Krzysztof POLAK - Warsztaty Górniczewarsztatygornicze.pl/wp-content/uploads/2004_46.pdf · 2014-02-11 · K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych

WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”

_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

255

Mat. Symp. str. 255 – 267

Krzysztof POLAK Akademia Górniczo-Hutnicza, Kraków

Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych

kopalń węgla brunatnego

Streszczenie

Jednym z podstawowych problemów środowiskowych w działalności kopalni jest zagospo-

darowanie wód kopalnianych. W krajach, w których bilans wodny jest dodatni, a zbiorniki wód podziemnych mają znaczne rozmiary w stosunku do objętości zdejmowanego nadkładu, do kopalń dopływają znaczne ilości wód podziemnych. W typowych warunkach, na każdą tonę wydobytego węgla przypada, co najmniej, kilka metrów sześciennych wypompowanej wody. W zależności od wielkości zasilania przywrócenie wywołanego deficytu wód podziemnych w górotworze może potrwać nawet kilkadziesiąt lat. W przypadku, kiedy istnieje możliwość wykorzystania wód powierzchniowych do napełniania wyrobisk poeksploatacyjnych, okres ten może ulec skróceniu do kilku lat.

Zmiany warunków wodnych na ogromną skalę i długi czas wietrzenia skał w leju depresji uruchamiają, kolejno następujące po sobie reakcje, skutkujące rozpadem pirytów – zakwasze-niem środowiska wodnego, wzbogaceniem wód w żelazo, siarczany, metale ciężkie i pierwiastki śladowe powyżej niepożądanego poziomu stężeń. W zależności od własności geochemicznych nadkładu i stopnia utlenienia minerałów, rozpuszczalne, zarówno kwaśne jak i neutralne sole zmagazynowane są w strefie aeracji w nadkładzie. Podczas gdy zwierciadło wody podnosi się, następuje rozpuszczanie produktów wietrzenia skał, a zmineralizowane wody dopływają do wyrobisk poeksploatacyjnych. W zależności od stopnia zanieczyszczenia wód podziemnych, dopływających do wyrobisk końcowych, może zachodzić konieczność ich zasilania świeżymi wodami z wydajnością, zapewniającą utrzymanie jakości wody na oczekiwanym poziomie.

W artykule przedstawiono stan wiedzy w zakresie wpływu wietrzenia skał na kształtowanie się jakości wody w zbiornikach poeksploatacyjnych. Przedstawiono także doświadczenia świa-towe, w szczególności niemieckie, w tym zakresie. Omówiono także wyniki badań dotyczących zmian jakości wód w napełnianym wyrobniku poeksploatacyjnym Pątnów w rejonie konińskim.

1. Przyczyny pogarszania się jakości wody w górnictwie

W ciągu ostatnich dwudziestu pięciu lat obserwuje się wzrost świadomości społecznej

w zakresie zagrożenia dla środowiska ze strony działających i zamykanych kopalń, w tym

w szczególności zagrożeń, jakie niosą zmiany jakości wód kopalnianych. Większość eksplo-

atowanych kopalń wydobywa, wraz z kopaliną użyteczną bądź nadkładem, utwory siarczkowe

będące potencjalnym źródłem zakwaszenia wód kopalnianych. Na całym świecie udokumento-

wano dotychczas wiele przypadków drenażu zakwaszonych wód m. in. przez kopalnie węgla,

rud siarki, pirytu, miedzi, cynku, ołowiu, srebra, a także wielu innych kopalin. Utwory geolo-

giczne powstałe w warunkach morskich zawierają zazwyczaj większe ilości minerałów

siarczkowych niż warstwy skalne powstałe w warunkach słodkowodnych (Sullivan i in. 1995).

Zawartość siarczków żelaza w górotworze poddanym ingerencji górniczej jest jednym

K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych kopalń węgla...

_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

256

z najważniejszych czynników decydujących o zakwaszeniu wód. Rozpad minerałów siarczko-

wych zachodzi w warunkach dostępności tlenu atmosferycznego w strefie aeracji, wywołanej

w obrębie leja depresji. Nośnikiem tlenu mogą być także wody opadowe, infiltrujące w głąb

górotworu (U.S. EPA 1994). Przeobrażenie składu chemicznego wód zależy od warunków

hydrogeologicznych i hydrologicznych w danym obszarze, ale także od zawartości minerałów

siarczkowych w utworach skalnych, czasu ich ekspozycji, stopnia utlenienia pirytu, dostępności

wody i tlenu, jak również możliwości buforowania powstających kwasów w skałach budujących

górotwór (Barnes i Romberger 1968; Elberling i in. 2003; Ziemkiewicz i in. 2003).

Utlenienie minerałów siarczkowych składa się z kilku powiązanych ze sobą reakcji. Każdy

z minerałów siarczkowych posiada różny stopień utlenienia. Dla przykładu markasyt oraz piryt

występujący w postaci rozproszonych ziarn utleniane są szybko, natomiast formy krystaliczne

pirytu utleniają się powoli. Wyniki badań dotyczących zjawiska utleniania pirytu przedstawione

były w 1991 roku (Manahan 1991). Poniżej w tabeli 1.1. wyszczególniono niektóre minerały

siarczkowe.

Tabela 1.1. Wybrane minerały siarczkowe (źródło: Ferguson i Erickson 1988)

Table 1.1. Chosen sulfide minerals (source: Ferguson and Erickson 1988)

Minerał Wzór chemiczny

Piryt FeS2

Markasyt FeS2

Chalkopiryt CuFeS2

Chalkozyn Cu2S

Sfaleryt ZnS

Galena PbS

Milleryt NiS

Pirotyn Fe1-xS (gdzie 0<x<0,2)

Arsenopiryt FeAsS

Cynober HgS

Reakcje opisujące rozpad pirytu w obecności wody i tlenu, skutkujące zakwaszeniem

środowiska wodnego, przedstawione były przez Singera i Strumma (1970):

FeS2 + 7/2 O2 + H2O Fe2+ + SO42- + 2H+ (1.1)

Fe2+ + 1/4O2 + H+ Fe3+ + 1/2H2O (1.2)

Fe3+ + 3H2O Fe(OH)2 + 3H+ (1.3)

FeS2 + 14Fe3+ + H2O 12Fe2+ + 2SO42- + 16H+ (1.4)

Z powyżej przedstawionych reakcji wynika, że piryt może pozostawać w utworach nie

zaburzonych w warunkach redukcyjnych, tak długo jak znajdują się one w warunkach

beztlenowych. Zmiany warunków na utleniające mogą zachodzić pod wpływem czynników

naturalnych, jakkolwiek w zdecydowanej większości przypadków zmiany te zachodzą pod

wpływem działalności górniczej (Gray 1997). Utlenianie pirytów, choć zachodzi w warstwach

wodonośnych, to w szczególności sposób dotyczy zwałowisk nadkładu, ze względu na stopień


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

257

ich antropopresji. Ocenia się, że pierwotny udział pirytu powyżej 1% w skalach budujących

warstwę wodonośną wywołuje kwasowość w utlenionych osadach skalnych (Abel i in. 2000)

Konsekwencją rozpadu pirytów jest powstanie wolnych kationów wodorowych, powodują-

cych zakwaszenie środowiska wodnego, a także wzrost stężeń siarczanów oraz żelaza. W przy-

padku występowania utworów węglanowych takich jak wapień czy dolomit, może zachodzić

częściowa lub całkowita neutralizacja powstałych kwasów. Wynikiem takich reakcji może być

wówczas jedynie wzrost zawartości niektórych składników wód podziemnych, w zależności od

tego, który z dwóch modeli reakcji dominuje w czasie neutralizacji kwasów:

2CaCO3 + H2SO4 Ca2+ + 2HCO3- + SO4

-2 (1.5)

CaCO3 + H2SO4 Ca2+ + CO2 + H2O + SO4-2 (1.6)

Określenie zagrożenia zakwaszenia środowiska wodnego możliwe jest poprzez wyznaczenie

„wskaźnika potencjału produkcyjnego kwasu” (AP), którego obliczenie możliwe jest po

określeniu zawartości siarki ogólnej (lub siarki siarczkowej, w zależności od rodzaju stosowa-

nego testu) w skałach budujących górotwór. Natomiast określenie zdolności neutralizujących

działanie kwasów przez skały węglanowe możliwe jest po wyznaczeniu „wskaźnika potencjału

neutralizacyjnego” (NP), który obliczany jest poprzez określenie zdolności konsumpcyjnych

kwasu przez testowaną próbkę skalną, dla zadanej wynikowej wartości odczynu pH. Metody

obliczeń AP i NP zaproponowali: Sobek i in. (1978), Lawrence i in. (1989), Coastec Research

(1991), Norecol Environmental Consultants (1991), Lapakko (1994), Lawrence i Wang (1997),

Paktunc (1999a, b). Generalnie, stwierdzić należy, że potencjał produkcji kwasu (AP) oraz

potencjał neutralizacyjny (NP) zależą od składu mineralogicznego skał. Końcowym wynikiem

określającym potencjał neutralizacyjny netto (NNP) jest stosunek NP/AP. Jeśli wartość

wskaźnika NNP jest większa od 3 to uznaje się, że istnieje bardzo małe ryzyko zakwaszenia wód

kopalnianych (Brodie i in. 1991). Szczegółowe wyniki badań nad buforowaniem kwaśnych wód

z odpadów powęglowych przez skały węglanowe, w warunkach kopalni węgla kamiennego,

przedstawili Denimal i in. (2002).

W przypadku braku dostatecznej ilości utworów neutralizujących działanie kwasów

(NNP < 1), zachodzi proces degradacji jakości wody przez ługowanie skał kwaśnymi wodami,

skutkujące wzrostem stężeń wielu składników mineralnych w wodzie, w tym zwłaszcza metali

ciężkich.

Pewne ilości żelaza, uwalniającego się na skutek rozpadu pirytów, w zależności od odczynu

pH środowiska, mogą pochłaniać różnego rodzaju bakterie np. Metallogenium, Thiobacillus

ferrooxidans (U.S. EPA 1994). Natomiast redukcja uwolnionych siarczanów może odbywać się

poprzez udział materii organicznej, a wynikiem zachodzącej reakcji jest powstanie wodoro-

węglanów oraz uwalnianie siarkowodoru:

SO4-2 + 2Corg + 2H2O 2HCO3

- + H2S (1.7)

Proces pogarszania się jakości wody nie jest zazwyczaj znaczący w okresie prowadzonego

odwadniania górotworu, kiedy dostępność utlenionych minerałów siarczkowych dla wody jest

ograniczona. Kwasowość zmagazynowana jest w wodach porowych, wtórnie powstałych

minerałach oraz kompleksach wymiany jonowej (Abel i in. 2000). Dopiero po zakończeniu

odwadniania, na skutek podnoszenia się zwierciadła wody w strefę górotworu poddaną

utlenianiu, zachodzi proces rozpuszczania produktów wietrzenia, skutkujący pogarszaniem się


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

258

jakości wody. Przepływ wód przez strefę leja depresji w kierunku zalewanych wyrobisk

górniczych powoduje kumulowanie się zanieczyszczeń w wyrobiskach poeksploatacyjnych.

Ługowanie łatwo rozpuszczalnych minerałów wietrzeniowych zachodzi zarówno w warstwach

skalnych nienaruszonych robotami górniczymi, jak i w zwałowiskach nadkładu oraz składo-

wiskach odpadów. Po napełnieniu się wyrobisk wodą o przeobrażonym składzie chemicznym

może dojść do odwrócenia się kierunków przepływu wód podziemnych, a drenaż zbiorników

kopalnianych przez cieki powierzchniowe może skutkować migracją wód kopalnianych na

znaczne odległości. Ocenia się, że tylko w samych Stanach Zjednoczonych na skutek zaprze-

stania eksploatacji węgla uległo zdegradowaniu około 7000 km cieków powierzchniowych (Kim

i in. 1983). Forrest Service (1993) oceniał, że istniejące kopalnie w zachodnich Stanach, poprzez

zrzut zakwaszonych wód, wpływają na zanieczyszczenie od 8000 do 16000 km rzek.

Wielkoobszarowe geomorfologiczne przeobrażenia górotworu na olbrzymią skalę oraz

ujemny bilansu mas skalnych w górnictwie odkrywkowym powodują powstanie wyrobisk

poeksploatacyjnych o ogromnych pojemnościach i znacznych powierzchniach zajmowanego

terenu. Ze względu na konieczność spełnienia kryteriów dotyczących norm jakości wody dla

przewidzianych form zagospodarowania zbiorników końcowych, ochrona wód w górnictwie

węgla brunatnego jest jednym z najważniejszych problemów związanych z zaprzestaniem

działalności górniczej.

2. Doświadczenia w zakresie kształtowania się jakości w zbiornikach poeksploatacyjnych

kopalń węgla brunatnego na świecie

Zagadnienie zanieczyszczenia wód dopływających do zlikwidowanych kopalń węgla stały

się przedmiotem badań już w latach siedemdziesiątych poprzedniego stulecia (Cairney i Frost

1975; Frost 1979). Zmiany jakości wód w odkrywkowym górnictwie węgla zaobserwowane były

już wcześniej m. in. w USA i Kanadzie (Riley 1960). Aktualnie proces likwidacji kopalń

odkrywkowych oraz konieczność minimalizacji zagrożeń dla środowiska wodnego w najwięk-

szym stopniu dotyczy niemieckiego górnictwa węgla brunatnego. Była NRD, w której

wydobywano 320 milionów ton węgla brunatnego rocznie, była największym producentem tego

surowca na świecie. Na każdą tonę węgla przypadało 6 – 7 m3 wypompowanej wody oraz

4 m3 zdejmowanego nadkładu. Aktualnie większość z odkrywek w Niemczech Wschodnich jest

w czasie trwania procesu rekultywacji. Przywrócenie wyrobisk poeksploatacyjnych środowisku,

w związku z ujemnym bilansem mas ziemnych, wymaga zagospodarowania wyrobisk jako

zbiorników wodnych.

W wyniku wieloletniej eksploatacji węgla w rejonie łużyckim został wytworzony lej depresji

o powierzchni ponad 3300 km2 i głębokości do 80 m ppt.. Deficyt wodny oceniano na

13 miliardów m3 w stosunku do statycznego, pierwotnego zwierciadła wód podziemnych, a do

samego wypełniania wyrobisk wodą, potrzebne jest ponad 4 miliardy m3 wody (Abel 2000;

Mutz i in. 2002).

Do realizacji celów związanych z likwidacja kopalń oraz zagospodarowaniem terenów

poeksploatacyjnych powołane zostało przedsiębiorstwo Lausitzer und Mitteldeutche Bergbau-

Verwaltungsgesellchaft mbH (LMBV) finansowane przede wszystkim ze środków publicznych

(Fahle 2003). Głównym jego zadaniem jest rekultywacja i rewitalizacja środowiska, przede

wszystkim w zakresie zagospodarowania i przystosowania wyrobisk poeksploatacyjnych jako

zbiorników wodnych w Zagłębiu Łużyckim i Niemczech Środkowych. Zadania wykonywane

przez przedsiębiorstwo w tym zakresie skupiają się na ziemnych robotach górniczych, robotach

hydrotechnicznych, a także na realizacji zabiegów uzdatniania i rewitalizacji wody (LMBV 2001).


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

259

Napełnianie likwidowanych w Niemczech wyrobisk poeksploatacyjnych, jest wspomagane

wodami pochodzącymi z zewnętrznych źródeł jej pozyskiwania. Wynika to z konieczności:

utrzymania stateczności zboczy odkrywek uformowanych w warunkach lądowych,

które w przypadku napełniania przez samonapływ wód podziemnych, mogłyby

zostać zniszczone na skutek działania ciśnienia spływowego, hydraulicznego

wypierania gruntu oraz abrazji brzegów na skutek falowania; prędkość podnoszenia

się zwierciadła wody w wyrobiskach powinna, w niektórych przypadkach, osiągać

4 m słupa wody na rok (Luckner 1997);

skrócenia okresu zagospodarowywania terenów poeksploatacyjnych i przyśpie-

szenia terminu ich oddania do publicznego użytku (Fahle 2003);

rozcieńczania zanieczyszczonych wód podziemnych, dopływających do wyrobisk

końcowych, wodami nie zanieczyszczonymi w celu zapewnienia wymogów jakości

dla przewidzianego użytkowania tych zbiorników.

Największym problemem, jeśli chodzi o kształtowanie stosunków wodnych w rejonie

łużyckim, jest utrzymanie wymaganej jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych. Jakość

wody w jeziorach końcowych jest bowiem kluczowym czynnikiem oceny przydatności

obszarów górniczych jako terenów użytkowych (Muller 1999). Do wyrobisk poeksploatacyjnych

węgla brunatnego w łużyckim zagłębiu węglowym dopływają kwaśne wody podziemne,

w niektórych przypadkach ich odczyn wynosi pH < 2,5. Trzeciorzędowe osady nadkładu, ufor-

mowane w redukcyjnych warunkach morskich, występujące głównie jako drobne piaski ilaste

oraz iły, zawierają od 1 do 8% siarczków żelaza i zaledwie 0 – 15% minerałów węglanowych

(Schreck 1998). Tymczasem ocenia się, że do całkowitej neutralizacji kwasów węglanem

wapnia, wymagane jest wagowo 3,3% CaCO3 na każde 1,0% FeS2. Z badań przeprowadzonych

przez Grischek i in. (2001) wynika, że przy braku naturalnych utworów skalnych o własnościach

neutralizujących, rolę bufora pełnić mogą produkty spalania węgla brunatnego, składowane wraz

z nadkładem.

Do najciekawszych przypadków opisanych w literaturze światowej, jeśli chodzi o kształto-

wanie się chemizmu wody w wyrobisku kopalni węgla brunatnego, należy zaliczyć zbiornik

Cospuden (Niemcy Środkowe). W czasie napełniania zbiornika początkowy odczyn pH wód,

w 1993 roku, wahał się od 2,5 do 8,5 w różnych jego rejonach. W miarę wzniosu zwierciadła

wody, już po półtora roku od rozpoczęcia napełniania, odczyn pH wody ustabilizował się

w całym zbiorniku i wynosił 2,5. Wody stagnując w wyrobisku zawierały 775 mg/L Fe,

3,1 mg/L Zn, 1,3 mg/L Ni i 4740 mg/L SO4. Napełnianie zbiornika następowało poprzez napływ

wód podziemnych przez spąg wyrobiska, wypływy wód ze skarp, oraz przy wykorzystaniu wód

kopalnianych z sąsiedniej odkrywki Zwenkau. Roczny przyrost zwierciadła wody wynosił

od 2 do 4 m (Trettin i Glaser 1995). Z badań opublikowanych przez Abel i in. (2000) wynika, że

ważną rolę w kształtowaniu chemizmu wody w jeziorze Cospuden odgrywał spływ powierz-

chniowy oraz przesiąkanie wód opadowych przez materiał gruntowy zboczy wyrobiska.

W chwili obecnej, tzn. po całkowitym zalaniu, jezioro Cospuden drenowane jest przez lokalne

cieki powierzchniowe. Płynące w nich wody wykazują odczyn pH od 3,9 – 7,55 i zawierają

0,26 – 1698 mg Fe/L i 865-5571 mg SO4/L (Rude i in. 2002).

Końcowy chemizm wody w wyrobiskach poeksploatacyjnych węgla brunatnego w Niemczech

Środkowych i Zagłębiu Łużyckim jest uzależniony od ilości wód pochodzenia zewnętrznego

w stosunku do ilości wód podziemnych, naturalnie napływających do napełnianych wyrobisk.

Dla przykładu, jeziora Muhelebeck, Niemegk, Dobern i Barenhof, sąsiadujące bezpośrednio ze

sobą, położone w obszarze górniczym Gotische w rejonie Halle (Niemcy Środkowe), zasadniczo

napełniane były przez ascensyjny dopływ wód podziemnych. Napełnianie wspomagane było


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

260

przez zasilanie wodami powierzchniowymi, pobieranymi z rzeki Mulde. Wody te wprowadzane

były bezpośrednio do wyrobiska Muhelebeck, a następnie przelewowo kolejno do wyrobisk:

Niemegk, Dobern, i Barenhof. Przy różnym udziale zasilania odkrywek wodami z rzeki Mulde

uzyskano odmienne wyniki odczynu pH wody w poszczególnych wyrobiskach. Tylko

w wyrobisku Muhelebeck wody odpowiadały pod względem jakości normom stawianym dla

wód powierzchniowych. Pomimo, że w kolejnych wyrobiskach jakość wody była coraz gorsza,

dzięki wykorzystaniu wód powierzchniowych, w jeziorze Niemegk, udało się zwiększyć odczyn

pH z początkowych 3,5 do 7 na koniec procesu zalewania (Boine i in. 1999). W oparciu o model

obliczeniowy Kringel i in. (1999) stwierdzili, że mobilność minerałów wietrzeniowych jest

kluczowym czynnikiem przy kształtowaniu się jakości wody. W przypadku obszaru górniczego

Goitchse wyługowanie 32% łatwo rozpuszczających się minerałów wietrzeniowych z górotworu

mogłoby spowodować zakwaszanie wód na wiele dziesięcioleci. W przypadku, jeśli wody

podziemne stanowiłyby tylko 6% ogólnie dopływających do zbiornika, ich kwasowość byłaby

całkowicie zneutralizowana.

Napełnianie wyrobisk wodami pobieranymi z cieków powierzchniowych jest przedsięwzię-

ciem bardzo złożonym. Z jednej strony istnieje potrzeba pozyskania bardzo dużej ilości wody,

z drugiej zaś, należy zachować przepływy nienaruszalne w rzekach, z których wody te są

pobierane. W rejonie łużyckim proces zalewania kopalń węgla brunatnego wspomagany jest

przez zrzut wód pobieranych ze zlewni rzek Spree i Schwarze Elster. Ocenia się, że zatapianie

kopalń może potrwać w zależności od stanów wód w rzekach, co najmniej do 2020, a być może

nawet do roku 2030 (Luckner 1997; Mutz 2002). W związku z względnie małą, w stosunku do

potrzeb, ilością wód powierzchniowych dostarczanych do napełnianych odkrywek, powstałe

w rejonie łużyckim jeziora prawdopodobnie nie będą spełniać wymogów jakościowych,

pozwalających na ich gospodarcze użytkowanie. Z szacunkowych obliczeń przeprowadzonych

dla rejonu łużyckiego wynika, że dla uzyskania końcowego odczynu pH wody na poziomie

około 6,5, na każdy 1 m3 wód podziemnych dopływających do wyrobisk potrzebnych byłoby, co

najmniej 20 m3 wód pobranych z rzek. W związku z brakiem możliwości pozyskania tej ilości

wód napełnianie odbywa się tak, aby możliwe było osiągnięcie odczynu pH wody większego,

niż 4,5. Przy takim odczynie pH mogą zachodzić procesy biologiczne, bazujące na zjawisku

fotosyntezy, dzięki którym możliwy będzie samoczynny proces, powolnego oczyszczania się

jezior (Luckner i in. 1995). O nieodwracalności procesu silnego zakwaszenia zbiorników wody,

powstałych w wyrobiskach poeksploatacyjnych, może świadczyć istniejące od 70 lat jezioro ML

107 (Mining Lake 107) w rejonie Koyne/Plessa, położone 150 km na południe od Berlina.

Pomimo tego, że ma ono maksymalną głębokość zaledwie 5 m, jest wciąż silnie zakwaszone,

bowiem odczyn pH wody wynosi 2,3 (Morgernstern i in. 2001).

Zakończenie procesu zatapiania odkrywek zapoczątkuje proces migracji zanieczyszczonych

wód ze zbiorników do cieków powierzchniowych, które po odwróceniu się gradientów hydrau-

licznych, w naturalny sposób zaczną drenować powstałe w przyszłości jeziora. Może to dopro-

wadzić do przemieszczania się zanieczyszczeń z jezior na znaczne obszary (Luckner 1997).

Silne zakwaszone i wysoko zmineralizowane wody zbiorników, mogą podlegać procesom

uzdatniania i rewitalizacji metodami in-situ. Także wody wypływające z zbiorników końcowych,

przed ich odprowadzeniem do cieków powierzchniowych, mogą być poddawane procesom

oczyszczania w specjalnie skonstruowanych osadnikach. Przykładową instalację do uzdatniania

wód bezpośrednio w wyrobisku zaprezentowali Koschorreck i in. (2002). Skonstruowany reaktor

wykorzystuje działanie bakterii do redukcji siarczanów, żelaza oraz neutralizacji kwasowości.

Proces rewitalizacji wody jest jednak bardzo kosztowny i czasochłonny, ponieważ wymaga

wielokrotnego przepompowania wód zbiornika przez instalację reaktora.


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

261

Osadniki i systemy oczyszczania wód odprowadzanych do cieków powierzchniowych

z wyrobisk poeksploatacyjnych wymagają specjalnej, specyficznej dla konkretnych warunków,

konstrukcji osadników i systemów filtrów. Zazwyczaj systemy takie składają się z wielu

elementów, do których zalicza się filtry organiczne, mineralne (np. wapienne), systemy

napowietrzania, strącania, dreny i inne urządzenia. Elementy te wymagają obsługi i okresowej

wymiany ze względu na skończoną zdolność sorpcyjną. Koszty budowy i obsługi systemów

oczyszczania i uzdatniania zanieczyszczonych wód kopalnianych przekraczają, w zależności od

zastosowanego rozwiązania oraz składu chemicznego wód, kilkadziesiąt, a nawet kilkaset

dolarów za tonę usuniętych z wody zanieczyszczeń (Ziemkiewicz i in. 2003).

3. Zmiany jakości wody w czasie napełniania wyrobiska „Pątnów”

W polskim górnictwie węgla brunatnego, rekultywacja wodna oraz zagospodarowanie

wyrobisk poeksploatacyjnych prowadzone były dotychczas na niewielką skalę. Pierwszym

pogórniczym zbiornikiem wodnym stała się odkrywka Morzysław, w której eksploatację

zakończono w 1953 roku. Zbiornik posiada maksymalną głębokość 15 m. W 1961 roku

zakończyła działalność odkrywka Niesłusz, w której powstał zbiornik o głębokości 24 m.

W 1971 roku zakończono eksploatację w wyrobisku Gosławice, a powstały zbiornik o powierz-

chni 320 ha i głębokości maksymalnej 27 m. był przez długi czas największym jeziorem

pogórniczym węgla brunatnego w Polsce. Od 19 września 2003 roku napełniana jest, przy

użyciu wód powierzchniowych, pobieranych z rzeki Struga Biskupia, odkrywka Kazimierz

Południe, w której docelowo zmagazynowane będzie 2 mln m3 wody. Powierzchnia zbiornika

w kwietniu 2004 roku osiągnie docelową powierzchnię 65 ha. Wszystkie wspomniane powyżej

zbiorniki utworzone zostały w wyrobiskach górniczych KWB Konin (Szczepiński 2003).

W kopalni Adamów utworzono dotychczas zbiornik w odkrywce Bogdałów o głębokości

maksymalnej 10 m, powierzchni 9 ha i pojemności 600 tys. m3 (Czapla i Hadław 1995). Na

zwałowisku wewnętrznym odkrywki Adamów zaplanowano utworzenie zbiornika o powierzchni

135 ha, objętości 4916 tys. m3 i maksymalnej głębokości 5,5 m. Napełnianie odbywać się będzie

do końca 2005 roku przez zrzut wód pochodzących ze studni głębinowych eksploatowanych

przez Kopalnię, a następnie przez skierowanie do zbiornika wód z rzeki Teleszyny (Szwed 1998;

U.G. Przykona 2004).

Aktualnie największym rekultywowanym, w kierunku wodnym, wyrobiskiem poeksploata-

cyjnym węgla brunatnego w Polsce jest wyrobisko Pątnów w zagłębiu konińskim. W odkrywce

powstanie zbiornik o powierzchni około 350 ha, głębokości maksymalnej ponad 50 m i poje-

mności wodnej ponad 81 mln. m3 (Michalski 2003). Zbiornik napełniany jest przez napływ wód

podziemnych od początku maja 2001. Początkowy dopływ wód podziemnych, przy maksy-

malnych depresjach, wynosił około 35 m3/min. Od końca maja 2001, przez okres jednego roku

do odkrywki kierowano wody w ilości średnio ca. 10 m3/min, pompowane przez barierę studni

odwadniających. W połowie października 2002 roku do odkrywki skierowano, w ilości ca.

17 m3/min, wody pobierane z Rowu Głównego, którym prowadzone są wody pochodzące m. in.

z odwadniania O/Jóźwin (Polak i Czop 2003). Schematyczny przekrój hydrogeologiczny przez

rejon filara od jeziora Mikorzyńskiego, wraz z ideowym schematem napełniania wyrobiska,

w okresie prowadzonego zrzutu wód z bariery odwadniającej, przedstawiono na rysunku 3.1.


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

262

Rys. 3.1. Warunki hydrogeologiczne w rejonie filara od jeziora Mikorzyńskiego w kolejnych etapach napełniania wyrobiska końcowego „Pątnów” (Polak i in. 2002, poprawione)

Fig. 3.1. Hydrogeological conditions in the Mikorzyńskie Lake Pillar for the particular phases of Patnow Open Pit flooding (Polak et al. 2002, corrected)

W czasie procesu napełniania wyrobiska prowadzono badania zmian jakości wód dopływa-

jących do odkrywki. Analizie składu chemicznego poddawane były wycieki ze zboczy wyrobi-

ska, zarówno z utworów czwartorzędowych jak i trzeciorzędowych, wody zrzucane do odkrywki

ze studni głębinowych oraz Rowu Głównego, a także wody zbiorcze pobierane ze zbiornika.

Wybrane wskaźniki jakości wód zrzucanych do odkrywki z bariery studni odwadniających oraz

z Rowu Głównego przedstawiono w tabeli 3.1. W tabeli 3.2 przedstawiono natomiast wybrane

wskaźniki jakości w kolejnych seriach opróbowania hydrochemicznego, przeprowadzonego dla

wód zbiorczych, kumulujących się w zbiorniku końcowym. Tabela 3.1.

Wybrane wskaźniki jakości wód zrzucanych do wyrobiska Pątnów Table 3.1.

Chosen factors of water quality pumped into Pątnów open pit Lokalizacja próbek

pH EC [mS/cm]

Ca [mg/L]

Mg [mg/L]

SO4 [mg/L]

Fe [mg/L]

HCO3 [mg/L]

uwagi

bariera studni

8,41

0,505

81,86

17,69

40,71

0,04

305,6

Zrzut wody w okresie 24/05/01

- 01/06/02

Rów

Główny

8,13

0,583

110,38

24,4

14,77

0,01

345,3

Zrzut wody od

17/10/02


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

263

Tabela. 3.2. Wybrane wskaźniki jakości wód zbiorczych w wyrobisku Pątnów (Polak i in. 2002, uzupełnione)

Table 3.2. Chosen factors of mine water quality in Pątnów open pit (Polak et al. 2002, fulfilled)

Data

poboru

pH EC

[mS/cm]

Ca

[mg/L]

Mg

[mg/L]

SO4

[mg/L]

Fe

[mg/L]

HCO3

[mg/L]

Zasilanie

[m3/min]

cze-01 8,44 0,679 114,05 24,01 125,37 0,04

303,9 Studnie 13

lis-01 8,01 0,805 120,50 29,38 211,75 0,06

269,125 Studnie

12

lip-02 8,35 0,953 176,00 60,44 569,20 0,49

194,2

00

lis-02 8,06 0,758 109,20 31,12 197,60 0,70

259,7 Rów Główny

17

cze-03 7,94 0,713 102,62 28,63 177,11 0,15

256,7 Rów Główny 17

lis-03 7,88 0,736 120,15 36,83 150,09 0,02 296,4 Rów Główny

17

Jak wynika z analizy danych zamieszczonych w tabeli 3.2, jakość wody w zbiorniku

końcowym zmieniała się w czasie. Najwyższe stężenia większości badanych składników

w trakcie prowadzanych badań stwierdzono w kilka tygodni po przerwaniu zasilania wyrobiska

wodami z bariery odwadniającej, w lipcu 2002 roku. Napełnianie zbiornika odbywało się

wówczas jedynie przez napływ wód podziemnych. Zaprzestanie odwadniania górotworu oraz

zrzutu wód z bariery studziennej do wyrobiska spowodowało zwiększenie gradientów hydrau-

licznych, skutkujące przyrostem wydajności strumienia filtracyjnego wód podziemnych, prze-

pływających przez strefę występowania łatwo rozpuszczalnych minerałów wietrzeniowych.

Warto podkreślić, że wody kierowane do zbiornika w trakcie pracy bariery odwadniającej

stanowiły ca. 30% ogółu wydajności dopływu wód do zbiornika. Pogorszenie jakości wody

w zbiorniku zostało stwierdzone w pierwszej kolejności w strefie brzegowej zbiornika, co

potwierdza tezę o nasilonym napływie wód podziemnych do wyrobiska w czasie, gdy zaprze-

stano wspomagać proces napełniania zbiornika. Po ponownym rozpoczęciu zasilania zbiornika

w listopadzie 2002 roku przez zrzut wody z Kanału Głównego, jakość wody w zbiorniku Pątnów

szybko uległa poprawie. Miało to związek z zasilaniem zbiornika wodami o niskich stężeniach

składników mineralnych, a przede wszystkim, znacznej wydajności dopływu (ca. 17 m3/min),

stanowiącym blisko 60% całkowitego wydatku zasilania zbiornika. Przypuszczać należy, że

związku z dalszym szybkim przyrostem rzędnych piętrzenia wody w zbiorniku, następować

będzie dalsze zmniejszanie się dopływu wód podziemnych.

W czasie badań jakości wód w zbiorniku badano także zmiany jakości wód w poszcze-

gólnych wyciekach wód w wyrobisku. Pierwsze opróbowanie wycieków wykonane było przed

rozpoczęciem napełniania odkrywki Pątnów w listopadzie 2000 roku. Zewidencjonowano

kilkanaście wycieków wód ze spągu i skarp, zarówno z utworów czwartorzędowych jak

i trzeciorzędowych. Analiza składu chemicznego wykazała bardzo dużą zmienność składu

chemicznego wycieków wód z utworów przyspągowych. Na skutek podnoszenia się zwierciadła

wody w wyrobisku część wycieków zlokalizowanych w jego spągu znalazła się pod wodą.

W pozostałych natomiast zaobserwowano proces pogarszania się jakości wody, co ma związek

zawodnieniem zwietrzałych utworów skalnych. Zakres zmienności wybranych wskaźników

jakości wód wycieków z utworów spągowych przedstawiono w tabeli 3.3.


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

264

Tabela. 3.3 Zakres zmienności wybranych wskaźników jakości wód pochodzących z wycieków w przyspągowych

utworach wodonośnych, przed i w trakcie napełniania wyrobiska Pątnów Table 3.3.

Variability range of chosen quality factors of water taken from leaking in the open-pit bottom, for preflooding and flooding period

pH EC [mS/cm]

Ca [mg/L]

Mg [mg/L]

SO4

[mg/L] Fe

[mg/L] Mn

[mg/L]

Przed

napełnianiem zbiornika

8,4

8,8

0,473

0,786

73,90

132,23

15,73

41,07

45,83

343,22

0,0260

0,066

0,018

0,337

W trakcie

napełniania

zbiornika

3,0

8,9

0,148

3,650

228,44

674

5,65

60,02

619

2452,28

0,003

350

0,018

9,8

Jakość wód w przypowierzchniowym czwartorzędowym horyzoncie wodonośnym nie ulegała

zmianie w trakcie procesu napełniania wyrobiska Pątnów. Przypowierzchniowy horyzont wodono-

śny w obrębie odkrywki Pątnów związany jest z lokalnym występowaniem soczew piasków

w glinach zwałowych, dlatego wydajność dopływu do wyrobiska bezpośrednio z przypowierz-

chniowych wycieków wód czwartorzędowych jest bardzo mała. Wycieki te będą znajdować się

ponad zwierciadłem wód niemal do końca procesu napełniania wyrobiska. Skład chemiczny wód

pobieranych z utworów przypowierzchniowych wskazuje na istnienie wpływu czynników

antropogenicznych na kształtowanie się chemizmu wody. Wody te, jak już wspomniano,

zachowują jednak stałe w czasie parametry jakościowe. Zakres zmienności wybranych parametrów

jakościowych ze wspomnianych wypływów wód w O/Pątnów przedstawiono w tabeli 3.4.

Tabela 3.4. Zmienność wybranych wskaźników jakości wód pochodzących z wycieków w przypowierzchniowych

utworach czwartorzędu O/Pątnów Table 3.4.

Variability of chosen quality factors of leaking water taken in the upper part of Pątnów open-pit, Quaternary strata

pH EC [mS/cm]

Ca [mg/L]

Mg [mg/L]

SO4

[mg/L] Fe

[mg/L] Mn

[mg/L]

7.55

8.54

0,898

1,631

139

318

25,2

75,1

204

751

0,01

1,0

0,002

1,5

Przedstawione wyniki wykonywanego opróbowania hydrochemicznego skłaniają do stwier-

dzenia, że w związku z działalnością górniczą, realizowaną w odkrywce Pątnów, doszło do

przeobrażenia składu chemicznego wód podziemnych. Objawia się to podwyższonymi stęże-

niami niektórych składników mineralnych w wodach podziemnych, co zaobserwowano

w istniejących wyciekach spągowych przed zatopieniem odkrywki. Po zakończeniu odwadniania

wyrobiska, doszło do zawodnienia utworów skalnych zawierających łatworozpuszczlane mine-

rały wietrzeniowe. Korzystny skład mineralogiczny odwodnionego nadkładu, tzn. niewielki

udział pirytów (< 1,0) oraz obecność węglanów powoduje neutralizację kwasowości wód dopły-

wających do w zbiornika końcowego. Świadczy o tym obojętny i lekko zasadowy odczyn pH

wód zbiorczych, a także podwyższone stężenia Ca, Mg, SO4 oraz Fe w wodach zbiorczych, co

zaobserwowane było w szczególności w lipcu 2002, tzn. w okresie zasilania wyrobiska jedynie

wodami podziemnymi.

Korzystne warunki zasilania wyrobiska, tzn. znaczny udział w dopływie podziemnym wód

pochodzących z kredowego, naporowego horyzontu wodonośnego, a także zasilanie wyrobiska


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

265

wodami pochodzącymi z zewnętrznych źródeł ich poboru przyczynia się do kształtowania się

jakości wód zbiornika końcowego podobnie jak ma to miejsce w przypadku naturalnych

powierzchniowych zbiorników wodnych.

4. Podsumowanie

Głównym przyczyną zagrożenia jakości wód napływających do wyrobisk poeksploata-

cyjnych węgla brunatnego jest fakt występowania w utworach nadkładu łatwo utleniających się

minerałów takich jak piryt, występujący w postaci rozproszonej. Proces podnoszenia się zwier-

ciadła wody, w strefę występowania skał poddanych wietrzeniu, powoduje zakwaszenie środo-

wiska wodnego. W przypadku, gdy w nadkładzie brak jest odpowiedniej ilości skał węglano-

wych, posiadających własności neutralizujące, dochodzić może do degradacji wód, poprzez np.

ługowanie metali ciężkich przez powstałe kwaśne wody. Opisany proces ma miejsce w większo-

ści poeksploatacyjnych wyrobisk węgla brunatnego w Zagłębiu Łużyckim i Środkowych

Niemczech. Minimalizacja szkodliwego działania kwaśnych wód prowadzona jest poprzez

wprowadzanie do wyrobisk nie zanieczyszczonych wód powierzchniowych, jednak wobec

niekorzystnego bilansu wodnego w Zagłębiu Łużyckim, niektóre ze zbiorników końcowych

wymagają prowadzenia skomplikowanych i kosztownych zabiegów rewitalizacji wody.

W istniejących oraz zlikwidowanych, polskich wyrobiskach odkrywkowych węgla bruna-

tnego, występują korzystne warunki z punktu widzenia kształtowania się chemizmu wody.

W przedstawionej dla przykładu odkrywce Pątnów, mała zawartość pirytów oraz udział skał

węglanowych w profilu litologicznym powodują, że powstające kwaśne wody są w znacznym

stopniu neutralizowane. Decydujące znaczenie w kształtowaniu się chemzimu wody zbiornika

ma jednak proces napełniania wyrobiska końcowego poprzez jego zasilanie czystymi wodami

pochodzącymi spoza odkrywki. Zrzut tych wód powoduje szybkie piętrzenie wód w wyrobisku,

co ma wpływ na zmniejszenie gradientów ciśnień i tym samym zmniejszenie wydatku

strumienia filtracyjnego zanieczyszczonych wód podziemnych.

Skład chemiczny wycieków oraz gwałtowna przebudowa składu chemicznego wód zbiorczych

podczas zaprzestania zasilania zbiornika wodami pobieranymi z bariery odwadniającej wskazują, na

potencjalnie istniejące zagrożenie dla jakości wód wyrobisk końcowych węgla brunatnego,

w przypadku, gdy napełnianie zachodziłoby jedynie poprzez napływ wód podziemnych.

Literatura [1] Abel A., Michael A., Zartl A., Werner F. 2000: Impact of erosion-transported overburden dump

materials on water quality in Lake Cospuden evolved from a former open cast lignite mine south of Leipzig. Germany, Environmental Geology 39 (6) April 2000, Springer-Verlag.

[2] Barnes H. L., Romberger S. B. 1968: The chemical aspects of Acid Mine drainage. J. Water Pollut. Control Fed., 40: 371 – 84.

[3] Boine J., Kuka K., Glaber C. 1999: Spectral Characteristics of Lignite Open Cast Mining Systems: A Preliminary Status. Fourth International Airbone Remote Sensing Conference and exhibition/ 21st Canadian Sympozium on Remote Sensing, Ottawa, Ontario, Canada, 21 – 24 June.

[4] Brodie M. L., Broughton L. M, Robertson A., Mac G. 1991: A Conceptual Rock Classification System for Waste Management and Laboratory Method for ARD Prediction From Rock Piles. Second International Conference on the Abatement of Acidic Drainage. Conference Proceedings, Volumes 1 – 4, September 16 – 18, Montreal, Canada.

[5] Coastec Research Inc. 1991: Acid rock drainage prediction manual. Energy, Mines and Resources, Canada, Mend Report 1.16.1 (b).

[6] Czapla Z., Hadław. 1995: Nowe metody rekultywacji w KWB „Adamów”, Węgiel Brunatny, Biuletyn Informacyjny Porozumienia Producentów Węgla Brunatnego, nr 1’(10) 95, 17 – 20, Wyd. Expo-


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

266

Chem, Warszawa. [7] Denimal S., Tribovillard N., Barbecot F., Dever L. 2002: Leaching of coal-mine tips (Nord-Pas-de-

Calais coal basin, France) and sulphate transfer to the chalk aquifer: example of acid mine drainage in a buffered environment. Environmental Geology (2002) 42:966 – 981, IMWA Springer-Verlag.

[8] Elberling B., Balić-Źunić T., Edsberg A. 2003: Spatial variations and controls of acid mine drainage generation. Environmental Geology (2003) 43: 806 – 813Springer-Verlag.

[9] Fahle W. 2003: Reclamation and Remediation in the Eastern German Lignite Regions, W: Kształto-wanie krajobrazu terenów poeksplatacyjnych w górnictwie, AGH i PK Kraków.

[10] Ferguson K. D., Erickson P. M. 1988: Pre-mine Prediction of Acid Mine Drainage; Dredged Matrial and Mine Tailings. (ed.) Saalomons W., I Forstner U., Springer-Verlag Berlin Heidelberg.

[11] Gray N. F. 1997: Environmental impact and remediation of acid mine drainage: a management problem. Environmental Geology 30 (1/2) March 1997, Springer-Verlag.

[12] Grischek H., Rotschky G., Bilitewski B. 2001: Effects of Lignite Ashes on Buffering and Metal Emission of flooded MSW Landfills. Dresden, University of Technology.

[13] Kim A. G., Heisey B., Kleinmann R., Duel M. 1982: Acid Mine Drainage: Control and Abatement Research. U.S. DOI, Bereau Mines IC8905, 22.

[14] Koschorreck. M., Herzsprung P., Wendt-Potthoff K., Lorke A., Geller W., Luther G., Elsner W., Muller M. 2002: An In-lake Reactor to Treat an Acidic Lake: the Effect of Substrate Overdosage. Mine Water and the Environment (2002) 21: 137 – 149, IMWA Springer-Verlag.

[15] Kringel R., Woelfl S., Buettner O., Haferkorn B., Schulze M. 1999: Predicting the Water Quality of Lake Goitsche: First Results of River Flodding and their Implication for the Acidity Development. International Symposium Ecology of Post-mining Landscapes EcoPoL’99, Cottbus, Germany, 15 – 19 March.

[16] Lapakko K. A. 1994: Evaluation of Neutralization potential determinations for metal mine waste alternative. Proceedings, International Land Reclamation and Mine Drainage Conference and Third International Conference on the Abatment of Acidid Drainage. United States Department of the Interior, ‘Bureau of Mines’, Pittsburgh PA, SP 06A-94 vol 1, 129 – 137.

[17] Lawrence R. W., Poling G. P., Marchant P. B. 1989: Investigations of predictive techniques for acid mine drainage. Energy, Mines and Resources Canada, CANMET, MEND report 1.16.1.

[18] Lawrence R. W., Wang Y. 1997: Determination of neutralization potential for acid rock drainage prediction. Natural Resources Canada, CANMET, MEND report 1.16.3.

[19] LMBV 2001: Nach der Kohle kommt das Wasser. LMBV mbH, Karl-Liebknecht-StraBe 33, 10178 Berlin.

[20] Luckner L. 1997: Bedeutung der Fremdwasser-flutung fur die Wiedernutzbar-machung der vom Braunkohlen-tagebau beanspruchten Flachen. Gluckauf 133 (1997), Nr. 5.

[21] Luckner L., Eichhorn D., Gockel G., Seidel K. H. 1995: Study on rehabilitation of the water balance of the Lower Lusatia on the basis of existing approaches, LMBV mbH, Brieskie.

[22] Manahan S. E. 1991: Environmental Chemistry. Fifth Edition. Lewis Publishers, Inc. Chelsa, MI. [23] Michalski A. 2003: Rekultywacja i zagospodarowanie wyrobiska końcowego. Węgiel Brunatny,

Biuletyn Informacyjny Porozumienia Producentów Węgla Brunatnego, nr 1’(42) 2003, 23 – 25, Wyd. Expo-Chem, Warszawa.

[24] Morgernstern P., Friese K., Wendt-Potthoff K., Wennrich R. 2001: Bulk Chemistry Analysis of Sediments from Acid Mine Lakes by Means of Wavelength Dispersive X-ray Fluorescence. Mine Water and the Environment (2001) 20: 105 – 113, IMWA Springer-Verlag 2001.

[25] Muller M. 1999: Open Pit Lake Cospuden – Modeling Approchaches of Water Quality. International Symposium Ecology of Post-Mining Landscapes EcoPoL’99, Cottbus, Germany.

[26] Mutz M., Lebmann, Ender R., Schlief J. 2002: Development of sustainable strems after opencast mining in Lusatia. Germany; Proceedings of the Conference on Water Resources and Environmental Research, 2002, Dresden, vol. 3., 125 – 129.

[27] Norecol Environmental Consultants 1991: New methods for determination of key mineral spacies in acid generation prediction by acid base accounting. Energy, Mines and Resources Canada, CANMET, MEND report 1.16.1c.

[28] Paktunc A. D. 1999a: Characterization of mine wastes for prediction of acid mine drainage; Azcue JM (ed) Environmental impacts of mining activities. Springer-Verlag, Berlin Heidelberg New York, 19 – 40.

[29] Paktunc A. D. 1999b: Mineralogical constrains on the determination of neutralization potential and prediction of acid mine drainage. Environmental Geology, 39 (2) December 1999, Springer Verlag.

[30] Polak K., Czop M., Klich J., Motyka J. 2002: Natural process caused by the soils resaturation in


_____________________________________________________________________________

_____________________________________________________________________________

267

Patnow Open-Pit cone of depression. Procedings of the International Conference Uranium Mining and Hydrogeology III and the International Mine Water Association Symposium, Freiberg, Germany, 15 – 21 September 2002, Springer-Verlag Berlin Heidenberg.

[31] Polak K., Czop M. 2003: Zmiany środowiska wodnego związane z zalewaniem odkrywki “Pątnów”. Współczesne problemy hydrogeologii – Tom XI, cz. 1. – Gdańsk 2003, 165 – 168.

[32] Riley C. V. 1960: The ecology of water areas associated with coal strip-mined lands in Ohio. Ohio J. Sci. 60: 106 – 21.

[33] Rude T. R., Vogelsgang A., Petri E., Wohnlich A. 2000: Pyrite oxidation and water quality in a former open pit lignite mine. Prioryty Program 546”Geochemical proceses with long-term effects in anthropgenccalyy-affected seepage and groundwater”.

[34] Schreck P. 1998: Environmental impact of uncontrolled waste disposal in mining and industrial areas in Central Germany. Environmental Geology 35 (1) July 1998, Springer-Verlag.

[35] Singer P. C., Strumm W. 1970: Acidic mine drainage: the rate-determining step. Science (New York), 167. [36] Sobek A. A., Schuller W. A., Freeman J. R., Smith R. M. 1978: Field and Laboratory Methods

Applicable to Overburden and Minesoils. U.S. EPA publications: EPA-600/2-78-054. [37] Sullivan M., Gray N.F., O’Neill C. 1995: Synoptic overview of the Avoca-Avonmore catchment and

the Avoca Mines. Technical Report: 26, Water Technology Research, Trinity College, University of Dublin, 43.

[38] Szczepiński J. 2003: Rekultywacja wodna wyrobisk poeksploatacyjnych. Współczesne problemy hydrogeologii – Tom XI, cz. 1. – Gdańsk.

[39] Szwed J. 1999: Wyspa Skarbów. Węgiel Brunatny, Biuletyn Informacyjny Porozumienia Producentów Węgla Brunatnego, nr 2’(27) 99, 17 – 20, Wyd. Expo-Chem, Warszawa.

[40] Trettin R., Glaser H. R. 1995: Hydrochemische Entwicklung bei der Flutung des Tagebaurestloches Cospuden. Glaser W (ed) Workshop Braunkohlebergbaurestseen, Leipzig, 103 – 114.

[41] Urzad Gminy Przykona 2004: Oficjalna Witryna Urzędu Gminy Przykona: http://www.przykona.pl. [42] U.S. EPA 1994: Technical Document: Acid Mine Drainage Prediction, EPA530-R-94-036. [43] U.S. DA Forest Service 1993: Acid Mine Drainage from Mines on the National Forests. A Mana-

gement Challenge. Program Aid 1505, 12. [44] Ziemkiewicz P. F., Skousen J. G., Simmons J. 2003: Long-term Performance of Passive Acid Mine

Drainage Treatment Systems. Mine Water and Environment (2003) 22: 118 – 129.

Water quality endangering in post lignite mining lakes

Water management is usually one of the main problems to be solved when developing and operating a mine. In countries where the water balance is positive and where porous aquifers form a large proportion of the overburden, large volumes of groundwater are involved. A typical example of single open-pit mine require more then a few cubic meter of water for every metric tone of excavated lignite. Depending on the rates of groundwater recharge, it may take several decades to refill the deficit in static resources of groundwater. If only surface water is available to be used for flooding the residual holes and cone of depression refill period may be cut to a few years.

Large scale of water abstraction and long term oxidation of substrates in cone of depression is followed by well know chemical reactions makes iron, sulphate, heavy metals and trace elements free. It results in increase of water contamination up to undesirable concentration. Depending on geochemical characteristics of the overburden and degree of oxidation during exposition time, soluble, acidic and neutral salts are mostly stored in the unsaturated overburden. Only when the water table rises oxidation products are dissolved. Contaminated water is stored in post mining lakes. Depending on charge of contamination in groundwater inflowing to the open pit various volume of fresh water are required to keep quality of water in lakes on expected level.

An article presents some theoretical aspects connected with impact of pyrite oxidation on water quality in post mining lakes. Moreover case studies based on flooding experiences in chosen countries, especially Germany was presented. Flooding process and chemical changes in the Pątnów post mining lakes (Konin Mining District) are particularly analyzed.

Przekazano: 25 marca 2004

Documents

Krzysztof POLAK - Warsztaty Górniczewarsztatygornicze.pl/wp-content/uploads/2004_46.pdf · 2014-02-11 · K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych