Content uploaded by Lubomir Jurkovic
Author content
All content in this area was uploaded by Lubomir Jurkovic on Mar 07, 2021
Content may be subject to copyright.
PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54 45
VOĽNÁ FÁZA ĽAHKÝCH ROPNÝCH LÁTOK – AKTUÁLNY
POHĽAD NA IDENTIFIKÁCIU A HODNOTENIE ZNEČISTENIA
V HORNINOVOM PROSTREDÍ
FREE PHASE OF LIGHT PETROLEUM PRODUCTS – CURRENT VIEW ON IDENTIFICATION
AND EVALUATION OF POLLUTION IN THE ROCK ENVIRONMENT
Juraj Macek, Ľubomír Jurkovič, Vladimír Malý
ABSTRACT
Petroleum hydrocarbons are one of the most common environmental pollutants. Historically the extent
of contamination was assumed from the presence and thickness of free product in monitoring wells.
From the view of present research is this information valuable, but the issue of identification and
evaluation of free product volume is more complex and one must incorporate several important factors.
This paper presents current trends of evaluation of LNAPL presence in bedrock, as well as factors
influencing its migration and distribution. Identified volume of LNAPL is often over estimated, due to
relying on the obsolete “pancake” distribution model and not considering the effect of capillary forces
in porous media. In recent research papers a new parameter is presented, connected to LNAPL volume
estimation and remediation feasibility studies – LNAPL Transmissivity (Tn). Based on evaluation of
information about contamination and geological setting, it should provide more accurate information
for planning of remediation activities.
KEY WORDS
Petroleum hydrocarbons, thickness, volume, transmissivity, LNAPL, groundwater
KĽÚČOVÉ SLOVÁ
Ropné látky, hrúbka, objem, transmisivita ropných látok, VFRL, podzemná voda
ÚVOD
Znečistenie životného prostredia ropnými látkami
patrí k najbežnejším typom znečistenia horninového
prostredia a podzemnej vody. Ropné látky predstavujú
predovšetkým palivá a mazivá, uniknuté do zložiek
životného prostredia buď v priebehu životnosti
prevádzok rôzneho typu (zásobníky PHM, rafinérie,
produktovody atď.), alebo v dôsledku havárií. Ich osud
po úniku závisí v prvom rade od objemu. Ak uniklo
nadkritické množstvo, sú látky v dôsledku gravitácie
schopné preniknúť až k hladine podzemnej vody a jej
prostredníctvom sa šíriť do okolia. Primárne delenie
ropných látok na základe ich vlastností vzhľadom
k vlastnostiam vody je na ľahšie ako voda (light
non-aqueous phase liquids – LNAPLs – benzín, nafta
a iné) a ťažšie ako voda (dense non-aqueous phase
liquids – DNAPLs – chlórované uhľovodíky, mazut
a iné) (Weiner, 2017). Prvé po kontakte s hladinou
podzemnej vody ostávajú na nej (môžu vytvoriť súvislý
film), druhé prestupujú vodným stĺpcom a usadzujú sa
na jeho dne.
Tento príspevok priamo nadväzuje na príspevok
Zatlakoviča et al. (2019), ktorý prezentuje základné
teoretické princípy vzájomnej koexistencie troch fáz
(vzduchu, vody a ropných látok), ako aj správanie sa
znečistenia, zachyteného v horninovom prostredí.
Podrobnejšie sa zameriava na hodnotenie výskytu
VFRL (voľná fáza ľahkých ropných látok)
v monitorovacích vrtoch, ako aj problematiku
reziduálneho znečistenia v horninovom prostredí.
Nasledujúci text je zameraný predovšetkým na tieto
praktické aspekty prítomnosti ropných látok ľahších ako
voda v horninovom prostredí, so zreteľom na naftu.
Prezentované teoretické poznatky sú aplikovateľné na
Mgr. Juraj Macek, PhD., RNDr. Ľubomír Jurkovič, PhD.
Univerzita Komenského v Bratislave, Prírodovedecká fakulta, Katedra geochémie, Ilkovičova 6, 842 15 Bratislava,
juraj.macek@uniba.sk, lubomir.jurkovic@uniba.sk
RNDr. Vladimír Malý
Centrum environmentálnych služieb, s. r. o., Kutlíkova 17, 852 50 Bratislava, maly@cenvis.sk
46 PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54
kolektory s medzizrnovou priepustnosťou (najmä neo-
génne a kvartérne sedimenty), ktoré predstavujú
prirodzené zásoby podzemnej vody a zároveň umožňujú
efektívne šírenie znečistenia. V súčasnosti prebiehajú
v rôznych miestach na Slovensku sanačné práce na
14 lokalitách (v zmysle ŠPS EZ, 2015), ktoré sú
buď aktívnymi, alebo neaktívnymi železničnými
prevádzkami (rušňové depá). V prevádzkach tohto typu
sa manipulovalo a manipuluje s veľkými objemami
pohonných hmôt, ako aj mazív. Z viacerých zistení
počas prieskumných prác je zrejmé, že k únikom
dochádzalo nie len v dôsledku technických možností
danej doby (napr. jednoplášťové podzemné nádrže na
PHM, produktovody bez chráničiek), rôznych netesností
ale aj nezodpovedným správaním pracovníkov
prevádzok. Na základe čiastkových výsledkov sa
ukazuje, že znečistenie nemusí pochádzať iba z pôvodne
uvažovaného zdroja, ale môže byť výsledkom
vypúšťania ropných látok rôzne v priestore koľajísk.
Problematika ropného znečistenia sa aktuálne týka aj
centrálnej časti Bratislavy, kde po bombardovaní
rafinérie Apollo v roku 1944 uniklo do prostredia viac
ako 54 000 m3 ropných látok. Ich rozšírenie vo forme
VFRL na hladine podzemnej vody bolo komplexne
spracované v správe Maloveský et al. (2002).
V súčasnosti na tomto území prebieha výrazný stavebný
rozvoj a spolu s tým vzniká aj nutnosť hľadať riešenia
na vyhodnotenie stavu znečistenia resp. jeho
efektívneho a realizovateľného odstránenia.
SPÔSOBY HODNOTENIA OBJEMU VFRL
V HORNINOVOM PROSTREDÍ
V rámci realizácie geologických prác sme narazili na
rôzne skutočnosti, ktoré vypovedajú o odlišnostiach pri
hodnotení lokalít znečistených VFRL (LNAPL) na
Slovensku a vo svete. Týka sa to nie len sanácií, ale aj
prieskumných a monitorovacích prác. Na lokalitách,
ktoré sú znečistené VFRL (naftou), sa zvyčajne
realizuje výpočet plochy a objemu znečistenia, ktoré sa
vo forme VFRL nachádza v horninovom prostredí.
Základným vstupným údajom pre výpočty je hrúbka
VFRL v monitorovacích vrtoch. Bežným spôsobom na
výpočet objemu VFRL (VVFRL) v horninovom prostredí
je vzorec, uvedený v prílohe č. 2 smernice MŽP SR
č. 1/2015-7:
VVFRL = priemerná hrúbka vrstvy VFRL x
rozloha znečistenej plochy (1)
Získaný objem sa zvyčajne koriguje (násobí)
hodnotou pórovitosti horninového prostredia. Objemy
znečistenia, získané použitím uvedeného vzorca (bol
používaný aj autormi tohto príspevku) však
nezodpovedajú skutočnosti, naopak spôsobujú výrazné
nadhodnotenie bilancie znečistenia. A to aj napriek
tomu, že reálne nameraná hrúbka býva korigovaná
rôznymi koeficientmi (uvádzanými napríklad v prácach
de Pastrovich et al., 1979; Hall et al., 1984; Ballestero
et al., 1994).
Ako uvádzajú Tomlinson et al. (2017), predpoklad,
že VFRL tvorí na hladine podzemnej vody súvislú
vrstvu tzv. „palacinku“, ktorá sa pohybuje so zmenami
výšky vodného stĺpca a vypĺňa 100 % pórov prostredia,
patrí do 90-tych rokov 20. storočia. Prítomnosť VFRL
vo vrte automaticky neznamená ani to, že existuje
možnosť šírenia sa VFRL. Šírenie sa mraku VFRL je
v prvom momente dané najmä objemom látok v čase
úniku a viskozitou. Pri dostatočne veľkom množstve
VFRL je znečistenie schopné prekonať retenčnú
kapacitu pôdy a migrovať až k hladine podzemnej vody.
Na nej sa ďalej laterálne šíri, avšak nie len v smere
prúdenia podzemnej vody, ale pokiaľ existuje
dostatočný tlak VFRL na nahradenie molekúl vody
v póroch, tak aj opačnom smere. Po poklese tlakov sa
VFRL šíri už iba v smere hydraulického gradientu
(Mercer, Cohen, 1990). Šírenie sa VFRL na 271
lokalitách s podzemnými nádržami na PHM vyhodno-
covali Rice at al. (1995), pričom iba v 8 % bolo
preukázané rozširovanie mraku VFRL. V 59 % prípa-
dov boli kontaminačné mraky VFRL stabilné a v 33 %
prípadoch došlo k ich zmenšeniu. Mobilita a migrácia
VFRL sú funkciou nasýtenia, relatívnej permeability,
vlastností horninového prostredia a vlastností VFRL
(ITRC, 2009). Relatívna permeabilita je schopnosť
pórového prostredia umožniť prúdenie kvapaliny za
prítomnosti iných kvapalných fáz, relatívne ku svojej
schopnosti umožniť prúdenie tejto kvapaliny, keď nie sú
iné kvapalné fázy prítomné. Relatívna permeabilita
kvapaliny závisí od jej nasýtenia a nasýtenia iných
prítomných kvapalín. Je pre každú kvapalinu iná
a dosahuje hodnoty od 0 po 1. VFRL prúdi predovšet-
kým vo veľkých póroch, voda v malých. Jej schopnosť
tiecť je daná veľkosťou pórov a objemom horninového
prostredia, cez ktoré kvapalina prúdi (Kirkman, 2014).
Podľa štúdie Suthersan et al. (2015) pri súčasnom
stave poznania problematiky už nie je možné hodnotiť
stav lokality a navrhovať sanačné opatrenia na základe
hrúbky VFRL vo vrtoch. Vo svojej štúdii uvádzajú
príklad - rušňové depo, kde na predmetnej lokalite
o rozlohe cca 8 ha bolo 25 pozorovacích vrtov, avšak
len v 8 z nich bola merateľná VFRL. Zároveň sa všetky
sledované vrty nachádzali v oblasti mraku znečistenia
VFRL, skonštruovanom na základe výsledkov labora-
tórnych analýz vzoriek zeminy.
Za vhodný sa v súčasnosti nepovažuje ani prepočet
„zjavnej“ hrúbky VFRL na „skutočnú“ hrúbku
s použitím koeficientov pre daný typ horninového
prostredia, uvádzaný napríklad v metodike EPA
(Newell et al., 1995). Podľa aktuálnych prác, vychádza-
júcich z výskumov Farr et al. (1990) a Lenhard, Parker
(1990), je reálnejší koncept založený na vzťahu obsahu
PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54 47
kvapaliny v póroch a kapilárnych tlakoch. Ich model
opisuje rôzne stupne koexistencie troch fáz (vody,
vzduchu, VFRL) vo vertikálnom profile horninového
prostredia, so zreteľom na výšku potenciometrického
povrchu (teoretického rozhrania voda – vzduch). Oba
autorské kolektívy však považovali za mobilný celý
obsah VFRL v prostredí. Až Charbeneau (2007)
publikoval koncept modelu (model vertikálnej rovno-
váhy – Vertical Equlibrium Model), ktorý objem VFRL
v prostredí rozdelil na mobilnú a reziduálnu časť.
Reziduálna pozostáva z „reziduálnej“ časti, nachádza-
júcej sa v póroch nad hladinou podzemnej vody
a „zachytenej“ časti, ktorá sa nachádza v póroch pod
hladinou podzemnej vody (Charbeneau, 2007).
Existencia VFRL na hladine podzemnej vody dokazuje,
že v prostredí sa nachádza objem VFRL, ktorý
prekračuje objem reziduálneho podielu nasýtenia. Ak
zároveň existuje navzájom prepojený systém pórov, tak
je umožnený pohyb VFRL v prostredí. Pre vytesnenie
vody ropnou látkou v prostredí s veľkými pórmi
(hrubozrnné horniny napr. štrky) stačí nižší kapilárny
tlak. Prostredie s malými pórmi (jemnozrnné horniny
napr. silty) vyžaduje existenciu vyšších kapilárnych
tlakov. Čiže so zvyšujúcou sa veľkosťou pórov daného
prostredia alebo zvyšovaním kapilárneho tlaku VFRL sa
zvyšuje aj nasýtenie prostredia VFRL.
Vertikálna distribúcia znečistenia horninového
prostredia VFRL je podľa aktuálnych prehľadových
prác (CL:AIRE, 2014; ITRC, 2018), zohľadňujúcich
princíp kapilárnych tlakov, podobná „žraločej plutve“
(Shark´s fin). Obsah VFRL v horninovom prostredí
začína od vrchnej časti rozkyvu hladiny podzemnej
vody a so zvyšujúcou sa hĺbkou stúpa. Po dosiahnutí
maxima (na úrovni teoretického rozhrania voda –
vzduch) začína obsah v póroch opäť klesať až na nulu,
ktorá sa nachádza na úrovni spodnej časti rozkyvu
hladiny podzemnej vody. Množstvo znečistenia
zachyteného v prostredí je teda hodnotené nasýtením.
To je závislé aj od typu horniny a predstavuje časť
pórov, vyplnených VFRL. Pri rovnakej hrúbke VFRL
v monitorovacom vrte bude stupeň nasýtenia vyšší
v hrubozrnných horninách (štrky, piesky) ako
v jemnozrnných (silty, íly). Zo zvyšujúcim sa nasýtením
sa zvyšuje aj schopnosť prostredia prenášať danú
kvapalinu. Grafické porovnanie dvoch rozdielnych
prístupov k objemu VFRL v horninovom prostredí je
na obr. 1.
Obr. 1 Porovnanie nasýtenia VFRL v horninovom prostredí z hľadiska rozdielnych konceptov (upravené podľa RTDF, 2005)
Fig. 1 Comparison of LNAPL saturation in terms of different concepts (according to RTDF, 2005)
Pri sledovaní výskytu a hrúbky VFRL vo vzťahu
k zmenám hladiny podzemnej vody je dôležité, či má
zvodnená vrstva voľnú alebo napätú hladinu. Väčšina
publikovaných prác sa zaoberá prostredím s voľnou
hladinou, správanie sa VFRL v prostredí s napätou
hladinou má svoje špecifiká, ktorým sa podrobne
venovali najmä Kirkman et al. (2013). Ich práca opisuje
charakteristiky troch lokalít (dve zvodne s napätou
hladinou a jedna so zavesenou zvodňou). Na záver
autori sumarizujú špecifiká troch rôznych prostredí –
zvodne s voľnou hladinou, napätou hladinou a zavesenej
zvodne. Pri voľnej hladine jej zvýšenie spôsobí zníženie
hrúbky vrstvy VFRL, pri napätej hladine je vývoj
presne opačný (Marinelli, Durnford, 1996). Dokumento-
vané boli aj obdobia, kedy z pozorovacích vrtov VFRL
mizla a následne sa naspäť objavovala. Podobne sa
môže stať, že napriek vysokému obsahu ropných látok
(RL) v horninovom prostredí sa VFRL vo vrte neobjaví.
Výskyt VFRL v prostredí s napätou hladinou má
špecifický charakter, pričom VFRL sa môže správať
48 PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54
ako „uzavretá“ aj v zvodni s voľnou hladinou. VFRL je
uzavretá, ak je vstupný tlak pórov v nadložnej vrstve
väčší ako kapilárny tlak VFRL, pričom sa môže, ale
nemusí zhodovať so napätou hladinou zvodne. VFRL je
pod tlakom a preto bude pozorovací vrt fungovať ako
„poistný ventil“. Pri prechode VFRL z pórov do vrtu sa
pri vyrovnávaní s atmosférickým tlakom vytvorí silne
nadhodnotená hrúbka VFRL (Hawthorne et al., 2011).
Vyššie uvedený výpočet (1) predpokladá absolútne
vyplnenie voľných pórov znečisťujúcou látkou, čo však
v praxi nie je reálne (Mercer, Cohen, 1990). Na
nasledujúcom obrázku (obr. 2) uvádzame maximálne
teoretické hodnoty nasýtenia pórov pre 300 cm hrubú
vrstvu nafty v monitorovacom vrte v rôznych typoch
hornín, vypočítané na základe kapilárnych tlakov
(RTDF, 2005). Maximálna hodnota nasýtenia bola 77 %
pre piesok. Dôležitý je aj fakt, že napriek tomu, že ílové
prostredie má vyššiu celkovú pórovitosť, ropné
znečistenie sa do neho dostáva ťažšie z dôvodu malých
rozmerov pórov.
Rozsiahla štúdia American Petroleum Institute (API,
1998) uvádza vyhodnotenie 270 meraní na 10 lokalitách
(7 rafinérií, 2 chemické prevádzky, 1 palivový zásob-
ník). Maximálna nameraná hodnota nasýtenia hornino-
vého prostredia VFRL bola 56 %, priemerná hodnota
bola 5,3 %. Až 83 % vzoriek malo hodnotu nasýtenia
nižšiu ako 10 % a 49 % vzoriek malo hodnotu nižšiu
ako 2 %. V jemnozrnných horninách bolo maximálne
nasýtenie na úrovni 2 – 5 %, v hrubozrnných na úrovni
10 – 56 %. Adamski et al. (2003) uvádzajú aj príklad,
kedy v blízkosti vrtu s VFRL hrubou takmer 500 cm
bolo namerané nasýtenie 1,4 %. Nasledujúci obr. 3
dokumentuje nasýtenie VFRL na úrovni hladiny
podzemnej vody, pričom je možné porovnať namerané
a simulované ideálne hodnoty. V prípade obr. 3a sa
jedná o homogénne prostredie, na obr.3b ide o hetero-
génne prostredie s jemnozrnnými vrstvami (č. 2, 3 a 6)
ako aj hrubozrnnými vrstvami (č. 1, 4 a 5).
Obr. 2 Modelové nasýtenie pórov VFRL (naftou) pre rôzne
typy horninového prostredia (upravené podľa RTDF, 2005)
Fig. 2 Model LNAPL (diesel) pore saturation for different
types of rock environments (according to RTDF, 2005)
Pre približné hodnotenie nasýtenia VFRL v hornino-
vom prostredí je možné použiť napr. výsledky labora-
tórnych stanovení obsahov ropných látok v zeminách.
Hodnotiace rozdelenie zobrazené na obr. 4 (podľa
LSPA, 2008) pomáha určiť stupeň nasýtenia pórov
prostredia ropnými látkami na základe stanovenej
koncentrácie, ako aj stav VFRL (reziduálna, mobilná).
Hodnotenie zodpovedá bežným typom znečisťujúcich
látok (LNAPL).
Ďalším užitočným nástrojom pri hodnotení objemu
VFRL v horninovom prostredí je matica na konverziu
laboratórne stanoveného obsahu ropných látok v zemine
na stupeň nasýtenia pórov prostredia (tab. 1). Na
základe laboratórnych stanovení obsahu ropných látok,
ich hustoty a celkovej pórovitosti horninového
prostredia je možné získať údaj o nasýtení prostredia
VFRL (Hawthorne, Kirkman, 2012). Prostredie
s vyššou pórovitosťou bude mať pre stanovenú
Obr. 3 Porovnanie modelovaných a nameraných hodnôt nasýtenia VFRL pre homogénne a heterogénne prostredie
(upravené podľa CL:AIRE, 2014)
Fig. 3 Comparison of predicted and observed LNAPL saturation values for homogeneous and heterogeneous environments
(according to CL:AIRE, 2014)
PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54 49
Tab. 1 Hodnotenie nasýtenia pórov na základe hustoty VFRL, pórovitosti a laboratórne stanoveného obsahu VFRL (hustota
VFRL 0,9 g·cm-3, podľa Hawthorne, Kirkman, 2012)
Tab. 1 Evaluation of pore saturation based on the LNAPL density, porosity and laboratory determined LNAPL content
(LNAPL bulk density 0.9 g·cm-3, according to Hawthorne, Kirkman, 2012)
pórovitosť
VFRL (mg·kg-1) 0,25 0,3 0,32 0,34 0,36 0,38 0,40 0,42 0,44 0,46
100 000 0,88 0,69 0,63 0,57 0,52 0,48 0,44 0,41 0,37 0,35
90 000 0,80 0,62 0,56 0,51 0,47 0,43 0,40 0,37 0,34 0,31
80 000 0,71 0,55 0,50 0,46 0,42 0,38 0,35 0,33 0,30 0,28
70 000 0,62 0,48 0,44 0,40 0,37 0,34 0,31 0,28 0,26 0,24
60 000 0,53 0,41 0,38 0,34 0,31 0,29 0,27 0,24 0,22 0,21
50 000 0,44 0,34 0,31 0,29 0,26 0,24 0,22 0,20 0,19 0,17
40 000 0,35 0,27 0,25 0,23 0,21 0,19 0,18 0,16 0,15 0,14
35 000 0,31 0,24 0,22 0,20 0,18 0,17 0,15 0,14 0,13 0,12
30 000 0,27 0,21 0,19 0,17 0,16 0,14 0,13 0,12 0,11 0,10
25 000 0,22 0,17 0,16 0,14 0,13 0,12 0,11 0,10 0,09 0,09
20 000 0,18 0,14 0,13 0,11 0,10 0,10 0,09 0,08 0,07 0,07
15 000 0,13 0,10 0,09 0,09 0,08 0,07 0,07 0,06 0,06 0,05
10 000 0,09 0,07 0,06 0,06 0,05 0,05 0,04 0,04 0,04 0,03
5 000 0,04 0,03 0,03 0,03 0,03 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02
koncentráciu znečistenia nižší stupeň nasýtenia, ako
prostredie s nižšou pórovitosťou. Uvádzame iba tabuľku
pre VFRL s hustotou 0,9 g·cm-3, ktorá približne
zodpovedá motorovej nafte. Realizované tabuľky
predpokladajú hustotu zŕn na úrovni 2,65 g·cm-3, čo
zodpovedá pôdam s prevahou kremeňa.
Obr. 4 Hodnotenie nasýtenia VFRL v prostredí na základe
výsledkov laboratórnych analýz (upravené podľa LSPA, 2008)
Fig. 4 Evaluation of LNAPL saturation in the environment
based on the results of laboratory analyses (according to
LSPA, 2008)
Výpočty objemu VFRL realizované na základe
vzorca (1) teda spôsobujú výrazné nadhodnotenie
objemu ropných látok v horninovom prostredí. V práci
Frollini, Petitta (2018) boli pre konkrétnu lokalitu
vypočítané bilancie VFRL tradičným spôsobom
(koncept „palacinky“, vzorec (1)), ako aj podľa modelu
vertikálnej rovnováhy (použitím softvéru LDRM). Na
základe použitej interpolačnej metódy boli rozdiely vo
vypočítaných objemoch v prípade „palacinky“ o 37 %
resp. 51 % vyššie. Keďže bilancie bývajú súčasťou
záverečných prác z podrobných geologických priesku-
mov životného prostredia a rizikových analýz
znečisteného územia, predstavujú jeden z východisko-
vých bodov pri plánovaní a realizácii sanačných prác
(lokality s potvrdeným výskytom VFRL majú v rámci
riešenia environmentálnych záťaží vysokú prioritu
riešenia, prítomnosť VFRL je dôvodom na okamžité
začatie sanačných prác). V rámci aktuálne
realizovaných sanačných prác v živých aj ukončených
železničných prevádzkach boli vypracované aj pred-
sanačné analýzy rizika znečisteného územia. Z toho
minimálne v 8 z nich bola spracovaná aj materiálová
bilancia pre VFRL. Z týchto 8 prípadov bolo pri 7
prípadoch vypracovanie bilancie prítomnosti VFRL
podľa vzorca (1) a posledná na základe konceptu
zjavnej a skutočnej hrúbky VFRL korigovaná vzorcom
HS = HZ . (ρV – ρF) / ρP (de Pastrovich et al., 1979).
Pri projektovaní a realizácii sanačných prác sa
dostávame aj k problému vypočítaných materiálových
bilancií a technicky odstrániteľných množstiev ropných
látok. Vypočítané bilancie znečistenia je potrebné
rozdeliť na reziduálny a mobilný podiel. Reziduálny
podiel je imobilný vzhľadom na gravitačné drenážne
mechanizmy a odoláva aj hydraulickému spôsobu
odstraňovania (Kirkman, 2014). Jeho transmisivita je
rovná nule. Podľa Lyverse (2011 in Thomas, 2011)
a Garg (2017 in ITRC, 2018) je podiel mobilnej časti
fázy (ktorú je možné odstrániť konvenčným spôsobom –
hydraulicky) menší ako reziduálnej časti fázy (ktorá
ostáva zachytená v póroch horninového prostredia).
Štúdia Thomas (2011) uvádza podiel približne 40 % ku
60 % (obr. 5). Odstránenie reziduálneho znečistenia je
časovo aj ekonomicky náročnejšie ako odstraňovanie
50 PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54
mobilnej fázy. Mobilná fáza sa zvyčajne odstraňuje
napríklad vytváraním hydraulickej depresie (depresného
kužeľa) a odčerpávaním v nej naakumulovaných
ropných látok. Odstránenie reziduálnej fázy vyžaduje
napríklad použitie surfaktantov, ktoré uvoľnia znečiste-
nie z pórov, alebo zníženie viskozity znečisťujúcej látky
(napríklad vháňaním pary alebo teplej vody do
horninového prostredia, prípadne desorpcia za použitia
alkoholu). Dôležitou otázkou je aj uvoľňovanie
znečistenia z reziduálnej časti VFRL ako druhotného
zdroja (výpary do pôdneho vzduchu a rozpúšťanie
v podzemnej vode). Výsledky modelovania poukazujú
na to, že odstránenie VFRL hydraulickým spôsobom po
najvyššiu možnú realizovateľnú mieru nemusí
znamenať odstránenie existencie rizika. Po odstránení
znečistenia môže dôjsť k tzv. „rebound“ efektu, opätov-
nému zvýšeniu koncentrácie znečistenia vo vode
vplyvom uvoľňovania z pevnej fázy po obnovení
prirodzeného prúdenia podzemnej vody. Za určitých
okolností môže znížiť dobu trvania rizika, čo však
nemusí mať praktický význam (RTDF, 2005).
V poslednom období boli prezentované aj práce,
ktoré dokazujú vyššiu úroveň prirodzeného rozkladu
znečistenia, ako sa pôvodne predpokladalo. Suthersan
et al. (2015) uvádzajú prirodzený rozpad znečistenia
prekračujúci 90 % (v pásme prevzdušnenia). Dosiah-
nutie takýchto hodnôt je možné na lokalitách, kde časté
zmeny hladiny podzemnej vody vystavujú VFRL
pôsobeniu pôdneho vzduchu bohatého na kyslík. Pásmo
prevzdušnenia v takomto prípade predstavuje bioreaktor
veľkého rozmeru.
Úspešnosť hydraulického odstránenia VFRL
z horninového prostredia je podmienená troma faktormi
– množstvo reziduálneho znečistenie v dôsledku
pôsobenia kapilárnych síl, heterogenita prostredia
a konduktivita VFRL (RTDF, 2005). Úplné odstránenie
znečistenia vo forme VFRL je časovo aj ekonomicky
náročné. Sú známe lokality, na ktorých prebiehajú
sanačné práce desiatky rokov a napriek tomu výskyt
VFRL na nich pretrváva. Kontinuálny výskyt VFRL
však môže byť aj výsledkom vplyvu ďalších faktorov,
ako sú napríklad dotekanie znečistenia preferenčnými
cestami, alebo problémy pri odstránení primárneho
zdroja znečistenia.
Obr. 5 Vzťah mobilnej (nasýtenej) a reziduálnej časti VFRL (upravené podľa Lyverse, 2011 in Thomas, 2011)
Fig. 5 The relationship between the mobile and residual part of LNAPL (according to Lyverse, 2011 in Thomas, 2011)
Priebeh hydraulického odstraňovania znečistenia
býva zvyčajne rovnaký (pri lokalitách s ukončenou
činnosťou resp. bez dotácie ďalšieho znečistenia). Počas
prvej etapy sa odstráni väčšina objemu znečistenia.
Následné „dočisťovanie“, teda kontinuálne odstraňo-
vanie malých množstiev, však trvá približne rovnako
dlho. Počas odčerpávania LNAPL v bývalej rafinérii
British Petrol bolo v rokoch 1982 – 1988 potrebné na
odstránenie cca 4 l VFRL potrebné odčerpať cca 28 l
vody. V období 1989 – 1993 bolo už na rovnaké
množstvo VFRL potrebné odčerpať až 320 – 500 l vody
(US EPA, 2005). Podobný priebeh je možné sledovať aj
na sanácii produktovodu Slovnaftu v Bratislave, kde
sanačné práce prebiehajú od roku 2006 (Durdiaková et
al., 2019). Preto bolo v niektorých prípadoch v zahraničí
umožnené ukončenie sanácie aj napriek tomu, že sa na
lokalite stále vyskytovali objekty s VFRL. Za technicky
odstrániteľnú sa dlhodobo považovala hrúbka VFRL
PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54 51
väčšia ako 3 mm (Suthersan et al., 2015), avšak tento
parameter zo zreteľom na aktuálne informácie
z výskumov aj praktických aplikácií stráca na význame.
V metodike ITRC (2009) sa uvádzajú lokality, na
ktorých bolo možné ukončenie sanácie na základe
nízkych hodnôt Tn (transmisivita VFRL; hodnoty boli
v rozsahu 0,1 – 0,8 stopa2/deň), pričom hrúbka vrstvy
VFRL vo vrtoch nebola braná do úvahy.
Ako vhodný nástroj na určenie objemu mobilnej
fázy RL v prostredí, ako aj odstrániteľného množstva
VFRL, sa javí transmisivita (Tn). Predstavuje schopnosť
ropných látok prenikať jednotkou šírky pórovitého
prostredia pre jednotku sklonu, kvantifikuje objem
ropných látok, ktorý je horninové prostredie schopné
preniesť pre danú šírku a sklon územia (Kirkman,
2014). Zohľadňuje fyzikálne vlastnosti VFRL,
nasýtenie, relatívnu permeabilitu ako aj vlastnosti
zvodnenca (efektívna pórovitosť a koeficient filtrácie).
Je analógiou transmisivity podzemnej vody, keďže ani
produktivita zvodnenej vrstvy sa neodvodzuje od výšky
vodného stĺpca, ale od výsledkov čerpacej skúšky
(Hawthorne, Kirkman, 2011). Grafické vyobrazenie
vzťahu nameranej hrúbky VFRL a Tn sa nachádza na
nasledujúcom obrázku (obr. 6), z ktorého je zrejmé, že
hrúbka VFRL vo vrte viac ako 300 cm nemusí nutne
znamenať, že ju bude možné efektívne odstraňovať
(Kirkman, 2014). Údaje pochádzajú z rôznych lokalít
(železničné a ropné prevádzky) ako aj rôznych typov
geologických prostredí (od siltov po štrky; zvodne
s voľnou a napätou hladinou a zavesené zvodne). Štúdia
Suthersan et al. (2015) uvádza lokalitu, na ktorej bola aj
po odstránení 99 % znečistenia pozorovaná VFRL vo
vrtoch s hrúbkou viac ako 100 cm.
Obr. 6 Vzťah hrúbky VFRL nameranej v pozorovacom vrte
a transmisivity VFRL (upravené podľa Kirkman, 2014)
Fig. 6 Relationship between LNAPL thickness measured in an
observation well and LNAPL transmissivity (according to
Kirkman, 2014)
Transmisivita však nie je vlastnosťou geologického
prostredia, mení sa spolu so zvolenou výpočtovou
metódou, podmienkami pri testoch, časom, zmenami
hladiny podzemnej vody ako aj charakteristikami
ropných látok a geologického prostredia. Namerané
a následne vypočítané hodnoty sa môžu v závislosti od
použitej metódy rádovo meniť v rozpätí dní (Beckett,
Huntley, 2015). Napriek svojím komplexným vlastnos-
tiam je transmisivita bežne navrhovaná ako parameter
na predikciu výkonu sanačných prác (resp. ich
realizovateľnosti), ako aj hodnotenie výkonu v minu-
losti a prítomnosti (Gatsios et al., 2018). V publikácii
Lenhard et al. (2017) je uvedený postup na odhad
distribúcie VFRL v horninovom prostredí ako aj na
výpočet transmisivity VFRL na základe dlhodobých
meraní hladín podzemnej vody, ako aj hrúbky VFRL.
V ďalšej štúdii (Lenhard et al., 2018) sú modelové
výpočty porovnávané s analytickým modelom. Pri
plánovaní sanačných prác je možné využiť rôzne
softvéry, ako napríklad voľne dostupný LDRM2
(LNAPL Distribution and Recovery Model 2.0), vydaný
spoločnosťou American Petroleum Institute (API).
Umožňuje na základe dát o hrúbkach VFRL vo vrtoch
a horninovom prostredí poskytnúť výstupy o celkovom
množstve VFRL, migračnom potenciáli ako aj
odstrániteľnom množstve.
ZÁVER
Cieľom prehľadového príspevku bolo poskytnúť
pohľad na aktuálne trendy hodnotenia existencie voľnej
fázy ropných látok na hladine podzemnej vody.
S ohľadom na aktuálne prezentované informácie vo
svetovej literatúre (či už teoretické alebo praktické) je
zrejmé, že hrúbka VFRL v monitorovacích vrtoch je
parametrom, ktorý v podstate vypovedá iba o prítom-
nosti VFRL na lokalite (avšak jej neprítomnosť
v monitorovacom vrte neznamená jej neprítomnosť
v horninovom prostredí). Pri hodnotení lokalít
a následnom navrhovaní sanačných scenárov by bolo
vhodné zaoberať sa aj transmisivitou (Tn), ktorá
vypovedá o možnosti odstránenia znečistenia
a odstrániteľnom množstve VFRL. Každú lokalitu je
však nutné posudzovať individuálne. V niektorých
prípadoch nie je požadovaná vysoká presnosť
materiálových bilancií. Tá je navyše podmienená
získaním a spracovaním výrazne väčšieho objemu dát
ako v prípade konceptu „palacinky“, čo má vplyv aj na
ekonomickú stránku realizovaných projektov. Dôležitou
skutočnosťou je aj rozdelenie celkového objemu VFRL
v prostredí na mobilnú (hydraulicky odstrániteľnú)
a reziduálnu časť VFRL. Reziduálny podiel môže totiž
aj po odstránení mobilnej časti pôsobiť ako druhotný
zdroj znečistenia podzemnej vody. Prehodnotenie
možnosti a efektívnosti odstránenia VFRL a následne aj
jej mobility je dôležité hlavne z pohľadu posudzovania
jednotlivých lokalít analýzou rizika znečistených území
(v zmysle platnej smernice MŽP SR č. 1/2015-7) a tým
aj nutnosti realizácie (resp. ukončenia) sanačných prác.
52 PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54
Pre realizáciu presnejších výpočtov materiálových
bilancií uvádzame možnosti prepočtu skutočných
objemov ropných látok v póroch z hľadiska nasýtenia
v rôznych typoch horninového prostredia, ako aj
možnosť jednoduchého posúdenia existencie mobilnej
VFRL na základe výsledkov laboratórnych analýz.
LITERATÚRA
ADAMSKI, M., KREMESEC, V., CHARBENEAU, R.J. 2003: Residual Saturation: What is it? How is it measured? How should
be use it? In: Petroleum Hydrocarbons Conference, National Ground Water Association, Costa Mesa, CA, 19. – 20. 8. 2003
Printed in 2005, Proceedings, p. 243-250.
API (American Petroleum Institute) 1998: Recommended Practices for Core Analysis. 2nd Edition, API, Washington, DC, 200 p.
BALLESTERO, T.P., FIEDLER, F.R., KINNER, N.E. 1994: An investigation of the relationship between actual and apparent
gasoline thickness in a uniform sand aquifer. Groundwater, 32, 5, p. 708-718.
BECKETT, G.D., HUNTLEY, D. 2015: LNAPL Transmissivity: A Twisted Parameter. Groundwater Monitoring & Remediation,
35, 3, p. 20-24.
CL:AIRE, 2014: An illustrated handbook of LNAPL transport and fate in the subsurface. CL:AIRE, London, 105 p.
de PASTROVICH, T.L., BARADAT, Y., BARTHEL, R., CHIARELLI, A., FUSELL, D.R. 1979: Protection of groundwater from
oil pollution. In: CONCAWE Report 3/79. The Hague, Netherlands, 61 p.
DURDIAKOVÁ, Ľ., GAVULIAKOVÁ, B., GREŠ, P., GUMAN, P., KURIC, P., MARENČÁK, Š., MOZOLI, T.,
ZATLAKOVIČ, M. 2019: Zhodnotenie súčasného stavu sanácie horninového prostredia okolia havárie produktovodu v areáli
SLOVNAFT, a. s. In: Jurkovič, Ľ., Slaninka, I., Kordík, J. (Eds.): Geochémia 2019, Častá – Papiernička, 3. – 4. 12. 2019.
Bratislava, Slovenská asociácia geochemikov, s. 50-51.
FARR, A.M., HOUGHTALEN, R.J., MCWHORTER, D.B. 1990: Volume estimation of light nonaqueous phase liquids in porous
media. Groundwater, 28, 1, p. 48-56.
FROLLINI, E., PETITTA, M. 2018: Free LNAPL Volume Estimation by Pancake Model and Vertical Equilibrium Model:
Comparison of Results, Limitations, and Critical Points. Geofluids, Vol. 2018, Article ID 8234167, p. 1-13.
GATSIOS, E., GARCÍA-RINCÓN, J., RAYNER, J.L., MCLAUGHLAN, R.G., DAVIS G.B. 2018: LNAPL Transmissivity as a
Remediation Metric in Complex Sites under Water Table Fluctuations. Journal of Environmental Management, 215, p. 40-48.
HALL, R.A., BLAKE, S.B., CHAMPLIN Jr., S.C. 1984: Determination of hydrocarbon thickness in sediments using borehole
data. In: Proceeding of the 4th National Symposium on Aquifer Restoration and Ground Water Monitoring. National Water
Well Association, p. 300-304.
HAWTHORNE, J.M., ADAMSKI, M., GARG, S., KIRKMAN, A. 2011: Confined LNAPL. Definition, Conditions and
Terminology. Applied NAPL Science Review, Vol. 1, Issue 5.
HAWTHORNE, J.M., KIRKMAN, A. 2011: LNAPL Transmissivity. Applied NAPL Science Review, Vol. 1, Issue 7.
HAWTHORNE, J.M., KIRKMAN, A. 2012: LCSM Tools: Conversion of TPH in Soil to NAPL Saturation. Applied NAPL
Science Review, Vol. 2, Issue 1.
CHARBENEAU, R. 2007: LNAPL Distribution and Recovery Model (LDRM). Volume 1: Distribution and Recovery of Petroleum
Hydrocarbon Liquids in Porous Media. Washington, D.C., API PUBLICATION 4760, API Publishing Services, 68 p.
ITRC (Interstate Technology & Regulatory Council) 2009: Evaluating LNAPL Remedial Technologies for Achieving Project
Goals. LNAPL-2. ITRC, LNAPLs Team. Washington, D.C., 157 p.
ITRC (Interstate Technology & Regulatory Council) 2018: LNAPL Site Management: LCSM Evolution, Decision Process, and
Remedial Technologies. LNAPL-3. ITRC, LNAPL Update Team, Washington, D.C.
KIRKMAN, A.J. 2014: Transmissivity – the Emerging Metric for LNAPL Recoverability – Part 1. L.U.S.T.Line Bulletin, 75,
p. 6-9.
KIRKMAN, A.J., ADAMSKI, M., HAWTHORNE, J.M. 2013: Identification and Assessment of Confined and Perched LNAPL
Conditions. Groundwater Monitoring & Remediation, 33, 1, p. 75-86.
LENHARD, R.J., PARKER, J.C. 1990: Estimation of free hydrocarbon volume form fluid levels in monitoring wells.
Groundwater, 28, 1, p. 57-67.
LENHARD, R.J., RAYNER, J.L., DAVIS, G.B. 2017: A Practical Tool for Estimating Subsurface LNAPL Distributions and
Transmissivity Using Current and Historical Fluid Levels in Groundwater Wells: Effects of Entrapped and Residual LNAPL.
Journal of Contaminant Hydrology, 205, p. 1-11.
LENHARD, R.J., LARI, K.S., RAYNER, J.L., DAVIS, G.B. 2018: Evaluating an Analytical Model to Predict Subsurface LNAPL
Distributions and Transmissivity from Current and Historic Fluid Levels in Groundwater Wells: Comparing Results to
Numerical Simulations. Groundwater Monitoring & Remediation, 38, 1, p. 75-84.
LSPA (Licensed Site Professionals Association) 2008: LNAPL and The Massachusetts Contingency Plan, Part II. LSPA Technical
Practices Committee, July 2008, 47 p.
MALOVESKÝ, M., TUPÝ, P., MÄSIAR, R. 2002: Prieskum starej environmentálnej záťaže v území trasy a okolia stavby most
Košická, geologický prieskum životného prostredia, etapa podrobného prieskumu. Záverečná správa. ENVIGEO, a. s.,
Banská Bystrica.
MARINELLI, F., DURNFORD, D.S. 1996: LNAPL Thickness in Monitoring Wells Considering Hysteresis and Entrapment.
Groundwater, 34, 3, p. 405-414.
PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54 53
MERCER, J.W., COHEN, R.M. 1990: A Review of Immiscible Fluids in the Subsurface: Properties, Models, Characterization and
Remediation. Journal of Contaminant Hydrology, 6, 2, p. 107-163.
NEWELL, C.J., ACREE, S.D., ROSS, R.R., HULING, S.G. 1995: Light Non-aqueous Phase Liquids. US EPA/ORD Robert S.
Kerr Environmental Research Laboratory, Ada, Oklahoma, EPA/540/S-95/500 (NTIS 95-267738), 28 p.
RICE, D.W., GROSE, R.D., MICHAELSEN, J.C., DOOHER, B., MACQUEEN, D.H., CULLEN, S.J., KASTENBERG, W.E.,
EVERETT, L.G., MARINO, M.A. 1995: California leaking underground fuel tank (LUFT) historical case analyses.
Environmental Protection Department, Environmental Restoration Division. Report UCRL-AR-122207, Sacramento, CA,
65 p.
RTDF (Remediation Technologies Development Forum) 2005: The Basics: Understanding the Behavior of Light Non-Aqueous
Phase Liquids (LNAPLs) in the Subsurface. In: EPA Region 3/State, Corrective Action Workshop, Rocky Gap Lodge,
Maryland (14.9.2004).
Smernica MŽP SR č. 1/2015-7 z 28. januára 2015 na vypracovanie analýzy rizika znečisteného územia. MŽP SR, Bratislava, 96 s.
SUTHERSAN, S., KOONS, B., SCHNOBRICH, M. 2015: Contemporary Management of Sites with Petroleum LNAPL Presence.
Groundwater Monitoring & Remediation, 35, 1, p. 23-29.
ŠPS EZ, 2015: Štátny program sanácie environmentálnych záťaží (2016-2021). Ministerstvo životného prostredia SR a Slovenská
agentúra životného prostredia, 224 s.
THOMAS, D. 2011: An Improved Understanding of LNAPL Behavior in the Subsurface. In: WasteMINZ Conference 2011,
Rotorua, New Zealand, 5. – 7. 10. 2011 https://www.wasteminz.org.nz/wp-content/uploads/1a.Thomaspart2.pdf
TOMLINSON, D.W., RIVETT, M.O., WEALTHALL, G.P., SWEENEY, R.E.H. 2017: Understanding Complex LNAPL Sites:
Illustrated Handbook of LNAPL Transport and Fate in the Subsurface. Journal of Environmental Management, 204, 2,
p. 748-756.
US EPA 2005: Cost and Performance Report for LNAPL Recovery Multi-Phase Extraction and Dual-Pump Recovery of LNAPL
at the BP Former Amoco Refinery, Sugar Creek, MO. In: EPA 542-R-05-016, Office of Solid Waste and Emergency Response,
47 p.
WEINER, E.R. 2007: Applications of Environmental Aquatic Chemistry. A Practical Guide. 2nd Edition. CRC PRESS, Boca
Raton, 442 p.
ZATLAKOVIČ, M., DURDIAKOVÁ, Ľ., GAVULIAKOVÁ, B., GREŠ, P., MARENČÁK, Š., TOMASCH†, M. 2019: Výskyt
a migrácia ľahkej voľnej fázy ropných látok v horninovom prostredí s medzizrnovou priepustnosťou. Podzemná voda, 25, 1,
s. 1-12.
SUMMARY
LNAPLs are hydrophobic liquid organic chemicals that are immiscible with water and are less dense than water. They
are amongst the most frequently encountered organic contaminants in the subsurface environment. They include a
wide range of substances, but the most common types are fuels and oils, such as petrol (gasoline), diesel, heating oils
and jet fuel (pipeline accidents, underground storage leaks, refineries). Their subsurface transport is complex, being a
multi-phase (LNAPL-water-air) flow problem, but nevertheless is often characterized by an accumulation of buoyant
hydrophobic LNAPL in the vicinity of the water table interface that has potential to migrate laterally (perhaps seeping
to surface water receptors) or redistribute vertically due to natural or human-induced water table fluctuations.
Historically the distribution of LNAPLs within the subsurface was believed to be an immiscible liquid floating on top
of water like a pancake. This perception overestimated the volume of LNAPL within the subsurface, assumed that all
LNAPLs formed a continuous layer of complete saturation filling the entire porosity by LNAPLs (100% of the pore
space filled with LNAPLs). This earlier understanding failed to fully recognize the controls of capillary forces and
greatly over-predicted the amount of LNAPLs within the subsurface and the amount of potentially recoverable
LNAPLs. Farr et al. (1990) and Lenhard and Parker (1990) provided a paradigm shift in the understanding of
LNAPLs distribution within the subsurface. They considered capillary pressures of various liquid phases and
developed functions that related fluid contents of the porous media to capillary pressures. Extending these concepts,
the LNAPLs saturation profile at the water table interface of an unconfined homogeneous isotropic aquifer is
predicted to assume a shark fin like shape under equilibrium conditions when capillary pressures considerations are
invoked.
Review paper presents current trends in evaluation of free phase of petroleum hydrocarbons in porous environment,
with focus on diesel fuel. Information of paramount importance about migration of LANPL in geological
environment is provided, citing numerous researchers from the past decade. Several graphs are presented,
documenting the possible pore saturation with diesel. The maximum observed saturation of pore space, according to
API (1998) and Adamski et al. (2003), was 56 %. Some practical tools are mentioned, that can help to compute the
saturation based on information about the properties of LNAPL and geological setting. Table developed by LSPA
(2008) provides evaluation saturation by LNAPLs based on measured TPC concentrations, we also quote Hawthorne
and Kirkman (2012) and their simple tool for conversion of measured TPH concentrations to saturation. Conversion
Matrix provides a tabular tool to estimate NAPL saturation from TPH in soil, based on LNAPL density. Methods
54 PODZEMNÁ VODA, 26(2), 2020, 45 – 54
used for volume estimation of LNPAL in the Slovak Republic rely on obsolete equations, but important decisions
about remediation strategies are still made based on these estimations. Overestimation of the volume is a common
problem of these methods, so problems with meeting remediation goals (removal of LNALP) may occur. Several
papers propose a new remediation metric – LNAPL Transmissivity (Tn). The transmissivity can be used to estimate
the volume of LNAPL, as well as for selection of best remediation strategy.
