Doprůzkum znečištění v okolí obce Olšany a. ověření vhodných sanačních technologií. Hydraulický a transportní model šíření. znečištění.

Doprůzkum znečištění v okolí obce Olšany a ověření vhodných sanačních technologií Hydraulický a transportní model šíření znečištění červenec 2010 transportní model šíření znečištění 1

Identifikační a kontaktní údaje zhotovitele: Zadavatel: DEKONTA a.s. sídlo: Dřetovice 109, 273 42 Stehelčeves kontaktní adresa: Volutová 2523, 158 00 Praha 5 IČO: 25 00 60 96 tel.: + 420 235 522 252-5, fax: + 420 235 522 254 e-mail: info@dekonta.cz, http://www.dekonta.cz Obec Olšany u Prostějova kontaktní adresa: Olšany u Prostějova č. 50, 798 14 Olšany u Prostějova IČ: 00288560 tel.: +420 582 380 160 email: obec@olsanyupv.cz, http://www.olsanyupv.cz - kontaktní osoba: Ing. René Všetička, místostarosta Projekt: Typ zprávy: Zpracovali: Doprůzkum znečištění v okolí obce Olšany a ověření vhodných sanačních technologií Hydraulický a transportní model šíření znečištění Ing. Martin Polák hydrogeolog Mgr. Vojtěch Musil project manager Přezkoumal: Schválil: Ing. Jan Vaněk vedoucí divize sanačních a ekologických projektů Ing. Robert Raschman výkonný ředitel Datum zpracování: 29.3.2012 Rozdělovník: Obec Olšany u Prostějova, OEŠ MŽP, SFŽP, ČIŽP OI Olomouc, Krajský úřad Olomouckého kraje, MěÚ v Prostějově, Supervize projektu, DEKONTA - archiv Kopie č.: 1 2 3 4 5 6 7 8 transportní model šíření znečištění 2

A. Obsah 1. Úvod 5 2. proudový model 5 2.1 Vymezení území 5 2.2 Hydrogeologické poměry 5 2.3 Matematická formulace úlohy a použitý software 6 2.4 Geometrie a typ vrstev 6 2.5 Vstupní parametry 10 2.6 Okrajové podmínky 14 2.7 Kalibrace modelu 15 2.8 Výsledky hydraulického modelu 15 3. transportní model 21 3.1 Vstupní parametry a počáteční podmínky 21 3.2 Použitý software 28 3.3 Výsledky transportního modelu varianta A 28 3.4 Vliv čerpání v Dubanech na Hané porovnání variant A,B a C 47 4. Omezení a nejistoty 52 5. Závěr 52 6. Literatura 53 B. Seznam tabulek v textu Tabulka 1. Modelové varianty 16 Tabulka 2. Parametry chlorovaných uhlovodíků 22 C. Seznam grafů v textu Graf 1. Vývoj jímání v Dubanech na Hané a Hrdibořicích 14 Graf 2. Porovnání měřených a simulovaných hladin podzemní vody 15 Graf 3. Podélný profil koncentrace chlorovaných uhlovodíků v letech 2006, 2008 a 2010-29 - Graf 4. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na jímacím území v Hrdibořicích varianta A 47 Graf 5. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na nejvýchodnějším jímacím vrtu v Dubanech na Hané varianta A 51 Graf 6. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na nejvýchodnějším jímacím vrtu v Dubanech na Hané varianta B 51 Graf 7. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na nejvýchodnějším jímacím vrtu v Dubanech na Hané varianta C 51 D. Seznam obrázků v textu Obrázek 1. Situace lokality 6 Obrázek 2. Rozsah hydrogeologicky významných štěrkopískových sedimentů 7 Obrázek 3. Mapa hydroizohyps (Musil 2010) 8 Obrázek 4. Mapa báze štěrkopísků podle vrtného průzkumu (Musil 2010) 11 Obrázek 5. Mapa báze štěrkopísků rozšíření báze pro sestavení proudového modelu 12 Obrázek 6. Okrajové podmínky 13 Obrázek 7. Modelové hladiny podzemní vody užší zájmové území varianta A 16 Obrázek 8. Modelové hladiny podzemní vody celá modelová oblast varianta A 17 transportní model šíření znečištění 3

Obrázek 9. Modelové hladiny podzemní vody užší zájmové území varianta B 18 Obrázek 10. Modelové hladiny podzemní vody užší zájmové území varianta C 19 Obrázek 11. Počáteční koncentrace PCE (ug/l) 23 Obrázek 12. Počáteční koncentrace TCE (ug/l) 23 Obrázek 13. Počáteční koncentrace DCE (ug/l) 24 Obrázek 14. Počáteční koncentrace VC (ug/l) 25 Obrázek 15. Suma ClU (ug/l) 26 Obrázek 16. Podrobná situace - 30 - Obrázek 17. PCE počáteční stav - varianta A - 31 - Obrázek 18. PCE stav po 25 letech - varianta A - 32 - Obrázek 19. PCE stav po 50 letech - varianta A - 33 - Obrázek 20. PCE stav po 75 letech - varianta A - 34 - Obrázek 21. TCE počáteční stav - varianta A - 35 - Obrázek 22. TCE stav po 25 letech - varianta A - 36 - Obrázek 23. TCE stav po 50 letech - varianta A - 37 - Obrázek 24. TCE stav po 75 letech - varianta A - 38 - Obrázek 25. DCE počáteční stav - varianta A - 39 - Obrázek 26. DCE stav po 25 letech - varianta A - 40 - Obrázek 27. DCE stav po 50 letech - varianta A - 41 - Obrázek 28. DCE stav po 75 letech - varianta A - 42 - Obrázek 29. VC počáteční stav - varianta A - 43 - Obrázek 30. VC stav po 25 letech - varianta A - 44 - Obrázek 31. VC stav po 50 letech - varianta A - 45 - Obrázek 32. VC stav po 75 letech - varianta A - 46 - Obrázek 33. TCE stav po 8 letech varianta A 48 Obrázek 34. TCE stav po 8 letech varianta B 49 Obrázek 35. TCE stav po 8 letech varianta C 50 E. Seznam zkratek použitých v textu ClU chlorované uhlovodíky (vinylchlorid, 1,1-DCE,1,2-DCE, TCE, PCE) DCE dichlorethen PCE 1,1,2,2-tetrachlorethen TCE trichlorethen VC vinylchlorid transportní model šíření znečištění 4

1. Úvod Na základě dostupných podkladů byl zpracován matematický model, který zahrnuje model proudění podzemní vody v širším okolí obce Olšany u Prostějova a model šíření chlorovaných uhlovodíků (PCE tetrachlorethen, TCE trichlorethen, DCE 1,2 cis dichlorethen a VC vinylchlorid) mezi obcemi Lutín, Olšany u Prostějova, Dubany na Hané a Hrdibořice. Cílem matematického modelu bylo: simulovat proudění podzemních vod; provést numerickou simulaci transportu chlorovaných uhlovodíků a jejich degradaci při současném čerpání na jímacích území v Dubanech na Hané a v Hrdibořicích; simulovat vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků v čase při různém čerpání na jímacím území v Dubanech na Hané. Matematický model se skládá z proudového (hydraulického) a transportního modelu. Proudový model umožňuje numericky simulovat proudění podzemní vody v dané lokalitě. Transportní model navazuje na proudový model a simuluje šíření rozpuštěných látek v podzemní vodě (např. kontaminantů, které migrují podzemní vodou). Výsledky proudového modelu jsou základní vstupem pro transportní model. Pokud má sorpce nebo biodegradace vliv na transport simulovaného kontaminantu, transportní model prostřednictvím charakteristických parametrů simulovaného kontaminantu umožní zahrnout tyto procesy do numerické simulace. Výsledkem transportního modelu je predikce časového a plošného vývoje kontaminačních mraků ve formě grafů a map. 2. proudový model Pro simulaci šíření chlorovaných uhlovodíků byl nejprve zpracováván proudový model. Proudový (hydraulický) model byl sestaven na základě vrtné databáze s údaji o bázi a charakteru štěrkopískového kolektoru (Musil 2010) a jednorázově zaměřených hladin podzemní vody (Musil 2010). 2.1 Vymezení území Za účelem vhodného uspořádání okrajových podmínek, které by věrohodně odrážely piezometrické a hydrogeologické poměry v okolí zájmového území, byla modelová oblast rozšířena směrem na jih, na východ a na západ (Obrázek 1,Obrázek 4, Obrázek 6). Modelová oblast je vázána především na výskyt štěrkopísků v povodí řeky Blaty. Jižní hranici modelované oblasti tvoří řeka Morava. Na východě a na západě je proudový model omezen rozvodnicí. Severní hranice je vymezena proudnicí předpokládaného proudění podzemní vody v pliocenních terasách a podložních neogenních sedimentech. 2.2 Hydrogeologické poměry Oběh podzemních vod je na většině území vázán na štěrkopísky (holocén, pleistocén a pliocén), jejichž hydraulická vodivost se pohybuje v řádech 10-4 až 10-3 m/s (Svoboda 1998). transportní model šíření znečištění 5

Podložní neogenní sedimenty (miocénní a pliocenní jíly a písky) vykazují mnohem nižší hydraulickou vodivost a jsou považovány za víceméně nepropustné. Pouze na východní a západním okraji proudového modelu, kde neogenní sedimenty nejsou překryty štěrkopísky, byly neogenní sedimenty v proudovém modelu uvažovány. Nejvýznamnější oběh podzemních vod je vázán na štěrkopísky v okolí řeky Blaty (Obrázek 2). Kolektor je zde tvořen holocenními štěrkopísky nebo vyššími terasami pleistocénu a pliocénu, které často tvoří výplně přehloubených depresí v neogenním podloží. Štěrkopísky zde dosahují až 50 m mocností. Kolektor má volnou nebo napjatou hladinu podzemní vody (zčásti je překryt povodňovými hlínami) a je napájen infiltrovaným podílem ze srážek a přítokem ze svahů, které jsou tvořeny nejvyššími terasami a neogenními jíly a písky. Podzemní voda generelně proudí štěrkopískovým kolektorem v nivě Blaty směrem k řece Moravě (Obrázek 3). Lokálně je kolektor drénován samotnou Blatou nebo proudí směrem k jímacím územím v Dubanech na Hané a v Hrdibořicích. 2.3 Matematická formulace úlohy a použitý software K výpočtu hladiny podzemní vody byl použit proudový model MODFLOW (Harbaugh a McDonald 1996). MODFLOW je 3-rozměrný model založený na diferenční metodě. Modelovaná oblast se nejprve vertikálně rozdělí do vrstev a uvnitř těchto vrstev se definují elementy o obdélníkové základně. V modelované oblasti lze definovat zdroje a odběry vody jako jsou studny, plošné zdroje z dešťových srážek, evapotranspirace, čerpané studny, drenáže a vodní toky. Základní modelová síť je tvořena obdélníky nebo čtverci nestejné mocnosti. Protože skutečná modelovaná oblast je nepravidelná a zpravidla menší než základní modelová síť, mohou být jednotlivé elementy ležící mimo tuto skutečnou oblast specifikovány jako neaktivní. Buňky s konstantní hydraulickou výškou na hranicích modelu definují I. hraniční podmínku konstantní hladina podzemní vody. Neaktivní prvky, které jsou specifikovány jako prvky ohraničující skutečnou oblast výpočtu, představují speciální případ II. okrajové podmínky modelu (hranice, přes kterou je nulový tok). Stejně tak i III. hraniční podmínku (vtok závislý na výšce hladiny) lze definovat jako element s definovanými hraničními podmínkami (např. Řeka ) v sousedství hraničního neaktivního elementu. 2.4 Geometrie a typ vrstev Hydraulický model byl uvažován jako jednovrstevný. O podložních neogenních sedimentech se předpokládá, že jsou mnohem méně propustné než štěrkopísky, proto byly neogenní sedimenty v podloží štěrkopísků uvažovány jako nepropustné. Pouze na východním a západním okraji modelové oblasti, kde neogenní sedimenty vystupují na povrch, byly neogenní sedimenty specifikovány jako propustné avšak s řádově nižší hydraulickou vodivostí než byla použita pro nadložní štěrkopísky. Báze modelové vrstvy v zájmovém území byla sestavena na základě vrtné databáze z hydrogeologického průzkumu (Musil 2010, Obrázek 4). V širším okolí, kde nebyly k dispozici informace o bázi štěrkopísků, byl průběh báze štěrkopísků v proudovém modelu odhadnut (Obrázek 5). Modelová vrstva odpovídající štěrkopískovému kolektoru byla zadána jako typ 1 (kolektor s volnou hladinou). Proudění podzemní vody pro simulaci současného stavu bylo uvažováno jako ustálené. transportní model šíření znečištění 6

Obrázek 1. Situace lokality transportní model šíření znečištění 7

Obrázek 2. Rozsah hydrogeologicky významných štěrkopískových sedimentů transportní model šíření znečištění 8

Obrázek 3. Mapa hydroizohyps (Musil 2010) transportní model šíření znečištění 9

transportní model šíření znečištění 10

2.5 Vstupní parametry Do modelu byla zadána hydraulická vodivost podle výsledků hydrogeologického průzkumu (Svoboda 1998). V okolí řeky Blaty (viz Obrázek 2) byla uvažována hydraulická vodivost 5.10-4 m/s. Na východních a západních svazích, které jsou tvořeny neogenními sedimenty a zbytky nejvyšších teras, byla zadána hydraulická vodivost 5.10-5 - 1.10-4 m/s. Pro štěrkopískové sedimenty byla předpokládána efektivní porosita 0.15. Infiltrace byla odhadnuta na podle specifického základní odtoku na Mapě odtoku podzemní vody ČSSR (Krásný 1981). Specifický podzemní odtok se na dané lokalitě pohybuje okolo 1 l/s/km 2, což odpovídá infiltraci 32 mm/rok. transportní model šíření znečištění 11

Obrázek 4. Mapa báze štěrkopísků podle vrtného průzkumu (Musil 2010) transportní model šíření znečištění 12

Obrázek 5. Mapa báze štěrkopísků rozšíření báze pro sestavení proudového modelu transportní model šíření znečištění 13

Obrázek 6. Okrajové podmínky transportní model šíření znečištění 14

2.6 Okrajové podmínky Základní modelovou síť tvoří čtverce (o straně 50 m) nestejné mocnosti. Celkově má modelovaná oblast rozsah 16 km ve východozápadním směru a 25,5 km v severojižním směru. Buňky ležící mimo oblast výpočtu byly specifikovány jako neaktivní. Na jižním okraji modelu byla zadána okrajová podmínka Řeka ( Obrázek 6). V místě rozvodnic a předpokládaných proudnic byla definována hranice s nulový průtokem (Obrázek 1, Obrázek 6). Na krátké severní hranici v nivě Blaty, kterou tvoří předpokládaná hydroizohypsa, byla specifikována konstantní hladina s hydraulickou výškou odpovídající hladině povrchové vody v Blatě. Do modelu byla těž specifikována řeka Blata. Dále bylo uvažováno jímaní podzemní vody na 6 objektech v Dubanech na Hané o celkové velikosti jímaného množství 4,8 l/s. Ačkoliv na jímacím území v Dubanech na Hané byly v minulosti projektovány odběry až 30 l/s, kvůli obavě kontaminace zdroje chlorovanými uhlovodíky jsou odběry v současnosti podle databáze HEIS (VÚV T.G.M) a správce jímacího území SMK, a.s. významně nižší (Graf 1. Vývoj jímání v Dubanech na Hané a Hrdibořicích). V jímacím území Hrdibořice bylo uvažováno čerpání 40 l/s na 8 objektech (podle obdržených informací je aktuálně čerpané množství 34 l/s). Jezera v okolí soutoku Moravy a Blaty a další toky (např. Vrbátecký náhon) nebyly v proudovém modelu uvažovány. Graf 1. Vývoj jímání v Dubanech na Hané a Hrdibořicích 50 45 40 35 Čerpání (l/s) 30 25 20 15 10 5 Čerpání podzemních vod v Dubanech na Hané Čerpání podzemních vod v Hrdibořicích 0 2006 2007 2008 2008 2009 2010 2011 transportní model šíření znečištění 15

2.7 Kalibrace modelu Hydraulický model byl kalibrován na měřené hladiny podzemních vod na vystrojených vrtech (Musil 2010). I bez úpravy vstupních hydraulických parametrů bylo dosaženo dobré shody (do +/- 27 cm) mezi měřenými a simulovanými hladinami podzemní vody (Graf 2). Graf 2. Porovnání měřených a simulovaných hladin podzemní vody 2.8 Výsledky hydraulického modelu Výsledné modelové hydroizohypsy v užším zájmovém územím jsou zobrazeny na Obrázek 7 a v celé modelové oblasti na Obrázek 8. Směry proudění podzemní vody dobře korespondují s měřenými hladinami podzemní vody Obrázek 3 a Obrázek 7. Pro porovnání vlivu čerpání podzemní na šíření chlorovaných uhlovodíků směrem k jímacímu území v Dubanech na Hané byly sestaveny další varianty B a C. Původní varianta s čerpáním 4,8 l/s v jímacím území Dubany je dále označována jako varianta A (Tabulka 1). Ve variantě B transportní model šíření znečištění 16

se na jímacím území v Dubanech na Hané modelově čerpá 9,6 l/s, zatímco ve variantě C se modelově čerpá 14,4 l/s Při dvojnásobně vyšším čerpání hladina podzemní vody zaklesne o zhruba 30 cm v jímacím území a při trojnásobně vyšším čerpání hladina podzemní vody zaklesne o 1 m. Tabulka 1. Modelové varianty Varianta Modelové čerpání v Dubanech na Hané Modelové čerpání v Hrdibořicích Poznámka Varianta A 4,8 l/s 40 l/s skutečnost Varianta B 9,6 l/s 40 l/s dvojnásobně vyšší čerpání než je skutečnost Varianta C 14,4 l/s 40 l/s trojnásobně vyšší čerpání než je skutečnost Obrázek 7. Modelové hladiny podzemní vody užší zájmové území varianta A transportní model šíření znečištění 17

Obrázek 8. Modelové hladiny podzemní vody celá modelová oblast varianta A transportní model šíření znečištění 18

Obrázek 9. Modelové hladiny podzemní vody užší zájmové území varianta B transportní model šíření znečištění 19

Obrázek 10. Modelové hladiny podzemní vody užší zájmové území varianta C transportní model šíření znečištění 20

3. transportní model Proudový model posloužil jako podklad pro sestavení transportního modelu šíření chlorovaných uhlovodíků (ClU) a simulaci jejich rozpadu. Do transportního modelu byla zadána počáteční koncentrace PCE, TCE, 1,2 cis DCE (dále jen DCE) a VC podle zjištěných koncentracích chlorovaných uhlovodíků z roku 2010 (Musil 2010). Modelové simulace umožnily odhadnout vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na jednotlivých objektech a jejich plošnou distribuci po určitém časovém období. Pro posouzení vlivu velikosti čerpání podzemní vody v jímacím území Dubanech na Hané na transport chlorovaných uhlovodíků byly testovány varianty s dvojnásobně (varianta B) a trojnásobně (varianta C) vyšším čerpáním podzemní vody oproti reálnému stavu (varianta A). Vymezení a uspořádání modelové oblasti transportního modelu je totožné s rozsahem proudového modelu. 3.1 Vstupní parametry a počáteční podmínky Chlorované uhlovodíky migrují ve směru proudění podzemní vody. Kromě advekce a disperze jejich transport významně ovlivňuje sorpce a rozpad. Hodnoty distribučního koeficientu, které charakterizují sorpci, byly převzaty ze zprávy o sanaci nesaturované zóny (Cahlíková 2005) (Tabulka 1). Pro rychlost rozpadu (biodegradace) chlorovaných uhlovodíků je nezbytná znalost rozpadové konstanty (čili rychlost přeměny) jednotlivých chlorovaných uhlovodíků, kterou lze odvodit prostřednictvím časoprostorových změn PCE, TCE, DCE a VC na vybraných vrtech. Koncentrace chlorovaných uhlovodíků byly porovnány na podélných koncentrační řezech kontaminačních mraků PCE, TCE, DCE a VC (Graf 3). Porovnání koncentrací jednotlivých chlorovaných uhlovodíků v letech 2006, 2008 a 2010 (čili po ukončení sanace a jímání podzemní vody v Olšanech u Prostějova) na vrtech, které byly vzorkovány v tomto období, neukazují prakticky žádnou přeměnu mezi chlorovanými uhlovodíky mezi lety 2006 až 2010. Důvodem je krátké časové období a příliš velké vzdálenosti mezi jednotlivými vrty. Jelikož vrty řady MV jsou z roku 2010 a vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků před rokem 2006 kvůli sanačním pracím nelze využít, byly rozpadové konstanty odhadnuty (Tabulka 2). Díky této velmi vysoké nejistotě nebyla umožněna přeměna VC na ethen (tzn. rozpadová konstanta pro VC se rovná 0) tak, aby suma všech chlorovaných uhlovodíků, které dorazí do jímacího území v Hrdibořicích, podávala představu o maximální možné koncentraci chlorovaných uhlovodíků, když nelze podíl jednotlivých chlorovaných uhlovodíků stanovit jednoznačně. Rozpadové konstanty jsou uvedeny v Tabulka 2. Řešení transportní rovnice není možné bez specifikace podmínek počátečního stavu. Počáteční stav představuje známou distribuci chlorovaných uhlovodíků v celém kolektoru na počátku simulace. Na počátku simulace byla uvažována zjištěná koncentrace PCE, TCE, DCE a VC podle map plošné distribuce chlorovaných uhlovodíků v roce 2010 (Musil 2010). V případě stanovení koncentrace chlorovaných uhlovodíků pod mezí detekce byla pro specifikaci počáteční koncentrace uvažována nulová koncentrace. Rovněž mimo oblast průzkumu byla zadána nulová koncentrace. Současný stav lze z hydraulického hlediska považovat za víceméně ustálený. Sanační čerpání v Lutíně a jímání podzemní vody v Olšanech u Prostějova bylo ukončeno. Dotace chlorovaných uhlovodíků do podzemní vody (např. infiltrací z nesaturované zóny) se nepředpokládá. Z těchto důvodu byl zvolen počátek simulace šíření chlorovaných transportní model šíření znečištění 22

uhlovodíků rok 2010, kdy byly díky novému průzkumu dobře definovány rozsahy kontaminačních mraků jednotlivých chlorovaných uhlovodíků. Kontaminační mraky PCE, TCE, DCE a VC jsou výsledkem předchozích a ukončených vlivů, které nejsou v matematickém modelu uvažovány. Specifické hraniční podmínky pro chlorované uhlovodíky nebyly aplikovány. Tabulka 2. Parametry chlorovaných uhlovodíků Parametr Kd (ml/g) Kd (l/ug) Počáteční koncentrace Rozpadová konstanta (1/den) PCE 0,17 1,70E-10 Obr.11 1E-4 TCE 0,052 5,20E-11 Obr.13 5E-5 DCE 0,050 5,00E-11 Obr.13 4E-5 VC 0,012 1,20E-11 Obr.14 0 Suma ClU - - Obr.15 - transportní model šíření znečištění 23

Obrázek 11. Počáteční koncentrace PCE (ug/l) Obrázek 12. Počáteční koncentrace TCE (ug/l) transportní model šíření znečištění 24

Obrázek 13. Počáteční koncentrace DCE (ug/l) transportní model šíření znečištění 25

Obrázek 14. Počáteční koncentrace VC (ug/l) transportní model šíření znečištění 26

Obrázek 15. Suma ClU (ug/l) transportní model šíření znečištění 27

Do transportního modelu byla zadána podélná disperzivita 1 m a příčná disperzivita 0.1 m. Jako časový počátek transportního modelu byl zvolen rok 2010, kdy byly zjištěny plošné rozsahy kontaminačních mraků (Musil, 2010). Šíření chlorovaných uhlovodíků bylo simulováno na období 100 let (do roku 2110). 3.2 Použitý software K simulaci šíření chlorovaných uhlovodíků v podzemní vodě byl použit transportní model RT3D, který kromě advekčně-disperzního transportu umožňuje simulovat i sekvenční rozpad chlorovaných uhlovodíků. Hlavní předností modelu oproti modelům podobným je jeho kompatibilita se známým proudovým modelem MODFLOW (McDonald a Harbaugh, 1996). Oba modely jsou propojeny v prostředí Visual MODFLOW 4.3. 3.3 Výsledky transportního modelu varianta A Pro všechny modelované chlorované uhlovodíky byly simulovány jejich kontaminační mraky po 25, 50 a 75 letech. Plošný rozsah chlorovaných uhlovodíků po 100 letech není zobrazen, protože chlorované uhlovodíky do jímacího území Hrdibořice dorazí již za 75 let. Podrobnější situace pro výstupy transportního modelu je uvedena na. Ve variantě A se chlorované uhlovodíky prakticky nepřibližují k jímacímu území v Dubanech na Hané. Při daných rozpadových konstantách je zjevné, že PCE se rychle mění na TCE. Po 100 letech migrace PCE se přemění na TCE a do jímacího území v Hrdibořicích vůbec nedorazí. Jelikož rozpadové konstanty TCE a DCE jsou 2x nižší než PCE, samotné TCE a DCE degradují pomaleji, ale díky menší sorpci (nižší hodnotě distribučního koeficientu Kd) se pohybují rychleji než PCE. Během transportu TCE a DCE se vytvářejí 2 oddělené kontaminační mraky jeden je odvozen ze současné plošné distribuce daného chlorované uhlovodíku a druhý vzniká rozpadem vyššího chlorovaného uhlovodíku. Celkový obsah VC v podzemní vodě narůstá, protože modelově se nerozpadá a tak se jeho celkové množství zvyšuje přeměnou DCE. TCE, DCE a VC dorazí k jímacímu území v Hrdibořicích za 50 70 let o celkové koncentraci zhruba 50 µg/l. transportní model šíření znečištění 29

Koncentrace PCE (ug/l) LO 2 LO 5 LO 7 LO 15 LO 16 LO 13 VB 117 ID-2 250 200 150 100 50 2006 2008 2010 Porovnání koncentrace PCE na vybraných vrtech Koncentrace TCE (ug/l) 250 200 150 100 LO 2 LO 5 LO 7 LO 15 LO 16 LO 13 VB 117 ID-2 50 Porovnání koncentrace TCE na vybraných vrtech 2006 2008 2010 0 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 Vzdálenost (m) 0 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 Vzdálenost (m) LO 2 LO 5 LO 7 LO 15 LO 16 LO 13 VB 117 ID-2 250 200 2006 2008 2010 LO 2 LO 5 LO 7 LO 15 LO 13 VB 117 ID-2 250 2010 200 Koncentrace DCE (ug/l) 150 100 Porovnání koncentrace DCE na vybraných vrtech Koncentrace VCE (ug/l) 150 100 Porovnání koncentrace VC na vybraných vrtech 50 50 0 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 Vzdálenost (m) 0 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 Vzdálenost (m) Graf 3. Podélný profil koncentrace chlorovaných uhlovodíků v letech 2006, 2008 a 2010 a transportní model šíření znečištění - 30

Obrázek 16. Podrobná situace Ohre_1 a transportní model šíření znečištění - 31

Obrázek 17. PCE počáteční stav - varianta A a transportní model šíření znečištění - 32

Obrázek 18. PCE stav po 25 letech - varianta A a transportní model šíření znečištění - 33

Obrázek 21. TCE počáteční stav - varianta A a transportní model šíření znečištění - 36

Obrázek 22. TCE stav po 25 letech - varianta A a transportní model šíření znečištění - 37

Obrázek 25. DCE počáteční stav - varianta A a transportní model šíření znečištění - 40

Obrázek 26. DCE stav po 25 letech - varianta A a transportní model šíření znečištění - 41

Obrázek 29. VC počáteční stav - varianta A a transportní model šíření znečištění - 44

Obrázek 30. VC stav po 25 letech - varianta A a transportní model šíření znečištění - 45

Graf 4. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na jímacím území v Hrdibořicích varianta A 60 VC Koncentrace (ug/l) 50 40 30 20 DCE TCE Suma 10 0 2010 2020 2030 2040 2050 2060 2070 2080 2090 2100 2110 Čas 3.4 Vliv čerpání v Dubanech na Hané porovnání variant A,B a C Při současném jímání podzemní vody v Dubanech na Hané (varianta A) kontaminační mraky chlorovaných uhlovodíků dorazí k jímacímu území v zanedbatelných koncentracích (Obrázek 34 a Graf 5). Nejdůležitějším ukazatelem zasažení jímacího území je časoprostorový vývoj kontaminačního mraku TCE, který leží nejblíže k jímacímu území v Dubanech. Koncentrace nižších chlorovaných uhlovodíků (DCE a VC) se mohou k jímacímu území v Dubanech na Hané přiblížit pouze díky přeměně zdrojového TCE (Graf 5). Z hlediska potenciálního ohrožení jímacího území je nezbytné sledovat i sumu chlorovaných uhlovodíků (z důvodu nejistoty v odhadu rozpadových konstant) (Graf 5). Ve variantách B a C je rychlost rozpadu chlorovaných uhlovodíků totožná jako ve variantě A, proto jsou rychlosti degradace chlorovaných uhlovodíků stejné. V případě dvojnásobného čerpání v Dubanech na Hané (varianta B) k jímacímu území dorazí kontaminace chlorovaných uhlovodíků o celkové koncentraci až 7 µg/l (Graf 6), která se skládá z koncentrace původního TCE a z koncentrace DCE a VC, které vznikly přeměnou z TCE. Ve variantě C k jímacímu území Dubanech na Hané dorazí původní (čili ne vzniklý přeměnou z PCE) kontaminační mrak TCE, který je nejzápadněji a tudíž nejblíže dosahu vlivu jímání podzemní vody (39 a Graf 7). Sumární koncentrace původního TCE a nově vytvořeného DCE a VC dosáhnou až 17 µg/l (Graf 6). Ostatní původní kontaminační mraky chlorovaných uhlovodíků (PCE, DCE a VC) trojnásobně vyšší jímání podzemní vody v Dubanech na Hané sice posune na západ, ale nezvýší celkovou kontaminaci jímacího území. a transportní model šíření znečištění 48

Obrázek 33. TCE stav po 8 letech varianta A a transportní model šíření znečištění 49

Obrázek 34. TCE stav po 8 letech varianta B a transportní model šíření znečištění 50

Obrázek 35. TCE stav po 8 letech varianta C a transportní model šíření znečištění 51

Koncentrace (ug/l) 20 16 12 8 4 Varianta A VC DCE TCE Suma 0 2010 2013 2016 2019 2022 2025 2028 2031 2034 2037 2040 Graf 5. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na nejvýchodnějším jímacím vrtu v Dubanech na Hané varianta A Koncentrace (ug/l) 20 16 12 8 4 Varianta B VC DCE TCE Suma 0 2010 2013 2016 2019 2022 2025 2028 2031 2034 2037 2040 Graf 6. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na nejvýchodnějším jímacím vrtu v Dubanech na Hané varianta B Koncentrace (ug/l) 20 16 12 8 4 Varianta C VC DCE TCE Suma 0 2010 2013 2016 2019 2022 2025 2028 2031 2034 2037 2040 Graf 7. Vývoj koncentrací chlorovaných uhlovodíků na nejvýchodnějším jímacím vrtu v Dubanech na Hané varianta C a transportní model šíření znečištění 52

4. Omezení a nejistoty Největší nejistotou jsou hodnoty rozpadových konstant chlorovaných uhlovodíků (čili rychlost degradace). Rychlost degradace chlorovaných uhlovodíků nelze jednoznačně stanovit. Z tohoto důvodu je nezbytné kontinuálně sledovat časoprostorový vývoj kontaminačních mraků chlorovaných uhlovodíků a upřesnit rychlost jejich šíření a degradace. V hodnocení výsledků transportního modelu je proto často používána celková suma chlorovaných uhlovodíků, jelikož poměr jednotlivých složek nelze objektivně kvantifikovat. Dalšími nejistotami je velikost sorpce, která může ovlivnit rychlost migrace chlorovaných uhlovodíků, a přesné vymezení stávajících kontaminačních mraků PCE, TCE, DCE a VC, což se týká především jejich jihovýchodního okraje. Vstupní plošné koncentrace PCE, TCE, DCE a VC jsou v modelu vymezeny podle jejich potvrzeného rozsahu z roku 2010. Hydraulický model předpokládá homogenní prostředí, tj. vliv preferenčních cest (např. přehloubených koryt) na směry a rychlost šíření kontaminace byl kvůli jejich neproveditelnému vymezení zanedbán. 5. Závěr Sestavený transportní model na základě uvedených předpokladů umožnil simulovat šíření chlorovaných uhlovodíků a predikovat vývoj jejich koncentrací v jímacích území v Dubanech na Hané a v Hrdibořicích. Kontaminovaná voda s chlorovanými uhlovodíky do jímacího území v Dubanech na Hané při současném čerpání (varianta A) a při předpokládaných parametrech dorazí v nízkých koncentracích 1,7 µg/l. Chlorované uhlovodíky budou zastoupeny především TCE a produkty jeho rozpadu. Jímací území v Dubanech na Hané může být kontaminováno pouze zvýšením čerpání podzemní vody než je současný odběr. Při dvojnásobně vyšším čerpání (varianta B) oproti současně uvažovanému jímání maximální koncentrace chlorovaných uhlovodíků na nejvýchodnějším vrtu dosáhne 7 µg/l. Při trojnásobně vyšším čerpáním (než je současné - varianta C) sumární koncentrace původního TCE a nově vytvořeného DCE a VC překročí na nejvýchodnějším jímacím vrtu 17 µg/l za 6 let. TCE, DCE a VC za současného čerpání podzemní vody na vrtech dorazí k jímacímu území v Hrdibořicích za 50 70 let o celkové koncentraci zhruba 50 µg/l (Graf 4). Doprůzkum znečištění v okolí obce Olšany a ověření vhodných sanačních technologií Závěrečná zpráva I. etapy prací 53

6. Literatura Cahlíková, Z. (2005): SIGMA Lutín a.s. sanace saturované zóny. Dokumentační zpráva sanačních prací za období leden až srpen 2005. Vodní zdroje Holešov a.s. Clement, T.P. (1997): RT3D - A Modular Computer Code for Simulating Reactive Multi- Species Transport in 3-Dimensional Groundwater Aquifers. Pacific Northwest National Laboratory, Richland, WA, USA. PNNL-11720. Found online at: http://bioprocess.pnl.gov/rt3d.htm. Harbaugh, A. W. a McDonald, M.G. (1996): User s documentation for MODFLOW- 96, an update to the U.S. Geological Survey modular finite-difference ground-water flow model, USGS Open-File Report 96-485. Krásný, J., Daňková H., Hanzel V., Kněžek M., Matuška M. a Šuba J. (1981): Mapa odtoku podzemní vody ČSSR. ČHMÚ. Praha. Musil, V. (2010): Doprůzkum znečištění v okolí obce Olšany a ověření vhodných sanačních technologií. Závěrečná zpráva I. etapy prací. Dekonta. Praha. Svoboda, T. (1998): Závěrečná zpráva o hydrogeologickém průzkumu a určení rozsahu kontaminace v prostoru mezi Lutínem a Olšany. Vodní zdroje Holešov a.s. Doprůzkum znečištění v okolí obce Olšany a ověření vhodných sanačních technologií Závěrečná zpráva I. etapy prací 54