je dán v tomto případě mnoha
faktory ovlivňující chování jednotlivých kontaminantů transportovaných
z oxidační zóny ložiska přes redukční podmínky v hlubokých částech
důlních vod zatopeného dolu.
Druhou možností jak eliminovat vlivy oxidačních procesů a
produkce kyselých průsakových vod na kvalitu důlních vod je podpořit jejich
neutralizační potenciál vhodným výplňovým materiálem uloženým v dole po
jeho vydobytí. Mohou to být jak neutralizační kaly z úpravárenského
procesu, nebo různé v dole přímo vybudované neutralizační bariéry.
2.4
Klimatické podmínky na lokalitě
Klimatické vlivy na konkrétní
lokalitě vyznanou měrou ovlivňují oxidační procesy a jejich dopad na důlní,
podzemní a povrchové vody. Přirozeně v případě aridního prostředí není
problematika oxidačních procesů z hlediska důlních vod zásadním problémem.
Jiná situace je
ve středoevropských
podmínkách, kdy oxidační procesy a produkce kyselých průsakových vod
vykazují sezónní výkyvy dané především okrajovými podmínkami rozvoje
biologických bakteriálních procesů a kdy je významný oběh vod na lokalitě.
2.5
Mikrobiální procesy
Z hlediska produkce kyselých průsakových vod jsou
velice dobře známy bakteriální procesy podporující oxidaci pyritu chemotrofními bakteriemi jako Leptospirillum ferrooxidans a Acidithiobacillus
ferrooxidans. Tyto bakterie
několikabásobně urychlují proces oxidace pyritu. Tyto bakterie jsou typické pro
aerobní prostředí. Ale stejně tak byly v kyselých průsakových vodách
izolovány heterotrofní mikroorganismy žijící v anaerobním prostředí rodu Acidiphilium sp. Tyto mikroorganismy
katalyzují procesy zpětné redukce Fe3+ a obdobně redukci síranového iontu na sulfátový[5]. Právě bakteriální procesy tak mohou být
nejen mobilizujícím faktorem vyloužení Fe z pyritu, ale za jistých
okolností i podporou procesů redukčních vedoucích jak k imobilizaci
některých kontaminantů - kovů tak i k redukci koncentrace síranových
iontů.
3
Bioremediace
Probíhající
výzkumy na různých pracovištích ve světě jsou směřovány k využití
bakteriálních procesů známých v kyselých průsakových vodách
k bioremediačním účelům. Vedou k tomu především dva hlavní důvody:
a. Snaha nahradit
ekologicky nevyhovující neutralizační technologie
b. Využít
přírodních procesů k ekonomicky přijatelné alternativě – náhradě provozně
drahých průmyslových technologií
Mikrobiální
loužící technologie jsou obecně známé a v některých případech (bilologické
loužení na haldách) ve světě používané. Přitom nejde o nic jiného než o řízený
přírodní proces, který stejně jako při loužení mobilizuje příslušné látky
(kovy) v tomto případě by mohl být využíván k enviromentálním účelům
pro redukci kontaminace v důlních vodách. Pasivní bioremediační technologie
je pilotně provozována například ve
Velké Británii pro čištění důlních vod na bývalém cínovém dolu Wheel Jane
v Cornwallu[6]. Systém je
reprezentován za sebou zařazenými
komponentami – aerobními a anaerobními bioreaktory zajišťujícími redukci Fe a
síranového iontu na úroveň umožňující vypouštění důlních vod do vodoteče.
Případy
existence obdobných procesů redukujících Fe i síranové ionty a snižující jejich
koncentrace ve vodách jsou známé i v České republice. Procesy přitom probíhají naprosto neřízeně,
samovolně. Pro jejich využití
k řízenému vypouštění důlních vod je třeba stanovit jejich kritické
podmínky jejich rozvoje a vyřešit jejich plnou funkčnost po celé období roku,
neboť zásadním problémem těchto technologií je jejich nízká účinnost
v zimním období, kdy vlivem nízkých teplot může dojít k úplnému
zastavení bakteriálních procesů. Je třeba ještě výzkumu, aby mohly být tyto
technologie využity k remediačním účelům.
Jejich nasazení se dá předpokládat především v závěrečných fází
čištění důlních vod, při nižších koncentracích kontaminantů, kdy existující
technologie ztrácejí na účinnosti a představují dlouhodobě vysoké náklady na
provoz, neúměrné dosaženým výsledkům.
Závěr
Geochemické podmínky v důlních vodách se průběžně mění v závislosti
na expozici sulfidických minerálů atmosférickým kyslíkem. Sulfidická oxidace je především kontrolována
oxidačním prostředím a odtokem vod, typem sulfidických minerálů, neutralizačním
potenciálem okolního horninového prostředí stejně jako masy důlních vod a
mobilizující i nemobilizující funkcí mikrobiálních procesů. Znalost těchto procesů a jejich rozvoj na
konkrétní lokalitě umožňuje zvolit nejvhodnější postup sanace i optimalizovat
náklady na čištění důlních vod. Velkým potenciálem právě v oblasti
optimalizace nákladů na čištění důlních vod, především v závěrečné fázi
opouštění lokality mohou být bioremediační procesy, založené na imobilizačních
procesech redukce železa a síranového iontu na sirníky. Tyto procesy
v přírodě fungují, přesto pro jejich praktické využití schází jejich
důkladné poznání, včetně podmínek jejich optimálního rozvoje a vyřešení
řízeného technologického režimu.
[1] Jiří Jež a kolektiv, Monitoring složek životního prostředí, zpráva za rok 2002, DIAMO s. p., OZ Dolní Rožínka, 2003
[2] Koncentrační limit pro Fe ve vypouštěných důlních vodách po těžbě rud je 5 mg/l.
[3] Ritcey, G.M. (1989): Tailings
management. Elsevier Science Publ, New York, str. 969.
[4] B. Dold, Basic Concepts of Environmental Geochemistry
of Sulfide Mine-Waste, Short Course
Geochemistry and Geomicrobiology of Mine Water Formation, Lisbon,
Portugal, 27 - 29. June 2003
[5] B. Johnoson, M. Dziurla, A. Kolmert, K. Hallberg: The mikrobiology of acid mine dreinage: genesis ans biotreatment, South Afričan Journal of Science 98, May/June 2002
[6] B. Johnson, K, Hallberg: Pitfalls of passive mine water treatment, Re/Views in Environmental Science and BioTechnology 1, 2002