Na základě smlouvy o dílo č. 4/2010/OŽP na zpracování projektu města Kopřivnice „Lokalizace a charakteristika starých ekologických zátěží v Kopřivnici“ mezi objednatelem, městem Kopřivnice, a zhotovitelem, Sdružením „Kopřivnice (II)“ (Sdružení firem Vodní zdroje Ekomonitor spol. s r.o., BIOANALYTIKA CZ, s.r.o. a Josef Kroutil, zastoupeném vedoucím účastníkem sdružení Vodní zdroje Ekomonitor spol. s r.o.), zpracoval jmenovaný zhotovitel předloženou analýzu rizik.

Metodika průzkumných prací vycházela z projektové dokumentace zpracované společností UNIGEO a.s., Ostrava ze srpna 2008. Předmětem průzkumných prací byl podrobný geologický průzkum lokality, zaměřený na vymapování rozsahu tělesa skládky a jeho složení a analýza rizik, jejíž součástí je posouzení vlivu deponovaných materiálů na životní prostředí a zdraví obyvatel.

Riziková analýza byla zpracována v souladu se Zadávací dokumentací, podmínkami Operačního programu Životní prostředí, Oblast podpory 4.2 – Odstraňování starých ekologických zátěží a v souladu se závazným stanoviskem, vydaným dne 17.9.2008 pod č.j.: 60402/ENV/10. Analýza rizik byla dále vypracována ve smyslu Metodického pokynu Ministerstva životního prostředí České republiky č. 12 ze září 2005 (Metodický pokyn MŽP pro analýzu rizik kontaminovaného území).

Předmětem díla, které bylo technicky definováno zpracovanými podklady a podrobněji vymezeno podmínkami v textové části zadávací dokumentace a výkazem výměr bylo:

Zpracování prováděcí projektové dokumentace.

K prováděcí projektové dokumentaci bylo dne 6.8.2010 vydáno souhlasné stanovisko OEŠ MŽP pod č.j. 67574/ENV/10.

Geofyzikální průzkum.
Vrtné práce.
Vzorkařské a terénní práce.
Laboratorní analýzy.
Geodetické práce.
Zpracování analýzy rizik pro dané území.

Realizační tým zhotovitele, přehled subdodavatelů

Pro řešení zakázky v rozsahu byl zhotovitelem sestaven následující realizační tým:

Vodní zdroje Ekomonitor spol. spol. s r.o.

Odpovědný (statutární) zástupce:

Nositel odborné způsobilosti projektovat, provádět a vyhodnocovat geologické práce v oborech hydrogeologie a geologické práce – sanace:

Vzorkovací a měřičské práce: kolektiv pracovníků pod vedením Bc. Jaromíra Hrachoviny – vedoucího vzorkovací skupiny

BIOANALYTIKA CZ, s.r.o.

Laboratorní analýzy:

Kolektiv pracovníků pod vedením Ing. Evy Novotné, vedoucí zkušební laboratoře a jednatelky společnosti

Josef Kroutil

Vrtné práce:

Kolektiv pracovníků pod vedením p. Josefa Kroutila, majitele firmy.

Na plnění předmětu zakázky se dále podílely i další pracovníci výše uvedených společností.

V rámci zpracování analýzy rizik byly zhotovitelem k subdodavatelským pracím využity subjekty uvedené v následující tabulce.

Tabulka č. 1: Přehled subdodavatelů

Pořadové číslo subdodavatele	Subdodavatel (obchodní firma nebo název/ obchodní firma nebo jméno a příjmení)	IČ (identifikační číslo)	Věcný podíl subdodavatele na plnění veřejné zakázky
1	GEONIKA, s.r.o.	48111767	Geofyzikální práce
2	Laboratoř M O R AV A s.r.o.	25399951	Akreditované laboratorní analýzy dle příslušných platných norem
3	Geodézie Krkonoše s.r.o.	49813081	Geodetické práce
4	GEOSTAR spol. s r.o.	13690337	Geologické práce a laboratorní analýzy dle příslušných platných norem

V rámci prováděných geologických prací byly provedené práce na předmětné lokalitě zaevidovány u České geologické služby – Geofondu ČR pod č. 2112/2010.

Zájmová lokalita je evidována v databázi SEKM, číslo zátěže 6939001. Záznam v databázi SEKM bude na základě výsledků AR aktualizován.

1. Údaje o území

1. 1. Všeobecné údaje

1.1.1. Geografické vymezení území

Zájmová lokalita se nachází v extravilánu Kopřivnice v těsné blízkosti sz. okraje města při silnici směrem na Závišice. Jedná se o zarovnaný povrch na úpatí mírného svahu, který z větší části plynule navazuje na přirozený terén. Terén se uklání k severu až severovýchodu, směrem k silnici III/482 Kopřivnice – Závišice. Nadmořská výška lokality dosahuje 328–332 m n. m.

Odhadovaná plocha bývalé skládky je dle archivních prací cca 12 500 m². Z výsledků geofyzikálního průzkumu vyplývá, že rozloha skládky činí přibližně 10 650 m².

V těsné blízkosti lokality (oddělená pouze místní komunikací Kopřivnice-Štramberk) se nachází Lokalita 2 – Jezdecký areál.

Situace zájmového území je graficky znázorněna v příloze č. 1.

Zájmová lokalita náleží pod katastrální území 669393 Kopřivnice a nachází se v jeho severozápadní části. Správní zařazení zájmového území je uvedeno v tabulce č. 2:

Tabulka č. 2: Správní zařazení zájmového území

Kraj	Moravskoslezský
Okres	Nový Jičín
Obec s rozšířenou působností	Kopřivnice
Obec s pověřeným obecním úřadem	Kopřivnice

1.1.2. Stávající a plánované využití území

Územní plán Kopřivnice byl vydán Zastupitelstvem města Kopřivnice na jeho 21. zasedání, konaném dne 17. 9. 2009, usnesením č. 437, účinnosti nabyl 6. 10. 2009 (pod č. jedn.:19/2009/SÚP&51852/2009/kvito). Podle výše uvedeného územního plánu jsou pozemky zahrnující prostor bývalé skládky zařazeny do plochy veřejné zeleně (ZV−1, zeleň na veřejných prostranstvích, výměra 0,88 ha). Další změna funkčního využití předmětných pozemků se do budoucna nepředpokládá.

Ze západní strany je prostor bývalé skládky ohraničen asfaltovou komunikací, za níž se dále nachází prostor bývalé skládky TKO (Lokalita 2 – Jezdecký areál), která je plochou RN (rekreace na plochách přírodního charakteru). S výjimkou západní hranice tvořené výše uvedenou komunikací je bývalá skládka obklopena pozemky, které jsou dle platného územního plánu určeny jako plocha k smíšenému obytnému městskému využití (zastavitelná plocha Z28 o výměře 9,7 ha). V současné době jsou tyto pozemky zemědělsky obhospodařované (louky, pole).

Výřez hlavního výkresu územního plánu je uveden v příloze č. 13.

Přehled stávajícího využití kontaminovaného území a přilehlého okolí

Zájmové území se nachází při SZ okraji města. Západní stranou je pouze asfaltovou komunikací oddělen od jezdeckého areálu Bubla City Ranch se zařízením pro chov koní včetně restaurace, který ale není trvale obydlen. V současné době se nejbližší trvale obydlená obytná zástavba nachází cca 70-80 m SV a SZ směrem (několik rodinných domů se zahradami). Nicméně je nutné zdůraznit, že do budoucna podle platného územního plánu může být obytná zástavba vybudována i v těsné blízkosti řešené lokality.

Vlastní prostor bývalé skládky je v současné době využíván jako kynologické cvičiště, je na něm vybudován přístřešek, kotce pro psy a překážky.

Ochrana přírody a krajiny

Nejbližším velkoplošným chráněným územím je CHKO Beskydy, jejíž hranice se nachází necelých 8 km jižním směrem od zájmové lokality. Nejbližšími maloplošně chráněnými územími je NPP Šipka (vápencové skalky s archeologickými nálezy ve Štramberku), PP Váňův kámen na úbočí Bílé hory a PP Travertinová kaskáda v Tiché.

Ve vzdálenosti cca 600 m západně od lokality probíhá hranice přírodního parku Podbeskydí (rozloha 12 800 ha).

Na území města Kopřivnice byly nařízením vlády č. 371/2009 Sb. zařazeny do seznamu Evropsky významných lokalit soustavy NATURA 2000 dvě lokality. Jedná se o lokalitu Červený kámen, která zahrnuje území vrchu „Pískovna“ a části lesních komplexů severního svahu Červeného kamene a dále o lokalitu Štramberk, která mimo jiné zahrnuje území Bílé hory.

Zájmová lokalita není součástí žádných prvků územního systému ekologické stability. Ve vzdálenosti cca 150 m SZ od lokality prochází lokální biokoridor. Ve vzdálenosti cca 300 m západně od lokality se nachází lokální biocentrum s názvem Dubina.

Ochrana vodních zdrojů

Lokalita nezasahuje do ochranných pásem vodních zdrojů ani se v její blízkosti ochranná pásma vodních zdrojů nevyskytují.

1.1.3. Základní charakterizace obydlenosti území

Kopřivnice se nachází v Moravskoslezském kraji, okrese Nový Jičín. V Kopřivnici bylo k datu 1. 1. 2010 evidováno 23 044 obyvatel, z čehož bylo 49,12 % mužů (11 320) a 50,88 % žen (11 724). Průměrný věk obyvatelstva je 38,6 let (muži 37,4 let, ženy 39,7 let).

Město Kopřivnice zahrnuje Kopřivnici a 3 místní části – Lubina, Mniší a Vlčovice, do správního obvodu města Kopřivnice jako obce s rozšířenou působností dále patří města Štramberk a Příbor a obce Kateřinice, Mošnov, Petřvald, Skotnice, Trnávka, Závišice a Ženklava.

V prostoru vlastní řešené lokality – Skládky kalů je pohyb osob nepravidelný a nárazový. Pohyb osob na lokalitě není sledován, lokalita není oplocena a je volně přístupná. Prostor má rekreační využití a slouží jako kynologické cvičiště, zvýšený pohyb osob lze tedy předpokládat zejména v období jaro-podzim a dále v závislosti na aktuálních klimatických podmínkách. Celkový počet osob nárazově se současně nalézajících na lokalitě lze odhadnout vzhledem k charakteru využití na max. 5 – 50.

V těsné blízkosti lokality se nachází jezdecký areálu Bubla City Ranch se zařízením pro chov koní včetně restaurace, který ale není trvale obydlen. Nicméně v tomto areálu je umístěna restaurace a konají se zde různé akce, v rámci jejichž konání se v tomto areálu může nacházet až několik stovek osob.

V současné době se nejbližší trvale obydlená obytná zástavba nachází cca 70-80 m SV a SZ směrem (několik rodinných domů se zahradami), přičemž počet trvale bydlících osob lze odhadnout mezi 10-20. V případě vybudování obytné zástavby v souladu s aktuálním územním plánem by obytná zástavba mohla prakticky obklopit lokalitu ze severního, východního a jižního směru, což by zásadně navýšilo počet osob ohrožených kontaminací lokality a pravděpodobně by to vedlo i ke zvýšenému pohybu osob v prostoru vlastní skládky.

1.1.4. Majetkoprávní vztahy

V následující tabulce č. 3 jsou uvedeny majetkoprávní vztahy pozemků v předmětném území. Všechny pozemky se nacházejí v katastrálním území 669393 Kopřivnice.

Tabulka č. 3: Majetkoprávní vztahy

Parcelní číslo	Výměra (m²)	Druh pozemku	LV	Vlastník	Adresa
283/1	4 716	Ostatní plocha	10001	Město Kopřivnice	Štefánikova 1163/12, Kopřivnice, 742 21
3364/2	5 573	Orná půda	726	Anna Ohnůtková 1/2 Lenka Šimíčková 1/2	Záhumenní 686/28, Kopřivnice 742 21 Dukelská 1062/24, Kopřivnice, 742 21
3364/5	2 931	Orná půda	689	Alena Růžičková 5/6 Vladimír Seibert 1/6	I. Šustaly 1085/22, Kopřivnice, 742 21 Dělnická 520/53, Kopřivnice, 742 21
3364/7	16 149	Orná půda	715	Karel Beniš	Záhumenní 224/31, Kopřivnice 742 21
3365/1	2 079	Ostatní plocha	10001	Město Kopřivnice	Štefánikova 1163/12, Kopřivnice, 742 21
3365/2	243	Ostatní plocha	726	Anna Ohnůtková 1/2 Lenka Šimíčková 1/2	Záhumenní 686/28, Kopřivnice 742 21 Dukelská 1062/24, Kopřivnice, 742 21
3366/1	3 590	Ostatní plocha	10001	Město Kopřivnice	Štefánikova 1163/12, Kopřivnice, 742 21
3366/3	907	Ostatní plocha	715	Karel Beniš	Záhumenní 224/31, Kopřivnice 742 21
3366/4	2 513	Ostatní plocha	689	Alena Růžičková 5/6 Vladimír Seibert 1/6	I. Šustaly 1085/22, Kopřivnice, 742 21 Dělnická 520/53, Kopřivnice, 742 21
3366/5	1 765	Ostatní plocha	726	Anna Ohnůtková 1/2 Lenka Šimíčková 1/2	Záhumenní 686/28, Kopřivnice 742 21 Dukelská 1062/24, Kopřivnice, 742 21
3367/1	13 052	Orná půda	1205	Václav Brus 1/4 Mgr. Jana Kajabová 3/4	Petřvald 367, Petřvald, 742 60 Rokytnice 88, Vsetín, 755 01
3371/5	300	Ostatní plocha	10001	Město Kopřivnice	Štefánikova 1163/12, Kopřivnice, 742 21
3371/23	349	Ostatní plocha	689	Alena Růžičková 5/6 Vladimír Seibert 1/6	I. Šustaly 1085/22, Kopřivnice, 742 21 Dělnická 520/53, Kopřivnice, 742 21
3371/25	1 922	Ostatní plocha	10001	Město Kopřivnice	Štefánikova 1163/12, Kopřivnice, 742 21

Katastrální mapa zájmového území na podkladu leteckého snímku je uvedena v příloze č. 5.

1. 2. Přírodní poměry zájmového území

1.2.1. Geomorfologické a klimatické poměry

Zájmová lokalita je podle Demka [1] součástí geomorfologického okrsku Libhošťská pahorkatina, která spadá do podcelku Příborská pahorkatina, celku Podbeskydská pahorkatina, která je součástí oblasti Západobeskydské podhůří v subprovincii Vnější Západní Karpaty a provincii Západní Karpaty. Regionálně spadá území do Alpsko-himalájského systému. Libhošťská pahorkatina se nachází ve střední části Příborské pahorkatiny. Jedná se o plochou pahorkatinu úpatního typu. Vyskytují se zde flyšové jílovce, jíly, pískovce slezského a žďánicko-podslezského příkrovu, dále pak vyvřeliny těšínitů, miocenní sedimenty a glacilakustrinní sedimenty sálského zalednění. Oblast je charakteristická svým erozně denudačním reliéfem s výraznými suky na odolnějších horninách, periglaciálními tvary, říčními terasami a širokými údolními nivami. Typická je také nízká míra zalesnění v tomto geomorfologickém okrsku, mezi lesními porosty pak převažují smrkové kultury.

Podle Quitta [2] je zájmová lokalita součástí mírně teplé klimatické oblasti MT9. Průměrná červencová teplota dosahuje 17–18°C, průměrná lednová teplota je −3 až −4°C. Po období 140–160 dní v roce se průměrná denní teplota vyskytuje nad hodnotou 10° C,
110–130 dní je teplota pod bodem mrazu. Sněhová pokrývka se v průměru drží na zemském povrchu po dobu 60-80 dní v roce. Úhrn srážek dosahuje hodnoty 650–750 mm/rok, přičemž většina srážek spadne ve vegetačním období (400–450 mm), v zimním období spadne v průměru 250–300 mm.

1.2.2. Geologické poměry

Zájmová oblast se z pohledu regionální geologie nachází ve flyšovém pásmu Vnějších Západních Karpat. Horniny flyšového pásma jsou tvořeny příkrovy slezské a podslezské jednotky, které jsou nasunuty na autochtonní výplň miocenní předhlubně a dále na varijské podloží, které je tvořeno horninami Českého masívu.

Varijské podloží je tvořeno hrušovickými vrstvami (namur A) svrchního karbonu v ostravském souvrství. Povrch těchto sedimentů (pískovce) se nalézá na úrovni cca −300 m n. m. Karbonské horniny jsou překryty horninami vněkarpatských příkrovů.

Vněkarpatské příkrovy jsou zastoupeny frýdeckými vrstvami stupně turon–maastricht (svrchní křída) spadající do podslezské jednotky a dále souvrstvím bašským (stupeň apt–alb spodní křídy) a těšínsko-hradišťským (chlebovické vrstvy; apt–alb spodní křídy), které jsou součástí slezské jednotky.

Frýdecké vrstvy jsou zastoupeny šedými vápnitými jílovci a občasným výskytem pískovců a slepenců. Bašské souvrství tvoří převážně pískovce, silicity, vápence a jílovce, přičemž horninami těšínsko-hradišťských vrstev jsou jílovce, pískovce, slepence a vápence.

Mezozoické horniny vycházejí místy na povrch ve formě výchozů, většinou však zůstávají překryty kvartérním pokryvem, který dosahuje proměnlivé mocnosti. Složení kvartérních sedimentů je pestré – vyskytují se zde sedimenty geneze eolické, fluviální, deluviální, glacifluviální až po lakustrinní. Mezi nejrozšířenější kvartérní sedimenty patří naváté sprašové hlíny svrchního pleistocénu, dále pak písky a štěrky, kterým dalo vznik sálské zalednění Českého masívu ve středním pleistocénu. Na úbočí svahů se vyskytují deluviální sedimenty, které jsou zastoupeny hlinito-kamenitými sedimenty. V oblastech vodních toků se vyskytují sedimenty fluviálně podmíněné, jsou to obzvláště hlína, písek a štěrk holocenního stáří.

Přirozený vrstevní sled sedimentů je místy narušen antropogenní aktivitou ve formě deponace navážek.

Vlastní skalní podloží je na lokalitě tvořeno frýdeckými vrstvami. Kvartérní pokryv lokality (neovlivněný antropogenní činností) budují především holocenní deluviální hlíny, s podružnou příměsí glacifluviálních sedimentů, zejména písků a zčásti i pleistocénní sprašové hlíny. Kvartérní sedimenty byly v prostoru skládky zčásti odstraněny a nahrazeny antropogenní navážkou ve formě odpadů, které jsou na povrchu překryty rekultivační vrstvou hlín s odpady a škvárou.

Geologické poměry v oblasti města Kopřivnice jsou znázorněny v příloze č. 2.

V rámci průzkumných prací [3] byly provedeny 4 nevystrojené sondy (V-1 až V-4), které ověřily antropogenní sedimenty (navážky vč. kalů o mocnosti cca 4 m a sprašové hlíny (do hloubky min. 5 m). Kaly byly zachyceny sondami V-2 a V-3 o mocnostech 2,0–3,5 m.

V rámci zpracování analýzy rizika [4] byly na lokalitě provedeny 3 ks vystrojených hydrogeologických vrtů po obvodu skládky a 2 ks nevystrojených vrtů do tělesa skládky (KS-1 a KS-2). Sondy v prostoru skládky zastihly mocnost rekultivační vrstvy 1,5–1,8 m a bázi skládky na úrovni 4,5–5,2 m p.ú.t. (mocnost skládkového tělesa je 3,0–3,4 m).

Mimo prostor skládky (vrty KHG-1 až 3) byly zjištěny:

0,0–0,1 m drn

0,1–1,0 m navážka

1,1–2,3 m sprašová hlína

0,5–1,7 m písčitá hlína až hlinitý písek

od hloubek 4,9 až 6,9 m okrově hnědá až šedá jílovitá hlína.

V rámci průzkumných prací byla pro korelaci geofyzikálních poměrů odvrtána nevystrojená sonda S3-1, která zastihla následující profil:

0,0 – 0,15m drn-humózní vrstva

0,15-0,55m jílovitá navážka, hnědá s úlomky cihel a betonu

0,55-1,45m šedočerný kal-plastický-zapáchající.

1,45-2,50m plastický jíl-světle hnědý-částečně šedobílý

Upřesnění lokálních geologických poměrů zájmové lokality na základě výsledků provedených průzkumných prací

Geologický profil nevystrojených sond (S3-2 až S3-13) umístěných v tělese skládkového tělesa, je ve svrchnějších partiích (do 0,1 m) tvořen humózní vrstvou. Kromě sond S3-4 až S3-5, byla níže v geologickém profilu ostatních nevystrojených sond, zastižena antropogenní navážka o maximální mocnosti 6,1 m (sonda S3-12). Navážka je tvořena neutralizačními kaly, slévárenskými písky, komunálním odpadem a stavebním odpadem ve formě jílovitého a písčitého materiálu.

1.2.3. Hydrogeologické poměry

Z hydrogeologického hlediska [5,6] spadá oblast Kopřivnice a její blízké okolí do hydrogeologického rajonu 3213 – Flyš v mezipovodí Odry.

Podzemní voda je v oblasti soustředěna především na kvartérní sedimenty a svrchní část přípovrchového rozpojení flyšoidních sedimentů. Převládá především mělký oběh podzemní vody s volnou hladinou. Propustnost kvartérních sedimentů je průlinová, propustnost podložních hornin je průlino-puklinová. V nivě řeky Lubiny se vyskytuje průlinový kolektor holocenních fluviálních sedimentů údolních niv. Jsou to písčité hlíny a štěrky s nízkou až střední hodnotou transmisivity (2,2.10⁻⁵–2,3.10⁻⁴ m².s⁻¹). Kvartérní glacigenní sedimentace glacifluviálních písků, písčitých štěrků a písčitých tillů bazální morény vytváří lokální kolektory. Koeficient transmisivity se pro tyto kolektory pohybuje v řádu 1.10⁻⁵–1.10⁻⁴ m².s⁻¹. Sprašové hlíny, které jsou v nadloží, vykazují velmi nízké až nízké hodnoty transmisivity (s hodnotami 1.10⁻⁵–1.10⁻⁴ m².s⁻¹). Regionální izolátor (T 1.10⁻⁶–1.10⁻⁵ m².s⁻¹) v oblasti tvoří frýdecké vrstvy, které vyplňují centrální část a oblast okolo obce Mniší. Na jv. a jz. oblasti tvoří horské části převážně bašské souvrství a chlebovické vrstvy, které vykazují velmi nízké až nízké hodnoty transmisivity (s hodnotami 1.10⁻⁵–1.10⁻⁴ m².s⁻¹).

Na lokalitě je podzemní voda soustředěna především na polohy kalů a jiných odpadů soustředěná při bázi skládky, která leží na nepropustném jílovitém eluviu. V okolí skládky je zvodnění vázáno na tenké písčité vložky ve vrstvách hlín o mocnostech do 0,5 m. Vrstva nepropustných hlín v zóně přípovrchového rozpojení a rozvětrání frýdeckých vrstev tvoří izolátor. Propustnost antropogenních navážek byla průzkumnými pracemi v minulosti ověřena v hodnotách 10⁻⁴–10⁻⁵ m.s⁻¹ (zeminy mírně až dosti silně propustné). Propustnost písčitých poloh v okolních hlínách byla stanovena na 10⁻⁶ (zeminy slabě propustné). Hlinitý izolátor v podloží skládky vykazuje koeficient filtrace v řádu 10⁻⁸–10⁻¹⁰ m.s⁻¹ (zeminy nepatrně propustné – izolátor).

Hladina podzemní vody na lokalitě se pohybuje na úrovni cca 1,0–3,0 m p.ú.t.

Upřesnění lokálních hydrogeologických poměrů zájmové lokality na základě výsledků provedených průzkumných prací

V nově realizovaných průzkumných hydrogeologických vrtech KHG-3A, KHG-4, KHG-5 a KHG-6 byla hladina podzemní vody zastižena v závislosti na morfologii terénu v hloubce 4,5 3,3; 3,5 a 4,5 m pod povrchem terénu. Tato hloubka odpovídá mělké kvartérní zvodni. Výsledky hydrodynamických zkoušek provedených na čerpaném vrtu KHG-4 byl ověřen koeficient filtrace na úrovni hodnoty 4.10⁻⁵ m.s⁻¹ a průměrná hodnota transmisivity je
1,7.10^-4m².s^-1. Tyto hodnoty podle klasifikace Jetela (1980) z hydrogeologického hlediska odpovídají mírně propustným horninám. Hladina podzemní vody se na čerpaném vrtu KHG-4 ustálila v hloubce 1,23 m pod povrchem terénu. Depresní kužel (potenciální ovlivnění výšky hladiny) dosahuje na základě výše uvedených parametrů do vzdálenosti 17,4 m.

Směr proudění podzemních vod v kvartérní zvodni je směrem k ZSZ–SZ, směrem po směru proudění se stáčí k severu. Místní vodoteč tvoří drenážní bázi pro podzemní vody svrchního kolektoru.

Situace proudového pole je znázorněna v příloze č. 11.

1.2.4. Hydrologické poměry

Zájmové území je odvodňováno Kopřivničkou, číslo hydrologického pořadí 2-01-01-138/0, která tvoří drenážní bázi pro povrchové a podzemní vody. Velikost dílčího povodí je 13,651 km². Kopřivnička pramení v nadmořské výšce 472 m u Janíkova sedla pod vrcholem Červený kámen (690 m) asi 2 km jihovýchodně od středu města. Pokračuje hlubokým údolím s kamennými hrázemi a přepady pod hradem Šostýn. Dále po proudu teče kolem městského koupaliště a hřbitova. Tady již vtéká do zastavěné zóny, protéká městem a potom mezi poli. Po 6,9 km se vlévá do řeky Lubiny (287 m n. m.). Celkový spád toku je kolem 3 %. Průměrný průtok u ústí činí 0,11 m³.s⁻¹.

Specifický odtok je podle mapy 1:500 000 Regiony povrchových vod v ČSR [7] v rozmezí 10–15 l.s.km². Oblast spadá do regionu III-A-4-d, který představuje region středně vodný, s velmi malou retenční schopností a vysokým koeficientem odtoku. Lokalita se podle Základní vodohospodářské mapy 1:50 000, list 25-21 Nový Jičín nevyskytuje v blízkosti ochranných pásem vodních zdrojů.

Vodohospodářské poměry zobrazuje příloha č. 3.

1.2.5. Geochemické a hydrochemické údaje o lokalitě

Z výsledků chemických analýz prováděných v rámci předkládané analýzy rizika náleží podzemní vody odebrané z objektů na lokalitě k chemickému typu: Ca-Na-HCO₃-Cl. Vodivost podzemních vod se pohybuje od 422 do 2 540 µS/cm, hodnota pH odpovídá neutrálním podmínkám. Podzemní voda se na lokalitě vyskytuje jak v redukčních, tak oxidačních podmínkách, čemuž odpovídá záporná nebo kladná hodnota oxidačně redukčního (redox) potenciálu Eh.

Na lokalitě je ověřený výskyt podzemní vody soustředěn v úrovni 2–6 m pod úrovní skládky. V nadloží skládkového materiálu se vyskytují silně propustné sprašové hlíny, které obsahují větší množství CaCO_3.Charakteristická je rovněž přítomnost jílových minerálů charakteru illitu (K_0,65Al₂(AlSi₃O₁₀)(OH)₂), který má středně vysokou sorpční kapacitu (10–40 mmol/100g). Minerály ze skupiny illitu jsou tvořeny z trojvrstev a v krystalické mřížce se nachází draslík. V mezivrstvách obsahuje obvykle výměnné kationty, např. Fe^III, Mg^II nebo Fe^II. Právě přítomnost trojmocného železa je odpovědná za obvyklé okrové zbarvení sprašových hlín. Struktura illitu je znázorněna na obr.1.

Obr. 1 Struktura jílového minerálu illitu.

Deponovaný skládkový materiál má charakter stavebního odpadu s úlomky cihel, betonu, skla, železa, komunálního odpadu (gumy, keramika, brusné kotouče), sklářských písků, slévárenských písků, černých zapáchajících plastických kalů a neutralizačních kalů.

2. Průzkumné práce

2.1. Dosavadní prozkoumanost území

2.1.1. Základní výsledky dřívějších průzkumných prací na lokalitě

V rámci hodnocení ekologické zátěže lokality byly dosud provedeny následující práce:

1) Úvodní průzkumné práce provedené společností AGRO-EKO spol. s r.o. z roku 1992 [9] v rámci návrhu variantního řešení možného využití lokality skládky neutralizačních kalů s. p. Tatra.

V rámci těchto úvodních průzkumných prací byly zhotoveny 4 vrtané sondy do hloubkové úrovně 5 m (pro odběr vzorků odpadů z tělesa skládky 2 ks, 2 ks mimo skládku v její těsné blízkosti), odběry vzorků podzemní vody z vybraných vrtaných sond (2 ks), dále 5 ks povrchových kopaných sond pro odběry vzorků pro fyzikální a agrochemické rozbory a odběr vzorku podzemní vody ze studny u č.p. 648 nacházející se cca 100 m severně od skládky.

V rámci posouzení kvality ukládaných odpadů na základě rozborů vzorku odpadu ze sond v tělese skládky byly sledovány následující ukazatele:

Cd, Cu, Cr, Pb, Hg, AS, Ni, Co, fenoly, kyanidy, PAU−16, PCB a NEL

V podzemních vodách byly sledovány obsahy Co, Cr, Pb, kyanidů, fenolů, NEL, Ca a RL.

Dle výsledků laboratorních rozborů vykazovaly ukládané neutralizační kaly vysoké obsahy Cr, PAU a NEL, nicméně výraznější kontaminace podzemních vod nebyla prokázána.

Byla konstatována nutnost upravit povrch skládky (nepropustnost, nerušený odtok srážkových vod, úprava valů skládky), zabezpečit povrch skládky a její nejbližší okolí proti intenzivní erozi a separovat těleso skládky od okolí. Dále pak vybudování monitorovacího systému kvality podzemních vod v nejbližším okolí skládky a prověřit kvalitu podzemních vod v domovních studnách ve směru proudění podzemních vod od skládky. Odtěžení tělesa skládky nebylo považováno za reálné, nebyla doporučena zemědělská rekultivace a nebylo doporučeno využití pro výstavbu. Za reálnou možnost dalšího využití byla považována rekultivace pro rekreační využití s méně častým pohybem osob (například kynologické cvičiště).

2) Analýza rizika podle MP MŽP z roku 1996, provedená v roce 2003 společností AQ-test, spol. s r.o. Ostrava [3].

Výše uvedená analýza rizik hodnotila zatížení horninového prostředí bývalou skládkou a rizika plynoucí z její existence pro člověka a ekosystémy. Celkem byly odebrány dva vzorky kalů (po jednom vzorku z každé kopané sondy). V rámci průzkumných prací byla zjištěna následující míra kontaminace:

Odpady – znečištění nad kritériem C MP MŽP: Cd, Cr_celk., Cu, Ni, NEL, PAU (benzo/a/antracen, benzo/b/fluoranthen a benzo/a/pyren). Z hlediska srovnání aktuálních výsledků se stavem z roku 1992 byla prokázána nižší koncentrace kovů a naopak vyšší obsah ropných látek. Obsah polyaromátů je na přibližně stejné úrovni. Celkový obsah kontaminantů uložených v kalech se pohybuje v řádu tisíců tun ropných látek, prvních desítek tun kovů a stovek kg polyaromátů
Výluhy z odpadů: téměř ve všech ukazatelích vyhovovaly I. třídě vyluhovatelnosti s jedinou výjimkou – obsah kyanidů (celkových i volných) nevyhovoval tř. II. Kyanidy tak výrazně překračují přírodní koncentrace s hodnotami nad kritérium B (celkové) a krit. C (volné).
Znečištění zemin: oba vzorky odebrané z podloží skládky vykazovaly velmi nízké hodnoty znečištění na úrovni přírodního pozadí, z čehož se usuzovalo, že k významnějšímu gravitačnímu sestupu škodlivin ze skládky nedochází.
Výluhy ze zemin podloží skládky vyhověly ve všech sledovaných ukazatelích třídě vyluhovatelnosti I a výsledné koncentrace látek ve výluhové vodě jsou prakticky na úrovni přirozeného pozadí.
Podzemní vody – bylo prokázáno znečištění nad kritériem C MP MŽP u amonných iontů (KS−1 a Vývěr−1), dusitanů (Vývěr−1), krit. B bylo překročeno u Ni a NEL. Ostatní sledované ukazatele včetně PCB, ClU, PAU se pohybují na úrovni přirozeného pozadí.
Dále byl v rámci průzkumných prací ověřen výskyt dalších kontaminantů s vysokou zdravotní nebezpečností, vázaných v odpadech, a tedy bez ověřeného migračního potenciálu (Cd, Cr, Cu, PAU).

Jako prioritní kontaminanty s ověřeným migračním potenciálem byly na lokalitě označeny NEL, Ni, amonné ionty, kyanidy (volné i celkové).

Z hlediska souhrnného znečištění lokality vykazovaly uložené kaly velmi vysoké koncentrace zvlášť nebezpečných látek – toxických kovů, NEL a polyaromátů, jejichž výluhový potenciál byl v době měření (rok 2003) velmi nízký. Podzemní voda tělesa skládky se projevovala zvýšenými koncentracemi NEL a amonných iontů, šíření znečištění do okolí skládky bylo prokázáno pouze u niklu na výstupním profilu skládky. Vertikální přestup kontaminantů ze skládkového tělesa do podložních zemin nebyl prokázán. Vzhledem k AR provedené v roce 2003 se předpokládalo, že po více jak 25 letech od uzavření skládky je výluhový režim stabilizován a intenzifikace uvolňování již nelze očekávat. Mobilní složky z odpadů byly vyplaveny a stabilní podíly škodlivin představují znečištění v kalech.

Z hodnocení humánního rizika vyplynulo, že skládka představuje pro své okolí riziko nepřijatelného znečištění podzemní vody látkami NEL a niklem. Současná rizika – využívání podzemní vody v místě stávajícího RD – byla příznivě ovlivňována vzdálenostním faktorem. Budoucí rizika – plánovaná výstavba urbanizované zóny – vyžadovala nutnost administrativně zabránit využívání podzemní vody k pitným účelům, na druhé straně by měla být zachována možnost využití podzemní vody k užitkovým účelům. Riziko pro ekosystémy bylo shledáno nepřijatelným pro vegetaci na skládce, v důsledku čehož byl navržen překryt s těsnícím prvkem.

V té době již provedená částečná nápravná opatření – překrytí odpadů zeminou – byla shledána jako dostatečná pro eliminaci rizik z přímého kontaktu, ovšem jako zcela nedostatečná pro eliminaci rizik z migrace škodlivin a pro rizika pro organismy na skládce.

Cílem nápravných opatření měla být eliminace definovaných rizik z existence skládky na akceptovatelnou úroveň. Bylo konstatováno, že nelze připustit ponechání lokality v současném stavu. Byly navrženy 2 varianty nápravných opatření:

A) vymístění uložených kalů mimo skládku – s podvariantami uložení kalů na skládku nebezpečných odpadů nebo zneškodnění kalů biodegradací
B) technické zabezpečení skládky (uzavření shora).

Součástí navržených nápravných opatření byl i zákaz použití podzemní vody k pitným účelům na odtokové straně (sever až severozápad – budoucí i stávající zástavba rodinných domků). Jako cílové limity byly navrženy pro variantu odtěžení zemin NEL – 200 mg/kg sušiny, pro kontrolu migrace znečištění v podzemní vodě NEL – 0,1 mg/l, Ni – 0,1 mg/l – na výstupním profilu ze skládky.

Dále bylo navrženo provádění monitoringu podzemní vody na lokalitě u vrtů KHG−1 až 3 v parametrech NEL, PAU, TK, CN, NH₄, pH, redox, Mn, Fe, SO₄, NO₂ při četnosti – 4x ročně (po dobu 2 let- by pak byl monitoring na základě získaných výsledků případně přehodnocen). Byly také navrženy požadavky na upřesňující průzkum: Pro variantu A) odtěžení kalů, Pro variantu B) technické zabezpečení skládky:

Náklady na realizaci varianty A (odtěžení kalů) byly odhadnuty v rozmezí 49−157 mil. Kč bez DPH podle způsobu likvidace dopadů, náklady na realizaci varianty B na cca 9 mil. Kč bez DPH.

Následně zpracovaný oponentní posudek [10] se přiklonil k variantě technického zabezpečení skládky, přičemž doporučil rozšířit zónu zákazu využívání pitné vody i o pozemek RD s již využívanou studnou, s čímž zpracovatel AR souhlasil. Rovněž bylo navrženo doplnění monitorovacího systému podzemní vody o 2–3 vrty zejména na odtokovém směru.

Po roce 2004 dle dostupných informací nebyly na lokalitě prováděny žádné další průzkumné práce.

V současné době se na zarovnaném povrchu v místě bývalé skládky nachází kynologické cvičiště s příslušenstvím (přístřešek, boudy pro psy, překážky). Většina plochy je využívána pro kynologické cvičiště – povrch je srovnán a zatravněn. Menší část plochy, zejména na severním a severovýchodním okraji, je pokryta náletovými dřevinami. Zde se také ojediněle nacházejí zbytky stavebních odpadů (betony a cihly). Využití bezprostředního okolí bývalé skládky je převážně zemědělské, od jihu a od východu se vyskytují obhospodařované polnosti, severně a severozápadně leží louka, na kterou navazuje zástavba rodinných domků. V těsné blízkosti lokality západním směrem (oddělená pouze místní komunikací Kopřivnice-Štramberk) se nachází zájmová Lokalita 2 – Jezdecký areál.

Morfologicky je těleso bývalé skládky patrné pouze od S, kde se nachází čelo skládky s malým terénním skokem (cca 1,5–2 m) spolu s izolovanými hromadami navážky a také od Z, kde se nachází ve směru od asfaltky a souběžně jdoucího příkopu boční val o výšce cca 1,5–2 m. Od jihu i východu je přechod terénu k sousedním pozemkům mírný až neznatelný.

V těsné blízkosti skládky se nevyskytuje žádná vodoteč, pouze v severním předpolí skládky je terén významněji podmáčený, při rekognoskaci zde byl zaznamenán výskyt kaluží s hloubkou až 20 cm. Podél západní hrany dále probíhá mělký silniční příkop.

V prostoru bývalé skládky byly v rámci předcházejících průzkumných prací vybudovány 3 vystrojené hydrogeologické vrty řady KHG (KHG-1, KHG-2 a KHG-3). V průběhu podzimu roku 2010 byl hydrogeologický objekt KHG-3 zničen a byl následně nahrazeno novým monitorovacím objektem KHG-3A. Základní hydrologické parametry těchto vrtů včetně hladiny měřené dne 29. 4. 2010 uvádíme v tabulce č. 4:

Tabulka č. 4: Základní parametry archivních vrtů řady KHG

	KHG-1	KHG-2	KHG-3*
výška O.B. v m n. m.	330,10	328,39	327,59
výška O.B. n. terén v m	0,60	0,40	0,40
Hloubka od O.B. v m	13,70	4,10	8,05
Hladina podzemní vody v m od OB	3,04	1,30	1,01
Výstroj vrtu	PVC ø 110 mm ocelová chránička	PVC ø 110 mm ocelová chránička	PVC ø 110 mm ocelová chránička

*objekt zničen

Prostor bývalé skládky je v současné době volně přístupný prostřednictvím asfaltové cesty, vlastní plocha skládky není oplocena.

Dle archivních prací a informací MÚ Kopřivnice se původně v daném prostoru těžila hlína pro místní kachlárnu. V prostoru vytěžené hlíny se pak vzniklé jámy používaly dle pamětníků jako mrchoviště pro uhynulý dobytek. Před ukládáním kalů bylo dno vytěženého hliníku zarovnáno a překrytou vrstvou jílů. Od 2. poloviny 60. let do poloviny 70. let 20. století se pak vytěžený prostor využíval pro ukládání neutralizačních kalů z průmyslové výroby. Neutralizační kaly byly na skládku ukládány v tekutém stavu do dvou či tří dílčích jam vyplněných vodou. Hlavním odpadem byly tekuté kaly z neutralizačních stanic, jejichž mocnost se na skládce pohybuje mezi 2–3 m. Celkový objem uložených kalů při maximalistickém odhadu činí 23 000 m³. Během provozu byly v okrajových částech skládky navršeny obvodové valy za účelem zvýšení kubatury skládky. Po ukončení navážení kalů v polovině 70. let zůstala skládka ještě dalších cca 10 let odkryta, do prostoru byly vyváženy komunální odpady. Teprve v polovině 80. let 20. století byla skládka překryta vrstvou zeminy s příměsí stavebních a jiných odpadů o mocnosti cca 1–2 m. Terén byl nakonec zarovnán škvárou.

Lokalita nezasahuje do ochranných pásem vodních zdrojů ani se v její blízkosti ochranná pásma vodních zdrojů nevyskytují.

Na základě prováděcí projektové dokumentace byla na lokalitě dne 6. 9. 2010 odvrtána první nevystrojená sonda S3-1, jejíž situace je patrná z přílohy č. 6 a geologický profil je součástí přílohy č. 8. Výsledky z vrtných prací byly korelovány s výstupy z geofyzikálního průzkumu, konkrétně s výsledky seismického profilování.

Sondou S3-1 byl zastižen následující profil:

0–0,15 humózní vrstva, černohnědá, s drny

0,15–0,55 navážka, jílovitá, hnědá, s úlomky cihel a betonu

0,55–1,45 navážka, šedočerný kal, plastický, zapáchající

1,45–2,50 jíl s vysokou plasticitou, světle hnědý, šedobíle šmouhovaný

Společnost GEONIKA, s.r.o. cca 6 m sz. od umístění sondy S3-1, vedla profil P1 (100 m ze směru JZ), na kterém bylo provedeno seismické profilování a odporová tomografie. Současně cca 14 m sv. od umístění sondy probíhá profil P3 (45 m ze směru SZ). Výsledky seismického profilování[1] byly porovnány se zastiženou hloubkou rozhraní měkkých sedimentů (včetně skládkových materiálů) a podloží. U předmětné sondy bylo na základě vrtných prací zjištěno podloží na úrovni 1,45 m pod terénem. Ačkoliv vychází seismické rozhraní na profilu P1 na úroveň 5 m, z profilu P3 je zřejmé, že deprese se na rozhraní skládka-podloží směrem k JV vykliňuje. Malá mocnost navezených materiálů v umístění sondy S3-1 je tedy reálná. Profil byl rovněž veden přes archivní sondu KS-2 (sonda byla situována cca 3 m od profilu P1 na úrovni 60 m ze směru JZ), kde bylo rozhraní dokumentováno na úrovni 4,5 m pod terénem a odpovídá hodnotě z výsledků geofyziky. Z výše uvedeného porovnání výsledků lze usuzovat na vysokou míru korelace seismického profilování se skutečnou úrovní podloží na lokalitě.

2.1.2. Přehled zdrojů znečištění

Jediným zdrojem kontaminace skládky je vlastní neodborné ukládání odpadů. K největšímu ukládání odpadů na lokalitě 3-Skládka kalů docházelo přibližně v 70. letech 20. století. Ukládaly se zde odpady z průmyslové výroby, úlomky cihel, skla, betonu a železa, slévárenské odlitky a zejména průmyslové kaly.

Přibližně v letech1966-1977 byl zájmový prostor využíván n.p. TATRA k ukládání neutralizačních kalů. Na přelomu 70.tých a 80.tých let již n.p. TATRA skládku nevyužíval, ale prostor dále fungoval jako černá skládka domovního odpadu. Hlavním odpadem zde jsou tekuté kaly z neutralizačních stanic, jejich celková mocnost v době ukládání na skládce se pohybovala mezi 2-3 m.

2.1.3. Vytipování látek potenciálního zájmu a dalších rizikových faktorů

Sestavení seznamu látek potencionálního zájmu vychází především z podrobných informací o historii využití území s ohledem na látky, které se zde mohou vyskytovat v důsledku provozované činnosti. Dále byly k sestavení tohoto seznamu využity skutečnosti o charakteru kontaminace horninového prostředí předmětné lokality zjištěné v rámci v minulosti provedených průzkumných prací.

Hlavními již prokázanými kontaminanty, které byly na hodnocené lokalitě zaznamenány, jsou ropné uhlovodíky (kvantifikované jako NEL, PAU a některé těžké kovy.

V rámci průzkumných prací byly dále sledovány obsahy řady dalších látek (kyanidy, ClU, BTEX) a prováděna terénní měření. Tato stanovení sloužila k posouzení průběhu atenuačních procesů na lokalitě a na zjištění základních fyzikálně-chemických vlastností podzemních vod na lokalitě.

Jednotlivé fyzikálně-chemické a toxikologické charakteristiky vybraných polutantů jsou uvedeny v kapitole 3.1.3.

2.1.4. Předběžný koncepční model znečištěni

V rámci zpracování analýzy rizik jsou zvažovány možné transportní cesty a expoziční scénáře, které připadají v úvahu při hodnocení rizika pro posuzovanou lokalitu. Následující tabulka obsahuje soupis všech uvažovaných expozičních cest, pro které je uvažován rozsah prací v A.R. Místem možného úniku kontaminantů je bývalá skládka. Cílovým bodem průniku je mělký kvartérní kolektor podzemní vody. Předpokládanými migračními cestami jsou zejména vymývání kontaminantů ze znečištěné nesaturované zóny (skládkového tělesa) do zvodně a jejich následná migrace mělkým kvartérním kolektorem. Potenciálními příjemci rizik jsou zde organismy a ekosystémy vyskytující se na skládce a v jejím severním předpolí, lidé a psi (případně další živočichové) pohybující se v prostoru kynologického cvičiště a jeho bezprostředního okolí, náhodní návštěvníci lokality, potenciálně též obyvatelstvo využívající podzemní vody mělkého kvartérního kolektoru a obyvatelstvo plánované nové výstavby v bezprostředním okolí skládky.

Základem předběžného koncepčního modelu je tabulka č. 5 se soupisem všech uvažovaných expozičních cest, pro které je projektován rozsah prací na aktualizaci analýzy rizik.

Tabulka č. 5: Předběžný koncepční model

Expoziční cesta č.	Ohnisko znečištění	Transportní cesta	Příjemce rizik	Poznámka
1	Bývalá skládka	Průsaky srážkové vody, výluhy ze skládky a jejich rozpouštění do podzemní vody → transport podzemní vodou → jímání vod studněmi, vrty	Obyvatelstvo, (pitná a užitková voda) – expozice ingescí, dermální a inhalační	Zejména obyvatelstvo využívající studny nacházející se ve směru proudění podzemních vod (severně od bývalé skládky – č.p. 648), případně v nově plánované výstavbě
2	Bývalá skládka	Emise plynů a prachu → splachy → vodní ekosystémy	Poškození vegetačního krytu, dále lidé a zvířata pohybující se na kynologickém cvičišti – expozice ingescí, dermální a inhalační

2.2. Aktuální průzkumné práce

2.2.1. Metodika a rozsah průzkumných a analytických prací

Cílem aktuálních průzkumných prací bylo zdokumentovat stávající úroveň kontaminace nesaturované a saturované zóny horninového prostředí na lokalitě a identifikovat transportní cesty, jimiž se kontaminace může z ohniska znečištění šířit do okolí.

Souhrnně byl průzkum zaměřen zejména na tyto polutanty:

V nesaturované zóně

uhlovodíky C₁₀-C₄₀, PAU, BTEX ClU, těžké kovy (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, V, Zn), kyanidy, PCB

V saturované zóně

uhlovodíky C₁₀-C₄₀, PAU, BTEX ClU, těžké kovy (As, Cd, Cr, Cr⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn), kyanidy

V podzemních vodách byl u vybraných vzorků dále proveden „kompletní„ chemický rozbor pro stanovení základních parametrů pro posouzení míry atenuačních procesů a zjištění základních chemických ukazatelů kvality podzemních vod v rozsahu sírany, dusičnany, Fe (dvojmocné, trojmocné), Mn, Ca, Mg, Fe, K, Na, KNK-4,5, ZNK-8,3, fosforečnany, tvrdost, barva, zákal, hydrogenuhličitany, CO₂ volný, TOC, CHSK-Mn.

Při odběrech podzemních vod bylo před ukončením čerpání z každého objektu provedeno terénní měření ukazatelů pH, teploty, Eh, rozp. O₂, vodivost.

Výběr sledovaných polutantů byl proveden na základě identifikace možných zdrojů kontaminace, výsledků archivních prací a zadávací dokumentace.

V rámci průzkumných prací byly provedeny následující práce a činnosti:

Podrobná rešerše dostupných archivních materiálů a terénní rekognoskace (podklady od objednatele, vlastníka areálu, Geofondu ČR, archivní zprávy apod.)
Zpracování a schválení prováděcí projektové dokumentace
Geofyzikální průzkum
Vrtné práce
Odběry vzorků zemin, podzemních a povrchových vod, odpadů
Laboratorní analýzy odebraných vzorků
Expresní hydrodynamické zkoušky
Geodetické zaměření nových a stávajících HG objektů a profilů povrchové vody

Veškeré vzorkovací, měřičské a analytické práce byly provedeny podle vnitřních metodických pokynů zpracovatele, které vycházejí z obecně platných předpisů a norem, známých znalostí a zkušeností a běžně používaných postupů v ČR. Analytická stanovení byla provedena ve státem akreditované laboratoři Bioanalytika CZ, s.r.o., v Laboratoři Morava, s.r.o. a Geostar spol. s r.o. (zrnitost), dle obecně platných předpisů, uvedených na protokolech laboratorních rozborů.

2.2.1.1. Geofyzikální průzkum

2.2.1.1.1. Metodika geofyzikálního průzkumu

V souladu s realizační dokumentací byl geofyzikální průzkum proveden firmou GEONIKA, s.r.o. v červenci a srpnu 2010. Komplex použitých geofyzikálních metod vycházel z požadavku zjistit zejména

plošný rozsah skládky,
určit mocnost a charakter skládkového materiálu v profilech P1 až P3.

Na základě mapy totálního vektoru magnetického pole byl vymezen plošný rozsah skládky. Plošné vymezení skládky podle magnetometrie je vyznačeno v příloze č. 7.

Zájmový prostor byl plošně pokryt magnetometrií, na profilech P1 až P3 byla realizována metoda MRS a metoda OT. Situace změřených profilů je součástí přílohy č. 7.2.

MAGNETOMETRIE (MG)

Magnetometrie citlivě reaguje na přítomnost magnetizovaných materiálů. V případě skládek má každý cizorodý materiál, který je navezen na původní terén, odlišné magnetické vlastnosti než okolní horniny. Pomocí magnetometrie je tak jednoznačně zjištěn plošný rozsah skládky.

Měřeno bylo protonovým magnetometrem OMNI PLUS kanadské firmy Scintrex s krokem 10 m na profilech vzdálených 20 m. Na bodech profilů byla změřena hodnota totálního magnetického pole T [nT] a vertikálního gradientu mezi dvěma sensory 1 m nad sebou.

Celkem bylo změřeno 144 bodů. Výsledky magnetometrie jsou prezentovány formou mapy totálního vektoru magnetického pole T v příloze č. 7.3.

MĚLKÁ REFRAKČNÍ SEISMIKA (MRS)

Úkolem mělké refrakční seismiky je sledovat reliéf podloží, rozložení seismických rychlosti v pokryvu a podloží a odlišit horniny na základě jejich pevnosti – v případě skládek je skládkový materiál charakterizován velmi nízkými seismickými rychlostmi.

Při měření MRS byla použita 24-kanálová aparatura TERRALOC Mk6 (Švédsko), seismická energie byla vzbuzována údery kladiva. Byla použita modifikace vstřícných úderů s přístřely, středovým úderem a údery ve čtvrtinách roztažení, tj. na seismickém roztažení byla provedena registrace ze sedmi bodů. Seismický signál byl snímán geofony SM-4 vzdálenými vzájemně od sebe 4 m, maximální délka jednoho seismického roztažení činila 92 m. Celkem bylo na profilech P1 až P3 změřeno 320 m.

Při interpretaci seismických refrakčních měření byla použita metoda T₀ pro gradientový model prostředí, neboť se na změřených hodochronách projevovala sbíhavost jako důsledek postupného nárůstu rychlosti v podloží s hloubkou. Pro gradientový model prostředí s lineárním vertikálním gradientem rychlosti v podloží je výstupem interpretace v každém měřeném bodě hloubka seismického refrakčního rozhraní, seismická rychlost v pokryvu a seismická rychlost na povrchu interpretovaného rozhraní. V tzv. hloubce maximálního průniku seismického paprsku byla vypočtena v několika bodech rychlost šíření seismických vln v této hloubce. Tyto body dovolují sestavit rychlostní řez.

Hloubkový a rychlostní seismický řez umožňuje získat základní přehled o mělké geologické stavbě. Materiál skládky a kvartérní sedimenty mají nízké seismické rychlosti (řádově stovky m.s⁻¹), podložní horniny mají vyšší seismické rychlosti 1 200–1 600 m/s. Seismický řez je prezentován v příloze č. 7.2 v měřítku 1 : 500/500.

ODPOROVÁ TOMOGRAFIE (OT)

Multielektrodové odporové uspořádání neboli odporová tomografie (OT) je moderní geoelektrická metoda, která kombinuje poloautomatickým způsobem elektrické sondování a profilování. Při terénním měření je položen speciální kabel a připojen k velkému počtu elektrod. Řídící jednotka se pak podle zvolené metody automaticky připojuje postupně k elektrodám a na vybraných párech elektrod měří elektrické napětí a proud. Tak proměří všechny možné páry a rozestupy zvolené metody a data uloží do paměti přístroje. V tomto případě bylo měřeno systémem Schlumberger, citlivým na subhorizontální struktury – skládka a kvartérní sedimenty. Pro měření byla použita aparatura ARES firmy GF Instruments (Česká republika, Brno). Bylo měřeno na profilech P1 až P3, vzdálenost sousedních elektrod byla 4 m. Celkem bylo změřeno 280 m profilů.

Měřená data byla převedena do počítače a zpracována softwarem RES2DINV (Geotomo Software, Malaysia). Pomocí tohoto programu se jednak provádí editace dat, jednak řeší inverzní úloha v 2D prostoru. Vzniká tak vertikální odporový řez (příloha č. 7.3), který ukazuje rozložení měrných odporů pod povrchem. Pokud jsou k dispozici dodatečné údaje buď o odporu, nebo hloubce některého z odporových rozhraní, lze je použít ke zpřesnění odporového řezu a eliminaci tzv. principu ekvivalence. Podle tohoto principu, platného v geoelektrických metodách, lze v jistých mezích hodnot odporů a hloubek nalézt vzájemně odlišné odporové modely, které všechny budou odpovídat měřeným datům. Přestože takové informace k dispozici nebyly, poskytují uvedené geoelektrické řezy odporový obraz pod proměřenými profily, z něhož lze přibližně odvodit litologické složení hornin. Výsledky odporové tomografie byly po provedení vrtných prací aktualizovány a model byl zpřesněn.

2.2.1.2.Vrtné práce

Za účelem vymezení rozsahu skládky a získání bližších informací o geologickém podloží skládky byly vyhotoveny průzkumné nevystrojené sondy řady S3. Pro získání údajů o úrovni podzemní vody a ověření míry kontaminace saturované zóny horninového prostředí byly dále vybudovány vystrojené hydrogeologické vrty řady KHG-4, KHG-5 a KHG-6, které navazují na existující sít hydrogeologických objektů KHG-1, KHG-2 a KHG-3, vybudovaných v rámci zpracování analýzy rizika v roce 2003 firmou AQ-test, spol. s r.o., Ostrava [4]. Z důvodu zničení objektu KHG-3 byl vybudován náhradní vrt KHG-3A.

Jednotlivé vrty byly situovány na základě výsledků geofyzikálního průzkumu a posouzení hydrogeologických podmínek na lokalitě, přičemž jednotlivé objekty byly situovány především v bezprostředním okolí ohniska a ve směru proudění podzemních vod. Přehled veškerých vrtných prací je uveden v tabulce č. 6.

Tabulka č. 6: Přehled vrtných prací

Označení vrtu	Typ vrtu	Hloubka vrtu (m p.ú.t.)	Vrtný průměr (mm)	Výstroj vrtu (materiál/průměr mm)
KHG-3A	hydrogeologický	9	195/175	PVC 110/2,2 mm
KHG-4	hydrogeologický	7,5	195/175	PVC 110/2,2 mm
KHG-5	hydrogeologický	7	195/175	PVC 110/2,2 mm
KHG-6	hydrogeologický	9	195/175	PVC 110/2,2 mm
S3-1	nevystrojený	2,5	175/133	–
S3-2	nevystrojený	3,6	175/133	–
S3-3	nevystrojený	5,5	175/133	–
S3-4	nevystrojený	1,5	175/133	–
S3-5	nevystrojený	1,5	175/133	–
S3-6	nevystrojený	1,5	175/133	–
S3-7	nevystrojený	5	175/133	–
S3-8	nevystrojený	2	175/133	–
S3-9	nevystrojený	4,5	175/133	–
S3-10	nevystrojený	2,5	175/133	–
S3-11	nevystrojený	6	175/133	–
S3-12	nevystrojený	7,5	175/133	–
S3-13	nevystrojený	3	175/133	–

2.2.1.3. Vzorkařské práce

V rámci průzkumných prací byly odebrány vzorky zemin, podzemních a povrchových vod a vzorky ukládaných odpadů.

Veškeré vzorkařské práce byly prováděny v souladu s metodickým pokynem MŽP – Vzorkovací práce v sanační geologii (prosinec 2006).

2.2.1.3.1. Metodika a rozsah odběrů vzorků zemin

Pro účely identifikace plošného a hloubkového rozsahu znečištění tělesa a okolí skládky byly realizovány odběry vzorků zemin z předem vytyčených nevystrojených sond a vystrojených vrtů. Z nevystrojené sondy S3-11 byly odebrány 3 vzorky zemin z osmi nevystrojených sond byly odebrány dva vzorky zemin, a to z poloh navážek a z vrstvy podložních hlín. Odběry byly přizpůsobeny litologii a senzorickým vjemům, indikujícím znečištění. Ze tří sond bylo odebráno po jednom vzorku zeminy. Vzorky zemin byly analyzovány na vybrané organické a anorganické parametry (viz následující kapitola). Pro tyto účely bylo odebráno 22 vzorků zemin.

U dvou vybraných sond (S3-3 a S3-11), které byly umístěny přímo v tělese skládky, byl navíc proveden odběr vzorků zemin (odpadů) na stanovení vyluhovatelnosti (dle třídy II) a TOC v sušině z důvodu možnosti posouzení uložení odpadů na skládku S – ostatní odpad. U obou uvedených sond bylo odebráno po dvou vzorcích zemin – první přímo z tělesa skládky, druhý z horizontu pod ním. Vzorek z podložního horizontu byl odebrán z důvodu posouzení vlivu znečištění, pocházejícího ze skládky, na navazující horninové prostředí. Celkem byly pro tyto účely odebrány čtyři ks vzorků zemin. Dále byl z tělesa skládky odebrán jeden vzorek na stanovení testu ekotoxicity z důvodu posouzení nebezpečnosti uložených odpadů a jejich možného vlivu na rostliny, rostoucí na vrstvě zemin, které překrývají uložené odpady.

Z každého vystrojeného monitorovacího vrtu byly odebrány dva vzorky zemin ze dvou horizontů. Celkem bylo pro tyto účely odebráno 8 vzorků zemin. Odběry byly přizpůsobeny litologii a senzorickým vjemům, indikujícím případné znečištění. Vzorky zemin byly analyzovány na vybrané organické a anorganické parametry (viz následující kapitola). Dále byly u vystrojených vrtů odebrány čtyři vzorky zemin z horizontu kolektoru podzemní vody a nadložní vrstvy pro provedení zrnitostních rozborů pro orientační stanovení hydraulických parametrů zemin.

Vzorkovnice byly plněny zeminou tak, až byly zcela zaplněny. Manipulace se vzorkovnicemi byla omezena na minimální technologicky nezbytnou dobu mimo dosah vnějších zdrojů kontaminace. Vzorky zemin byly dobře uzavřeny a chráněny před účinky světla a tepla v chladicím boxu (2–5^oC) a následně dopraveny do zpracovatelské laboratoře.

Odebrané vzorky byly opatřeny štítkem, na kterém byla napsána lokalita, označení vzorku a čas odběru. Do laboratoře byly vzorky předány s předávacím protokolem a s protokolem o odběru vzorků, ve kterém byl vyplněn název lokality, číslo zakázky, důvod odběru vzorků, označení vzorku, čas odběru, popis místa odběru, způsob odběru vzorků, popis odběrového objektu, průměr vzorkovaného objektu, hloubka objektu, hloubka odběru vzorků, měření na místě (geologický popis, pach, barva), konzervace vzorku při odběru, použité měřidlo, kdo odebral vzorek, způsob uložení vzorků a doprava, datum a osoba při předání do laboratoře.

V rámci lokality bylo analyzováno celkem 30 vzorků zemin na chemické parametry (anorganické a organické). Z toho 30 vzorků zemin bylo analyzováno v rozsahu Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀, těžké kovy (As, Cd, Cr⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, V, Zn), PAU, 12 vzorků zemin v parametrech kyanidy, BTEX, ClU. U dalších 4 vzorků zemin byly provedeny analýzy na stanovení vyluhovatelnosti (dle II. třídy), TOC v sušině a u 2 vzorků PCB v sušině. U 1 vzorku zeminy byl proveden test ekotoxicity. U 4 vzorků zemin z vystrojených vrtů byla provedena granulometrická analýza.

Tabulka č. 7: Celkový rozsah vrtných prací a odběrů zemin

Aktivita	Množství
Nevystrojené sondy	základní síť – 13 ks (S3-1 – S3-13)
Hloubka sond / celková metráž	2 – 7,5m / 46,6 bm
Počet vzorků zemin	22
Rozsah analýz	22 – Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀, TK, PAU; 9 – CN^–, BTEX, ClU; 4 – vyluhovatelnost II. tř., TOC; 2 – PCB; 1 – ekotoxicita
Vystrojené vrty	4 ks (označení KHG-3A, KHG-4 až KHG-6)
Hloubka vrtů / celková metráž	7-9 m / 32,5 bm
Počet vzorků zemin	8
Rozsah analýz	8 – Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀, TK, PAU; 3 – CN^–, 3-BTEX, ClU; 4 – granulometrie

2.2.1.3.2. Metodika a rozsah odběrů vzorků podzemních vod

Z každého nového vystrojeného vrtu (KHG-4 až KHG-6), z vrtů původních (KHG-1 a KHG-2) a náhradního vrtu KHG-3A bylo odebráno po 1 vzorku podzemní vody pro stanovení obsahu vybraných organických a anorganických parametrů (viz následující kapitola). Ze dvou nevystrojených sond (navážková zvodeň) S3-11 a S3-12 bylo odebráno z každé po dvou vzorcích, přičemž jeden vzorek byl vždy odebrán staticky odběrným válcem z hladiny podzemní vody a druhý dynamicky. Celkem bylo tedy odebráno 10 ks vzorků podzemní vody na laboratorní analýzy, z toho 2 vzorky staticky a 8 vzorků dynamicky. Vzorek ze studny u č. p. 648 byl odebrán v rámci průzkumných prací na lokalitě č. 2 – Jezdecký areál.

Vzorky podzemní vody byly odebrány v dynamickém stavu (po odčerpání tří objemů vodního sloupce vrtu) včetně vzorků z nevystrojených sond, které byly pro tyto účely dočasně vystrojeny. Odběr vzorků podzemní vody z dynamické hladiny byl proveden pomocí ponorného čerpadla Gigant a ponorného in-line čerpadla Whale od firmy Eijkelkamp. Doba čerpání podzemní vody pro zajištění dynamického stavu objektu před vlastním odběrem byla odvislá od objemu vody v monitorovaném objektu a od ustálení vodivosti, teploty a pH v čerpané podzemní vodě. Hloubka zapuštění čerpadla byla cca 0,5 m nade dnem vzorkovaného objektu.

Zároveň s odběrem vzorků podzemní vody byla zaměřena hladina podzemní vody ve vrtech pro ověření směru proudění podzemních vod. Při vzorkování byly polními přístroji měřeny základní fyz.-chem. parametry podzemní vody (pH, teplota, měrná el. vodivost, redox potenciál a O₂).

Vzorky podzemní vody byly odebírány do skleněných vzorkovnic s teflonovým těsněním a podřízeny požadavkům laboratoře. Manipulace se vzorkovnicemi byla omezena na minimální technologicky nezbytnou dobu mimo dosah vnějších zdrojů kontaminace. Vzorky vod byly dobře uzavřeny a chráněny před účinky světla a tepla v chladicím boxu (2–5^oC) a následně dopraveny k analýze do laboratoře.

Odebrané vzorky byly opatřeny štítkem s popisem lokality, označením vzorku a času odběru. Do laboratoře byly vzorky předány s předávacím protokolem a s protokolem o odběru vzorků, ve kterém byl vyplněn název lokality, číslo zakázky, důvod odběru vzorků, označení vzorku, charakteristika objektu, hladina vody před čerpáním od o.b., hloubka objektu od o.b., výška odměrného bodu, průměr výstroje objektu, odčerpaný objem před odběrem, způsob odběru, volná fáze na hladině, hladina vody při odběru od o.b., čas odběru, doba čerpání, typ čerpadla, terénní měření (pach, barva, zákal, teplota, pH, konduktivita, kyslík, redox, aj.), konzervace, použité měřidlo, kdo odebral vzorek, způsob uložení vzorků a doprava, datum a osoba při předání do laboratoře.

Na základě takto provedených prací bylo možno zjistit současný stav kontaminace podzemní vody.

V rámci monitoringu bylo odebráno 10 ks vzorků podzemních vod. Bylo provedeno 10 ks rozborů v rozsahu Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀, 8 ks rozborů v rozsahu těžké kovy (As, Cd, Cr⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn), PAU, 5 ks v rozsahu kyanidy, amonné ionty, dusitany, chloridy, BTEX, ClU. U dvou z nově provedených vrtů byl proveden kompletní chemický rozbor vody. Ze vzorku z navážkové zvodně u nevystrojené sondy byl stanoven obsah pesticidů z důvodu jejich možného uložení na bývalé skládce.

Tabulka č. 8: Celkový rozsah odběrů vzorků podzemních vod

Aktivita	Množství
Nevystrojené sondy	S3-11, S3-12
Počet vzorků vod	4 (2x statický z hladiny, 2x dynamický)
Rozsah analýz	4 – Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀, 2 – TK, PAU, 1 – CN^–, NH₄⁺, NO₂^–, Cl^–, BTEX, ClU, pesticidy
Vystrojené vrty	6 ks (označení KHG−1 až KHG-6)
Počet vzorků vod	6
Rozsah analýz	6 – Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀, TK, PAU; 4 – CN, NH₄⁺, NO₂^–, Cl^–, BTEX, ClU; 2 – kompletní chemický rozbor

Pozn.: vzorek ze studny u č.p. 648 zde není započten

2.2.1.3.3. Metodika a rozsah odběrů vzorků povrchových vod

Pro ověření šíření kontaminace do povrchové vody byl odebrán vzorek z kaluže pod skládkou kalů, PV3-1 (a také z potoka, který se nachází na lokalitě 2-Jezdecký areál).

2.2.1.4. Metodika a rozsah laboratorních analýz

Metodika prováděných laboratorních analýz je uvedena v tabulce č. 9.

Tabulka č. 9: Metodika laboratorních analýz

Matrice	Stanovení	Metoda
zemina	C₁₀–C₄₀v sušině	Plynová chromatografie
	As, Cd, Cr⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, V, Zn v suš.	Atomová absorpční spektrometrie
	Kyanidy v sušině	Spektrofotometrie
	PAU v sušině	HPLC s fluorescenční detekcí
	ClU, BTEX v sušině	Plynová chromatografie (head space)
	PCB v sušině	Plynová chromatografie s ECD detekcí
	TOC v sušině	Stanovení celkového organického uhlíku (TOC) metodou infračervené spektrometrie
	podle tab. 2.1. Vyhl.294/05 Sb.
	fenolový index	Spektrofotometrie
	chloridy	Argentometrická titrace
	fluoridy	Iontově selektivní elektroda
	sírany	Titrace dusičnanem olovnatým
	As, Ba, Cd, Cr, Cu,Ni, Pb, Sb, Se, Zn, Mo, Hg	Atomová absorpční spektrometrie
	rozpuštěné látky	Gravimetrie
	pH	Přímá potenciometrie
	Test ekotoxicity	Dle metodiky uvedené ve Vyhl. 294/05 Sb.
	Zrnitost	Dle příslušných norem
voda	C₁₀-C₄₀	Plynová chromatografie
	As, Cd, Cr ⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn	Atomová absorpční spektrometrie
	Kyanidy, NH₄⁺, NO₂^–	Spektrofotometrie
	Cl⁻	Argentometrická titrace
	PAU	HPLC s fluorescenční detekcí
	ClU, BTEX	Plynová chromatografie (head space)
	Pesticidy	GC, GC-MS, HPLC
	CHSK_Mn	Titračně (manganometrie)
	Fe²⁺	Spektrofotometrie
	Fe³⁺	Výpočtem z obsahu Fe celk. a Fe(II)
	Mn²⁺	Spektrofotometrie
	chloridy	Titračně (argentometrie)
	amonné ionty	Spektrofotometrie
	dusitany	Spektrofotometrie
	dusičnany	Spektrofotometrie
	sírany	Titrace dusičnanem olovnatým
	fosforečnany	Spektrofotometrie
	konduktivita	Konduktometrie
	pH	Přímá potenciometrie

Rozsah laboratorní analýzy vzorků zemin

V rámci laboratorních zkoušek vzorků zemin bylo zpracováno:

30 ks vzorků zemin pro účely laboratorního zpracování za účelem stanovení uhlovodíků C₁₀–C₄₀, těžkých kovů (As, Cd, Cr⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, V, Zn) a PAU.
12 ks vzorků zemin pro účely laboratorního zpracování za účelem stanovení obsahu kyanidů v sušině, BTEX a ClU v sušině
4 ks vzorků zemin pro účely laboratorního zpracování za účelem stanovení vyluhovatelnosti (dle II. třídy) a TOC v sušině
2 ks vzorků zemin pro účely laboratorního zpracování za účelem stanovení PCB v sušině
1 ks vzorků zemin pro účely laboratorního zpracování za účelem provedení testu ekotoxicity
4 ks vzorků zemin pro účely laboratorního zpracování za účelem provedení granulometrické analýzy

Rozsah laboratorní analýzy vzorků podzemních vod

V rámci laboratorních zkoušek vzorků podzemních vod bylo zpracováno:

9 ks vzorků podzemních vod pro účely laboratorního zpracování za účelem stanovení uhlovodíků C₁₀–C₄₀, As, Cd, Cr⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn
5 ks vzorků podzemních vod pro účely laboratorního zpracování za účelem stanovení kyanidů, amonné iontů, dusitanů, chloridů, PAU, BTEX a ClU
2 ks vzorků podzemních vod pro účely laboratorního zpracování za účelem provedení kompletního chemického rozboru a stanovení obsahu pesticidů (rozsah dle parametrů MP MŽP)

Rozsah laboratorní analýzy vzorků povrchových vod

V rámci laboratorních zkoušek povrchových vod byl zpracován:

1 ks vzorku povrchové vody pro účely laboratorního zpracování za účelem stanovení uhlovodíků C₁₀–C₄₀, As, Cd, Cr⁶⁺, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn, PAU a kyanidů

2.2.1.5. Hydrodynamické zkoušky (čerpací zkoušky)

2.2.1.5.1. Základní údaje, cíle HDZ

Na hydrogeologickém objektu KHG-4 byla, z důvodu ověření filtračních parametrů horninového prostředí, realizována hydrodynamická zkouška (dále HDZ). HDZ byla provedena formou ověřovací čerpací a stoupací zkoušky a formou neustáleného proudění s konstantní vydatností. Čerpaná voda byla vypouštěna po spádu terénu v dostatečné vzdálenosti, aby nedošlo k ovlivnění čerpací zkoušky (min 30 m), kontaminovaná čerpaná voda byla přečištěna v mobilní sanační technologii. Výsledky hydrodynamických zkoušek jsou uvedeny v příloze č. 18.

2.2.1.5.2. Specifikace objektů pro HDZ

Hydrodynamická zkouška byla realizována na hydrogeologickém vrtu KHG-4 uvedeném v následující tabulce.

Tabulka č. 10: Hydrogeologický objekt pro realizaci hydrodynamických zkoušek

Označení vrtu

Hloubka vrtu (m p.ú.t.)

Výstroj vrtu (materiál/průměr v mm)

ČZ

(hod)

KHG-4

7,50

PVC 110/2,2 mm

0,45

2.2.1.5.3. Technické podmínky realizace HDZ

Parametry hydrodynamické zkoušky jsou uvedeny v následujícím přehledu:

Fáze prací – po vystrojení
Délka ČZ – 0,45 hod
Čerpadlo – ponorné čerpadlo GIGANT Q = 0,1 l.s⁻¹
Zapuštění čerpadla – 1,0 m od dna vrtu
Odměrný bod – hrana výstroje
Způsob čerpání –na plný výkon čerpadla
Intervaly měření – dle formuláře pro neustálené proudění, sledované veličiny s a Q
Způsob měření vydatnosti (Q) – kalibrovaná nádoba
Pozorované objekty – okolní vrty
Čerpaná voda byla vypouštěna po spádu terénu v dostatečné vzdálenosti, aby nedošlo k ovlivnění čerpací zkoušky a byla přečištěna v mobilní sanační technologii
Stoupací zkouška – 2 hod
Intervaly měření při stoupací zkoušce – dle formuláře pro neustálené proudění, sledované veličiny s

2.2.1.5.4. Postup realizace HDZ

Sled prací při realizaci HDZ je uveden v následujícím přehledu:

zaměření hladin PV ve všech hydrogeologických objektech na lokalitě (ustálený stav)
zapuštění čerpadla do vrtu (1,0 m nad úrovní dna vrtu), instalace mobilní sanační technologie na výtoku
spuštění čerpadla – čerpáno konstantní vydatností na plný výkon čerpadla, zapisovány hladiny PV v čerpaném vrtu a sledovaných vrtech dle formuláře pro neustálené proudění, měřena vydatnost čerpání dle kalibrované nádoby
po ukončení čerpání byla provedena stoupací zkouška, při níž byly měřeny hladiny PV v čerpaném vrtu a okolních sledovaných objektech dle formuláře pro neustálené proudění
po ukončení SZ byla provedena demontáž čerpací techniky

2.2.1.5.5. Kontrolní činnost

Při realizaci HDZ bylo postupováno dle interních předpisů firmy. Práce byly odborně, cíleně a efektivně řízeny při dodržení veškerých dotčených v současnosti platných legislativních norem a předpisů a za použití postupů běžně používaných v ČR.

2.2.1.5.6. Rozpis čerpaných a pozorovaných vrtů

Při provádění HDZ na vrtu KHG-4 byly sledován vrt KHG-1.

Tabulka č. 11: Pozorované objekty při HDZ

HDZ na vrtu	Sledovaný okolní HG objekt
KHG-4	KHG-1

2.2.2. Výsledky průzkumných prací

2.2.2.1. Interpretace geofyzikálních měření

Komplex geofyzikálních metod vycházel z požadavku zjistit zejména

plošný rozsah skládky,

v profilech P1 až P3 určit mocnost a charakter skládkového materiálu.

Na základě mapy totálního vektoru magnetického pole byl vymezen plošný rozsah skládky. Plošné vymezení skládky podle magnetometrie je vyznačeno v příloze č. 7, kde je také vyznačen původně uvažovaný rozsah skládky. Je vidět, že skládka směrem k JV pokračuje až 20 m za původně uvažovanou plochu – zřejmě se však jedná o rozvlečený materiál s minimálními mocnostmi. Podle největších magnetických anomálií a také podlé velmi nízkých měrných odporů (méně než 10 Ωm) byl přibližně zakreslen plošný rozsah kalové nádrže. Zdá se, že vrt S3-1 je při jejím okraji.

Mocnost skládkového materiálu byla zjišťována na profilech P1 až P3 podle metody MRS (příloha č. 7.2) i podle metody OT (příloha č. 7.3) Podle metody MRS na profilech P1 a P2 je mocnost skládkového materiálu (a zřejmě také tenké vrstvy kvartérních sedimentů) maximálně kolem 4 m, na profilu P3 pouze 1 – 3 m – tam už kalová nádrž zasahuje zřejmě jen okrajem.

Podle měrných odporů (metoda OT) v podloží skládky převládají měrné odpory kolem 30 – 35 Ωm, což odpovídá písčitým jílům. Materiál v části skládky má extrémně nízké měrné odpory 10 – 15 Ωm, což odpovídá jílovitému kalovému materiálu (v odporových řezech žlutá barva). Na okrajích skládky byl navezen hrubozrnnější materiál (zřejmě stavební odpad) s měrnými odpory 50 – 80 Ωm (v odporových řezech hnědá barva).

2.2.2.2. Vrtné práce

Nevystrojené sondy

Nevystrojené vrty (13 ks strojní) byly v nezpevněných sedimentech zhotoveny vrtnou soupravou UGB-50, technologií rotačního jádrového vrtání, vrtným průměrem 175/133 mm, sondy S3-11 a S3-12 byly provizorně vystrojeny PVC 63/2,2 mm.

Geologická dokumentace nevystrojených sond je uvedena v příloze č. 8.

Technický popis nevystrojených vrtů je uveden v následujícím přehledu:

Počet vrtů: 13

Označení vrtu: S3-1, S3-2, S3-3, S3-4, S3-5, S3-6, S3-7, S3-8, S3-9,

S3-10, S3-11, S3-12, S3-13

Lokalizace vrtů: viz příloha č. 6

Technologie vrtání: rotační jádrová

Hloubka vrtu: viz tabulka č. 5 kap. 2.2.1.2.

konečná hloubka vrtu byla určena hydrogeologem dle místních podmínek

Vrtné průměry: 0–2,0/2,5/3,0/4,0/5,0/6,0 m (kvartér + podloží) 175/133 mm

Pažení: pracovní ocelové pažení dle soudržnosti profilu

Výplach: ne

Likvidace: záhozem

Vystrojené hydrogeologické vrty

Průzkumné hydrogeologické vrty řady KHG (3 ks) a náhradní vrt KHG-3A byly v nezpevněných sedimentech zhotoveny vrtnou soupravou UGB-50, technologií rotačního jádrového vrtání, vrtným průměrem 195/175 mm a vystrojeny PVC 110/2,2 mm. Parametry nově vybudovaných vystrojených hydrogeologických vrtů jsou uvedeny v následujícím přehledu.

Geologická dokumentace hydrogeologických vrtů je uvedena v příloze č. 8.

KHG-3A

Záměry (S-JTSK, Bpv)

Y: 483762,01 X: 1126026,38 Z 328,66/327,98

Lokalizace vrtu: viz příloha č. 6

Technologie vrtání: 0,0–9,0 m (kvartér + navětralé podloží) rotační jádrová

Hloubka vrtu: 9 m

Vrtné průměry: 0,0–5,0 m ø 195 mm (UGB-50)

5,0–9,0 m ø 155 mm (UGB-50)

Výplach: bez výplachu

Výstroj: + 0,0–1,0 m PVC 110/2,2 mm plná

1,0–8,0 m PVC 110/2,2 mm perforovaná

8,0–9,0 m PVC 110/2,2 mm plná

perforace příčná štěrbinová šířky 1,5 mm, 10 %

Zapláštové úpravy: 0,0–1,0 m cementace

1,0–1,5 m pískový přechod

1,5–7,0 m obsyp 4/8 mm kačírek

Zhlaví vrtu: 0,0–0,5 m přírubové kovové zhlaví ø 133 mm, obetonováno

Hladina podzemní vody vztažená k terénu:

naražená 4,50 m ustálená 1,41 m

Tabulka 12: Geologický popis vrtu KHG-3A

KHG-3A
Mocnost (m)		Geologický popis	Stratigrafie
od	do	Geologický popis	Stratigrafie
0,00	1,00	Humózní vrstva, hnědošedá ornice	kvartér
1,00	2,00	Hlína písčitá, šedohnědá, konzistence pevná	kvartér
2,00	4,00	Jíl písčitý, světle hnědý až šedý	kvartér
4,00	5,50	Jíl se střední plasticitou, částečně písčitý	kvartér
5,50	7,00	Jíl štěrkovitý, rezavohnědý s dobře opracovanými valouny do 3 cm	kvartér
7,00	8,50	Jíl s nízkou plasticitou, světle šedý, proplástky železa	kvartér
8,50	9,00	Jíl s vysokou plasticitou, světle hnědý až rezavý, konzistence pevná	kvartér

KHG-4

Záměry (S-JTSK, Bpv)

Y: 483808,51 X: 1126169,82 Z 328,77/328,28

Lokalizace vrtu: viz příloha č. 6

Technologie vrtání: 0,0–7,0 m (kvartér + navětralé podloží) rotační jádrová

Hloubka vrtu: 7,5 m

Vrtné průměry: 0,0–2,0 m ø 195 mm (UGB-50)

2,0–7,5 m ø 175 mm (UGB-50)

Výplach: bez výplachu

Výstroj: + 0,0–2,0 m PVC 110/2,2 mm plná

2,0–6,0 m PVC 110/2,2 mm perforovaná

6,0–7,5 m PVC 110/2,2 mm plná

perforace příčná štěrbinová šířky 1,5 mm, 10 %

Zapláštové úpravy: 0,0–1,0 m cementace

1,0–1,5 m pískový přechod

1,5–7,0 m obsyp 4/8 mm kačírek

Zhlaví vrtu: 0,0–0,5 m přírubové kovové zhlaví ø 133 mm, obetonováno

Hladina podzemní vody vztažená k terénu:

naražená 3,30 m ustálená 1,31 m

Tabulka 13: Geologický popis vrtu KHG-4

KHG-4
Mocnost (m)		Geologický popis	Stratigrafie
od	do	Geologický popis	Stratigrafie
0,00	0,20	Humózní vrstva, hnědá ornice	kvartér
0,20	0,40	Hlína se střední plasticitou, hnědá, jílovitá, konzistence tuhá	kvartér
0,40	1,80	Jíl s nízkou plasticitou, rezavohnědý, písčitý, málo plastický, konzistence tuhá	kvartér
1,80	2,00	Jíl s vysokou plasticitou, šedý, plastický, konzistence pevná	kvartér
2,00	3,30	Písek jílovitý, rezavohnědý, středně ulehlý	kvartér
3,30	4,90	Písek se štěrkem, žlutohnědý, málo hlinitý s dobře opracovanými valouny štěrk§ do průměru 4 cm	kvartér
4,90	7,50	Jílovec eluvium, šedý, plastický, eluvium zvětralých jílovců	křída

KHG-5

Záměry (S-JTSK, Bpv)

Y: 483721,57 X: 1125946,89 Z 325,54/325,04

Lokalizace vrtu: viz příloha č. 6

Technologie vrtání: 0,0 – 7,0 m (kvartér + navětralé podloží) rotační jádrová

Hloubka vrtu: 7,0 m

Vrtné průměry: 0,0–3,5 m ø 195 mm (UGB-50)

6,5–7,0 m ø 175 mm (UGB-50)

Výplach: bez výplachu

Výstroj: + 0,0–2,0 m PVC 110/2,2 mm plná

2,0–6,0 m PVC 110/2,2 mm perforovaná

6,0–7,0 m PVC 110/2,2 mm plná

perforace příčná štěrbinová šířky 1,5 mm, 10 %

Zapláštové úpravy: 0,0–1,0 m cementace

1,0–1,5 m pískový přechod

1,5–7,0 m obsyp 4/8 mm kačírek

Zhlaví vrtu: 0,0–0,5 m přírubové kovové zhlaví ø 133 mm, obetonováno

Hladina podzemní vody vztažená k terénu:

naražená 3,50 m ustálená 1,31 m

Tabulka 14: Geologický popis vrtu KHG-5

KHG-5
Mocnost (m)		Geologický popis	Stratigrafie
od	do	Geologický popis	Stratigrafie
0,00	0,20	Humózní vrstva, černohnědý drn	kvartér
0,20	0,40	Hlína se střední plasticitou, hnědá, humózní, konzistence tuhá	kvartér
0,40	1,00	Jíl s nízkou plasticitou, hnědý, písčitý, málo plastický, konzistence tuhá	kvartér
1,00	3,50	Jíl s vysokou plasticitou, rezavohnědý, šedě šmouhovaný, plastický, konzistence pevná	kvartér
3,50	6,00	Jíl písčitý, šedobílý, plastický, středně ulehlý	kvartér
6,00	7,00	Jíl s vysokou plasticitou, šedočernný, plastický, konzistence pevná	kvartér

KHG-6

Záměry (S-JTSK, Bpv)

Y: 483654,21 X: 1125997,06 Z 328,55/328,06

Lokalizace vrtu: viz příloha č. 6

Technologie vrtání: 0,0–7,0 m (kvartér + navětralé podloží) rotační jádrová

Hloubka vrtu: 9,0 m

Vrtné průměry: 0,0–3,0 m ø 195 mm (UGB-50)

3,0–9,0 m ø 175 mm (UGB-50)

Výplach: bez výplachu

Výstroj: + 0,0–2,0 m PVC 110/2,2 mm plná

2,0–8,0 m PVC 110/2,2 mm perforovaná

8,0–9,0 m PVC 110/2,2 mm plná

perforace příčná štěrbinová šířky 1,5 mm, 10 %

Zapláštové úpravy: 0,0–1,0 m cementace

1,0–1,5 m pískový přechod

1,5–7,0 m obsyp 4/8 mm kačírek

Zhlaví vrtu: 0,0–0,5 m přírubové kovové zhlaví ø 133 mm, obetonováno

Hladina podzemní vody vztažená k terénu:

naražená 4,50 m ustálená 1,18 m

Tabulka 15: Geologický popis vrtu KHG-6

KHG-6
Mocnost (m)		Geologický popis	Stratigrafie
od	do	Geologický popis	Stratigrafie
0,00	0,20	Humózní vrstva, černohnědý drn	kvartér
0,20	0,40	Hlína se střední plasticitou, hnědá, částečně humózní, konzistence tuhá	kvartér
0,40	1,30	Jíl s nízkou plasticitou, hnědý, málo plastický, konzistence tuhá	kvartér
1,30	4,40	Jíl písčitý, hnědý, místy šedě louhovaný, konzistence pevná	kvartér
4,40	9,00	Písek jílovitý se štěrkem, světle hnědý, jílovitý s dobře opracovanými valouny do průměru 1,5 cm	kvartér

Likvidace vrtných jader: Vytěžená zemina byla z části použita k dosypu nevystrojených sond, zbytkové množství bylo naloženo do kontejneru a následně předána k likvidaci oprávněné osobě a uložena na skládce kategorie S-OO.

2.2.2.3. Výsledky laboratorních analýz

2.2.2.3.1. Výsledky laboratorních analýz vzorků zemin

Vzhledem k tomu, že hlavní sledované polutanty uhlovodíky C₁₀– C_40,PAU, ClU, BTEX, kyanidy a TK, se dostávají do jednotlivých složek ŽP prakticky výhradně vlivem antropogenní činnosti a v jednotlivých složkách nejsou přirozeně výrazněji zastoupeny, jsou výsledky laboratorních analýz porovnávány s hodnotami přirozeného pozadí na lokalitě a s orientačními kritérii „A“, „B“ a „C“ Metodického pokynu MŽP z roku 1996. Hodnoty jsou porovnávány zejména s kritériem „A“, které obecně odpovídá přirozeným obsahům jednotlivých polutantů v životním prostředí a jeho překročení naznačuje možnost ovlivnění antropogenní činností.

Jako pozaďový byl vybrán vrt KHG-4, jehož hodnoty nepřekračují orientační kritérium „A“ a zároveň dosahují nejnižších koncentrací na lokalitě. Vrt je lokalizován v oblasti proti směru proudění podzemní vody ze skládky a zároveň v blízkosti skládkového tělesa. Dále byly výsledky výluhových zkoušek s tabulkou č. 2. 1. dle přílohy č. 2 a výsledky ekotoxicky porovnány podle tab. 10. 1. Přílohy č. 10 vyhl. 294/05 Sb., o podmínkách ukládání odpadů na skládky a jejich využívání na povrchu terénu a změně vyhlášky č. 383/2001 Sb., o podrobnostech nakládání s odpady.

Výsledky laboratorních analýz vzorků zemin jsou uvedeny v tabulkách v příloze č. 9.1.

V případě, že v rámci daného polutantu došlo k překročení detekčních limitů ve více než 3 vrtech a je pravděpodobné, že se jedná o plošné znečištění, bylo provedeno statistické zhodnocení. Ze souboru dat byl vyjádřen aritmetický průměr, medián, směrodatná odchylka a 1 a 3. kvartil. Statistické výpočty jsou uvedeny v tabulkách u každého diskutovaného polutantu.

Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀

Na lokalitě bylo odebráno celkem 30 ks vzorků zemin z nevystrojených sond řady S3 a vystrojených hydrogeologických vrtů na analýzu ukazatele uhlovodíky C₁₀ – C_40. V pozaďovém vrtu KHG-4 byly koncentrace těchto látek pod mezí detekce analytické metody (< 25 mg/kg), hodnoty pod mezí detekce byly dále zaznamenány ve vzorcích zemin ze všech vystrojených hydrogeologických vrtů a dvou nevystrojených sondách (S3-1 a S3-3). Maximální koncentrace uhlovodíků C₁₀ – C₄₀ (36 733 mg/kg) byly zjištěna v sondě S3-11 (0,5 m) a v sondě S3-2 (2,2 m) s hodnotou 31 099 mg/kg.

Vzorky zemin, které překračovaly 5 000 mg/kg a rovněž orientační kritérium C, byly identifikovány v sondách S3-11(4,6 m) 17 855 mg/kg, v S3-7 (2,6 m) 5 855 mg/kg a v sondě S3-13 (2 – 2,5 m) 5 362 mg/kg. Obsahy uhlovodíků nad 1 000 mg/kg (1 542 mg/kg) se vyskytovaly v sondě S3-12 (3 – 4 m) a koncentrace 920 mg/kg dosahují zeminy v sondě S3-1 z hloubky 1 m. Nejpočetnější skupinu tvoří hodnoty v rozmezí 100 – 500 mg/kg. Jedná se o sondy S3-2 (3 m), S3-3 (3 – 5 m), S3-4 (0,5 – 1 m), S3-6 (0,5 m), S3-8 (0,5 m), S3-10 (2 – 2,5 m), S3-11 (5,7 m), S3-12 (6 – 7 m). U sond S3-7 (4,8 m) a S3-9 (2,5 – 3 m) byly zaznamenány koncentrace do 50 mg/kg.

Laboratorní analýzy prokázaly plošné znečištění uhlovodíky C₁₀-C₄₀ v nesaturované zóně posuzované lokality. Vzhledem k plošnému znečištění byly provedeny statistické výpočty, které vyjadřuje tabulka č. 16.

Tabulka č. 16: Statistické ukazatele uhlovodíků C₁₀ – C₄₀ v nesaturované zóně

aritmetický průměr

(mg/kg)

směrodatná odchylka

(mg/kg)

medián

(mg/kg)

1. kvartil

(mg/kg)

3. kvartil

(mg/kg)

3438,60

8848,59

158,5

12,50

579,50

BTEX

Celkem bylo analyzováno 10 vzorků zemin na stanovení BTEX. V rámci laboratorních analýz bylo prokázáno pouze mírné překročení úrovně orientačního kritéria A. K překročení kritéria A došlo v sondě S3-11 (0,5 m) u toluenu (0,066 mg/kg), u ethylbenzenu (0,103 mg/kg) a xylenu (0,119 mg/kg).

V sondě S3-7 (2,6 m) nepřesáhl toluen a ethylbenzen úroveň kritéria B. Jejich koncentrace odpovídají hodnotám (0,761 mg/kg a 0,696 mg/kg). V sondě S3-2 přesahuje pouze nevýznamně kritérium A toluen, etylbenzen a xylen. V ostatních sondách a hydrogeologických vrtech odpovídají koncentrace referenčním hodnotám. V pozaďovém vrtu KHG-4 byly obsahy BTEX pod mezí detekce.

Významnější znečištění zemin BTEX nebylo prokázáno, k překročení úrovně kritéria B nedochází. Vzhledem k tomu, že překročení limitních parametrů došlo ve třech sondách, bylo provedeno statistické zhodnocení, jež vyjadřuje následující tabulka č. 17.

Tabulka č. 17. Statistické ukazatele BTEX v nesaturované zóně

	aritmetický průměr (mg/kg)	směrodatná odchylka (mg/kg)	medián (mg/kg)	1. kvartil (mg/kg)	3. kvartil (mg/kg)
Benzen	0,01	0,00	0,005	0,01	0,01
Toluen	0,08	0,21	0,005	0,01	0,01
Ethylbenzen	0,05	0,10	0,005	0,01	0,01
Xylen	0,10	0,17	0,015	0,02	0,02

Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAU)

Na lokalitě téměř ve všech průzkumných sondách koncentrace PAU přesahují úroveň kritéria A a hodnoty v pozaďovém vrtu KHG-4. Ve 2 sondách byly zaznamenány koncentrace vyšší než kritérium C a u pěti sond dochází k překročení kritéria B.

Největší znečištění PAU bylo prokázáno u sondy S3-2 (2,2 m). U benzo(a)pyrenu (31,1 mg/kg), benzo(b)fluoranthenu (35,7 mg/kg), indeno(1,2,3-cd)pyrenu (14,4 mg/kg), benzo(k)fluoranthenu (35,7 mg/kg) a pyrenu (94,5 mg/kg) jsou hodnoty vyšší než orientační parametr C MP MŽP. Hodnoty nepřekračující kritérium C byly v téže sondě identifikovány u látek chrysen (29 mg/kg) a fluoranthen (67,1 mg/kg). Pod úrovní kritéria B jsou benzo(ghi)perylen (14,5 mg/kg), anthracen (15,8 mg/kg) a fenanthren (23,1 mg/kg).

Stonásobně zvýšené hodnoty benzo(a)pyrenu vzhledem k pozadí, byly prokázány u sondy S3-2 (3 m) s koncentrací 1,72 mg/kg, u sondy S3-8 (0,5 m) s koncentrací 1,58 mg/kg a u sond S3-11 v hloubkové úrovni (0,5 – 4,6 m) s koncentracemi (1,72 mg/kg a 1,97 mg/kg). Tyto koncentrace nepřesahují parametr C. Ve stejné sondě S3-11 (5,7 m) překračuje koncentrace fluoranthenu (322 mg/kg) tisícinásobně hodnoty přirozeného pozadí na lokalitě, což odpovídá překročení kritéria C.

V ostatních sondách jsou koncentrace PAU na úrovni zvýšených pozaďových hodnot. Laboratorní analýzy prokázaly na lokalitě plošnou kontaminaci látek PAU.

Hodnoty koncentrací sumy PAU v sušině se v zeminách většiny nevystrojených sond pohybovaly kolem úrovně přirozeného pozadí a orientačního kritéria A. V sondě S3-2 (2,2 m) dosahuje ∑PAU maximální koncentrace na lokalitě (392 mg/kg), což překračuje hodnotu přirozeného pozadí více jak 1500 násobně a současně kritérium C. U hydrogeologických vrtů se ∑PAU pohybuje obvykle pod úrovní pozaďových hodnot, nebo je jen velmi mírně překračuje.

Na základě výsledků laboratorních analýz bylo na lokalitě prokázáno plošné znečištění PAU. V tabulce č. 18 jsou uvedeny hodnoty statistických parametrů.

Tabulka č. 18. Statistické ukazatele PAU v nesaturované zóně

	aritmetický průměr (mg/kg)	směrodatná odchylka (mg/kg)	medián (mg/kg)	1.kvartil (mg/kg)	3. kvartil (mg/kg)
Benzo/a/pyren	1,57	5,75	0,16	0,06	0,61
Benzo/b/fluoranthen	1,94	6,58	0,2835	0,04	0,81
Benzo/ghi/perylen	0,81	2,66	0,095	0,04	0,32
Indeno(1,2,3-cd)pyren	0,91	3,03	0,078	0,01	0,19
Benzo/k/fluoranthen	2,09	7,41	0,0875	0,01	0,27
Chrysen	1,57	5,34	0,1885	0,06	0,66
Pyren	4,53	17,39	0,439	0,10	1,64
Anthracen	0,79	2,91	0,099	0,01	0,21
Fenanthren	1,76	4,35	0,414	0,05	0,84
Fluoranthen	16,64	63,67	0,577	0,06	2,08
Naftalen	0,11	0,23	0,0275	0,02	0,07
Suma PAU v sušině	19,18	69,76	2,135	0,37	8,79

Chlorované uhlovodíky (ClU)

Celkem bylo analyzováno 10 vzorků zemin na stanovení obsahu chlorovaných uhlovodíků. Výsledky byly porovnávány s koncentracemi odpovídající přirozenému pozadí, které jsou na lokalitě pod mezí detekce laboratorního stanovení. Nejvyšší koncentrace byly zaznamenány u 1,1,2-trichlorethenu(TCE) v sondě S3-11 (0,5 m) s hodnotami 0,119 mg/kg. Ostatní naměřené koncentrace se pohybují pod mezí detekce laboratorního stanovení nebo odpovídají referenčním hodnotám. Vzhledem k nízkému a bodovému rozsahu znečištění, nebylo při hodnocení prováděno statistické zhodnocení.

Kyanidy (CN^–)

Celkem bylo analyzováno 12 vzorků zemin na stanovení obsahu kyanidů. Koncentrace kyanidů odpovídající přirozenému pozadí byla stanovena pod mezí analytické metody. Z celkového počtu osmi analyzovaných vrtů, bylo ve dvou sondách S3-2 (2,2 m) a S3-7 (2,6 m) identifikována koncentrace kolem 15 mg/kg , což je hraniční hodnota mezi kritérii A a B. V sondě S3-11 v hloubce 0,5 m byl identifikovaný vzorek s obsahem kyanidů nad parametrem A. Ostatní pevné vzorky mají obsahy kyanidů v úrovni přirozených hodnot.

U kyanidů nebyla provedena statistická analýza, z důvodu nevýznamného znečištění.

Těžké kovy (TK)

Celkem bylo analyzováno 30 vzorků zemin na stanovení obsahu těžkých kovů, které byly srovnávány s hodnotami odpovídající přirozenému pozadí na lokalitě. Ve studované oblasti byla prokázána kontaminace těžkými kovy a to především kadmiem, chromem a mědí.

Koncentrace kadmia byly v pozaďovém vrtu pod mezí analytické metody. Největší kontaminace, která přesahuje úroveň kritéria C, byla prokázána v sondách S3-11 (4,6 m) s koncentrací 554 mg/kg, dále v sondě S3-2 (2,2 m) s koncentrací 400 mg/kg. Úroveň orientačního kritéria C je překročena rovněž v sondách S3-12 (3 – 4 m) s hodnotou 78,6 mg/kg, v S3-7 (2,6 m), kde dosahuje koncentrace 71,5 mg/kg a sonda S3-3 obsahuje v zemině v hloubkové úrovni 4,6 m 45 mg/kg kadmia. Koncentrace 12,9 mg/kg odpovídá sondě S3-13 (2 – 2,5 m) a překračuje tak pouze kritérium B. Ostatní naměřené koncentrace tohoto kovu nepřekračují na lokalitě úroveň kritéria B nebo se a pohybují v úrovni referenčních hodnot.

Pozaďové koncentrace chromu nepřekračují mez detekce laboratorního stanovení. Vysoká kontaminace (hodnoty přesahující úroveň orientačního kritéria C) byla prokázána v sondě S3-2 (2,2 m) s koncentrací 5 390 mg/kg, v sondě S3-11 (4,6 m) s koncentrací 2 480 mg/kg a v sondě S3-10 (0,5 – 1 m) kde hodnoty dosáhly 2 010 mg/kg. V některých sondách byly koncentrace chromu nižší, kde jeho obsah nepřesáhl úroveň kritéria C. Jedná se o sondu S3-3 (4,5–5 m) s koncentracemi 655 mg/kg, sondu S3-7 (2,6 m) s koncentrací 665 mg/kg a sondu S3-12 (3–4 m) která obsahuje 328 mg/kg chromu. Ve zbytku sond jsou koncentrace úrovní kritéria C nebo nedosahují meze detekce laboratorní metody.

Koncentrace mědi odpovídajícímu přirozenému pozadí (KHG-4) je 11,1 mg/kg. Přibližně 140 násobné překročení této hodnoty a současně kritéria C bylo identifikováno v sondě S3-11 (4,6 m) s hodnotou 1 650 mg/kg. Nižší míra znečištění nepřekračující kritérium C byla prokázána v sondách S3-7 (2,6 m) s koncentrací 732 mg/kg a v sondě S3-10 (0,5 – 1,2 m) obsahující 598 mg/kg mědi. V ostatních sondách se významnější znečištění neprojevilo.

Přirozená koncentrace niklu v zeminách (KHG-4) odpovídá hodnotě 14,1 mg/kg. Na lokalitě bylo identifikováno znečištění, jehož úroveň nepřesahuje kritérium C. Největší obsahy niklu se vyskytují v sondách S3-2 (2,2 m) o hodnotě 237 mg/kg, v S3-11 (4,6 m) s koncentrací 231 mg/kg, v S3-3 (4,5 – 5 m) s koncentrací 199 mg/kg a v sondě S3-7 (2,6 m) byl prokázán obsah niklu 183 mg/kg. Ostatní průzkumné sondy zachytily pouze nevýznamné znečištění nepřekračující kritérium B, nebo spadají do oblasti přirozených hodnot.

Přirozená koncentrace olova na lokalitě je 21,2 mg/kg. Tato hodnota je nejvíce překročena v sondě S3-6 (0,5 m), ovšem její koncentrace (417 mg/kg) nepřesahuje kritérium C. V dalších dvou sondách s nižšími koncentracemi obsahy olova nepřekračují úroveň kritéria B a ve zbytku sond se koncentrace pohybují na úrovni přirozených hodnot.

Znečištění vanadem nebylo na lokalitě prokázáno. Koncentrace vanadu se zde pohybují v rámci přirozených hodnot, které odpovídají 24 mg/kg.

Znečištění zinkem na lokalitě nebylo prokázáno. Přirozená koncentrace odpovídá 29,1 mg/kg. Obsah zinku je sice v mnoha sondách mírně vyšší, ale úroveň kritéria A nepřesahuje.

Tabulka č. 19: Statistické ukazatele obsahu těžkých kovů v nesaturované zóně

	aritmetický průměr (mg/kg)	směrodatná odchylka (mg/kg)	medián (mg/kg)	1. kvartil (mg/kg)	3. kvartil (mg/kg)
Kadmium	39,62	120,20	0,39	0,10	4,08
Chrom	406,46	1085,78	13,55	2,88	63,98
Měď	137,91	331,55	15	10,13	57,43
Nikl	50,06	69,47	19	9,85	32,18

Stejně jako u vanadu a zinku, ani u arsenu nebylo identifikováno významné znečištění. Přirozená koncentrace vanadu v zeminách je 6,5 mg/kg a kolem této hodnoty se koncentrace na lokalitě pohybují.

Statické zhodnocení bylo provedeno u těžkých kovů, které na lokalitě prokazují plošné znečištění. Hodnoty statistických výpočtů jsou uvedeny v následující tabulce č. 19.

Výsledky stanovení třídy vyluhovatelnosti

Na stanovení třídy vyluhovatelnosti bylo odebráno po 2 vzorcích ze sond S3-3 a S3-11 Z laboratorních výsledků třídy vyluhovatelnosti vyplynulo, že v obou sondách v hloubkové úrovni 4,6-5m resp. 4,6 m nevyhovují koncentrace celkového chromu, síranů a rozpuštěných látek vyhlášce MŽP ČR č. 294/2005 Sb. pro zařazení odpadů do třídy I, u vzorku ze sondy S3-11 z hloubkové úrovně 5,7 m nevyhověl vzorek požadavkům na třídu vychovatelnosti I. v ukazateli rozpuštěné látky.

Žádná z výše uvedených hodnot však nepřesahuje hodnoty požadované pro zařazení do tříd vyluhovatelnosti IIa a IIb.

Výsledky testu ekotoxicity

Podle výsledku testu ekotoxicity, který byl prováděn na vzorku z nevystrojené sondy S3-11 (2,5-4,6 m) bylo zjištěno, že daný vzorek nevyhovuje požadavkům na inhibici růstu řasy Desmodesmus subspicatus dle vyhl. 294/2005 Sb.

2.2.2.3.2. Výsledky laboratorních analýz vzorků podzemních vod

Výsledky laboratorních analýz odebraných vzorků podzemních vod jsou porovnány jednak s limitními hodnotami pro pitnou vodu dle vyhl. 252/2004 Sb. (i přesto, že objekty nemají charakter zdrojů pitné vody) a dále s hodnotami sledovaných ukazatelů v hydrogeologickém vrtu KHG-4, který byl vybrán jako „pozaďový“. Dále pak byly podzemní vody orientačně porovnány s kritérii A, B a C Metodického pokynu MŽP z roku 1996. Výsledky laboratorních analýz vzorků povrchové vody byly porovnány s limitními hodnotami pro obecné požadavky v Nařízení vlády č. 229/2007 Sb., kterým se mění Nařízení vlády č. 61/2003 Sb. Výsledky laboratorních analýz kvality podzemních vod jsou uvedeny v tabulkách v příloze č. 9.2.

Uhlovodíky C₁₀ – C₄₀

V rámci hodnocení saturované zóny na lokalitě byly analyzovány podzemní vody celkem z 9 objektů. Nejvyšší kontaminace podzemních vod byla prokázána v provizorně vystrojených sondách S3-11 a S3-12, lokalizovaných v tělese skládky.

V těchto sondách při statickém odběru byla zaznamenána volná fáze ropných uhlovodíků na hladině podzemní vody (o tloušťce do 1 mm), ve staticky odebraných vzorcích byl obsah uhlovodíků C₁₀ – C₄₀v sondě S3-11 1 980 mg/l a v sondě S3-12 5 960 mg/l. U vzorku ze sondy S3-12 byla provedena kvalitativní analýza, ve vzorku se vyskytovaly jednak uhlovodíky typu nafty nebo lehkého topného oleje a dále uhlovodíky s řetězci 20-40 atomů uhlíku a vyšší (minerální oleje).

Tyto sondy prokazují významné znečištění skládkovaných materiálů ropnými látkami. Při dynamickém odběru byla v podzemních vodách sondy S3-11 nalezena koncentrace 39,4 mg/l a v sondě S3-12 1 300 mg/l. V ostatních objektech se obsahy uhlovodíků pohybují pod mezí detekce laboratorního stanovení, s výjimkou dodatečně odebraného vzorku z náhradního objektu KHG-3A (z 22.1.2011), kde ve statickém vzorku byl obsah uhlovodíků C₁₀ – C₄₀ 0,439 mg/l a v dynamicky odebraném vzorku byl obsah uhlovodíků pod mezí detekce.

BTEX

U BTEX nebyly v saturované zóně prokázány jejich významně zvýšené obsahy. Vyšší než kritérium A byly koncentrace pouze ve vrtu S3-12. Úroveň obsahu BTEX překračuje kritérium A a pozaďové hodnoty pouze u toluenu, etylbenzenu a xylenu, z čehož největší zvýšení bylo zaznamenáno u xylenu (24,9 μg/l).

PAU

Obsahy PAU přesahují úroveň pozadí (KHG-4) a kritérium A téměř ve všech sledovaných objektech. Nejvýznamnější kontaminace (překračující úroveň kritéria C) byla prokázána v sondě S3-12 u benzo(a)pyrenu s koncentracemi 0,347 μg/l, u benzo/b/fluoranthenu (1,14 μg/l), u benzo/ghi/perylenu (1,32 μg/l), benzo/k/fluoranthenu (0,842 μg/l) a rovněž u benzo/a/anthracenu (1,32 μg/l). Vyšší koncentrace byly zaznamenány také u fenanthrenu, ale koncentrace 9,23 μg/l nepřesahuje úroveň kritéria C. U zbylých PAU nebylo prokázáno v saturované zóně významné znečištění (pohybují se kolem parametru A).

V sondě S3-11 byl ze stanovených PAU prokázán významnější obsah pouze u chrysenu, jehož koncentrace byla 0,125 μg/l, což nepřesahuje úroveň kritéria C.

U ostatních objektů s výjimkou pozaďového vrtu KHG-4 bylo u PAU prokázáno znečištění nad úroveň přirozeného pozadí, jež se projevuje překročením kritéria A. Obsahy některých PAU, zvýšené nad úroveň přirozeného pozadí, byly prokázány i u domovní studny č.p. 648, nacházející se cca 120 m severním směrem od zájmové lokality (zejména v případě benzo/a/anthracenu). Dále k této domovní studni, z níž je voda odebírána pro pitné účely, viz níže.

Tabulka č. 20: Statistické ukazatele látek PAU v saturované zóně

	aritmetický průměr (µg/l)	směrodatná odchylka (µg/l)	Medián (µg/l)	1. kvartil (µg/l)	3. kvartil (µg/l)
Benzo/a/pyren	0,06	0,02	0,10	0,014	0,072
Benzo/b/fluoranthen	0,15	0,03	0,35	0,006	0,054
Benzo/ghi/perylen	0,17	0,04	0,41	0,009	0,042
Indeno(1,2,3-cd)pyren	0,03	0,03	0,01	0,0285	0,0375
Benzo/k/fluoranthen	0,11	0,01	0,26	0,005	0,026
Benzo/a/anthracen	0,21	0,05	0,40	0,018	0,163
Chrysen	0,49	0,06	1,26	0,015	0,07
Pyren	0,37	0,06	0,80	0,039	0,222
Anthracen	0,33	0,02	0,81	0,005	0,106
Fenanthren	1,14	0,07	2,86	0,026	0,347
fluoranthen	0,35	0,08	0,68	0,041	0,275

Na základě uvedených výsledků laboratorních analýz byla tedy prokázána migrace PAU v saturované zóně ve směru proudění podzemních vod.

Tabulka č. 20 vyjadřuje statistické ukazatele výskytu PAU v saturované zóně.

Kyanidy (CN^–)

Na lokalitě nebylo zjištěno významnější znečištění podzemních vod kyanidy. Zvýšená koncentrace celkových kyanidů (0,085 mg/l) byla zaznamenána pouze v sondě S3-12 ve skládce.

Těžké kovy

Významnější obsahy těžkých kovů v saturované zóně nebyly zaznamenány a to ani v sondách provedených přímo v tělese skládky. Obsahy prakticky všech sledovaných kovů byly ve všech objektech pod mezí detekce. Vzhledem k poměrně vysokým obsahům kovů ve skládkovém materiálu jejich absence ve skládkové zvodni naznačuje, že kovy jsou vázány ve formě nerozpustných komplexů nebo pevně sorbovány a vyluhovatelný podíl celkového obsahu je prakticky zanedbatelný, což naznačují i výsledky provedených výluhových zkoušek, kdy ani u sond umístěných v tělese skládky S3-3 a S3-11 z hloubkové úrovně 4,5-5 m k významnějšímu výluhu nedochází (při porovnání totálních obsahů v zeminách a výluhových zkoušek tvoří vyluhovatelný podíl u Cd a Cr méně než 0,1%).

ClU

Obsahy ClU byly ve všech sledovaných objektech pod mezí detekce, obsahy ClU na lokalitě v podzemních vodách tedy odpovídají přirozenému pozadí.

Porovnání výsledků s limitními hodnotami pro pitnou vodu dle vyhl. 252/2004 Sb.

S limitními hodnotami pro pitnou vodu dle vyhl. 252/2004 Sb. byly porovnávány výsledky všech laboratorních analýz, provedených v rámci odběrů vzorků podzemních vod. Koncentrace přesahující limitní hodnoty byly stanoveny v ukazateli benzo/a/pyren (NMH 0,01 µg/l) ve všech objektech řady KHG i obou provizorně vystrojených sondách ve skládkovém tělese s výjimkou objektu KHG-4, který představuje přirozené pozadí.

Dále byla překročena NMH pro pitnou vodu v ukazateli Pb u objektu KHG-2 a v pozaďovém vrtu KHG-4 v ukazateli As.

Srovnáním výsledků z analýz ze dne 22.11.2010 z hydrogeologického vrtu KHG-6 vyplývá, že podzemní voda s hodnotou ∑PAU[2] více jak 2krát překračuje limit daný vyhláškou 252/2004 Sb, který je stanoven na hodnotě 0,1 mg/l. Podobně vzorek podzemní vody z vrtu KHG-5 ze dne 6.1.2011 signalizuje kontaminaci s hodnotou ∑PAU na úrovni 0,1 mg/l. Předpokladem je, že zvýšené hodnoty složek PAU v domovní studni č. p. 648 jsou transportovány ze severní oblasti okolí akumulace vody nad skládkou kalů. Voda z této domovní studny je přitom využívána jako pitná.

V rámci monitoringu podzemních vod na lokalitě nebyly zjištěny nadlimitní obsahy dusičnanů, dusitanů, chloridů ani amonných iontů dle vyhlášky č. 252/2004 Sb.

Pesticidy

V rámci laboratorních analýz bylo provedeno stanovení obsahu pesticidů v podzemní vodě ze sondy S3-11. Z výsledků vyplynulo, že v případě p,p´-DDE, který dosahoval koncentrace 0,12 µg/l, tato hodnota odpovídá mírně nadpozaďové koncentraci. Všechny ostatní parametry nepřekračují přirozené pozaďové hodnoty, ve většině případů se pohybují pod mezí detekce. Z toho vyplývá, že významnější množství pesticidů nebylo ve skládce uloženo.

2.2.2.3.3. Výsledky laboratorních analýz vzorků povrchové vody

Laboratorní analýzou byl stanoven obsah vybraných ukazatelů v periodicky se vyskytující akumulaci povrchové vody nad severní patou skládky kalů. V rámci průzkumu dne 6. 1. 2011 byl odebrán vzorek z výše popisované akumulace povrchové vody laboratorní analýzu, která hodnotou 0,088 mg/l potvrdila přítomnost ∑PAU v roztoku. Při srovnání s platnou vyhláškou 229/2007 Sb., která stanovuje imisní limit pro ∑PAU[3] na úrovni 0,2 mg/l, sice tato voda limit nepřesahuje, ale je indikátorem pro aktivní přestup kontaminace přes infiltraci do podzemní vody. Tomu odpovídá i obsah PAU v podzemní vodě ve vrtech KHG-5 a KHG-6, resp. domovní studni č. p. 648, které jsou popisovány v textu výše.

2.2.2.4. Výsledky hydrodynamických zkoušek (čerpací a stoupací zkoušky)

Hydrodynamické zkoušky na vrtu KHG-4 byly vyhodnoceny Jacobovou semilogaritmickou metodou přímky. Tabelární a grafické vyhodnocení hydrodynamických zkoušek je součástí přílohy č. 18.

Výsledné vypočtené filtrační parametry saturované zóny horninového prostředí pro vrt KHG-4 jsou uvedeny v následující tabulce č. 21. Podle výsledného koeficientu filtrace 4,4.10⁻⁵ m.s⁻¹ jsou podle Jetela (1980) okolní horniny mírně propustné. Depresní kužel (potenciální ovlivnění výšky hladiny) dosahuje maximálně do vzdálenosti 17,4 m.

Tabulka č. 21: Výsledky hydrodynamických zkoušek

	HDZ: KHG-4
	ČZ	SZ	průměr
k (m.s⁻¹) prům	2,8.10⁻⁵	5,2.10⁻⁵	4,4.10⁻⁵
T (m².s⁻¹) prům	1,2.10⁻⁴	2,2.10⁻⁴	1,8.10⁻⁴
v_krit. (m².s⁻¹) prům	7,2.10⁻⁴	9,8.10⁻⁴	9,0. 10⁻⁴
R (m)	20,0	14,7	17,4

2.2.2.5 Geodetické zaměření

Zpráva o geodetickém zaměření je uvedena v příloze č. 13. Přehled geodetických záměrů je uveden v tabulce č. 22.

Tabulka č. 22: Geodetické zaměření objektů

Číslo bodu	Y_JTSK	X_JTSK	Z_teren	Z_OB
č.p.648	483726.31	1125908.39		323.36
KHG-01	483703.93	1126108.00	330.20	330.83
KHG-02	483718.68	1126035.91	328.42	328.95
KHG-03A	483762.01	1126026.38	327.98	328.66
KHG-04	483808.51	1126169.82	328.28	328.77
KHG-05	483721.57	1125946.89	325.04	325.54
KHG-06	483654.21	1125997.06	328.06	328.55
S3-01	483734.45	1126075.80	330.29	–
S3-02	483752.04	1126095.62	329.88	–
S3-03	483760.44	1126053.00	329.34	–
S3-04	483714.05	1126162.63	331.43	–
S3-05	483776.26	1126137.79	329.27	–
S3-06	483735.69	1126105.52	330.10	–
S3-07	483785.61	1126081.19	329.42	–
S3-08	483797.70	1126144.89	328.34	–
S3-09	483732.80	1126058.65	330.24	–
S3-10	483682.18	1126095.61	329.85	–
S3-11	483772.20	1126105.56	329.67	–
S3-12	483757.34	1126068.19	329.64	–
S3-13	483707.40	1126068.60	330.34	–

2.2.3. Shrnutí plošného a prostorového rozsahu a míry znečištění

Plošný a prostorový rozsah znečištění

Na základě výsledků průzkumných prací realizovaných v rámci předkládané analýzy rizik (2010–2011) a archivního průzkumu firmy AQ-test (2003) [10] byl vytvořen model mocnosti skládky. Jeho tvorba byla realizována interpolací (metoda universal kriging) mocností skládkového materiálu z jednotlivých objektů průzkumu v roce 2010–2011 (nevystrojené sondy S3-1 až S3-13 a hydrogeologické vrty KHG-3A, KHG-4, KHG-5 a KHG-6) a dále z geologické dokumentace stávajících hydrogeologických vrtů KHG-1, KHG-2, KHG-3 a archivních nevystrojených sond KS-1 a KS-2. Model mocnosti skládky je znázorněn v příloze č. 12 a geologická dokumentace z průzkumu v období 2010–2011 je součástí přílohy č. 8.

Z výsledků modelu navážky vyplývá, že plošný rozsah skládky je cca 10 650 m². Skládka se rozkládá téměř po celé ploše kynologického cvičiště, na JV a JZ pak jeho rozsah mírně přesahuje. Obvod modelové skládky činí 464 m.

Tabulka č. 23 Hloubkový dosah skládkových materiálů v poměru k plošnému rozsahu

Hloubkový dosah navážky	Plocha absolutní	Plocha relativní
m	m²	%
0–0,5	2245	21
0,5–1,0	1203	11
1,0–1,5	1510	14
1,5–2,0	1100	10
2,0–2,5	860	8
2,5–3,0	450	4
3,0–3,5	370	3
3,5–4,0	347	3
4,0–4,5	418	4
4,5–5,0	598	6
5,0–5,5	909	9
5,5–6,0	560	5
6,0–6,5	80	1
Suma	10650	100

Hloubkový dosah se pohybuje v rozmezí 0–6,5 m, přičemž oblast s mocností skládkového materiálu větší než 4 m pokrývá západní a severozápadní část kynologického cvičiště, tj. cca 56 % využívané plochy pro výcvikové účely. Tato deprese má fazolovitý tvar protáhnutý ve směru JJZ–SSV a jsou v ní uloženy neutralizační kaly. Následující text se bude dále v této kapitole na předmětnou depresi, resp. nejhlubší oblast skládky kalů, odvolávat jako na depresi s kaly. Východní část skládky dosahuje nižších mocností (do 3 m pod úrovní terénu). Plocha s mocností navážky nad 2 m činí 4590 m², tj. což téměř odpovídá ploše využívané plochy cvičiště (4500 m²) a cca 43 % plošného rozsahu skládky. Tabulka č. 23 popisuje distribuci hloubkového dosahu v poměru k ploše skládkového tělesa.

Objem skládkového tělesa na základě modelového řešení dosahuje kubatury 24 500 m³. Hladina podzemní vody se vyskytuje cca 2 m pod úrovní terénu. Kubatura neutralizačních kalů byla spočtena na základě modelu skládky následujícím způsobem. Z celkové mocnosti skládky byly vybrány místa, kde skládka dosahuje minimální mocnosti 2 m, čímž byla odfiltrována vrstva, kde se kaly nevyskytují, tj. východní část skládky a okrajové části. Následně byla určena kubatura tohoto prostoru, která vychází na 18 700 m³. Za účelem odfiltrování nadložní vrstvy byla odečtena navážka, která se vyskytuje nad stropem neutralizačních kalů. Výsledkem je celková kubatura samotných neutralizačních kalů, která je 9 600 m³.

Nesaturovaná zóna skládkového tělesa je převážně tvořena stavebním odpadech jílovitého až písčitého charakteru (zemina) s příměsí slévárenských písků a v menší míře i neutralizačních kalů. Kubatura nesaturované zóny je aproximována na hodnotu 21 300 m³.

V případě saturované zóny tvoří její strop úroveň 2 m pod terénem a její spodní hranice byla určena uměle na úrovni 7,0 m pod terénem, tj. pod úrovní maximálního hloubkového dosahu skládkového tělesa. Celkové kubatura zvodnělé zóny je uvažována 53 250 m³.

Navážka v saturované zóně je tvořena převážně neutralizačními kaly, které mají pastózní konsistenci, místy se v nich vyskytuje příměs slévárenských písků, v menší míře jsou dále ve zvodněném horizontu přítomny čisté slévárenské písky a stavební odpad.

Míra a rozmístění znečištění

Tato kapitola shrnuje majoritní kontaminanty na lokalitě č. 3 – Skládka kalů, a to z hlediska jejich prostorového rozsahu a koncentrace. Výsledky průzkumu jsou srovnány s platnou legislativou a hydrogeologickým vrtem KHG-4, který v analýzách vzorků podzemní vody a zeminy představuje přirozené pozadí. Laboratorní výsledky z průzkumu jsou uvedeny v příloze č. 9.

Ropné uhlovodíky C₁₀–C₄₀

Prostorové rozmístění kontaminace ropnými uhlovodíky nejlépe koreluje s umístěním neutralizačních kalů, které se nacházejí v západní části skládky a tvoří depresi fazolovitého tvaru protáhlého ve směru JJZ–SSV. Tato oblast zároveň tvoří nejhlubší část skládky kalů.

Hodnoty převyšující koncentraci 30 000 mg/kg v sušině přesáhly vzorky z nevystrojených vrtů S3-11 (36 733 mg/kg v horizontu 0,5 m p.ú.t.) a S3-2 (31 099 mg/kg v úrovni 2,2 m p.ú.t.). Tyto sondy byly realizovány v jižní a jihovýchodní části popisované deprese. Zhruba 16 m na východ od sondy S3-11 a 12 m jižně od sondy S3-2 byla v rámci analýzy rizik firmy AQ-test v roce 2003 [10] vybudována nevystrojená sonda KS-2, která ve svém vrtném profilu zasáhla v úrovni 2,4–4,0 m p.ú.t. neutralizační kaly. Z této úrovně byly odebrány vzorky zeminy na analýzu a byl stanoven obsah NEL^[4] (nepolární extrahovatelné látky), jejíž podskupinu tvoří dnes častěji používaný ukazatel ropné uhlovodíky C₁₀–C₄₀. Stanovená hodnota v sondě KS-2 dosáhla 14 000 mg/kg sušiny. V severní části deprese s neutralizačními kaly byla v rámci stejného projektu realizována sonda KS-1, ve které byl stanoven obsah NEL v sušině na 44 000 mg/kg. Přestože hodnoty ukazatelů NEL a C₁₀–C₄₀ nejsou srovnatelné, lze pouze konstatovat, že koncentrace C₁₀–C₄₀ je u těchto hodnot nižší než stanovení NEL. Pro prostorovou představu o rozsahu kontaminace ropnými uhlovodíky v zemině nám však tyto analýzy informaci podávají. Znečištění ropnými uhlovodíky v zemině je zřejmé v nejhlubší části skládky v její západní části. Tomu odpovídá kontaminace C₁₀–C₄₀ v podzemní vodě, resp. skládkové vodě v sondách S3-12 (1 300 mg/l) a S3-11 (39,4 mg/l). Staticky odebrané vzorky z předmětných sond dokonce ukazují na výraznou kontaminaci ropnými uhlovodíky: v sondě S3-12 byla stanovena koncentrace 5 960 mg/l a v sondě S3-11 hodnota 1 980 mg/l.

Výjimkou popisovaného prostorového rozsahu kontaminace ropnými uhlovodíky v zemině je sonda S3-13, kde byla stanovena hodnota 5 362 mg/kg. Tato sonda přitom nezasáhla samotné těleso neutralizačních kalů, nýbrž mělčí navážku mocnosti 2,3 m a charakteru stavebního odpadu.

Srovnáním s nejvýše přípustnými limity (300 mg/kg) pro skupinu látek C₁₀–C₄₀ v sušině odpadů podle vyhlášky 294/2005 Sb., zjišťujeme, že 12 vzorků zeminy z celkových 30 tuto hodnotu překračují, 6 vzorků dokonce více jak 5krát. Celkem 10 vzorků nepřekračuje koncentraci přirozeného pozadí, která byla laboratorní analýzou stanovena pod mezí detekce, tj. <25 mg/kg.

Vzhledem k absenci legislativní vyhlášky pro ropné uhlovodíky v podzemních vodách ukazatele C₁₀–C₄₀ byly výsledky porovnány pouze s vybraným objektem (KHG-4), představujícím přirozené pozadí. Zde byla koncentrace ropných uhlovodíků, podobně jako v případě analýzy zeminy, pod mezí detekce, tj. <0,05 mg/l.

Polycyklické aromatické uhlovodíky

Rozsah znečištění polycyklickými aromatickými uhlovodíky (PAU) není prostorově tak zřetelný jako v případě ropných uhlovodíků. V zeminách je kontaminace zřejmá z analýz nevystrojené sondy S3-2, kde byla v horizontu 2,2 m stanovena koncentrace 361,1 mg/kg ∑PAU^[5], v horizontu 3,0 m p.ú.t. byla detekována hodnota 25,0 mg/kg. Tato sonda se nachází u východní hranice deprese s kaly. Dále byla prokázána kontaminace v jižní části deprese s kaly v sondě S3-11 – zde byla prokázána koncentrace ∑PAU na úrovni 323,1 mg/kg v úrovni 5,7 m p.ú.t. a dále v etážích 4,6 m (25,7 mg/kg) a 0,5 m (26,1 mg/kg). Také v nevystrojených sondách S3-7 v západní části deprese s kaly a S3-8 v jižní části skládky byly stanoveny koncentrace 17,6 mg/kg a 15,5 mg/kg ∑PAU ve stejném pořadí.

V případě sondy KS-2, která byla realizována v rámci průzkumných prací analýzy rizik firmy AQ-test v roce 2003 [10] byla z horizontu 2,4–4,0 m p.ú.t. stanovena hodnota ∑PAU v zemině na úrovni 120 mg/kg.

Z výše uvedených informací vyplývá, že zeminy nejvíce kontaminované PAU se nacházejí v jižní části deprese s kaly.

Téměř všechny vzorky zeminy převyšují hodnotu z hydrogeologického vrtu KHG-4 (0,2 mg/kg ∑PAU), jehož matrice byla určena jako přirozené pozadí. Výjimku tvoří vzorky z objektu KHG-5 (úroveň 4,0 m) a KHG-6 (úroveň 4,2 m). Porovnáním s platnou vyhláškou 294/2005 Sb., která stanovuje limit pro sumární koncentraci PAU v zemině pro odpady, vychází 10 vzorků (tj. 7 objektů) nad daným limitem 6 mg/kg ∑PAU.

V podzemní vodě jsou hodnoty PAU mírně zvýšené u všech sledovaných objektů s výjimkou hydrogeologického vrtu KHG-4. Sumární koncentrace ∑PAU^[6] ve vodách podle vyhlášky 252/2004 Sb. překračují limit 0,1 mg/l u 4 vzorků podzemní vody. Nejvyšší koncentrace byly zaznamenány v severní části deprese s kaly v dočasně vystrojené sondě
S3-12, kde ∑PAU dosáhly hodnoty 3,3 mg/l. Dále tento ukazatel překročil daný limit u hydrogeologického vrtu KHG-6 (0,22 mg/l), který se nachází cca 135 m na SZ od centra deprese s kaly, resp. 60 m od severozápadního okraje skládky. Tomu odpovídá i zvýšená koncentrace některých složek PAU u domovní studny č. p. 648. Další známky kontaminace nese dočasně vystrojená sonda S3-11, kde byly v podzemní vodě detekovány koncentrace ∑PAU na úrovni 0,11 mg/l a vrt KHG-3A, kde byla laboratoří stanovena koncentrace 0,14 mg/l.

Těžké kovy

Z hlediska prostorového rozsahu kontaminace těžkými kovy budeme v této části uvažovat těžké kovy obsažené v zemině, resp. navážce, a to vzhledem k jejich absenci^[7] v podzemní vodě.

Koncentrace kadmia v zemině nad 40 mg/kg sušiny jsou prostorově rozmístěny v depresi s kaly, tj. oblasti skládky s nejvyšší mocností skládkového materiálu. Vzorky pevné matrice z nevystrojených sond S3-11 (úroveň 4,6 m), S3-2 (úroveň 2,8 m), S3-12 (úroveň 3–4 m), S3-7 (úroveň 2,6 m) a S3-3 (úroveň 4,5–5 m) dosáhly koncentrací 554 mg/kg, 400 mg/kg, 78,6 mg/kg, 71,5 mg/kg a 45 mg/kg ve stejném pořadí. Také vzorek zeminy z archivní sondy KS-2 (úroveň 2,4–4,0 m), vybudované v rámci průzkumných prací firmy AQ-test [10], ukazuje s hodnotou 240 mg/kg na vysokou koncentraci kadmia. Vyhláška 294/2005 Sb. přitom stanovuje maximální koncentraci kadmia pro odpady na 1 mg/kg. Orientační kritérium C MP MŽP dosahuje hodnoty 25 mg/kg.

Podobně jako v případě prostorového rozsahu kadmia na lokalitě jsou nejvyšší koncentrace chromu vázány na depresi s kaly. Důkazem jsou vzorky zeminy ze sond S3-2 (úroveň 2,2 m), S3-11 (úroveň 4,6 m), S3-7 (úroveň 2,6 m) a S3-3 (úroveň 4,5–5,0 m) s koncentracemi 5 390 mg/kg, 2 480 mg/kg, 665 mg/kg a 655 mg/kg ve stejném pořadí. Také archivní sonda KS-2 (úroveň 2,4–4,0 m) z průzkumu firmy AQ-test [10] zasáhla vysoké koncentrace chromu v zemině s hodnotou 850 mg/kg. Výjimku z prostorové distribuce chromu ve skládce tvoří vzorek ze sondy S3-10 (úroveň 0,5–1,2 m), kde byla detekována koncentrace 2 010 mg/kg. Vyhláška 294/2005 Sb. stanovuje maximální koncentraci odpadu na 200 mg/kg chromu v sušině odpadů a orientační kritérium C je nastaveno na úrovni 800 mg/kg.

Hodnoty koncentrací měďi v zemině vypovídají o tom, že tento prvek je ve větším množství zastoupen pouze bodově. Ze sond S3-11 (úroveň 4,6 m) a S3-7 (úroveň 2,6 m), umístěných v depresi s kaly, byly odebrány vzorky zeminy s koncentracemi 1 650 mg/kg a 732 mg/kg ve stejném pořadí. Také nevystrojená sonda S3-2 (úroveň 2,2 m) ukazuje s hodnotou 456 mg/kg na vyšší koncentraci tohoto kovu v kalové depresi. Toho je důkazem i vzorek odebraný z archivní sondy KS-2 [10], dosahující v úrovni 2,4–4,0 m koncentrace 650 mg/kg mědi v sušině. Podobně jako u prostorového rozdělení chromu byly stanoveny zvýšené hodnoty koncentrace mědi u sondy S3-10 (598 mg/kg , úroveň 0,5–1,2 m). Zemina z hydrogeologického objektu KHG-4, který reprezentuje přirozené hodnoty pro dané prostředí, ukazuje na míru koncentrace v geologickém prostředí na úrovni 11 mg/kg mědi. Kritérium B a C jsou ve stejném pořadí 500 mg/kg a 1000 mg/kg.

Mezi některými dalšími složkami těžkých kovů lze nalézt prostorovou závislost. Například nikl je výrazně vázán na depresi s kaly v nevystrojených sondách S3-2 (úroveň 2,2 m), S3-11 (úroveň 4,6 m), S3-3 (úroveň 4,5–5,0 m), S3-7 (úroveň 2,6 m), což souhlasí s výsledky z archivní sondy KS-2 (2,4–4,0 m). Koncentrace dosahují hodnot ve stejném pořadí 237 mg/kg, 231 mg/kg, 199 mg/kg, 183 mg/kg, a 460 mg/kg v sušině. Vyhláška 294/2005 Sb. stanoví maximální limit na úrovni 80 mg/kg a kritéria B a C MP MŽP jsou 180 a 300 mg/kg.

2.2.4. Posouzení šíření znečištění

2.2.4.1. Šíření znečištění v nesaturované zóně

Migrace polutantů v nesaturované zóně probíhá především gravitačně – vertikálním směrem, vlivem infiltrace srážkových vod a samotnou gravitací. Rychlost migrace znečištění v nesaturované zóně závisí zejména na těchto ukazatelích:

typ kontaminantu
míra zpevnění povrchu (asfalt, beton, zástavba, zatravnění, atd.)
homogenita zeminy (propustnost)
sorpční vlastnosti zeminy

Pohyb polutantů je zpomalován zejména polohami jílovitých sedimentů, které fungují jako hydraulická bariéra. Při průchodu kontaminantů horninových prostředím dochází k jejich rozptýlení a částečné sorpci na horninové prostředí. Množství sorbovaného kontaminantu závisí na povaze látky a obsahu organického uhlíku v pevné fázi horninového prostředí, který je schopný kontaminant vázat. Tekavé složky ropných uhlovodíků se šíří vytěkáním do půdního vzduchu a dále do atmosféry. U těžkých kovů, kde převládají vysoké sorpční síly na zeminu je migrace značně omezená, zejména v jílovitých polohách. Nicméně v případě, že zemina již kontaminující kovy zadržuje a kontaminace nadále přetrvává, dojde v určitém okamžiku k tomu, že se sorpční kapacita zeminy těmito kontaminujícími kovy nasytí a jejich další šíření (například do podzemní vody) není již zeminou omezováno. Takto nakoncentrované kontaminující kovy potom navíc představují velké nebezpečí, neboť pouhou změnou okolních podmínek (například snížením pH při kyselém dešti) může docházet k jejich nárazovému vyplachování.

Veškerá plocha zájmového území je nezpevněná, zatravněná. V současné době využívaná jako kynologické cvičiště. Plocha skládky kalů je otevřená a může zde docházet ke stagnaci povrchových vod a k jejich následnému průsaku do zeminy.

V budoucnu je zde plánované vybudování kanalizace v místech silnice III/482 Kopřivnice – Závišice mezi Kopřivnicí a Štramberkem. Tato kanalizace by mohla být potencionální preferenční cestou pro šíření kontaminantů.

V zájmovém území tvoří těleso skládky až 6 m mocný horizont. Níže se vyskytují kvartérní jíly a písky. Pro migraci kontaminantů je prostředí jemnozrnných jílů prostředím relativně špatně propustným. Naproti tomu jílovité písky, které se místy vyskytují v podloží jílů, jsou pro migraci kontaminantů prostředím příhodnější. Hladina podzemní vody byla měřena v hydrogeologických vrtech, které se nevyskytují v prostoru skládky kalů. Naražená hladina podzemní vody se pohybovala od 3,3 m (KHG-4) do 4,5 m (KHG-6). Podle granulometrické analýzy se koeficient filtrace na dané lokalitě pohybuje od 1,2.10⁻⁹ m.s^-1do 1,4.10⁻⁹ m.s^-1, což značí horniny nepatrně puklinově propustné až nepropustné. Z tohoto hlediska a také proto, že hladina podzemní vody byla zastižena pod tělesem skládky, se nepředpokládá šíření kontaminace do podzemní vody a její následný transport.

Mocnost nesaturované zóny je 2 m a tvoří 21 300 m³objemu.

Při adsorpci dochází k zachycení kontaminantu na povrchu organické hmoty v pevné fázi kolektoru, jehož množství je vyjadřováno jako váhová frakce organického uhlíku ƒ_oc. Ta byla stanovena na základě laboratorních rozborů vzorků zemin ve formě TOC (total organic carbon).

Pro výpočet sorpčních charakteristik zemin bylo nutné vypočítat lineární adsorpční izotermu K_d [l.g^-1] dle vztahu

kde je distribuční koeficient organický uhlík-voda. Zadané hodnoty, ƒ_oc a vypočítané K_d jsou uvedeny v následující tabulce. Pro rtuť je hodnota K_d dána. Jako zástupce spektra látek ropného původu byl použit methylcyklohexan, který představuje běžnou komponentu směsí ropných látek.

Hodnota ukazatele TOC je převzata z analýz vzorků zemin z nevystrojených sond S3-3 a S3-11, z hloubek 3–5 metrů a jeho průměrná hodnota pro je 2,4 g.kg^-1.

Tabulka č. 24: Hodnoty K_oc, f_oc a K_d

Kontaminant	*K_oc* [l.kg^-1]*	*f_oc*	*K_d* [l.kg^-1]
methylcyklohexan	234*	0,024	5,616
chrom	–	–	10000
nikl	–	–	100000
benzo/a/pyren	587000	0,024	14088
fluoranthen	55500	0,024	1332

Zdroj: The Risk Assessment Information System

Obecně platí, čím je K_d vyšší, tím je kontaminant méně mobilní a více se sorbuje na horninové prostředí.

Hlavním transportním mechanismem je v kvartérních sedimentech uvažován výluh srážkovou vodou. Tok polutantu můžeme vyjádřit vztahem

kde: J je tok polutantu v mg.s^-1

Q je průtok infiltrátu srážkové vody (l.s^-1)

C je koncentrace polutantu ve vodě (mg.l^-1)

Výpočet průtoku srážkové vody Q vychází z průměrného ročního úhrnu srážek v oblasti, který je 700 mm, množství infiltrace (cca 12 %) a plochy s výskytem znečištění nesaturované zóny.

Další výpočet je založen na úvaze, že infiltrující voda získává koncentraci polutantu odpovídající rovnovážné koncentraci podle vztahu

kde: C_aq je koncentrace polutantu ve výluhu (mg.l^-1)

C_suš je průměrná koncentrace polutantu v zemině (mg.kg^-1)

Tabulka č. 25 : Bilance v nesaturované zóně horninového prostředí

	C_10-40	Cr	Ni	Benzo/a/pyren	fluoranthen
Organický uhlík (%)	0,024	0,024	0,024	0,024	0,024
Henryho konstanta	0,43	–	–	3,4.10⁻⁷	1,6.10⁻⁶
Koc (dm³/kg)	234	–	–	587000	55500
Kd (dm³/kg)	5,16	10000	100000	14088	13332
C_aq (mg/m³)	666,28	1,22	0,015	0,00011	0,012
Objem kontaminované horniny (m³)	21 000	21 000	21 000	21 000	21 000
Hmotnost kontaminantu v nesaturované zóně (t)	500	683	84	2,5	23

2.2.4.2. Šíření znečištění v saturované zóně

Proudění podzemní vodou je nejvýznamnějším transportním mechanismem šíření polutantu směrem od zdroje znečištění. Vzhledem k tomu, že všechny póry horniny jsou v saturované zóně zaplněny, polutant může existovat buď ve formě fáze, volně se pohybující, rozpuštěný ve vodě nebo sorbovaný na povrchu pevné fáze kolektoru.

Na lokalitě je saturovaná zóna tvořená kvartérním jílovitým pískem se štěrkem, místy se vyskytuje křídové podloží tvořené zvětralým jílovcem. Mocnost saturované zóny dosahuje přes 7 m. Zvodeň má mírně napjatou hladinu, která se na lokalitě ustálila na úrovni cca 1,5–2,0 m pod terénem. Koeficient filtrace na lokalitě je na základě vyhodnocení hydrodynamických zkoušek 4,4.10⁻⁵ m.s^-1.

Ověřený rozsah saturované zóny se na lokalitě pohybuje v rozmezí 2 m a více pod úrovní terénu, přičemž ověřený dosah je do 7 m pod terénem. Pro účely následných výpočtů byla zvolena průměrná mocnost 4,5 m. Tím získáváme aproximovaný objem saturované zóny 43 000 m³, při ploše 10 650 m².

Na lokalitě se vyskytují jak kontaminanty ve vodě rozpustné, tak i nerozpustné. Transport těchto dvou skupin je tedy odlišný. Jako nejvýznamnější kontaminanty byly určeny uhlovodíky C₁₀–C₄₀, některé těžké kovy (kadmium, chrom, měď) a polycyklické aromatické uhlovodíky.

Hlavním migračním parametrem ve zvodnělé zóně horninového prostředí je advekce. Advekci lze charakterizovat jako transport částic způsobenou prouděním podzemní vody na základě nenulového hydraulického gradientu. Rychlost proudění podzemní vody v (m.s^-1) vypočteme dle Darcyho zákona jako

kde: k je koeficient filtrace (m.s^-1)

I je hydraulický gradient.

Hydraulický gradient získáme dle vztahu

kde: dh představuje rozdíl hydraulických výšek mezi dvěma body

dl je jejich vzdálenost.

Střední lineární (skutečná) rychlost proudění v_s (m.s^-1) se vypočte dle rovnice

kde: n_e je efektivní pórovitost.

Při proudění kontaminantu v podzemní vodě dochází k adsorpci, tedy zachycení kontaminantu na povrchu pevné fáze kolektoru. Adsorbovaný kontaminant je zpomalen v porovnání s rychlostí advekce. Toto zpomalení je vyjádřeno koeficientem retardace R, vypočteného dle vztahu

kde: ρ_b je měrná hmotnost pevné fáze (kg.dm^-3)

K_d je distribuční koeficient

n je pórovitost.

Rychlost šíření kontaminantů se dále vypočte dle rovnice

Advekční tok kontaminantu je pak

kde: C představuje průměrnou koncentraci kontaminantu v podzemní vodě.

Koeficient filtrace, zjištěný na základě hydrodynamických zkoušek (viz kapitola 2.2.2.4.), v průměru dosahuje hodnoty 4,4.10^-5 m.s^-1.

Rychlost proudění podzemní vody v, při průměrném hydraulickém gradientu 0,03 vychází rychlost proudění podzemní vody na 1,32.10^-6 m.s^-1.

Střední lineární (skutečná) rychlost proudění v_s při efektivní pórovitosti n_e 10 % vychází na 1,32.10^-5 m.s^-1.

Zpomalení proudění kontaminantu v podzemní vodě v důsledku adsorpce na povrchu pevné fáze kolektoru, je vyjádřené koeficientem retardace R, jehož vypočtené hodnoty jsou v tabulce č. 21.

Rychlost šíření kontaminantů:

v_c10-40 vychází na lokalitě 9,5.10^-18s^-1
v_chromvychází na 4,9.10^-11s^-1
v_niklvychází na 4,9.10^-12s^-1
v_{benzo/a/pyren} vychází na 3,5.10^-11s^-1
v_fluoranthenvychází na 3,7.10^-11s^-1

Advekční tok kontaminantů:

J _C10-40je 1,2 mg/m²/rok
J _chrom je 3,2.10^-6 mg/m²/rok
J _niklje 3,12.10^-7 mg/m²/rok
J _{benzo/a/pyren} je 1,11.10^-8mg/m²/rok
J _fluoranthen je 7,95.10^-8 mg/m²/rok

Pro zjištění šíření kontaminantů ze skládky SZ směrem k Jezdeckému areálu byly použity mediány koncentrací benzo/a/pyrenu a fluoranthenu. Koncentrace chromu a niklu byla pod mezí detekce (<0,02 mg/l), tudíž byla zvolena hodnota 0,01 mg/l. Pro odhad hodnoty koncentrace uhlovodíků C_10-40, byl uvažován fakt, že v depresi s uloženými kaly byla zjištěna fáze s koncentrací uhlovodíků od 2000 do 4000 mg/l, jelikož ale na odtokové straně skládky není monitorovací objekt, který by kontaminaci zachytil, byla uměle určena hodnota koncentrace 40 mg/l.

Pro výpočet byla uvažována délka odtokové hrany 100 m a hloubka saturované zóny 3 m. Odtoková plocha je tedy 300 m². Množství kontaminantů, které ze skládky odtéká, je následovné:

uhlovodíky C_10-40 3,06.10³ mg /rok
chrom 4,68.10^-4 mg /rok
nikl 4,68.10^-5 mg/rok
benzo/a/pyren 3,32.10^-6mg/rok
fluoranthen 2,39.10^-5mg/rok

Bilance znečištění v saturované zóně horninového prostředí

Pro účely kvantifikace bilance znečištění v saturované zóně vycházíme z koncepce lineární sorpční rovnováhy mezi kontaminovanou podzemní vodou a pevnou matricí. Množství kontaminantu rozpuštěného v podzemní vodě je úměrné množství kontaminantu sorbovaného horninou. Vzájemný poměr je vyjádřen lineárním distribučním koeficientem půdního rozdělení K_p, který je podílem koncentrace kontaminantu v hornině c_a a koncentrace kontaminantu ve vodě c_i.

K_p = c_a / c_i

Vzhledem k tomu, že vlastní měření koeficientu K_p je pro těkavé látky problematické, vypočítává se z koeficientu sorpce na organický uhlík a f_oc.

K_p = K_oc . f_oc

Výpočet lze rozdělit do 3 částí:

hmotnost volné fáze (není bilancována)
hmotnost kontaminantu rozpuštěného v podzemní vodě M_i,
hmotnost kontaminantu sorbovaného horninou M_a.

Hmotnost kontaminantu rozpuštěného v podzemní vodě M_i:

M_i = C_i . V_a . P,

kde: C_i koncentrace kontaminantu v podzemní vodě

V_a objem saturované zóny zasažené kontaminací

P porosita

Hmotnost kontaminantu sorbovaného horninou M_a:

M_a = C_a . V_a . p_a,

C_a = K_p . C_i,

kde C_a koncentrace kontaminantu v hornině

C_i koncentrace kontaminantu v podzemní vodě

V_a objem saturované zóny zasažené kontaminací

p_a měrná hmotnost zeminy

Tabulka č. 26: Bilance v saturované zóně horninového prostředí

	C₁₀-C₄₀	benzo/a/pyren	chrysen	ethylbenzen	xylen
Organický uhlík %	0,024	0,024	0,024	0,024	0,024
Koc (dm³/kg)	234	587000	181000	446	383
Kd (dm³/kg)	5,16	14088	4344	10,704	9,192
Koncentrace polutantu ve vodě (μg/l)	149	0,06	0,49	3,6	24,9
Koncentrace polutantu ve vodě (g/dm³)	0,000149	0,00000006	0,00000049	0,0000036	0,0000249
Ca (g/kg)	0, 76884	0,845	2,129	0,03852	0,22883
Objem zasažené saturované zóny (m³)	42 000	42 000	42 000	42 000	42 000
Měrná hmotnost zeminy (g/dm³)	2670	2670	2670	2670	2670
Efektivní pórovitost	0,1	0,1	0,1	0,1	0,1
Retardační faktor	139,32	380376	117288	289,088	248,184
Hmotnost kontaminantu ve vodě (g)	1,87	0,00076	0,0062	0,045	0,313
Hmotnost kontaminantu sorb. horninou (g)	86	95	239	4	26
Hmotnost kontaminantu celkem (g)	88	95	239	4	26

2.2.4.3. Šíření znečištění povrchovými vodami

Nejbližší vodoteč PV2-2, resp. její vývěr ze zatrubnění pod skládkou v areálu jezdeckého areálu, se nachází cca 140 m severozápadně od sz. okraje skládky kalů. Vzdálenost vývěru od středu skládky kalů je 190 m. Směr proudění podzemní vody na lokalitě ukazuje na fakt, že potok je dotován podzemními vodami z lokality č. 3 – skládky kalů. Zároveň jsou do této vodoteče drénovány podzemní vody ze skládky č. 2 – jezdeckého areálu, v jejíž bezprostřední blízkosti se vývěr vyskytuje (pod její patou). Popisovaná situace je patrná z přílohy č. 11 této zprávy.

Chemickou analýzou povrchové vody na vývěru PV2-2 z podzimu 2010 nebyla potvrzena kontaminace povrchové vody ve jmenované vodoteči, avšak dne 6. 1. 2011 byl odebrán břehový sediment, cca 5 m po směru proudu vodoteče od vývěru, který potvrdil kontaminaci sedimentu v ukazatelích C₁₀–C₄₀ (2 810 mg/kg) a PAU (∑PAU[8] 10,4 mg/kg). S ohledem na skutečnost, že ze skládky kalů proudí podzemní vody přes skládku jezdeckého areálu, kde dochází k dalšímu rozpouštění kontaminantů do transportního média, nelze dotaci kontaminace ze skládky kalů bilancovat. I přes fakt, že znečištění jmenovanými kontaminanty bylo detekováno i ve vzorcích zeminy ze skládky č. 2, je však nutné předpokládat, že se skládka kalů na kontaminaci této vodoteče podílí.

Nad severovýchodním okrajem skládky kalů se periodicky objevuje povrchová akumulace vody, která je v příloze č. 11 označena PV3-1. Jedná se o místo, kde se akumuluje srážková voda, která stéká ze severní paty skládky kalů. Předpokladem je, že část této vody protéká přípovrchovou zónou skládky kalů, resp. její severní částí. Akumulace se zde v obdobích vyšších srážkových úhrnů vyskytuje pravidelně, v sušších obdobích v důsledku zvýšené míry evaporace, evapotranspirace a infiltrace do podzemní vody, bývá místo suché. Plocha této akumulace v souvislosti s tím kolísá, avšak její maximální rozsah je odhadován na cca 50 m².

V rámci průzkumu dne 6. 1. 2011 byl odebrán vzorek z výše popisované akumulace povrchové vody laboratorní analýzu, která hodnotou 0,088 mg/l potvrdila přítomnost ∑PAU v roztoku. Při srovnání s platnou vyhláškou 229/2007 Sb., která stanovuje imisní limit pro ∑PAU[9] na úrovni 0,2 mg/l, sice tato voda limit nepřesahuje, ale je indikátorem pro aktivní přestup kontaminace přes infiltraci do podzemní vody.

2.2.4.4. Charakteristika vývoje znečištění z hlediska procesů přirozené atenuace

K přirozenému poklesu anorganických a organických kontaminantů dochází v horninovém prostředí zejména ředěním mechanismem advekce a disperze, mnoho z kontaminantů má navíc tendenci sorbovat se na organickou hmotu nebo jiné pevné částice v zemině. Tyto procesy vedou k poklesu koncentrací, nicméně ne k jejich odstranění z prostředí. Některé polutanty za vhodných podmínek velmi ochotně podléhají vlastní biodegradaci. Všechny přirozené procesy, které vedou k poklesu kontaminantu, lze shrnout pod pojem atenuace.

Výchozími podklady pro posouzení přirozené atenuace jsou data z průzkumných prací předkládané v rámci analýzy rizika. S ohledem na možné transportní cesty kontaminantů k potenciálním příjemcům rizik, jsou atenuační procesy hodnoceny pro nesaturovanou i saturovanou zónu. Na základě ověřené kontaminace na lokalitě je atenuace diskutována pro následující soubor kontaminantů:

Těžké kovy (kadmium, chrom, měď, rtuť, nikl, olovo)
Uhlovodíky C₁₀– C₄₀
BTEX (Benzen, Toluen, Ethylbenzen, Xylen)
Polycyklické uhlovodíky (PAU)
Kyanidy

Mezi důležité geochemické parametry, které jsou diskutovány při posuzování atenuačních procesů v saturované zóně, jsou hodnoty oxidačně-redukčního potenciálu (Eh), koncentrace rozpuštěného kyslíku, pH a teplota. Tyto parametry jsou vyjádřené v tabulce č. 27.

Tab. č. 27: Geochemické parametry vzorků podzemních vod

	KHG-3A	KHG-1	KHG-2	KHG-4	KHG-5	KHG-6	S3-11	S3-12
pH:	7,74	7,21	6,94	6,54	5,86	7,02	7,5	7,71
Redox potenciál: [mV]	-127,4	67,6	81,3	160,4	220,3	128,4	-110,2	-167,4
Rozp. O₂: [mg/l]	0,13	5,12	4,97	2,77	1,48	6,44	2,52	0,87
Teplota: [ ̊C]	8,7	10,3	10,5	11,4	11,3	11,1	11,1	11,1

Těžké kovy

Z výsledků laboratorních analýz je patrné, že na lokalitě byla prokázána kontaminace těžkými kovy v nesaturované zóně. Při vyšších koncentracích a za nepříznivých fyzikálně-chemických podmínek mohou kovy představovat významné a dlouhodobé ohrožení životního prostředí, zejména zemin a podzemních vod. Kovy, které se v důsledku lidské činnosti dostávají do životního prostředí, dříve nebo později přicházejí do kontaktu se zeminou nebo horninovým materiálem. Každá zemina (horninový materiál) vykazuje určitou sorpční kapacitu, která je v přirozeném, nekontaminovaném stavu nasycena zejména vápníkem a hořčíkem. Většina těžkých kovů vykazuje ovšem podstatně vyšší sorpční schopnost a dokáže tyto přirozeně nasorbované prvky vytěsnit. V této fázi tedy zemina kontaminující kovy zadržuje a zásadním způsobem snižuje jejich nebezpečnost vůči okolnímu prostředí. V případě, že dojde k překročení sorpční kapacity, zemina se těžkými kovy nasytí a jejich šíření (například do podzemní vody) není již zeminou omezováno. Takto nakoncentrované kontaminující kovy potom navíc představují velké nebezpečí, neboť pouhou změnou okolních podmínek (například snížením pH a změnou oxidačně-redukčního potenciálu) může docházet k jejich nárazovému vyplachování. Transport těžkých kovů v životním prostředí ovlivňuje zejména pH prostředí, náboj kovu, přítomnost komplexotvorných látek a srážecích činidel.

Hodnota pH má zásadní význam při posuzování mobility (a tím i nebezpečnosti) kontaminujících kovů v systému zemina-podzemní voda. Vysoký celkový obsah těžkých kovů v zemině ještě nemusí znamenat akutní nebezpečí v okamžiku, kdy je tato zemina v kontaktu s podzemní vodou, jejíž pH je neutrální a schopnost těchto kovů rozpouštět se tak může být výrazně podlimitní. V okamžiku, kdy se ovšem pH podzemní vody sníží, začnou se přítomné kovy rozpouštět zhruba v následujícím pořadí: 1. Zn, Cd; 2. Cu, Pb; 3. Cr, Ni. Neuvažujeme-li elementární formu, která je s výjimkou rtuti v kontextu vlivu náboje nevýznamná, potom můžeme kontaminující kov předpokládat ve formě kationtu (např. Cd²⁺, Cr³⁺) nebo aniontu (např. CrO₄^2-). Typ a velikost náboje zásadním způsobem určují sorpční schopnost a tím i mobilitu v systému zemina-podzemní voda. Zeminu při určitém zjednodušení můžeme považovat za hlinito-křemičitou matrici s povrchovým negativním nábojem, která přitahuje kladně nabité kontaminanty, jež jeví tendenci se vázat, zatímco záporně nabité kontaminanty v zásadě procházejí bez zdržení.

Ochota kontaminujících kovů přecházet z nerozpuštěného (sorbovaného) stavu do roztoku se výrazně zvyšuje v přítomnosti komplexotvorných látek. Vedle přirozených komplexotvorných látek přítomných prakticky v každé zemině (huminové kyseliny) jsou typickými příklady komplexotvorných činidel kyanidy a amoniak. Komplexní sloučeniny kovů (většinou nesou záporný náboj) jsou v roztoku většinou mimořádně stabilní, a to i při vyšších hodnotách pH, kde se nekomplexované kovy již obvykle sráží.

Přesně opačný účinek ve srovnání s komplexotvornými látkami vykazují srážecí činidla, ale také hydroxidy kovů (např. železa). Výsledkem jejich účinku je imobilizace kovu a tím snížení jeho nebezpečnosti. Dalšími příklady srážecích činidel jsou fosforečnany nebo sulfidy.

Kadmium

Přirozený obsah kadmia v zeminách zpravidla nepřevyšuje 0,5 mg/kg. Úroveň kritéria C činí pro rekreační využití 25 mg/kg pro zeminu a 20 μg/l pro podzemní vodu. Na této lokalitě pochází kadmium pravděpodobně s čistírenských kalů. V zeminách a podzemních vodách se vyskytuje v oxidačním stavu Cd²⁺. Nerozpuštěné (nebo sorbované) formy kadmia jeví ochotu přecházet do roztoku již na rozhraní neutrální a mírně kyselé oblasti, čímž se kadmium výrazně odlišuje například od chromu nebo mědi.

Výsledky chemických analýz vzorků zemin prokázaly na lokalitě silnou kontaminaci kadmiem v nesaturované zóně. Nejvyšší hodnoty se pohybují kolem 550 mg/kg, což překračuje orientační kritérium C MP MŽP a je to zhruba tisícinásobek pozaďové hodnoty. V podzemních vodách se kadmium nevyskytuje, tudíž nepředpokládáme za současného stavu jeho významnější vyluhování do saturované zóny. Kadmium je imobilizováno v zeminách sprašových hlín.

Měď

Měď se v půdě vyskytuje ve formě iontů Cu²⁺ a v komplexech. Malé množství Cu se přirozeně vyskytuje v půdní vodě (0,01 mg/l). Měď je vázána prostřednictvím kationtové výměny a adsorpce, v půdě může být vázána na organické a minerální látky a vytváří různé formy. Až 50 % celkové Cu může být nasorbováno na organickou hmotu a anorganické složky půd, hlavně oxidy Fe a Mn. Především v těžkých půdách je měď vázáná v krystalové struktuře silikátů (až 90 % z celkového obsahu Cu).

Měď je na lokalitě skládky kalů dalším významným polutantem vyskytující se v nesaturované zóně v maximální koncentraci 1 650 mg/kg, jež překračuje orientační kritérium C a více než 100x přirozené pozadí lokality. V podzemních vodách se vyskytuje v koncentracích odpovídající přirozeným hodnotám, tudíž je pravděpodobné, že k vyluhování mědi z nesaturované zóny do podzemních vod nedochází.

Rtuť

Přirozený obsah rtuti v zeminách se pohybuje řádově v desetinách mikrogramů na kilogram. Rtuť se může vyskytovat v oxidačních stavech Hg⁰, Hg₂²⁺ a Hg²⁺. Vzhledem k silné ochotě vytvářet komplexy s organickými složkami zeminy zůstává rtuť zřídka ve formě volného iontu. Vedle obvyklých transportních mechanismů platných pro skupinu těžkých kovů, je v případě rtuti důležité také těkání kovové rtuti, které v řadě případů odpovídá za její šíření složkami životního prostředí.

Obsah rtuti byl zjištěn v hodnotách nad přirozeným pozadím pouze v nesaturované zóně. Maximální naměřená koncentrace byla 3 mg/kg. V podzemní vodě nebyly zvýšené obsahy rtuti identifikovány.

Nikl

Ve sloučeninách se nikl vyskytuje především v mocenství Ni⁺², existují i sloučeniny Ni⁺¹, látky obsahující Ni⁺³ jsou nestálé a působí silně oxidačně. Nikl se váže na částice osahující železo a mangan, které se často vyskytují v půdě a sedimentech. V přírodní vodě při pH 5 – 9 je dominantní formou výskytu Ni^2+. V tomto rozmezí pH se nikl může sorbovat na oxidy železa a manganu nebo tvořit komplexní sloučeniny s anorganickými ligandy. Maximální koncentrace niklu byly zachyceny ve vzorkách zemin (237 mg/kg), do podzemní vody se tento kov za současných podmínek neuvolňuje.

Olovo

Přirozený obsah v zeminách se pohybuje v rozmezí od 10 do 30 mg/kg. V zeminách lze olovo nalézt ve třech oxidačních stavech Pb⁰, Pb²⁺, a Pb⁴⁺. V půdě je olovo velmi málo pohyblivé. Je to dáno tím, že soli olova jsou většinou málo rozpustné a také proto, že olovo je dobře poutáno jílovými minerály i humusovými látkami. V oxidačním prostředí je hlavním faktorem migraci olova adsorpce na hydroxidech železa a manganu. Intenzita adsorpce stoupá se vzrůstajícím pH, při pH okolo 6 je už většinou všechno olovo adsorbováno. Je nutné upozornit, že imobilitu olova nelze přeceňovat, protože za přítomnosti chelátů jako transportních systémů může pohyblivost olova překvapivě narůstat. Olovo se hromadí převážně v humusovém horizontu. Sorpce olova humusem je pevnější než jílovými minerály. Fulvokyseliny mohou naopak olovo chelatizovat a zvyšovat tak jeho pohyblivost v půdě a přijatelnost rostlinami. Olovo se váže převážně na jílové minerály, oxidy manganu, hydroxidy Fe a Al a organickou hmotu. V některých půdách se může koncentrovat v částicích uhličitanu vápenatého nebo ve fosforečných sloučeninách. Olovo je rozpustné v kyselém prostředí, při zvyšování pH se jeho rozpustnost snižuje, protože se sráží ve formě hydroxidu, fosforečnanu nebo uhličitanu. V těchto podmínkách olovo také tvoří organické komplexy.

Ve skládce kalů byla zachycena maximální koncentrace olova 417 mg/kg (přesahující úroveň kritéria B, cca 20x více než přirozené pozadí pro tuto lokalitu). Ve výluhových roztocích ani v podzemní vodě se nevyskytuje. Vzhledem k neutrálnímu, nebo spíše alkalickému prostředí sprašových hlín lze předpokládat, že olovo je pevně sorbováno a nedochází k jeho intenzivnímu vyluhování do podzemních vod.

Chrom

Přirozený obsah chromu v zemině se pohybuje v rozmezí přibližně od 10 do 100 mg/kg. Chrom se v zemině nebo podzemní vodě vyskytuje ve dvou oxidačních stavech – jako Cr³⁺ a Cr⁶⁺. Podstatně více toxický šestimocný chrom, který v závislosti na pH existuje ve formě chromanu nebo dichromanu, není vzhledem ke své silné oxidační schopnosti příliš stabilní. Zejména v přítomnosti organických látek a při nižších až neutrálních hodnotách pH poměrně rychle přechází (redukuje se) na stabilní chrom trojmocný. Ve většině zemin se trojmocný chrom vyskytuje ve formě minimálně rozpustného oxidu nebo hydroxidu chromitého. Jeho nebezpečnost je tak ve srovnání s šestimocným chromem podstatně nižší.

Chrom patří mezi jedny z nejvýznamnějších kontaminantů na lokalitě, maximální koncentrace dosahuje hodnotu 5 390 mg/kg. Mírně zvýšené hodnoty celkového chromu se projevily ve výluhových roztocích ze vzorků zemin ze dvou průzkumných sond v hloubce kolem 4,5 až 5 m. V podzemní vodě se chrom ani jeho šestimocná forma nevyskytoval.

V sondách, které vykazují kontaminaci chromem je zvýšené množství organických látek a hodnota pH se pohybuje v mezích neutrálních hodnot. Vzhledem k přítomnosti organické hmoty a k rozmezí pH je pravděpodobné, že chrom se v zemině vyskytuje v nemobilní (téměř nerozpustné) trojmocné formě.

Uhlovodíky C₁₀-C₄₀

Nasycené n-alkany jsou v rámci přirozených atenuačních procesů nejsnáze odbouratelné sloučeniny, nicméně byla demonstrována degradace n-alkanů i s řetězci delšími než C₄₄. Nejsnáze podléhají degradaci alkany v rozpětí od C₁₀do C₂₆. Hlavní mechanismus degradace n-alkanů spočívá v oxidaci, která odpovídá oxidaci alkoholů, aldehydů nebo funkčních skupin mastných kyselin. Rozvětvené alkany odolávají mikrobiálnímu ataku, nicméně nejsou vůči němu zcela odolné. Cykloalkany jsou vůči biodegradaci rezistentní.

V rámci průzkumných prací byly na lokalitě zaznamenány jednak uhlovodíky typu nafty nebo lehkého topného oleje, jednak uhlovodíky s řetězci 20-40 atomů uhlíku a vyšší (minerální oleje). Uhlovodíky představují na lokalitě významnou plošnou kontaminaci, přičemž nejvyšší koncentrace (36 733 mg/kg) byla zaznamenaná v téže sondě kde byla identifikována volná fáze. Současně je ve stejné oblasti v podzemní vodě rozpuštěno až 1 300 mg/l těchto uhlovodíků. Z výsledků je patrné, že uhlovodíky C₁₀ – C₄₀ migrují v podobě volné fáze nesaturovanou zónou do podzemní vody.

Na hladině podzemní vody nejvíce kontaminovaných sond S3-11 a S3-12 byla identifikována volná fáze.

BTEX

Z hlediska atenuace ropných uhlovodíků jsou nejdůležitější složkou BTEX, a to vzhledem k jejich relativně vysoké rozpustnosti a vysoké mobilitě. Tyto látky jsou degradovány působením mikroorganismů, které je za příznivých podmínek rozkládají na konečné oxidační produkty, vesměs neškodné a netoxické. V procesu přirozené atenuace ropných látek se uplatňují jak procesy aerobní, tak anaerobní. Principem aerobní transformace je oxidace ropných uhlovodíků prostřednictvím enzymů katalyzujících konkrétní oxidační krok přes alkohol, aldehyd a kyselinu, která se následně zapojuje do buněčného cyklu mikroorganismů. Anaerobní rozklad je pro mikroorganismy z energetického hlediska méně výhodným způsobem. Existují ale tzv. fakultativní mikroorganismy, které disponují oběma typy metabolismu a v momentě vyčerpání kyslíku jako zdroje elektronového akceptoru jsou schopné přepnout svou látkovou výměnu do režimu anoxického (např. kvasinky). Anaerobní rozklad je principiálně podobný aerobnímu s tím rozdílem, že jako akceptor elektronu figurují látky typu dusičnany, železité a manganičité ionty a sírany.

Na sledované lokalitě nepředstavují BTEX v nesaturované zóně významnou kontaminaci. U etylbenzenu, toluenu a xylenu došlo k výskytu mírně nadpozaďových hodnot a překročení orientačního kritéria A. V saturované zóně nepatří BTEX pro tuto lokalitu k výrazným kontaminantům, nicméně zvýšené hodnoty (cca 10-100x přesahující pozaďové hodnoty) odpovídají sondě (S3-12), ve které jsou současně vyšší koncentrace uhlovodíků C₁₀ – C₄₀. Koncentrace toluenu odpovídá hodnotě 0,8 μg/l, ethylbenzenu 3,6 μg/l a xylenu téměř 25 μg/l. Benzen se vyskytuje v podzemních vodách v koncentracích podmezí detekce. V nejbližším vrtu ve směru proudění podzemní vody ke zvýšení koncentrací látek BTEX již nedochází. V saturované zóně dočasně vystrojených sond S3-11 a S3-12, které jsou nejvíce kontaminované ropnými látkami, je redukční prostředí s nízkým obsahem rozpuštěného kyslíku. To souvisí se spotřebováním kyslíku jako akceptoru elektronů při oxidaci ropných látek.

PAU

Aromatické sloučeniny jsou více rezistentní vůči biodegradaci, některé nízkomolekulární aromáty jako třeba naftalen, mohou být oxidovány postupně. Důvodem odolnosti polyaromatických uhlovodíků vůči biodegradaci, je jejich malá rozpustnost ve vodě. Jejich koncentrace bývají nejvyšší u zdroje znečištění a při uvolnění do půdy jsou adsorbovány na pevné částice. V saturované zóně se u látek PAU nepředpokládá intenzivní pohyb ve směru proudění podzemní vody, nicméně na sledované lokalitě byl prokázán.

V nesaturované byly zjištěny obsahy PAU přesahující úroveň kritéria C u benzo/a/pyrenu (31,3 mg/kg), benzo/b/fluoranthenu (35,7 mg/kg), indeno(1,2,3-cd)pyrenu (14,4 mg/kg), benzo/k/fluoranthenu (35,7 mg/kg) a pyrenu (94,5 mg/kg). Takto vysoké koncentrace byly identifikovány pouze v jedné sondě, nicméně v celé oblasti skládky jsou zeminy mírně znečištěné látkami PAU (obvykle10x-100x převyšující pozaďové hodnoty, nicméně většinou stále pod úrovní orientačního kritéria B).

V saturované zóně dochází u PAU naopak k nevýznamnému znečištění, ale pouze v jedné sondě (S3-12), která současně obsahuje i nejvyšší obsahy uhlovodíků C₁₀ – C₄₀. Úroveň kritéria C byla překročena u benzo/a/pyrenu (0,347 µg/l), benzo/b/fluoranthenu (1,14 µg/l), benzo/ghi/perylenu (1,32 µg/l) benzo/k/fluoranthenu (0,842 µg/l), benzo/a/anthracenu(1,32 µg/l) a chrysenu (4,05 µg/l).

Vzhledem k nízkému obsahu kyslíku a nízkému oxidačně redukčnímu (redox) potenciálu, se v této sondě předpokládá uplatnění atenuačních procesů.

Kyanidy

Výskyt kyanidů ve vodách značí antropogenní původ, nicméně kyanidy se výjimečně mohou uvolňovat při biologické hydrolýze rostlin, jež obsahují ve svých molekulách skupinu CN. Tyto zdroje mohou být příčinou stopových koncentrací kyanidů v prostředí. Na skládce kalů pochází kyanidy patrně z odpadů při povrchových úpravách kovů.

Kyanidy se mohou ve vodách vyskytovat jako jednoduché (volné) nebo komplexní (součet obou tvoří celkové). U jednoduchých kyanidů se jedná o anion CN^– nebo nedisociovanou HCN. V neutrálním a kyselém prostředí dominuje nedisociovaná molekula HCN. Kyselina chlorovodíková je těkavá a z roztoku ji lze vytěsnit provzdušněním za slabě kyselého prostředí. Proto odvětrání HCN je jedním z procesů úbytku kyanidů z přírodních vod. Anion CN^– se koordinuje jako ligand a vytváří komplexní kyanidy. Mezi silně toxické se počítají HCN, CN^– a komplexní kyanidy Cd, Zn a případně i Cu, mezi středně toxické komplexní kyanidy Ni, popř. Cu a mezi slabě toxické komplexní kyanidy Fe^II, Fe^IIIa Co.

Kyanidy se neváží na částice půdy, a může dojít k jejich vyluhování do podzemních vod. Podléhají také mikrobiologickému rozkladu. Velmi nebezpečná situace nastává, pokud jsou kyanidy vystaveny působení nízkého pH, kdy dochází k vývinu a úniku prudce jedovatého plynu kyanovodíku. Je nutné připomenout, že kyanidy obsahují ve své molekule i kationt, který může být rovněž nebezpečný. Může se jednat například o kadmium či olovo a řadu dalších.

Na studované lokalitě bylo v nesaturované zóně identifikováno znečištění kyanidy, které se ojediněle projevuje překročením parametru A, v jednom případě byla koncentrace kyanidů mírně zvýšená nad úrovní kritéria B (15,88 mg/kg). Výrazněji zvýšená koncentrace kyanidů (0,085 mg/l) se projevila v saturované zóně sondy S3-12, která patří k nejvíce znečištěným na lokalitě.

Aerobní a anaerobní biodegradace ropných uhlovodíků

Procesy atenuace ve smyslu vlastní biodegradace jsou patrné a tudíž dobře sledovatelné zvláště u ropných látek. Při biodegradaci se uplatňují jak procesy aerobní, tak anaerobní. Principem aerobní transformace je oxidace redukované formy ropných uhlovodíků prostřednictvím enzymů katalyzujících oxidační reakce přes alkohol, aldehyd a kyselinu, která se následně zapojuje do buněčného cyklu mikroorganismů. Pro mikroorganismy je anaerobní biodegradace méně výhodným způsobem. Výhodu mají tzv. fakultativní mikroorganismy disponující oběma typy metabolismu a v momentě vyčerpání kyslíku jako zdroje elektronového akceptoru jsou schopné přepnout svou látkovou výměnu do režimu anoxického (např. kvasinky). Anaerobní rozklad je principiálně podobný aerobnímu s tím rozdílem, že jako akceptor elektronu figurují látky typu dusičnany, železité a manganičité ionty a sírany. Mechanismus přirozené atenuace ropných látek se uplatňuje v prostředích, ve kterých se vyskytují vhodné typy elektronových akceptorů a zejména jsou-li osídlena tzv. autochtonními organismy. Jedná se o vlastní biologický způsob přeměny, nicméně jeho nevýhodou může být skutečnost, že vlastní proces biodegradace kontaminantu trvá výrazně delší dobu. Přímé údaje o přítomnosti atenuačních procesů na lokalitě představují 3 základní důkazy: 1) koncentrace polutantu klesá ve směru proudění podzemní vody, 2) snižuje se koncentrace akceptorů elektronů a 3) je prokazatelná biologická aktivita.

Vzhledem k tomu, že v saturované zóně se kontaminace ropnými látkami projevuje pouze u jedné sondy (S3-12), nelze stanovit, zda na lokalitě dochází k poklesu kontaminantů ve směru proudění podzemní vody.

Přímým důkazem o probíhajících atenuačních procesech v saturovaném prostředí kontaminovaným ropnými látkami je pokles koncentrací elektronových akceptorů, což se obvykle projevuje snížením oxidačně-redukčního (redox) potenciálu Eh. Redukční podmínky se nachází v kontaminovaných vrtech S3-11 (-110 mV) a S3-12 (-167 mV) a), s čímž koresponduje i nízká úroveň rozpuštěného kyslíku (2,5 mg/l a 0,9 mg/l). Látky, které jsou v pořadí oxidace uhlovodíků dalšími akceptory elektronů, nebyly v rámci AR stanovovány. V čistých nebo pouze mírně znečištěných vrtech se uplatňuje oxidační prostředí s obsahem rozpuštěného kyslíku bohatě dostačujícího na oxidaci ropných látek. Zda ve skládce dochází k biologické aktivitě, nelze říci, jelikož nebyly stanovovány bakterie degradující ropné uhlovodíky.

2.2.5. Shrnutí šíření a vývoje znečištění

Šíření kontaminace bylo průzkumnými pracemi ověřeno a potvrzeno. Směr proudění podzemní vody přes skládku kalů, jak je znázorněno v situaci proudového pole kvartérní zvodně v příloze č. 11, ukazuje v její západní části na zsz. směr, v severovýchodní části na sz. směr. Samotná existence proudového pole napovídá, že k transportu rozpuštěných látek bude docházet. Kontaminované vody proudí směrem na bezprostředně sousedící skládku, lokalitu č. 2 – jezdecký areál. Vody opouštějící oblast největšího rozsahu kontaminace (viz kapitola 2.2.3), tj. západní část skládky kalů, kde se nacházejí nejvyšší mocnosti skládkového materiálu s neutralizačními kaly, jsou však monitorovány pouze okrajově hydrogeologickým objektem KHG-3A, který se nachází na severu skládky. Je předpokladem, že kontaminace v podzemní vodě v depresi s kaly, opouští lokalitu skládky kalů směrem k ZSZ. Pro tento předpoklad v současné době není k dispozici přímý důkaz vzhledem k absenci hydrogeologických objektů v odtokovém směru bezprostředně u západní hranice skládky kalů. Koncepční hodnoty předpokládaného toku kontaminantů přes hranic skládky jsou uvedeny v kapitole 2.2.4.2. Laboratorní výsledky chemické analýzy břehového sedimentu z vodoteče, situované cca 140 m od sz. okraje skládky kalů, ukazují na aktivní mobilitu kontaminantů ve vodě. Výsledky analýz jsou diskutovány v kapitole 2.2.4.3.

Podzemní vody z předmětné lokality jsou drénovány do místní popisované vodoteče a je tedy pravděpodobné, že určitou mírou přispívají ke kontaminaci povrchové vody. Skutečnost, že kontaminace nebyla zastižena přímo ve vzorku povrchové vody a dále, že podzemní vody proudí směrem k této vodoteči přes další skládku, kde byla ověřena přítomnost předmětných kontaminantů v saturované zóně, činí kvantifikaci kontaminace ze skládky kalů nereálným úkolem.

Další efekt, ke kterému na lokalitě dochází, je vymývání srážkové vody přes přípovrchovou vrstvu severní části skládky kalů. Tato povrchová voda se následně akumuluje pod severní patou skládky a její rozsah se v průběhu roku mění na základě srážko-odtokových poměrů a nasycení zeminy vodou. V této stagnující vodě byla potvrzena kontaminace látkami skupiny PAU pod limitem vyhlášky 229/2007 Sb. Předpokladem je, že tato akumulace dlouhodobě dotuje podzemní vodu, což bylo potvrzeno v případě hydrogeologických objektů KHG-5 a KHG-6 a dále v domovní studni č.p. 648.

Výše uvedená fakta ukazují na existenci transportní cesty rozpuštěných kontaminantů ze skládky kalů směrem k SZ. Studna č.p. 648 je přitom součástí pozemku, kde nebyla instalována vodovodní přípojka a obyvatelé jsou tak závislí na podzemní vodě jako zdroji pitné vody.

2.2.6. Omezení a nejistoty

Vymezení rozsahu kontaminace v nesaturované zóně je zatíženo nepřesností z důvodu omezených možností realizace průzkumných sond a jejich počtu. Průzkumné sondy byly provedeny v místech, kde nemohlo dojít ke střetu s inženýrskými a technologickými sítěmi.

Kvantifikace kontaminace podzemních vod pro hodnocení kvality a vývoje kontaminace podzemních vod byla v případě nově vybudovaných objektů k dispozici pouze z jednorázového monitoringu a z malého počtu monitorovacích objektů.

Vlastní vstupní data jsou standardně zabezpečena chybou. Jsou to jednak chyby při odběru vlivem např. klimatických podmínek, a dále standardní chyba analytického stanovení, která je uvedena v certifikátu laboratorních analýz.

3. Hodnocení rizika

Hodnocení rizika vychází z principů uvedených v Metodickém pokynu MŽP č. 12 pro analýzu rizik kontaminovaných území. Postup hodnocení zdravotního rizika předpokládá nejdříve identifikaci rizik spočívající v určení a zdůvodnění prioritních polutantů, v bližší identifikaci příjemců rizik a reálných expozičních scénářů. Následně je pro jednotlivé expoziční scénáře hodnocena nebezpečnost polutantů na zdraví obyvatel a životní prostředí, v případě, že jsou překročeny limitní hodnoty legislativních norem, zejména zjištění závažného ohrožení znečištění povrchových nebo podzemních vod, vyžaduje již tato skutečnost nutnost nápravných opatření. Při hodnocení rizik bylo rovněž přihlédnuto k metodikám US EPA. Hodnocení rizik bylo konzultováno s MUDr. Magdalenou Zimovou (Státní zdravotní ústav).

3.1. Identifikace rizik

Před vlastní kvantifikací reálných rizik je nezbytné upřesnit scénáře expozice potenciálně ohrožených příjemců. Tyto informace, které jsou předmětem identifikace rizik, vycházejí z údajů o charakteru, rozsahu kontaminace a z vyhodnocení mechanismů migrace kontaminantů v dané lokalitě tak, jak jsou uvedeny v předcházejících kapitolách.

3.1.1. Určení a zdůvodnění prioritních škodlivin a dalších rizikových faktorů

Z výsledků provedených průzkumných prací byly vytipovány a dále při hodnocení rizik uvažovány následující prioritní kontaminanty:

zemina C₁₀-C₄₀, těžké kovy (kadmium, chrom, nikl, měď), PAU
podzemní voda C₁₀-C₄₀, benzo/a/pyren, chrysen, ethylbenzen, xylen

Toxikologické vlastnosti jsou uvedeny v příloze č. 17.

Na základě porovnání s limitními hodnotami dle vyhlášky č. 252/2004 Sb. bylo zjištěno legislativní překročení koncentrací C₁₀-C₄₀, PAU, BTEX, PCB, Cd a Hg v odebraných vzorcích pevného navezeného materiálu, viz kapitola 3.4. Shrnutí celkového rizika.

Srovnáním výsledků z analýz ze dne 22. 11. 2010 z hydrogeologického vrtu KHG-6 vyplývá, že podzemní voda s hodnotou ∑PAU[10] více jak 2krát překračuje limit daný vyhláškou 252/2004 Sb, který je stanoven na hodnotě 0,1 mg/l. Podobně vzorek podzemní vody z vrtu KHG-5 ze dne 6. 1. 2011 signalizuje kontaminaci s hodnotou ∑PAU na úrovni 0,1 mg/l. Předpokladem je, že zvýšené hodnoty složek PAU v domovní studni č. p. 648 jsou transportovány ze severní oblasti okolí akumulace vody nad skládkou kalů. Voda z této domovní studny je přitom využívána jako pitná.

3.1.2. Základní charakteristika příjemců rizik

Zájmová lokalita se nachází v extravilánu Kopřivnice v těsné blízkosti sz. okraje města při silnici směrem na Závišice. Západním směrem od lokality, cca 10 m přes místní komunikaci, se nachází jezdecký areál Bubla Ranch. Plocha zájmového území je zatravněná, volně přístupná, v současné době slouží jako kynologické cvičiště. Území je využíváno pro volný pohyb osob včetně dětí, k procházkám a venčení psů. Nejbližší zástavba se nachází zhruba 100 metrů severně od skládky. Domy v okolní zástavbě mají vybudované zdroje podzemní vody a využívají je především k zálivce. Pozemky v okolí skládky jsou podle územního plánu města Kopřivnice do budoucna plánované pro obytnou zástavbu. Majitelé pozemků jsou v případě vybudování individuálních zdrojů podzemní vody dalšími příjemci rizik z důvodu znečištění podzemní vody. Další příjemci rizika jsou osoby pohybující se v prostoru bývalé skládky, tj. např. lidé účastnící se kynologického výcviku, dospělí a děti, kteří využívají dané území k rekreaci. Tito mohou přijít do styku se znečištěnou zeminou.

3.1.3. Shrnutí transportních cest a přehled reálných scénářů expozice (aktualizovaný koncepční model)

Tabulka č. 28: Aktualizovaný koncepční model

Expoziční cesta č.	Ohnisko znečištění	Transportní cesta	Příjemce rizik	Poznámka
1	Bývalá skládka	Průsaky srážkové vody, výluhy ze skládky a jejich rozpouštění do podzemní vody → transport podzemní vodou → jímání vod studněmi, vrty	Obyvatelstvo – kontakt s kontaminovanou povrchovou vodou v blízkosti skládky, se zeminou dětí při hře, podzemní vodou v případě využívání studní v okolní zástavbě	Zejména obyvatelstvo využívající studny nacházející se ve směru proudění podzemních vod (severně od bývalé skládky), případně v nově plánované výstavbě, dospělí a děti pohybující se na lokalitě, příp. pracovníci provádějící výkopové nebo sanační práce

V aktualizovaném koncepčním modelu je jako hlavní ohnisko znečištění v zájmovém území uvažována bývalá skládka kalů. Jako příjemce rizik je uvažováno obyvatelstvo

S ohledem na výsledky průzkumných prací není jako expoziční cesta uvažovaná transportní cesta: emise plynů a prachu, výluh a vodní ekosystémy – expoziční cesta 2 není tedy nadále kvantifikovaná.

3.1.3.1 Výčet reálných expozičních scénářů

Následující tabulka přináší přehled reálných expozičních scénářů.

Tabulka č. 29: Výčet reálných expozičních scénářů

Typ expozice	Expoziční médium	Využití území	Příklad expozičního scénáře
dermální kontakt	zemina	rekreační	dermální kontakt při pohybu osob na lokalitě dermální kontakt při zemních případně sanačních pracích
dermální kontakt	voda	rekreační	dermální kontakt s vodou při rekreačním využití území (děti při hře) dermální kontakt s vodou při zemních příp. sanačních prací
inhalace	páry uvolněné z vody	rezidenční	inhalace uvolněných par při zálivce

Pro hodnocení rizika jsou dále uvažovány expoziční scénáře, sumarizované v tabulce. Výpočty rizik dále uvažují s expozičními cestami při dermálním kontaktu se zeminou a s povrchovou vodou a inhalaci par uvolněných z vody při zálivce. Dermální kontakt je reálný při kontaktu dětí s povrchovou vodou v zájmovém území a při jakémkoliv zásahu do horninového prostředí, tzn. např. při výkopových, zemních nebo sanačních pracích.

Dalším reálným scénářem je inhalace par uvolněných z vody při zálivce vodou z domovních studní.

3.1.1.1. Výčet expozičních koncentrací podle jednotlivých expozičních cest

Výčet expozičních koncentrací podle jednotlivých expozičních cest je uveden v následující tabulce č. 30. Do tabulky byly zadány maximální zjištěné koncentrace TK, PAU a uhlovodíků C_10-40v zemině a ve vodě na lokalitě v rámci průzkumných prací, provedených říjnu 2010 až lednu 2011.

Tabulka č. 30: Výčet expozičních koncentrací

Typ expozice	Kontaminant	Koncentrace	Objekt	Datum
A.1a dermální kontakt se zeminou (děti při hře)	chrom	2010 mg/kg	S3-10 (0,5-1,2)	27.10.2010
	měď	598 mg/kg	S3-10(0,5-1,2)	27.10.2010
	uhlovodíky C_10-40	36 733 mg/kg	S3-11 (0,5)	26.10.2010
A.1b dermální kontakt se zeminou dermální kontakt při zemních případně sanačních pracích	uhlovodíky C_10-40	36 733 mg/kg	S3-11 (0,5)	26.10.2010
	kadmium	554 mg/kg	S3-11 (0,5)	26.10.2010
	chrom	5 390 mg/kg	S3-2 (2,2)	26.10.2010
	měď	1 650 mg/kg	S3-11 (4,6)	26.10.2010
	nikl	237 mg/kg	S3-2 (2,2)	26.10.2010
	olovo	417 mg/kg	S3-6 (0,5)	26.10.2010
	benzo/a/pyren	31,3 mg/kg	S3-2 (2,2)	26.10.2010
	benzo/b/fluoranthen	35,7 mg/kg	S3-2 (2,2)	26.10.2010
	indeno (1,2,3-cd) pyren	14,4 mg/kg	S3-2 (2,2)	26.10.2010
	benzo/k/fluoranthen	35,7 mg/kg	S3-2 (2,2)	26.10.2010
	pyren	94,5 mg/kg	S3-2 (2,2)	26.10.2010
	fluoranthen	322 mg/kg	S3-11 (5,7)	26.10.2010
A.2a dermální kontakt s vodou dermální kontakt s vodou při rekreačním využití území (děti při hře)	benzo/a/pyren	0,029 g/l	KHG-5	22.1.2010
	benzo/b/fluoranthen	0,037 g/l	KHG-5	22.1.2010
	indeno (1,2,3-cd) pyren	0,019 g/l	KHG-5	22.1.2010
	benzo/k/fluoranthen	0,016 g/l	KHG-5	22.1.2010
	pyren	0,062 g/l	KHG-5	22.1.2010
	fluoranthen	0,082 g/l	KHG-5	22.1.2010
A.2b dermální kontakt s vodou dermální kontakt s vodou při zemních příp. sanačních prací	benzo/a/pyren	0,072g/l	KHG-3A	6.1.2010
	benzo/b/fluoranthen	0,054 g/l	KHG-3A	6.1.2010
	indeno (1,2,3-cd) pyren	0,024 g/l	KHG-3A	6.1.2010
	benzo/k/fluoranthen	0,025 g/l	KHG-3A	6.1.2010
	pyren	0,222 g/l	KHG-3A	6.1.2010
	fluoranthen	0,296 g/l	KHG-3A	6.1.2010
B inhalace uvolněných par při zalévání	fenanthren	0,026g/l	č.p.648	24.11.2010
B inhalace uvolněných par při zalévání	benzo/ghi/perylen	0,008 g/l	č.p.648	24.11.2010

3.2. Hodnocení zdravotních rizik

Metodika hodnocení zdravotních rizik zahrnuje pět základních kroků:

Určení vztahu dávka – odezva
Hodnocení expozice
Charakterizace rizika
Řízení rizika
Komunikace rizika

Postup hodnocení zdravotního rizika především předpokládá první tři výše uvedené kroky, tj. z vyhodnocení vztahu dávka-účinek, z vyhodnocení expozice a z charakterizace rizika.

V případě chemických látek, pro něž je charakteristický jiný než karcinogenní účinek, se předpokládá, že existuje řada fyziologických, adaptačních a opravných procesů, které pomáhají organismu se úspěšně vyrovnat s expozicí toxickým látkám. Účinky se tedy začnou projevovat až po vyčerpání těchto mechanismů, proto se zde předpokládá existence prahové dávky a mluvíme o látkách s prahovým účinkem. Charakterizujícím parametrem pro prahové účinky je referenční dávka (RfD). RfD je odhad každodenní expozice lidské populace, včetně citlivých populačních skupin, která velmi pravděpodobně nepředstavuje žádné riziko nepříznivých účinků, ani když trvá po celý život jedince. Vyjadřuje se jako hmotnost vstřebaná jednotkou tělesné hmotnosti za jednotku času (mg.kg^-1den^-1). Stanovuje se samostatně pro dermální kontakt (RfD_ad), orální cestu (RfD_o) a inhalační cestu (RfD_i). V některých případech se pro inhalační expoziční scénáře používá místo RfD tzv. referenční koncentrace RfC (mg.m^-3).

U karcinogenních látek se vychází z faktu, že pouze několik změn na molekulární úrovni může způsobit nekontrolovatelné množení jediné buňky, které může vést až ke vzniku karcinomu. Charakterizujícím parametrem pro bezprahové účinky, kdy se stoupající dávkou stoupá pravděpodobnost nepříznivého účinku, je faktor směrnice (SF) vztahu dávka – odpověď (riziko) v oblasti nízkých dávek. Stanovuje se samostatně pro dermální kontakt (SF_ad), orální cestu (SF_o) a inhalační cestu (SF_i). Faktor směrnice je směrnicí přímky vycházející z nulové dávky (a nulového rizika) a je vyjádřen v 1/mg.kg^-1.den^-1.

3.2.1. Hodnocení expozice

Expozice je styk chemického, fyzikálního nebo biologického činitele povrchem organismu. Kvantitativně se vyjadřuje jako koncentrace dané látky v prostředí, která se stýká s organismem, integrovaná za celou délku trvání kontaktu s organismem. Jedná se tedy o maximální množství dané látky, které cílový organismus může různými způsoby přijmout – orálně, inhalačně, dermálně. Expoziční cesta je dráha od zdroje k cílovému organismu – recipientu.

Hodnocení expozice obsahuje vyhledávání a vyhodnocení zdroje, cesty, velikosti, četnosti a trvání dané populace. Cílem vyhodnocení expozice je odhadnout expoziční dávky pro jednotlivce a pro populaci.

K vyhodnocení odhadu či kvantitativnímu vyjádření expozice používáme tzv. expoziční scénář. Expoziční scénář je vyjádřením souboru faktů, předpokladů a závěrů o tom, jak k expozici dochází. Výsledkem je tzv. příjem I, tj. vnější dávka v mg vztažená na den trvání expozice a na kg tělesné hmotnosti člověka (mg.kg^-1den^-1).

V případě bezprahových účinků se úroveň expozice přepočítává na celkovou předpokládanou délku života exponované osoby, tj. stanoví se průměrná celoživotní denní expozice (LADD). Pro celoživotní průměrnou denní expozici platí, že LADD = I.

Uvažované expoziční scénáře pro jednotlivé cesty příjmu škodlivin

A.1 DERMÁLNÍ KONTAKT SE ZEMINOU

ADD/LADD = CS x CF x SA x AF x ABSd x EF x ED / (BW x AT)

ADD/LADD průměrná denní/celoživotní denní absorbovaná dávka (mg.kg^-1.den^-1)

CD koncentrace kontaminantu v zemině (mg.kg^-1)

CF konverzní faktor pro přepočet kg a mg (10 ^{– 6 kg.mg-1})

SA exponovaný povrch kůže (cm².den^-1eventuálně cm². případ^-1)

AF adherenční faktor specifický podle typu zeminy a exponované části těla (mg.cm^-2)

ABS_d dermální absorpční faktor (0 až 1, bezrozměrný)

EF frekvence expozice (den.rok^-1eventuálně případ.rok^-1)

ED trvání expozice (rok)

BW váha těla (kg)

AT doba průměrování (den)

pro nekarcinogenní: ED (rok) x 365 dní.rok^-1

pro karcinogenní: 70 let x 365 dní.rok^-1

alternativně (EPA, 2004) jsou používány dvě následující rovnice, které nicméně odpovídají rovnici výše uvedené a liší se pouze doplněním parametru EV (případ.den^-1). V původní rovnici byl uvažován jeden případ denně.

DAD = DA_evx SA x EV x EF x ED / (BW x AT)

Kde: DA_ev= CS x CF x AF x ABS_d

DAD dermálně absorbovaná dávka (mg.kg.den^-1)

DA_ev dávka absorbovaná v daném případě (mg.cm².případ^-1)

EV frekvence případů (případ.den^-1)

MOŽNÉ SCÉNÁŘE:

Děti –dermální kontakt se zeminou při rekreačním využití území/ dělníci – dermální kontakt se zeminou při výkopových pracích

CF konverzní faktor pro přepočet kg a mg: 10^-6 kg.mg^-1

SA 358 cm².den^-1 (děti při hře)/ 1000 cm².den^-1 (dělníci)

AF 0,13 mg.cm^-2 EPA (2004)

ABSd 0,01 pro organické látky (EPA, 1992B)

EF 210 dní.rok^-1 (děti při hře)/ 20 dní.rok^-1(dělníci)

ED předpoklad běžné expozice 1 rok

BW průměrná váha dítě do 6 let: 15 kg /70 kg

A.2 DERMÁLNÍ KONTAKT S VODOU

ADD / LADD = CW x SA x Kp x ET x EF x ED x CF / (BW x AT)

ADD/LADD průměrná denní /celoživotní denní absorbovaná dávka (mg.kg^-1.den^-1)

CW koncentrace kontaminantu ve vodě (mg.1^-1)

SA povrch kůže (cm²)

Kp koeficient permeability průniku kůží (cm.hod^-1)

ET doba expozice (hod.den^-1)

EF frekvence expozice (den.rok^-1)

ED trvání expozice (rok)

CF konverzní faktor (0,001 1.cm^-3)

BW váha těla (kg)

AT doba průměrování (den)

pro nekarcinogenní: ED (rok) x 365 dní.rok^-1

pro karcinogenní: 70 let x 365 dní.rok^-1

MOŽNÉ SCÉNÁŘE:

Děti – dermální kontakt s vodou při rekreačním využití území/ dělníci – dermální kontakt s vodou při výkopových pracích

SA 358 cm².den^-1 (děti při hře)/ 1000 cm².den^-1 (dělníci)

ET 1 hod. den^-1 (děti při hře)/ 8 hod. den^-1 (dělníci)

EF frekvence expozice: 210 dní.rok^-1 (děti při hře)/ 20 dní.rok^-1(dělníci)

ED 1 rok

B INHALACE uvolněných par při zalévání

MOŽNÉ SCÉNÁŘE:

Obyvatelé –rekreační pobyt – inhalace uvolněných par při zalévání zahrádek

CA nejde-li přímo měřit koncentrace kontaminantu ve vzduchu, je nutné použít orientační přepočet z koncentrací kontaminantu ve vodě, např. podle zjednodušené rovnice dle Risk*Assistant:

CA = ((2/^1/2 x (X(1^-b) / (a x (1-b))) x (Q / u),

kde: Q = (Cw x f x FI) / (X² x 3600 s/hod),

kde:

Q … vydatnost zdroje (mg.s^-1.m^-2),

Cw … koncentrace kontaminantu ve vodě (mg.l^-1)

F … frakce uvolnitelného kontaminantu (bezrozměrný), obvykle 0,5

FI … průtok zavlažovací vody 600 l.hod^-1

X … strana zhruba čtvercové zavlažované plochy (25 m)

CA … koncentrace kontaminantu ve vzduchu (mg.m^-3)

 … Ludolfovo číslo (= 3,141592)

a, b … konstanty vztahující vertikální disperzike stabilitě atmosféry, a=0,15, b=0,75

u … přípovrchová rychlost větru (m.s^-1), obvykle 2,0 m.s^-1

IR inhalované množství vzduchu při zalévání 1,4 m³.hod^-1

ET obvyklá doba expozice 0,44 hod.den^-1 (hodnota odpovídá ročnímu průměru cca 3 hodiny týdně, při zohlednění nižší aktivity v zimě a vyšší v létě)

EF frekvence expozice 200 dní.rok^-1 (v době expozice ET je zohledněno vegetační období)

ED celoživotní expozice: 70 let

BW průměrná váha dospělý: 70 kg

3.2.2. Odhad zdravotních rizik

K hodnocení rizika chemických škodlivin, které nemají karcinogenní účinek (resp. u nichž lze předpokládat účinek nejen karcinogenní, ale i systémový), se podle metody „Health risk assessment“ používá tzv. kvocient nebezpečnosti (Hazard Quotient – HQ), který umožňuje srovnání dávky chemické látky s RfD.

Charakterizace rizika představuje sumarizaci závěrů hodnocení rizika. Kvantifikací rizika pro nekarcinogenní účinky je kvocient nebezpečnosti HQ.

HQ = E / RfD, HQ resp. HQ = ADD (resp. EED) / RfD

E průměrná denní absorbovaná dávka ADD nebo průměrná celoživotní denní absorbovaná dávka LADD resp. chronický denní příjem CDI (mg.kg^-1.den^-1)

EED Estimated Exposure Dose, stanovená expoziční dávka = změřená nebo vypočtená dávka, které je populace (jedinec) exponována ze všech zdrojů a všemi cestami

RFD referenční dávka (mg.kg^-1.den^-1)

Nebezpečnost konkrétní expozice je signalizována hodnotami HQ>1.

Pro výpočet nadměrného celoživotního karcinogenního rizika ELCR (Excess Lifetime Cancer Risk) – bezrozměrný ukazatel odpovídající pravděpodobnosti vzniku rakoviny při celoživotní expozici pro látky kategorie C lze obecně požít rovnici:

ELCR = CDI x SF

CDI chronický denní příjem resp. průměrná denní dávka LADD vztažená na celoživotní expozici v délce 70 let (mg.kg^-1.den^-1)

SF faktor směrnice (mg.kg^-1.den^-1)

Kvantifikace rizika karcinogenních účinků vyjadřující celoživotní vzestup pravděpodobnosti počtu nádorových onemocnění nad všeobecný průměr v populaci se vyjadřuje vztahem:

ELCR = 1 – exp^{(-CDI x SF)}

Pro předmětnou lokalitu byla kvantifikována rizika plynoucí ze zjištěné kontaminace ClU v podzemní vodě, zeminách a půdním vzduchu.

Výpočty pro jednotlivé typy expozice jsou uvedeny v následujících tabulkách.

Tabulka č. 31: Základní tabulkové toxikologické parametry pro prioritní kontaminanty

Kontaminant	SF_o [1/(mg.kg^-1.d^-1)]	SF_ad [1/(mg.kg^-1.d^-1)]	SF_i [1/(mg.kg^-1.d^-1)]	RfD_o [mg.kg^-1.d^-1]	RfD_ad [mg.kg^-1.d^-1]	RfD_i [mg.kg^-1.d^-1]
C₁₀-C₄₀ (NEL) Total Petroleum Hydrocarbon (Aliphatic low)	–	–	–	0,06	0,048	0,0571
C₁₀-C₄₀ (NEL) Total Petroleum Hydrocarbon (Aromatic low)	–	–	–	0,2	0,16	0, 14
Olovo	–	–	–	–	–	–
Naftalen	–	–	–	2,0.10^-2	1,2.10^-2	8,6.10^-4
Pyren	–	–	–	3,0.10^-2	5,4.10^-3	3,0.10^-2
Benzo(a)pyren	7,3	23,5	3,1	–	–	–
Benzo(b)fluoranthen	7,3.10^-1	2,4	3,1.10^-1	–	–	–
Fluoranthen	–	–	–	4,0.10^-2	1,2.10^-2	4,0.10^-2
Fenanthren	–	–	–	–	–	–
Chrysen	7,3.10^-3	2,4.10^-2	3,1.10^-3	–	–	–
Fluoren	–	–	–	4,0.10^-2	2,0.10^-2	–

Zdroj: US EPA, Integrated Risk Information System, Health Effects Assessment Summary Tables (2010)

A.1a Dermální kontakt se zeminou

Tabulka č. 32 : Dermální kontakt se zeminou při hře dětí

Dermální kontakt se zeminou při hře dětí		Kontaminant:	chrom	měď	C₁₀-C₄₀ Total Petroleum Hydrocarbon (Aliphatic low)	C₁₀-C₄₀ Total Petroleum Hydrocarbon (Aromatic low)
CS	konc. v suš. zeminy	(mg/kg)	2010	598	18866	18866
CF	konverzní faktor	(kg/mg)	0,000001	0,000001	0,000001	0,000001
SA	plocha povrchu těla	(cm²/den)	358	358	358	358
AF	faktor adherence kůže	(mg/cm²)	0,13	0,13	0,13	0,13
ABS	absorpční faktor	bezrozm.	0,01	0,01	0,01	0,01
EF	frekvence expozice	(dny/rok)	210	210	210	210
ED	trvání expozice	(roky)	1	1	1	1
BW	hmotnost organismu	(kg)	15	15	15	15
AT	průměrovací doba	(dny)	25550	25550	25550	25550
ADD (LADD)	průměrná denní dávka	(mg/kg/den)	3,58.10^-5	1,07.10^-5	0,000336	0,000336
RfD-ad	ref. bezp. denní dávka	(mg/kg/den)	–	4.10^-2	0,0571	0,14
SF-ad	faktor strmosti	(1/(mg/kg/den))	–		–	–
HQ	index nebezpečnosti		–	0,000266	0,0059	0,0024
ELCR	riziko pro karcinogeny		–

Zhodnocení výpočtů:

Výpočet rizika dermálního kontaktu byl proveden pro pohyb dětí při rekreačním využití území, po 210 dní v roce. Pro výpočet byly použity nejvyšší naměřené hodnoty koncentrací chromu, mědi a uhlovodíků C_10-40v zájmové lokalitě. Výsledná hodnota kvocientu nebezpečnosti HQ je menší než 1, což neprokázalo nebezpečnost této expozice.

A.1b Dermální kontakt se zeminou

Tabulka č. 33: Dermální kontakt se zeminou při výkopových pracích – C₁₀– C₄₀ a kadmium

Dermální kontakt se zeminou při výkopových pracích		Kontaminant:	C₁₀-C₄₀ Total Petroleum Hydrocarbon (Aliphatic low)	C₁₀-C₄₀ Total Petroleum Hydrocarbon (Aromatic low)	kadmium
CS	konc. v suš. zeminy	(mg/kg)	18866	18866	554
CF	konverzní faktor	(kg/mg)	0,000001	0,000001	0,000001
SA	plocha povrchu těla	(cm²/den)	1000	1000	1000
AF	faktor adherence kůže	(mg/cm²)	0,13	0,13	0,13
ABS	absorpční faktor	bezrozm.	0,01	0,01	0,01
EF	frekvence expozice	(dny/rok)	20	20	20
ED	trvání expozice	(roky)	1	1	1
BW	hmotnost organismu	(kg)	70	70	70
AT	průměrovací doba	(dny)	365	365	365
ADD (LADD)	průměrná denní dávka	(mg/kg/den)	7,39.10^-6	3,45.10^-5	2,16.10^-8
RfD-ad	ref. bezp. denní dávka	(mg/kg/den)	0,0571	0,14	0,001
SF-ad	faktor strmosti	(1/(mg/kg/den))	–	–	–
HQ	index nebezpečnosti		1,53.10^-4	2,1.10^-3	2,16.10^-5
ELCR	riziko pro karcinogeny		–	–

Zhodnocení výpočtů:

Výpočet rizika dermálního kontaktu byl proveden pro dělníky, provádějící výkopové a sanační práce po 20 dní v roce. Pro výpočet byly použity nejvyšší naměřené hodnoty koncentrací C_10-40 a kadmia v zájmové lokalitě. Výsledná hodnota kvocientu nebezpečnosti HQ je menší než 1, což neprokázalo nebezpečnost této expozice.

Tabulka č. 34 : Dermální kontakt se zeminou při výkopových pracích – PAU

Dermální kontakt se zeminou při výkopových pracích		Kontaminant:	benzo/a/- pyren	benzo/b/-fluorathen	pyren	fluoranthen
CS	konc. v suš. zeminy	(mg/kg)	31,3	35,7	94,5	322
CF	konverzní faktor	(kg/mg)	0,000001	0,000001	0,000001	0,000001
SA	plocha povrchu těla	(cm²/den)	1000	1000	1000	1000
AF	faktor adherence kůže	(mg/cm²)	0,13	0,13	0,13	0,13
ABS	absorpční faktor	bezrozm.	0,01	0,01	0,01	0,01
EF	frekvence expozice	(dny/rok)	20	20	20	20
ED	trvání expozice	(roky)	1	1	1	1
BW	hmotnost organismu	(kg)	70	70	70	70
AT	průměrovací doba	(dny)	365	365	365	365
ADD (LADD)	průměrná denní dávka	(mg/kg/den)	1,58.10^-7	1,82.10^-7	4,81.10^-7	1,64.10^-6
RfD-ad	ref. bezp. denní dávka	(mg/kg/den)	–	–	5,4.10^-3	1,2.10^-2
SF-ad	faktor strmosti	(1/(mg/kg/den))	23,5	2,4	^–	–
HQ	index nebezpečnosti				8,9.10^-5	1,3.10^-4
ELCR	riziko pro karcinogeny		3,73.10^-6	4,36.10^-7	–	–

Zhodnocení výpočtů:

Výpočet rizika dermálního kontaktu byl proveden pro dělníky, provádějící výkopové a sanační práce po 20 dní v roce. Pro výpočet byly použity nejvyšší naměřené hodnoty koncentrací vybraných PAU v zájmové lokalitě. Výsledná hodnota kvocientu nebezpečnosti HQ je menší než 1, což neprokázalo nebezpečnost této expozice. V případě benzo/a/pyrenu byla zjištěna hodnota 3,73.10^-6, která signalizuje karcinogenní účinky.

A.2a Dermální kontakt s vodou

Tabulka č. 35: Dermální kontakt s vodou při hře dětí

Dermální kontakt s vodou při hře dětí		Kontaminant:	Benzo/a/ pyren	benzo/b/-fluorathen
CW	konc. škodliviny ve vodě	(mg/l)	0,000029	0,000037
SA	povrch kůže	cm²	358	358
Kp	koef. permeability průniku kůží	cm/hod	0,7	0,7
EF	frekvence expozice	(dny/rok)	210	210
ET	doba expozice	hod/den	1	1
ED	trvání expozice	(roky)	3	3
CF	konverzní faktor	l/cm³	0,01	0,01
BW	hmotnost organismu	(kg)	15	15
AT	průměrovací doba	(dny)	1095	1095
ADD (LADD)	průměrná denní dávka	(mg/kg/den)	2,31.10^-7	3,56.10^-7
RfD-abs	ref. bezp. denní dávka	(mg/kg/den)	0,01
SF-abs	faktor strmosti	(1/(mg/kg/den))	7,3	0,73
HQ	index nebezpečnosti		^–	–
ELCR	riziko pro karcinogeny		2,04.10^-5	2,59.10^-7

Určení míry rizika při dermálním kontaktu s vodou bylo provedeno pro pohyb dětí při rekreačním využití území a zemní, případně sanační práce. Pro výpočet byly použity nejvyšší zjištěné koncentrace benzo/a/pyrenu v zájmové lokalitě. Vypočtená hodnota ELCR signalizuje karcinogenní riziko.

A.2b Dermální kontakt s vodou

Tabulka č. 36: Dermální kontakt s vodou při výkopových pracích

Dermální kontakt s vodou při výkopových pracích		Kontaminant:	benzo/a/ pyren	benzo/b/-fluorathen
CW	konc. škodliviny ve vodě	(mg/l)	0,000072	0,000037
SA	povrch kůže	cm²	1000	10000
Kp	koef. permeability průniku kůží	cm/hod	0,7	0,7
EF	frekvence expozice	(dny/rok)	20	20
ET	doba expozice	hod/den	8	8
ED	trvání expozice	(roky)	1	1
CF	konverzní faktor	l/cm³	0,001	0,001
BW	hmotnost organismu	(kg)	70	70
AT	průměrovací doba	(dny)	365	365
ADD (LADD)	průměrná denní dávka	(mg/kg/den)	3,15.10^-7	1,62.10^-7
RfD-abs	ref. bezp. denní dávka	(mg/kg/den)	^–	^–
SF-abs	faktor strmosti	(1/(mg/kg/den))	7,3	0,73
HQ	index nebezpečnosti		–	–
ELCR	riziko pro karcinogeny		2,3.10^-6	1,18.10^-7

Určení míry rizika při dermálním kontaktu s vodou bylo provedeno pro dělníky, provádějící výkopové nebo sanační práce. Pro výpočet byly použity nejvyšší zjištěné koncentrace vybraných PAU v zájmové lokalitě. Vypočtená hodnota ELCR signalizuje karcinogenní riziko.

B Inhalace uvolněných par při zalévání

Tabulka č. 37 : Inhalace uvolněných par z podzemní vody při zalévání

Inhalace uvolněných par z podzemní vody při zalévání		Kontaminant	Benzo/ghi/perylen	fenanthren
Cw	koncentrace ve vodě	mg.l^-1	0,008	0,026
CA	vypočtená hodnota koncentrace	mg.(m³)^-1	0,0017	0,00054
IR	inhalované množství	m³.hod^-1	1,4	1,4
ET	doba expozice	hod.den^-1	0,44	0,44
EF	frekvence expozice	den.rok^-1	200	200
ED	trvání expozice	rok	30	30
BW	hmotnost organismu	kg	70	70
AT	průměrovací doba	den	25550	25550
CDI	průměrná denní dávka	mg.kg^-1den^-1	3,15.10^-7	1,12.10-6
RfD-inh	ref. bezp. denní dávka	mg.kg^-1den^-1
SF-inh	faktor strmosti	(mg.kg^-1den^-1)^-1	7,3	7,3
HQ	index nebezpečnosti		–	–
ELCR	riziko pro karcinogeny		2,56.10^-6	8,15.10^-6

Zhodnocení výpočtů:

Výpočet rizika byl proveden pro možné inhalace látek při závlaze podzemní vodou z objektu č.p. 648. Ve výpočtu koncentrace kontaminantu ve vzduchu byla uvažovaná strana čtvercové zavlažované plochy 25 m. Výsledné hodnoty ukazují, že kontaminanty benzo/a/pyren a fenanthrenu představují karcinogenní riziko.

3.3. Hodnocení ekologických rizik

Postup hodnocení rizika pro ekosystémy je analogický s postupem hodnocení rizik zdravotních.

Při hodnocení nebezpečnosti a rizik se zároveň používají testy toxicity. Ty se zaměřují na biochemické a fyziologické odpovědi organismu k environmentálnímu znečištění.

Podle výsledků testů ekotoxicity, které byly na lokalitě prováděny na vzorku ze sondy S3-11 (4,5-7,6 m), bylo zjištěno, že průměrná stimulace růstu řasy nevyhovuje požadavkům. Průměrná stimulace byla 57,8 % a požadovaná hodnota stimulace je maximálně 30%. Test byl prováděn na řasách Desmodesmus subspicatus (viz. příloha č. 9.7.1).

Analýzou vzorku sedimentu odebraného z potoka (místo odběru vzorku v příloze č. 11) byla zjištěna koncentrace C_10-402800 mg/kg sušiny. Tato hodnota 9 krát přesahuje nejvýše přípustnou koncentraci C_10-40dle vyhlášky 294/2005 Sb. Potok protéká ve vzdálenosti cca 150 m SZ od lokality lokálním biokoridorem (viz příloha č. 6)

3.4. Shrnutí celkového rizika

Provedenými průzkumnými pracemi bylo zjištěno překročení legislativních limitů:

V rámci hodnocení rizika bylo dále kvantifikováno riziko dermálního kontaktu s vodou a zeminou variantně pro kontakt dětí při hře a dělníků, kteří provádějí výkopové a sanační práce.

Z výpočtů uvedených v předchozích kapitolách je zřejmé, že karcinogenní riziko pro lidské zdraví v případě pohybu dětí na lokalitě a provádění výkopových prací představují PAU v podzemní vodě.

Rizika, vypočtená jako významná u dermálního kontaktu s podzemní vodou a zeminou je nutné v rámci provádění zemních, příp. sanačních prací eliminovat použitím ochranných pomůcek.

Při výpočtu rizika inhalace látek při závlaze podzemní vodou z objektu č.p. 648 bylo zjištěno, že kontaminanty benzo/a/pyren a fenanthrenu představují karcinogenní riziko.

3.5. Omezení a nejistoty

Pro výpočty hodnocení rizik byly použity maximální zjištěné hodnoty koncentrací z provedených průzkumných prací.

Výpočty expozice a rizika byly provedeny podle standardního postupu. Nicméně použité „proměnné“, které zahrnují všechny důležité faktory určující expozici, resp. z ní vyplývající riziko, jsou vždy zatíženy určitou mírou nejistoty. Tuto míru je obtížné, někdy i nemožné kvantifikovat.

Hodnoty RfD_o jsou převzaty z oficiálních databází U.S. EPA. Pokud sama U.S. EPA hodnotí jejich spolehlivost (confidence) – a to pouze pro případ RfD_o – pak spolehlivost experimentálních studií na zvířatech použitých pro výpočet ohodnocuje jako „nízkou“ nebo „střední“, spolehlivost použitých databází jako „střední“ a finální RfD_o také jako „střední“ (U.S. EPA – IRIS 1987 – 1999).

Výpočet rizika dle U.S.EPA předpokládá, že průměrná denní dávka = průměrná denní potencionální dávka je zároveň dávkou absorbovanou. Čili, že dojde ke vstřebání 100 % požité dávky. I když vstřebávání uvažovaných kontaminantů je relativně velmi vysoké a dosahuje 80 i více %, těžko lze – i teoreticky – předpokládat v praxi 100 % vstřebatelnosti při běžném příjmu pitné vody s potravou. Přesto jde o „standardní předpoklad“ v rámci použitého postupu health risk assessment.

4. Doporučení nápravných opatření

Tato kapitola shrnuje výsledky analýzy rizika pro řešenou lokalitu a formuluje doporučení pro další postup prací. Provedenými průzkumnými pracemi a analýzou rizika v zájmovém území byla prokázána významná kontaminace nesaturované zóny horninového prostředí.

4.1. Doporučení cílových parametrů nápravných opatření

V následující tabulce jsou uvedeny navrhované cílové parametry pro provedení výkopových prací. Cílové parametry sanačních prací jsou navrženy pouze pro jednu z doporučených variant (variantu 3) pro zeminy ve výkopu po odtěžbě kontaminovaných kalů v hloubkové úrovni od 2 m k bázi výkopu.

Tabulka č. 38: Navržené cílové parametry sanačních prací pro odtěžbu

Kontaminant	Cílový sanační limit
C₁₀– C₄₀	300 mg/kg
 PAU	6 mg/kg
kadmium	10 mg/kg
chrom	450 mg/kg

Cílové sanační limity pro podzemní vodu nejsou doporučeny vzhledem ke skutečnosti, že analýza rizika neuvažuje s variantou sanace podzemní vody. Odstranění ohniska v nesaturované zóně přispěje ke zlepšení kvality podzemní vody v zájmovém území.

4.2. Doporučení postupu nápravných opatření

Vzhledem ke zjištěným koncentracím sledovaných polutantů v nesaturované a saturované zóně horninového prostředí, k místním přírodním poměrům a k možným způsobům budoucího využití území byl návrh nápravných opatření zpracován v následujících variantách.

Nulová varianta (tedy neprovádění nápravných opatření ani pravidelného monitoringu) není vzhledem k charakteru lokality posuzována a nepovažujeme ji za vhodnou vzhledem k prokázané (i když relativně nízké) migraci kontaminace z prostoru skládky.

Varianta 1 – Monitoring

(Dobudování monitorovacího systému a pravidelný monitoring kvality podzemních a povrchových vod)

Tato varianta předpokládá, že na lokalitě nebudou prováděny sanační ani rekultivační práce ale pouze pravidelný monitoring kontaminace v podzemních a povrchových vodách. Tato varianta tedy předpokládá ponechání lokality v současném stavu se stávajícím využitím (kynologické cvičiště). Podmínkou pro realizaci této varianty je neprovádění jakýchkoliv zásahů v prostoru skládky, které by mohly mít za následek narušení tělesa skládky nebo její současné krycí vrstvy s následným zvýšeným průnikem srážkových vod povrchem skládky.

Bez provádění pravidelného monitoringu kvality podzemních vod není možno jednoznačně vyloučit průnik kontaminace do podzemní vody a její další migraci ve směru proudění (je již částečně potvrzeno předloženou analýzou rizik). Zároveň při provedení pouze krátkodobého ověřovacího monitoringu nebude bez následného pravidelného monitoringu možno včas zachytit případnou zvýšenou migraci kontaminace z prostoru skládky při změně současných relativně ustálených podmínek.

Aby měl prováděný monitoring dostatečnou vypovídací schopnost, bylo by nutné doplnit monitorovací systém o 2–3 monitorovací vrty ve směru odtoku podzemních vod ze skládky. Nutným předpokladem by byl dále plošný zákaz budování a využívání vodních zdrojů v prostoru plánované výstavby, částečné omezení jakýchkoliv zemních prací v blízkosti hranice skládky (z tohoto důvodu považujeme za rizikovou i plánovanou výstavbu kanalizace při silnici u západní hrany skládky, která by za předpokladu jejího hloubkového dosahu v blízkosti úrovně hladiny podzemní vody mohla při případné zvýšené migraci kontaminace z tělesa skládky tvořit preferenční cestu migrace kontaminace podzemní vodou směrem k obytné zástavbě).

Popis nápravných opatření:

Zabezpečení akumulace srážkové vody procházející částečně tělesem skládky při jejím severním čele (na mapě označeno jako PV3-1) proti vstupu osob a zvířat
Dobudování monitorovacího systému kvality podzemních vod na odtoku ze skládky (předpoklad 2 vrty, hloubky 8 m), odběry a analýzy vzorků zemin na níže uvedené polutanty.
Monitoring kvality podzemní a povrchové vody v rozsahu uhlovodíky C₁₀-C₄₀, PAU, BTEX, těžké kovy (Cd, Pb, Cr, Cr⁶⁺, Cu, As, Ni), předpokládaná četnost 4x ročně, celkem 10 objektů v jednom cyklu (6x stávající vrty řady KHG, 2x nově vybudovaný vrt, studna u č.p. 648, povrchová vody PV3-1)

Výhody varianty 1 – Monitoring

Při srovnání s ostatními variantami je ekonomicky méně nákladná

Nevýhody varianty 1- Monitoring

Nelze ji v podstatě považovat za provedení nápravného opatření, pouze umožní krátkodobě sledovat a ověřit míru migrace kontaminace z prostoru skládky
Domovní studna u č.p. 648 je v současné době využívána jako zdroj pitné vody, při neprovedení nápravných opatření nebude eliminováno riziko ohrožení kvality pitné vody z tohoto objektu
Neřeší omezení využívání podzemních vod a pozemků v okolí skládky plynoucí z existence ekologické zátěže

Odhad nákladů na realizaci varianty

Náklady na realizaci této varianty lze odhadnout v rámci dobudování monitorovacího systému na cca 40–50 000 Kč bez DPH.

Roční náklady monitoringu ve výše uvedeném rozsahu představují náklady cca 150–200 000 Kč bez DPH. Tyto náklady zahrnují monitoring ve výše uvedeném rozsahu (10 objektů 4x ročně) včetně vyhodnocení. Předpokládáme, že po 2 letech by byl rozsah a četnost monitoringu byly přehodnoceny.

Z výše uvedených důvodu tuto variantu doporučujeme pouze jako přechodnou do doby zahájení jedné z variant nápravných opatření. Pokud by tato varianta byla zvolena jako trvalé řešení, pravděpodobně by vyvstala nutnost vybudovaní vodovodních přípojek k č.p. 648 a okolním objektům, což by zásadně zvýšilo náklady na realizaci této varianty. Dále by bylo nutno zakázat odběr podzemních vod v okolí skládky k pitným a i k užitkovým účelům a omezit v tomto prostoru i zemní práce.

Varianta 2 – Technické zabezpečení skládky s následnou rekultivací

Tato varianta předpokládá technické zabezpečení skládky s následnou rekultivací. Při realizaci této varianty by bylo vhodné principiálně vycházet z platné ČSN 83 8030: Skládkování odpadů – Uzavírání a rekultivace skládek (i když tato norma je určena pro uzavírání a rekultivaci tělesa skládek, jejichž technické provedení odpovídá ČSN 83 8030 Skládkování odpadů – Základní podmínky pro navrhování a výstavbu, které posuzovaná lokalita neodpovídá).

Za nedílnou součást této varianty považujeme také doplnění monitorovacího systému kvality podzemních vod a monitoring v rozsahu varianty 1.

Popis nápravných opatření:

Dobudování monitorovacího systému kvality podzemních vod na odtoku ze skládky (předpoklad 2 vrty, hloubky 8 m), odběry a analýzy vzorků zemin na níže uvedené polutanty.
Monitoring kvality podzemní a povrchové vody v rozsahu uhlovodíky C₁₀-C₄₀, PAU, BTEX, těžké kovy (Cd, Pb, Cr, Cr⁶⁺, Cu, As, Ni), celkem 10 objektů v jednom cyklu (6x stávající vrty řady KHG, 2x nově vybudovaný vrt, studna u č.p. 648, povrchová vody PV3-1), četnost a časové provedení odběrů by bylo nutno přizpůsobit harmonogramu provádění zabezpečovacích a rekultivačních prací (lze doporučit minimálně 2 odběrové cykly před zahájením technických prací, několik cyklů po dobu provádění zemních prací a následně nejméně 4 cykly monitoringu po dokončení rekultivace, pro případné pozdější využití nebo kontrolu považujeme za vhodné monitorovací systém zachovat i po ukončení monitoringu).
Do rekultivačních prací zahrnout i oblast akumulace srážkové vody procházející částečně tělesem skládky při jejím severním čele (na mapě označeno jako PV3-1).
Provést vyrovnání terénu, položení jednotlivých uzavíracích vrstev skládky včetně těsnící a odvodňovací vrstvy a provést konečnou rekultivaci upraveného povrchu skládky ozeleněním travním porostem a mělce kořenícími dřevinami, plochu nadále využít v souladu s územním plánem jako plochu veřejné zeleně

Výhody varianty 2 – Technické zabezpečení a rekultivace

Při srovnání s variantami 3 a 4 představuje řádově nižší náklady.
Při správném provedení minimalizuje průnik srážkových vod do skládkového tělesa a znemožní přestup kontaminace do akumulace srážkové vody při severní hranici skládky.

Nevýhody varianty 2 – Technické zabezpečení a rekultivace

Neřeší riziko existence vlastního tělesa skládky s výraznou kontaminací v urbanizovaném prostoru a omezuje využití okolních pozemků a vlastního prostoru skládky.
Může případně docházet k migraci kontaminace podzemními vodami.

Odhad nákladů na realizaci varianty

Náklady na realizaci této varianty lze odhadnout na 10–15 000 000 Kč bez DPH v závislosti na rozsahu terénních úprav.

Odhad zahrnuje dobudování monitorovacího systému a provedení monitoringu podzemních a povrchových vod, technické zabezpečení skládky s následnou rekultivací

Z výše uvedených důvodu tuto variantu považujeme za vhodnou jako minimální doporučený rozsah nápravných opatření.

Varianta 3 – Částečná odtěžba neutralizačních kalů s následným technickým zabezpečením skládky a rekultivací

Tato varianta předpokládá, že na lokalitě budou provedeny sanační práce vymístěním nejvíce kontaminované části skládky (její západní a severozápadní část s mocností skládky vyšší než 2 m kde jsou uloženy neutralizační kaly – v dřívějším textu označená jako deprese s kaly) s následným technickým zabezpečením skládky a rekultivací. Tato varianty dále zahrnuje veškeré ostatní práce jako v případě varianty 2.

Celková mocnost skládky činí 24 500 m³, její hloubkový dosah se pohybuje v rozmezí
0–6,5 m. Pokud uvažujeme plochu skládky, kde je její mocnost minimálně 2 m (tedy její báze se již blíží hladině podzemní vody a není zde dostatečná mocnost izolátoru proti průniku kontaminace do podzemní vody), objem skládkového materiálu odpovídá cca 18 700 m³. Tento objem skládkového materiálu lze rozdělit na svrchní vrstvu cca do hloubky 2 m pod úroveň současného terénu (tuto vrstvu lze považovat za méně znečištěnou a předpokládá se její zpětné uložení do výkopu po provedení zatěsnění báze odtěžené části skládky), její objem odpovídá ca 9 100 m³. Po odečtení objemů svrchní vrstvy od kubatury skládky s mocností vyšší než 2 m vychází odhadované množství uložených kalů na 9 600 m³, což při uvažované hustotě okolo 2 000 kg.m^-3odpovídá množství odpadů cca 20 000 t.

Popis nápravných opatření:

Zpracování projektové dokumentace.
Dobudování monitorovacího systému kvality podzemních vod na odtoku ze skládky (předpoklad 2 vrty, hloubky 8 m), odběry a analýzy vzorků zemin na níže uvedené polutanty.
Monitoring kvality podzemní a povrchové vody v rozsahu uhlovodíky C₁₀-C₄₀, PAU, BTEX, těžké kovy (Cd, Pb, Cr, Cr⁶⁺, Cu, As, Ni), celkem 10 objektů v jednom cyklu (6x stávající vrty řady KHG, 2x nově vybudovaný vrt, studna u č.p. 648, povrchová vody PV3-1), četnost a časové provedení odběrů by bylo nutno přizpůsobit harmonogramu provádění odtěžby a následných rekultivačních prací (lze doporučit minimálně 2 odběrové cykly před zahájením technických prací, několik cyklů po dobu provádění zemních prací a následně nejméně 4 cykly monitoringu po dokončení rekultivace, pro případné pozdější využití nebo kontrolu považujeme za vhodné monitorovací systém zachovat i po ukončení monitoringu).
Provedení odtěžby deprese s kaly, likvidaci odpadů (předpokládané množství 20 000 t), zatěsnění báze skládky proti průniku podzemních vod (pro snížení množství vzniklých odpadů horní méně znečištěnou etáž použít ke zpětnému zásypu výkopu) a následný zásyp výkopu. V rámci provádění výkopových prací je třeba počítat s možností omezeného sanačního čerpání z výkopu, případně odvozu dekontaminovaných vod na likvidaci ex-situ.
Provést vyrovnání terénu, položení jednotlivých uzavíracích vrstev skládky včetně těsnící a odvodňovací vrstvy a provést konečnou rekultivaci upraveného povrchu skládky ozeleněním travním porostem a mělce kořenícími dřevinami, plochu nadále využít v souladu s územním plánem jako plochu veřejné zeleně.
Do rekultivačních prací zahrnout i oblast akumulace srážkové vody procházející částečně tělesem skládky při jejím severním čele (na mapě označeno jako PV3-1).

Sanační práce musí být prováděny takovým způsobem, aby nemohlo dojít ke zvýšené dotaci polutantů a vzniku sekundárních ohnisek a havarijních stavů a tak případnému ohrožení zdraví lidí nebo poškození životního prostředí.

Výhody varianty 3 – Částečná odtěžba

Při srovnání s variantou 4 představuje nižší náklady
Zamezí průniku srážkových vod do skládkového tělesa a znemožní přestup kontaminace do akumulace srážkové vody při severní hranici skládky
Zamezí další migraci kontaminace do podzemních vod
Tato varianta by umožnila využití podzemních vod z okolí skládky k užitkovým účelům (zálivka apod.).

Nevýhody varianty 3 – Částečná odtěžba

Část méně kontaminovaných odpadů nadále zůstane v prostoru skládky.

Odhad nákladů na realizaci varianty

Náklady na realizaci této varianty lze odhadnout na 60–120 000 000 Kč bez DPH zejména v závislosti na způsobu likvidace odpadů.

Odhad zahrnuje dobudování monitorovacího systému a provádění monitoringu kvality podzemních a povrchových vod, odtěžbu a likvidaci vzniklých odpadů (při kalkulaci byla uvažována cena za likvidaci odpadů v rozmezí 2 000–4 000 Kč/t), zásyp výkopu, průběžný sanační monitoring a technické zabezpečení skládky s následnou rekultivací.

Tuto variantu doporučujeme jako vhodnou pro zamezení všech významných rizik plynoucích z existence ekologické zátěže na lokalitě.

Varianta 4 – Kompletní odstranění skládky s následnou rekultivací

Tato varianta předpokládá, že na lokalitě budou provedeny sanační práce kompletním vymístěním skládkového materiálu s následnou rekultivací. Tato varianta dále zahrnuje veškeré ostatní práce jako v případě varianty 3 s výjimkou technického zabezpečení skládky.

Tato varianta by zaručila kompletní odstranění ekologické zátěže lokality a zbytková reziduální kontaminace by již nepředstavovala ani potenciální riziko ohrožení zdraví a složek ŽP. Tato varianta by umožnila využívat podzemní vodu ve směru proudění od skládky k užitkovým a po vymizení reziduální kontaminace pravděpodobně i pitným účelům.

Celková mocnost skládky činí 24 500 m³, její hloubkový dosah se pohybuje v rozmezí 0–6,5 m. Celkové množství odpadů by v případě realizace této varianty až 50 000 t (toto množství by bylo možné cca o 10–20% snížit prováděním selektivní odtěžby). Při uvažované průměrné ceně za likvidaci odpadů okolo 3 000 Kč/t by se celkové náklady na realizaci této varianty blížili částce minimálně 150-180 000 000 Kč, což vzhledem k charakteru lokality a popsaným rizikům nepovažujeme za odpovídající. Proto tato varianta není dále diskutována.

Tuto variantu nedoporučujeme ohledem na její extrémní finanční náročnost.

Použitá literatura

Demek, J., Balatka, B., Bůček, A., Czudek, T., Dědečková, M., Hrádek, M., Ivan, A., Lacina, J., Loučková J., Rausner, J., Stehlík, O., Sládek, J., Vaněčková, L., Vašátko, (1987): Zeměpisný lexikon ČSR, Hory a nížiny. – Academia, 1-584. Praha
Quitt, E. (1971): Klimatické oblasti ČSR. – Studia geographica, 1-64. Brno
Pětvalský, R. (2003): Kopřivnice – skládka kalů, analýza rizika. – AQ-test, s.r.o., Ostrava.
Olmer, M., Kessl, J., Prchalová, H., Holíková, M., Pavlíková, D., Anýž, D., Jiroudková, M., Novák, V., Šiftař, Z., Nakládal, V., Herrman, Z., Řezáč, B. (1990): Hydrogeologické rajóny. – Výzk. Úst. Vodohosp., 1−154. Praha
Hydrogeologické rajóny/objekty a odběry podzemní vody/vodní toky, vodní plochy, hydrologická povodí [online]. Praha: Výzk. Úst. Vodohosp. T. G. Masaryka, Mapy a data, 2002 – 2010 [cit. 2010-06-24]. Dostupný na http://heis.vuv.cz
Vlček, V. (1971): Příspěvek k regionalizaci povrchových vod v ČSR. In Studia geographica 22. Brno : GgÚ ČSAV, 1971. s. 121-137.
Kubizňák, P., Dobiáš, V. (2010): LOKALIZACE A CHARAKTERISTIKA STARÝCH EKOLOGICKÝCH ZÁTĚŽÍ V KOPŘIVNICI, LOKALITA 3 – SKLÁDKA KALŮ. PROVÁDĚCÍ PROJEKTOVÁ DOKUMENTACE. VODNÍ ZDROJE EKOMONITOR, SPOL. S R.O., CHRUDIM
Agro-Eko (1992): Závěrečná zpráva o variantním řešení možného využití lokality skládky neutralizačních kalů. – AGRO-EKO, Ostrava.
Lindtner, j. (2004): Kopřivnice-Skládka kalů, Analýza rizik, Oponentní posudek – Dekont Czech a.s., Brno
Pětvalský, R. (2004): Kopřivnice – skládka kalů, Analýza rizika, Stanovisko zpracovatele k oponentnímu posudku – AQ-test, s.r.o., Ostrava.
Nedbal, R., Köhler, D., (2008): Lokalizace a charakteristika starých ekologických zátěží v Kopřivnici, Projektová dokumentace, Souhrnná zpráva. – Unigeo, a.s., 1−11. Ostrava.
Nedbal, R., Köhler, D., (2008): Lokalizace a charakteristika starých ekologických zátěží v Kopřivnici. Projektová dokumentace. Lokalita 3 – Skládka kalů, UNIGEO a.s., Ostrava
Chlupáč, I., Brzobohatý, R., Kovanda, J., Stráník, Z. (2002): Geologická minulost České republiky. – Academia, 143−150. Praha
Oblastní plány rozvoje lesů [online]. Praha: Ministerstvo vnitra, Ministerstvo životního prostředí, Cenia, Mapový server, 2003-2010 [cit. 2010-06-24]. Dostupný na http://geoportal2.uhul.cz
Portál veřejné správy České republiky [online]. Praha: Úst. pro hosp. úpravu lesů, Mapový server, 2010 [cit. 2010-06-24]. Dostupný na http://geoportal.cenia.cz
Stavy a průtoky vodních tocíh [online]. Ostrava: Povodí Odry, s.p., 2010 [cit. 2010-06-24]. Dostupný na ttp://www.pod.cz
Portál veřejné zprávy České republiky [online]. Praha: Ministerstvo vnitra ČR, 2003-2010 Dostupný na http://portal.gov.cz

[1] metodika a interpretace geofyzikálních metod

[2] ∑PAU jsou u podzemní vody definovány dle vyhlášky č. 252/2004 Sb. jako suma následujících látek: benzo/b/fluoranthen, benzo/ghi/perylen, benzo/k/fluoranthen, a ideno/1,2,3-cd/pyren

[3] ∑PAU jsou v rámci imisního standardu vyhlášky 229/2007 Sb. definovány jako suma následujících ukazatelů: fluoranthen, benzo/b/fluoranthen, benzo/k/fluoranthen, benzo/a/pyren, benzo/ghi/perylen a ideno/1,2,3-cd/pyren

[4] Látky skupiny NEL byly dříve běžně používány pro kvantifikaci obsahu ropných uhlovodíku

[5] ∑PAU jsou u zemin definovány dle vyhlášky č. 294/2005 Sb. jako suma následujících látek: anthracen, benzo/a/anthracen, benzo/b/pyren, benzo/b/fluoranthen, benzo/ghi/perylen, benzo/k/fluoranthen, fluoranthen, fenanthren, chrysen, ideno/1,2,3-cd/pyren, naftalen, pyren

[6] ∑PAU jsou u podzemní vody definovány dle vyhlášky č. 252/2004 Sb. jako suma následujících látek: benzo/b/fluoranthen, benzo/ghi/perylen, benzo/k/fluoranthen, a ideno/1,2,3-cd/pyren

[7] pouze u hydrogeologického objektu KHG-2 byl stanoven obsah olova v podzemní vodě o koncentraci 0,03 mg/l

[8] ∑PAU jsou u zemin definovány dle vyhlášky č. 294/2005 Sb. jako suma následujících látek: anthracen, benzo/a/anthracen, benzo/b/pyren, benzo/b/fluoranthen, benzo/ghi/perylen, benzo/k/fluoranthen, fluoranthen, fenanthren, chrysen, ideno/1,2,3-cd/pyren, naftalen, pyren; limit pro ∑PAU je podle této vyhlášky 6 mg/kg

[9] ∑PAU jsou v rámci imisního standardu vyhlášky 229/2007 Sb. definovány jako suma následujících ukazatelů: fluoranthen, benzo/b/fluoranthen, benzo/k/fluoranthen, benzo/a/pyren, benzo/ghi/perylen a ideno/1,2,3-cd/pyren

[10] ∑PAU jsou u podzemní vody definovány dle vyhlášky č. 252/2004 Sb. jako suma následujících látek: benzo/b/fluoranthen, benzo/ghi/perylen, benzo/k/fluoranthen, a ideno/1,2,3-cd/pyren

Lokalizace a charakteristika starých ekologických zátěží v Kopřivnici – analýza rizika

Mohlo by se vám líbit...

Napsat komentář Zrušit odpověď na komentář

Nejnovější příspěvky

Lokalizace a charakteristika starých ekologických zátěží v Kopřivnici – analýza rizika

Město Kopřivnice

Seznam příloh:

Úvod

1. Údaje o území

1. 1. Všeobecné údaje

1.1.1. Geografické vymezení území

1.1.2. Stávající a plánované využití území

1.1.3. Základní charakterizace obydlenosti území

1.1.4. Majetkoprávní vztahy

1. 2. Přírodní poměry zájmového území

1.2.1. Geomorfologické a klimatické poměry

1.2.2. Geologické poměry

1.2.3. Hydrogeologické poměry

1.2.4. Hydrologické poměry

1.2.5. Geochemické a hydrochemické údaje o lokalitě

2. Průzkumné práce

2.1. Dosavadní prozkoumanost území

2.1.1. Základní výsledky dřívějších průzkumných prací na lokalitě

2.1.2. Přehled zdrojů znečištění

2.1.3. Vytipování látek potenciálního zájmu a dalších rizikových faktorů

2.1.4. Předběžný koncepční model znečištěni

2.2. Aktuální průzkumné práce

2.2.1. Metodika a rozsah průzkumných a analytických prací

2.2.1.1. Geofyzikální průzkum

2.2.1.1.1. Metodika geofyzikálního průzkumu

2.2.1.2.Vrtné práce

2.2.1.3. Vzorkařské práce

2.2.1.3.1. Metodika a rozsah odběrů vzorků zemin

2.2.1.3.2. Metodika a rozsah odběrů vzorků podzemních vod

2.2.1.3.3. Metodika a rozsah odběrů vzorků povrchových vod

2.2.1.4. Metodika a rozsah laboratorních analýz

2.2.1.5. Hydrodynamické zkoušky (čerpací zkoušky)

2.2.1.5.1. Základní údaje, cíle HDZ

2.2.1.5.2. Specifikace objektů pro HDZ

2.2.1.5.3. Technické podmínky realizace HDZ

2.2.1.5.4. Postup realizace HDZ

2.2.1.5.5. Kontrolní činnost

2.2.1.5.6. Rozpis čerpaných a pozorovaných vrtů

2.2.2. Výsledky průzkumných prací

2.2.2.1. Interpretace geofyzikálních měření

2.2.2.2. Vrtné práce

2.2.2.3. Výsledky laboratorních analýz

2.2.2.3.1. Výsledky laboratorních analýz vzorků zemin

2.2.2.3.2. Výsledky laboratorních analýz vzorků podzemních vod

2.2.2.3.3. Výsledky laboratorních analýz vzorků povrchové vody

2.2.2.4. Výsledky hydrodynamických zkoušek (čerpací a stoupací zkoušky)

2.2.2.5 Geodetické zaměření

2.2.3. Shrnutí plošného a prostorového rozsahu a míry znečištění

2.2.4. Posouzení šíření znečištění

2.2.4.1. Šíření znečištění v nesaturované zóně

2.2.4.2. Šíření znečištění v saturované zóně

2.2.4.3. Šíření znečištění povrchovými vodami

2.2.4.4. Charakteristika vývoje znečištění z hlediska procesů přirozené atenuace

2.2.5. Shrnutí šíření a vývoje znečištění

2.2.6. Omezení a nejistoty

3. Hodnocení rizika

3.1. Identifikace rizik

3.1.1. Určení a zdůvodnění prioritních škodlivin a dalších rizikových faktorů

3.1.2. Základní charakteristika příjemců rizik

3.1.3. Shrnutí transportních cest a přehled reálných scénářů expozice (aktualizovaný koncepční model)

3.1.3.1 Výčet reálných expozičních scénářů

3.1.1.1. Výčet expozičních koncentrací podle jednotlivých expozičních cest

3.2. Hodnocení zdravotních rizik

3.2.1. Hodnocení expozice

3.2.2. Odhad zdravotních rizik

3.3. Hodnocení ekologických rizik

3.4. Shrnutí celkového rizika

3.5. Omezení a nejistoty

4. Doporučení nápravných opatření

4.2. Doporučení postupu nápravných opatření

Použitá literatura

Mohlo by se vám líbit...

Kurzy účetnictví – zakladatelský rozpočet

Inovační zdroje ve společnosti

Manipulace

Napsat komentář Zrušit odpověď na komentář

Nejnovější příspěvky