Krzysztof POLAK Zagrożenia jakości wód w zbiornikach

Krzysztof POLAK Zagrożenia jakości wód w zbiornikach

WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”
_____________________________________________________________________________
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 zagospodarowanie 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 – zakwaszeniem 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 światowe, 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 eksploatowanych kopalń wydobywa, wraz z kopaliną użyteczną bądź nadkładem, utwory siarczkowe
będące potencjalnym źródłem zakwaszenia wód kopalnianych. Na całym świecie udokumentowano dotychczas wiele przypadków drenażu zakwaszonych wód m. in. przez kopalnie węgla,
rud siarki, pirytu, miedzi, cynku, ołowiu, srebra, a także wielu innych kopalin. Utwory geologiczne 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
_____________________________________________________________________________
255
K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych kopalń węgla...
_____________________________________________________________________________
z najważniejszych czynników decydujących o zakwaszeniu wód. Rozpad minerałów siarczkowych 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.
Wybrane minerały siarczkowe (źródło: Ferguson i Erickson 1988)
Tabela 1.1.
Table 1.1.
Chosen sulfide minerals (source: Ferguson and Erickson 1988)
Minerał
Wzór chemiczny
Piryt
Markasyt
FeS2
FeS2
Chalkopiryt
CuFeS2
Chalkozyn
Sfaleryt
Cu2S
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
_____________________________________________________________________________
256
WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”
_____________________________________________________________________________
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, powodujących zakwaszenie środowiska wodnego, a także wzrost stężeń siarczanów oraz żelaza. W przypadku 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 stosowanego 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 wodorowęglanów 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
_____________________________________________________________________________
257
K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych kopalń węgla...
_____________________________________________________________________________
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 składowiskach 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 zaprzestania 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 największym 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 BergbauVerwaltungsgesellchaft 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).
_____________________________________________________________________________
258
WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”
_____________________________________________________________________________
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 przyśpieszenia 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, uformowane 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 kształtowanie 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 powierzchniowy 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
_____________________________________________________________________________
259
K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych kopalń węgla...
_____________________________________________________________________________
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 przedsięwzięciem 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 hydraulicznych, w naturalny sposób zaczną drenować powstałe w przyszłości jeziora. Może to doprowadzić 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.
_____________________________________________________________________________
260
WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”
_____________________________________________________________________________
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 powierzchni 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 poeksploatacyjnym 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 pojemności wodnej ponad 81 mln. m3 (Michalski 2003). Zbiornik napełniany jest przez napływ wód
podziemnych od początku maja 2001. Początkowy dopływ wód podziemnych, przy maksymalnych 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.
_____________________________________________________________________________
261
K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych kopalń węgla...
_____________________________________________________________________________
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 dopływających do odkrywki. Analizie składu chemicznego poddawane były wycieki ze zboczy wyrobiska, 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.
Wybrane wskaźniki jakości wód zrzucanych do wyrobiska Pątnów
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]
bariera
studni
8,41
0,505
81,86
17,69
40,71
0,04
305,6
Rów
Główny
8,13
0,583
110,38
24,4
14,77
0,01
345,3
Tabela 3.1.
Table 3.1.
uwagi
Zrzut wody w
okresie 24/05/01
- 01/06/02
Zrzut wody od
17/10/02
_____________________________________________________________________________
262
WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”
_____________________________________________________________________________
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
cze-01
pH
8,44
EC
[mS/cm]
0,679
Ca
[mg/L]
114,05
Mg
[mg/L]
24,01
SO4
[mg/L]
125,37
Fe
[mg/L]
0,04
HCO3
[mg/L]
303,9
lis-01
8,01
0,805
120,50
29,38
211,75
0,06
269,125
lip-02
8,35
0,953
176,00
60,44
569,20
0,49
194,2
lis-02
8,06
0,758
109,20
31,12
197,60
0,70
259,7
cze-03
7,94
0,713
102,62
28,63
177,11
0,15
256,7
lis-03
7,88
0,736
120,15
36,83
150,09
0,02
296,4
Zasilanie
[m3/min]
Studnie
13
Studnie
12
0
Rów Główny
17
Rów Główny
17
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 hydraulicznych, skutkujące przyrostem wydajności strumienia filtracyjnego wód podziemnych, przepływających 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 zaprzestano 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 m 3/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 poszczególnych 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.
_____________________________________________________________________________
263
K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych kopalń węgla...
_____________________________________________________________________________
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
Przed
napełnianiem
zbiornika
W trakcie
napełniania
zbiornika
8,4

8,8
3,0

8,9
EC
[mS/cm]
0,473

0,786
0,148

3,650
Ca
[mg/L]
73,90

132,23
228,44

674
Mg
[mg/L]
15,73

41,07
5,65

60,02
SO4
[mg/L]
45,83

343,22
619

2452,28
Fe
[mg/L]
0,0260

0,066
0,003

350
Mn
[mg/L]
0,018

0,337
0,018

9,8
Jakość wód w przypowierzchniowym czwartorzędowym horyzoncie wodonośnym nie ulegała
zmianie w trakcie procesu napełniania wyrobiska Pątnów. Przypowierzchniowy horyzont wodonośny w obrębie odkrywki Pątnów związany jest z lokalnym występowaniem soczew piasków
w glinach zwałowych, dlatego wydajność dopływu do wyrobiska bezpośrednio z przypowierzchniowych 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
7.55

8.54
EC
[mS/cm]
0,898

1,631
Ca
[mg/L]
139

318
Mg
[mg/L]
25,2

75,1
SO4
[mg/L]
204

751
Fe
[mg/L]
0,01

1,0
Mn
[mg/L]
0,002

1,5
Przedstawione wyniki wykonywanego opróbowania hydrochemicznego skłaniają do stwierdzenia, że w związku z działalnością górniczą, realizowaną w odkrywce Pątnów, doszło do
przeobrażenia składu chemicznego wód podziemnych. Objawia się to podwyższonymi stężeniami 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 minerały wietrzeniowe. Korzystny skład mineralogiczny odwodnionego nadkładu, tzn. niewielki
udział pirytów (< 1,0) oraz obecność węglanów powoduje neutralizację kwasowości wód dopływających do w zbiornika końcowego. Świadczy o tym obojętny i lekko zasadowy odczyn pH
wód zbiorczych, a także podwyższone stężenia Ca, Mg, SO 4 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
_____________________________________________________________________________
264
WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”
_____________________________________________________________________________
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 poeksploatacyjnych węgla brunatnego jest fakt występowania w utworach nadkładu łatwo utleniających się
minerałów takich jak piryt, występujący w postaci rozproszonej. Proces podnoszenia się zwierciadła wody, w strefę występowania skał poddanych wietrzeniu, powoduje zakwaszenie środowiska wodnego. W przypadku, gdy w nadkładzie brak jest odpowiedniej ilości skał węglanowych, posiadających własności neutralizujące, dochodzić może do degradacji wód, poprzez np.
ługowanie metali ciężkich przez powstałe kwaśne wody. Opisany proces ma miejsce w większości 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 brunatnego, 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]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
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.
Barnes H. L., Romberger S. B. 1968: The chemical aspects of Acid Mine drainage. J. Water Pollut.
Control Fed., 40: 371 – 84.
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/ 21 st
Canadian Sympozium on Remote Sensing, Ottawa, Ontario, Canada, 21 – 24 June.
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.
Coastec Research Inc. 1991: Acid rock drainage prediction manual. Energy, Mines and Resources,
Canada, Mend Report 1.16.1 (b).
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-
_____________________________________________________________________________
265
K. POLAK – Zagrożenia jakości wód w zbiornikach poeksploatacyjnych kopalń węgla...
_____________________________________________________________________________
[7]
[8]
[9]
[10]
[11]
[12]
[13]
[14]
[15]
[16]
[17]
[18]
[19]
[20]
[21]
[22]
[23]
[24]
[25]
[26]
[27]
[28]
[29]
[30]
Chem, Warszawa.
Denimal S., Tribovillard N., Barbecot F., Dever L. 2002: Leaching of coal-mine tips (Nord-Pas-deCalais 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.
Elberling B., Balić-Źunić T., Edsberg A. 2003: Spatial variations and controls of acid mine drainage
generation. Environmental Geology (2003) 43: 806 – 813Springer-Verlag.
Fahle W. 2003: Reclamation and Remediation in the Eastern German Lignite Regions, W: Kształtowanie krajobrazu terenów poeksplatacyjnych w górnictwie, AGH i PK Kraków.
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.
Gray N. F. 1997: Environmental impact and remediation of acid mine drainage: a management
problem. Environmental Geology 30 (1/2) March 1997, Springer-Verlag.
Grischek H., Rotschky G., Bilitewski B. 2001: Effects of Lignite Ashes on Buffering and Metal
Emission of flooded MSW Landfills. Dresden, University of Technology.
Kim A. G., Heisey B., Kleinmann R., Duel M. 1982: Acid Mine Drainage: Control and Abatement
Research. U.S. DOI, Bereau Mines IC8905, 22.
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.
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.
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.
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.
Lawrence R. W., Wang Y. 1997: Determination of neutralization potential for acid rock drainage
prediction. Natural Resources Canada, CANMET, MEND report 1.16.3.
LMBV 2001: Nach der Kohle kommt das Wasser. LMBV mbH, Karl-Liebknecht-StraBe 33, 10178
Berlin.
Luckner L. 1997: Bedeutung der Fremdwasser-flutung fur die Wiedernutzbar-machung der vom
Braunkohlen-tagebau beanspruchten Flachen. Gluckauf 133 (1997), Nr. 5.
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.
Manahan S. E. 1991: Environmental Chemistry. Fifth Edition. Lewis Publishers, Inc. Chelsa, MI.
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.
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.
Muller M. 1999: Open Pit Lake Cospuden – Modeling Approchaches of Water Quality. International
Symposium Ecology of Post-Mining Landscapes EcoPoL’99, Cottbus, Germany.
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.
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.
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.
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.
Polak K., Czop M., Klich J., Motyka J. 2002: Natural process caused by the soils resaturation in
_____________________________________________________________________________
266
WARSZTATY 2004 z cyklu „Zagrożenia naturalne w górnictwie”
_____________________________________________________________________________
[31]
[32]
[33]
[34]
[35]
[36]
[37]
[38]
[39]
[40]
[41]
[42]
[43]
[44]
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.
Polak K., Czop M. 2003: Zmiany środowiska wodnego związane z zalewaniem odkrywki “Pątnów”.
Współczesne problemy hydrogeologii – Tom XI, cz. 1. – Gdańsk 2003, 165 – 168.
Riley C. V. 1960: The ecology of water areas associated with coal strip-mined lands in Ohio. Ohio J.
Sci. 60: 106 – 21.
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”.
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.
Singer P. C., Strumm W. 1970: Acidic mine drainage: the rate-determining step. Science (New York), 167.
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.
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.
Szczepiński J. 2003: Rekultywacja wodna wyrobisk poeksploatacyjnych. Współczesne problemy
hydrogeologii – Tom XI, cz. 1. – Gdańsk.
Szwed J. 1999: Wyspa Skarbów. Węgiel Brunatny, Biuletyn Informacyjny Porozumienia
Producentów Węgla Brunatnego, nr 2’(27) 99, 17 – 20, Wyd. Expo-Chem, Warszawa.
Trettin R., Glaser H. R. 1995: Hydrochemische Entwicklung bei der Flutung des Tagebaurestloches
Cospuden. Glaser W (ed) Workshop Braunkohlebergbaurestseen, Leipzig, 103 – 114.
Urzad Gminy Przykona 2004: Oficjalna Witryna Urzędu Gminy Przykona: http://www.przykona.pl.
U.S. EPA 1994: Technical Document: Acid Mine Drainage Prediction, EPA530-R-94-036.
U.S. DA Forest Service 1993: Acid Mine Drainage from Mines on the National Forests. A Management Challenge. Program Aid 1505, 12.
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
_____________________________________________________________________________
267