Monitorovaná prirodzená atenuácia podzemných vôd

   Princíp

Pri monitorovanej prirodzenej atenuácii sa využívajú prirodzené (bez aktívneho zákroku človeka) chemické, fyzikálne a biologické procesy prebiehajúce v horninovom prostredí na znižovanie množstva, objemu a koncentrácie znečisťujúcich látok alebo na ich premenu na menej nebezpečné a menej toxické látky (napr. AFCEE, 1999a; AFCEE, 1999b; Krupka a Martin, 2001; Gilmore et al., 2006). Procesy prirodzenej atenuácie môžu pozostávať z biodegradácie, disperzie, riedenia, sorpcie, prchania, rádioaktívneho rozpadu, chemickej alebo biologickej stabilizácie, hydrolýzy, dehydrohalogenácie, odparovania a transformácie alebo rozkladu znečisťujúcej látky (US EPA, 1999a). Pri eliminácii znečisťujúcich látok majú vo väčšine prípadov najväčší význam prirodzené metabolické procesy prebiehajúce v mikrobiálnych a rastlinných bunkách. Tieto metabolické procesy sa najčastejšie využívajú na odstraňovanie organických kontaminantov. Najvýznamnejšia zložka procesov prirodzenej atenuácie je mikrobiálny rozklad – biodegradácia (Chapelle et al., 2004; Bekins et al., 2001a).

 

   Použiteľnosť

Monitorovaná prirodzená atenuácia bola úspešne aplikovaná pri kontaminácii zvodneného prostredia rôznymi druhmi ropných uhľovodíkov, chlórovaných uhľovodíkov, MTBE, výbušnín, prchavých organických látok, ako aj anorganických látok, akými sú dusíkaté látky, kovy (Hg, As, Se), rádionuklidy a iné (Jackson, 2004; Toze et al., 2000; Bekins et al., 2001b; Cozzarelli et al., 2001; Seagren a Becker, 2002; Adriano et al., 2004; Nobre a Nobre, 2004; Wang et al., 2004; Repert et al., 2006; Gandy et al., 2007; Manaka et al., 2007; Wilkin, 2008; Johnson et al., 2001a; Tiehm a Schulze, 2003). Prehľad využiteľnosti prirodzených atenuačných procesov na odstraňovanie vybraných znečisťujúcich látok je zhrnutý v tab. 4.2.1.

Tab. 4.2.1. Prehľad využiteľnosti prirodzených atenuačných procesov na odstraňovanie vybraných znečisťujúcich látok a ich predpokladaná účinnosť (CGER, 2000).

Ukazovateľ	Dominantný atenuačný proces	Miera poznania procesov	Pravdepodobnosť úspešnosti
BTEX	biotransformácia	vysoká	vysoká
vykurovacie oleje, gazolín	biotransformácia	stredná	stredná
PAU	biotransformácia, imobilizácia	stredná	nízka
alkoholy, ketóny, estery	biotransformácia	vysoká	vysoká
MTBE	biotransformácia	vysoká	vysoká
tetrachlóretán, trichlóretán, vynilchlorid, dichlóretén	biotransformácia	stredná	nízka
PCB, dioxíny	biotransformácia	stredná	nízka
monochlórbenzén	biotransformácia	stredná	stredná
TNT	biotransformácia, imobilizácia, abiotická transformácia	stredná	nízka
Ni, Cu, Zn, Pb	imobilizácia	stredná	stredná
Cd	imobilizácia	stredná	nízka
Cr	biotransformácia, imobilizácia	stredná	nízka až stredná
Hg, As, Se	biotransformácia, imobilizácia	stredná	nízka
dusičnany	biotransformácia	vysoká	nízka
rádionuklidy	rozpad, imobilizácia, biotransformácia	nízka až vysoká	nízka až stredná

 

   Základná charakteristika

Prirodzená atenuácia sa často označuje ako „pasívny“ sanačný postup, pretože procesy prirodzenej atenuácie prebiehajú bez ľudského zásahu. Väčšinou je ale nevyhnutné podporiť účinnosť a rýchlosť prirodzenej atenuácie tým, že sa použijú „aktívne“ sanačné postupy, predovšetkým rôzne spôsoby podpory biologickej aktivity. Prirodzená atenuácia sa často využíva ako ochrana na lokalitách, kde už bola aplikovaná aktívna sanácia, ale kde ešte zostala zvyšková koncentrácia kontaminantov.

V kontaminovaných oblastiach môžu znečisťujúce látky migrovať v rozličných formách – v plynnej a kvapalnej fáze, v rozpustenej forme v roztoku, alebo môžu byť desorbované z pôdneho profilu. Mikrobiálna aktivita v priebehu prirodzenej atenuácie vedie k zmene aeróbnych podmienok na anaeróbne. Typický model priebehu prirodzených atenuačných procesov v znečistenom prostredí (uhľovodíkmi) je uvedený na obr. 4.2.3. Prirodzené atenuačné procesy prebiehajú za prítomnosti aeróbnych, kometabolických alebo anaeróbnych baktérií, organického uhlíka a dostatočného množstva živín (najmä dusíka a fosforu). Vývoj kontaminačného mraku vznikajúceho v ohnisku znečistenia má potom niektoré všeobecné zákonitosti, ktoré je možné využiť pri sledovaní prirodzenej atenuácie.

Obr. 4.2.3. Typický model prirodzenej atenuácie.

 

V kontaminačnom mraku je zvyčajne možné vyčleniť zóny s rôznymi oxidačno-redukčnými podmienkami vznikajúce ako dôsledok prirodzených atenuačných procesov. Zmena z aeróbnych podmienok na anaeróbne prostredie je postupná a prebieha zvyčajne podľa nasledujúceho scenára (Azadpour-Keeley et al., 1999; Azadpour-Keeley et al., 2001):

•      Spotreba kyslíka a redukcia dusičnanov. – V mieste kontaminácie podzemnej vody nastáva v aeróbnych podmienkach v dôsledku biologických procesov najskôr vyčerpanie kyslíka. Následne aktívne aeróbne baktérie získavajú kyslík respiráciou dusičnanov. Denitrifikácia pokračuje až do vyčerpania dusičnanov, prípadne využiteľného uhlíka z prostredia.

•      Redukcia mangánu Mn⁴⁺. – Po vyčerpaní dusičnanov sú aktívne mangánové redukčné baktérie, až kým koncentrácia MnO₂ v prostredí nie je limitovaná.

•      Redukcia železa Fe³⁺. – Ako alternatívny akceptor elektrónov sa po vyčerpaní MnO₂ z prostredia prejavuje železo.

•      Redukcia síranov. – Mikrobiologické procesy redukcie železa prebiehajú dovtedy, až kým zdroj substrátu a uhlíka nie je limitovaný. Následne sa stáva dominantným procesom redukcia síranov.

•      Metánogenéza. – V záverečnom stupni po vyčerpaní síranov alebo využiteľného uhlíka z prostredia dominuje metánogenéza (metánogenetické baktérie), pri ktorej je konečným akceptorom elektrónov CO₂.

V uvedenom slede klesá oxidačno-redukčný potenciál z kladných hodnôt do záporných. Rýchlosť procesov klesá v rade podľa konečných akceptorov elektrónov O₂ > Mn⁴⁺ > NO₃^– > Fe³⁺ > SO₄^2– > CO₂. Produkty redukcie sa využívajú ako indikátory priebehu biodegradačných procesov spolu s meraním oxidačno-redukčného potenciálu a koncentrácie rozpusteného kyslíka v podzemnej vode.

Oxidačno-redukčné podmienky majú veľký vplyv na priebeh prirodzených atenuačných procesov. Údaje z mnohých lokalít dokázali, že napr. v prípade benzénu, toluénu, etylbenzénu a xylénov (BTEX) degradačné procesy prebiehajú rýchlejšie v aeróbnych podmienkach (Azadpour-Keeley et al, 1999; Azadpour-Keeley et al., 2001). Naopak, napr. biodegradácia chlórovaných rozpúšťadiel preferuje anaeróbne podmienky prostredia (efektívny rozklad týchto zlúčenín nastáva, ak oxidačno-redukčné reakcie prebiehajú minimálne na úrovni redukcie dusičnanov). Meranie oxidačno-redukčného potenciálu je relatívne jednoduché a lacné na zistenie redoxných podmienok vo zvodnenom prostredí a zistenie potenciálnych procesov prebiehajúcich v kontaminačnom mraku. Oxidačno-redukčný potenciál ako jediný indikátor však môže byť zavádzajúci (napr. v prípade výrazne redukčných vôd v dôsledku prítomnosti prírodnej organickej hmoty alebo sedimentov obsahujúcich pyrit). Preto sa odporúča merať aj ďalšie ukazovatele, akými sú kyslík, Fe²⁺ a metán.

Využitie prirodzených atenuačných procesov, prípadne spoločne s inými sanačnými technológiami, by sa malo riadiť niekoľkými všeobecnými zásadami, aby sa zabezpečila optimálna miera rizika a aby sa splnili sanačné ciele (napr. US EPA, 1999a):

•      Sledovanie zdrojovej oblasti znečistenia. V prípade možností by sa v zdrojovej oblasti mali realizovať inžinierske alebo hydrogeologické sanačné opatrenia (napr. odlučovanie ropných látok z povrchovej fázy a pod.). Alternatívou je aj zamedzenie šírenia kontaminantu zo zdroja, napríklad vtedy, ak je aplikovanie samotnej sanácie nepraktické.

•      Zmiernenie rizika prenosu kontaminácie medzi rôznymi médiami. Napríklad v prípade znečistenia pôdy by sa sanačnými opatreniami mala dosiahnuť akceptovateľná úroveň rizika pre človeka a iné receptory životného prostredia a prevencia prenosu kontaminácie na iné médiá (napr. do povrchového toku, podzemnej vody, ovzdušia alebo sedimentov).

•      Informovanosť/zapojenie verejnosti. V rozhodovacom procese o aplikovaní konkrétnych sanačných postupov, resp. pri realizácii sanačných zásahov by mal byť vo všeobecnosti aj priestor na vyjadrenie verejnosti.

Hodnotenie využiteľnosti prirodzených atenuačných procesov je založené na získaní rôznych primárnych, druhotných a iných nepovinných (doplňujúcich) údajov (dôkazov) o aplikovateľnosti tejto metódy (ASTM, 1998). Primárne údaje o rozpustenej znečisťujúcej látke sú založené na meraní jej koncentrácie v roztoku a distribúcii v čase. Získanie informácie o dynamike znečistenia (rozširovanie, znižovanie, stabilita) je dôležité z hľadiska posúdenia rýchlosti prirodzených atenuačných procesov a v konečnom dôsledku aj vzhľadom na posúdenie využiteľnosti tejto metódy.

Potreba získavania druhotných údajov o priebehu prirodzených atenuačných procesov je zrejmá najmä v prípade, ak nie je k dispozícii dostatok historických pozorovaní o stave znečistenia na lokalite alebo existujúce údaje z monitoringu sú nedostačujúce na utvorenie záverov. Druhotné údaje zvyčajne pozostávajú z odhadu rýchlosti prirodzenej atenuácie (na základe meraní koncentrácie látok v prostredí) a/alebo z meraní geochemických indikátorov prirodzených biodegradačných procesov. Degradačné procesy pozostávajú z oxidačno-redukčných reakcií produkujúcich elektróny. Dôkazom prebiehajúcich procesov je potom podľa ASTM (1998) hodnotenie priamej korelácie medzi pozorovanou priestorovou distribúciou kontaminantu v prostredí a stupňom redukcie akceptorov elektrónov alebo zvýšenou hladinou ich reakčných produktov (mangán, metán, CO₂ a Fe²⁺).

Doplňujúce údaje môžu pozostávať z výsledkov modelovania transportu kontaminujúcej látky a validácie modelu, mikrobiologických štúdií, hodnotenia úrovne nutrientov a/alebo odhadu asimilačnej kapacity (na základe meraní biodegradačných indikátorov).

Ako už bolo uvedené, v rámci využitia prirodzenej atenuácie je vždy nevyhnutné navrhnúť monitoring lokality a realizovať jeho prevádzku s cieľom kontrolovať pohyb znečisťujúcej látky v prostredí, ako aj sledovať celý proces sanácie. Náklady na realizáciu uvedených aktivít bývajú zväčša vysoké a môžu výrazne limitovať využitie tohto sanačného postupu na lokalite.

Wilson (1999) rozdelil monitoring prirodzených atenuačných procesov na 3 časti, zamerané na:

•      distribúciu kontaminantov,

•      charakteristiku kontaminačného mraku,

•      zisťovanie očakávaných, resp. neočakávaných vlastností kontaminačného mraku v rámci prevádzkového monitoringu, resp. požiadavky na skončenie dlhodobého monitoringu.

Návrh monitorovacej siete, frekvencia pozorovaní, postupy vzorkovania a náplň monitoringu sa určujú na základe konkrétnych podmienok na danej lokalite (napr. Dale, 2005; Gilmore et al., 2006; Larsen et al., 2008). Reprezentatívny monitoring by mal preukázať očakávaný priebeh prirodzených atenuačných procesov na lokalite. Všeobecné požiadavky monitorovania prirodzených atenuačných procesov sú dokumentované v celom rade publikácií. Napríklad Dale (2005) ich zhrnul takto:

•      náčrt plošného a vertikálneho dosahu znečistenia podzemnej vody, resp. popis dynamiky správania kontaminačného mraku v čase a zmeny rozsahu znečistenia, zistenie opätovného uvoľňovania alebo remobilizácie kontaminantov do prostredia (rebounding),

•      zostavenie detailného hydrogeologického modelu lokality, získanie údajov o hydraulickej konduktivite, hydraulickom gradiente a získanie historických údajov o vývoji hladiny podzemnej vody,

•      popis zmien koncentrácie indikátorových parametrov v čase (napr. odhalenie zmien v prostredí, ktoré by mohli znižovať účinnosť prirodzenej atenuácie),

•      stanovenie distribúcie, priebehu a rýchlosti oxidačno-redukčných procesov,

•      identifikácia (ak je možné) všetkých predpokladaných prebiehajúcich degradačných a transformačných procesov a odhad biodegradačnej rýchlosti jednotlivých znečisťujúcich látok,

•      identifikácia potenciálne toxických alebo mobilnejších produktov transformácie znečisťujúcich látok (napr. vinylchlorid),

•      hodnotenie kapacity zvodneného prostredia na degradáciu príslušných kontaminantov a ich množstvo (tok),

•      porovnanie rýchlosti transportu znečisťujúcej látky s biodegradačnou rýchlosťou s cieľom zistiť, či potenciálne ohrozené skupiny (receptory) nebudú postihnuté kontamináciou (monitoring možného vplyvu na človeka a životné prostredie),

•      popis variability a účinnosti prirodzených atenuačných procesov.

Na stanovenie prirodzenej atenuácie sa vyžadujú najmä tri typy informácií:

•      dlhodobý monitoring cieľovej lokality (mal by jasne preukázať, že koncentrácia kontaminantu v priebehu sledovania klesá),

•      koncepčný a predpovedný model účinnosti prirodzenej atenuácie,

•      stanovenie rizika pre ekosystém a pre ľudskú populáciu.

Hoci v praxi bolo navrhnutých viacero predpovedných modelov umožňujúcich predpokladať biodegradabilitu rozličných organických látok, žiadny z nich dosiaľ neposkytuje úplne uspokojivú odpoveď na otázku, či bude sledovaný kontaminant mineralizovaný a aké medziprodukty metabolizmu sa budú v priebehu procesu tvoriť. Tieto modely sú založené na fyzikálnych a termodynamických vlastnostiach kontaminantov, prípadne na bioakumulácii a rýchlosti biodegradácie kontaminantov za laboratórnych podmienok. Koncepčné modely sú skôr založené na konkrétnych poznatkoch o biochemických procesoch podieľajúcich sa na biodegradácii ako na degradačnej kinetike a prenose hmoty znečisťujúcej látky (Demnerová, 2003).

Celý rad informácií o meraniach a stanovovaniach nepriamych indikátorov prirodzených atenuačných procesov nevyhnutných na posúdenie úspešnosti metódy a dôležitých pri rozhodovacích procesoch sú uvedené v rôznych technických protokoloch, resp. expertných systémoch (napr. Sinke a Hecho, 1999; Stiber et al., 2004).

Ďalšou možnosťou sledovania atenuačných procesov je využitie numerických modelov simulujúcich správanie znečisťujúcej látky v prostredí (napr. Prommer et al., 1999; Prommer et al., 2000; Prommer et al., 2002; Prommer et al., 2003; Barry et al., 2002). Základným cieľom matematického modelovania je zistiť, či prírodné procesy degradácie kontaminantov môžu redukovať ich koncentráciu na úroveň nižšiu, ako sú sanačné ciele (resp. legislatívne kritériá), a to ešte skôr, ako by mohli potenciálne ohroziť rizikovú (ohrozenú) skupinu.

Medzi používané modely patrí napr. BIOSCREEN (US EPA, 1997b), ktorý simuluje rozklad ropných uhľovodíkov prirodzenou atenuáciou. Bol vyvinutý v programe MS Excel a má schopnosť simulovať advekciu, disperziu, adsorpciu, aeróbny rozklad, ako aj anaeróbne reakcie, ktoré sa preukázali ako dominantné pri biodegradačných procesoch na mnohých lokalitách kontaminovaných ropnými uhľovodíkmi.

Ďalším, často využívaným modelom na simuláciu prirodzenej atenuácie organických znečisťujúcich látok je BIOPLUME III (US EPA, 1997a). Simulácia 2D je založená na princípe konečných rozdielov a model uvažuje procesy advekcie, sorpcie a biodegradácie. Pri simulácii biodegradácie organických kontaminantov ako akceptory elektrónov (aeróbne alebo anaeróbne podmienky) do modelu môžu vstupovať kyslík, dusičnany, sírany, trojmocné železo a CO₂.

Na simuláciu prirodzenej atenuácie zvodneného prostredia kontaminovaného chlórovanými etylénmi bol vytvorený model BIOCHLOR (US EPA, 2002b). Model môže simulovať transport kontaminantov bez rozkladu alebo transport so zohľadnením biodegradačných procesov prostredníctvom kinetiky prvého rádu v rámci jednej alebo dvoch reakčných zón.

Vo väčšine prípadov sa na určenie nepriamych indikátorov dôležitých pri zisťovaní priebehu atenuačných procesov využívajú výsledky chemických analýz podzemnej vody (Chapelle et al., 2004). Na základe chemických rozborov sa získavajú poznatky o geochemických pomeroch na lokalite, ako aj údaje o koncentrácii konečných akceptorov elektrónov a produktov rozkladu kontaminantov. Dôležité je aj stanovenie mikrobiologických ukazovateľov a zvláštny dôraz je potrebné klásť na zisťovanie geologických a hydrogeologických pomerov lokality. Štatistickým hodnotením účinnosti prirodzených atenuačných procesov sa zaoberali napr. Christensen et al., 2004.

Z geochemických ukazovateľov je dôležité sledovať napríklad koncentráciu redoxných určujúcich párov (napr. Fe²⁺ – Fe³⁺), konečných produktov biologických procesov, resp. koncentráciu znečisťujúcich látok a ich transformačných produktov, oxidačno-redukčný potenciál (priamym meraním), koncentráciu rozpusteného kyslíka a ďalšie relevantné ukazovatele podľa lokálnych špecifík.

Medzi zisťované hydrogeologické parametre patria najmä rýchlosť prúdenia podzemnej vody, hydraulická vodivosť, hĺbka kolektora a hĺbka hladiny podzemnej vody. Z mikrobiologických parametrov je potrebné sledovať predovšetkým počty baktérií zo skupín, ktoré majú význam pre prirodzenú atenuáciu (Yang et al., 2005b).

Monitorovaná prirodzená atenuácia sa môže s výhodou integrovať ako záverečná fáza sanácie po skončení aktívneho zákroku napríklad na lokalite, kde bola odstránená voľná fáza produktu alebo sanačným čerpaním a stripingom sa znížila koncentrácia chlórovaných etylénov. Integráciou monitorovanej prirodzenej atenuácie je možné znížiť náklady na dokončenie projektu, pokiaľ nie je potrebné dosiahnuť sanačné limity v krátkom čase.

   Výhody a limitácie

Využitie prirodzenej atenuácie má množstvo výhod a nevýhod. Každá z nich by mala byť uvažovaná v súvislosti s dosahom znečistenia na špecifické receptory (ľudská populácia, ekosystém) a udržateľnosť a efektivitu sanačného úsilia. Typické výhody prirodzenej atenuácie (prípadne iných sanačných alternatív in situ) môžu byť takéto (McGuire et al., 2003):

•      tvorba malého objemu odpadu (napr. vybagrovaná pôda),

•      nevýznamný prenos alebo remobilizácia kontaminantov z prostredia do prostredia,

•      redukovaná miera rizika vystavenia sa kontaminácii (napr. vplyvom čerpania podzemnej vody na povrch),

•      zmenšené riziko ovplyvňovania ekologických receptorov,

•      deštrukcia niektorých kontaminantov in situ,

•      sanačné práce sú menej výrazné na povrchu (napr. sanácia pod budovami),

•      majú široké využitie pri sanácii rozsiahlej kontaminácie,

•      môžu sa aplikovať v kombinácii s inými sanačnými postupmi alebo technológiami,

•      v určitých prípadoch nižšie náklady na sanáciu v porovnaní s aktívnou sanáciou (najmä na lokalitách, kde sa nevyžadujú veľké energetické vstupy),

•      javia sa veľmi dobrou alternatívou, ak napríklad uvažujeme o trvalo udržateľných princípoch.

Na druhej strane, využitie prirodzenej atenuácie má aj celý rad limitácií. Hlavnou zásadou je, že monitorovaná prirodzená atenuácia sa môže aplikovať len na takej lokalite, kde sa vedecky dokáže, že rýchlosť eliminácie kontaminantu je väčšia ako rýchlosť jeho šírenia v životnom prostredí (t. j. v žiadnom prípade nemôže dôjsť k ďalšiemu rozširovaniu kontaminácie). V procese rozhodovania o využití prirodzenej atenuácie na konkrétnej lokalite je (Weston a Balba, 2003) potrebné mať v predstihu informácie o:

•      charaktere geologickej stavby vrátane pôdnych vlastností (priepustnosť),

•      charaktere hydrogeologických pomerov vrátane poznatkov o hladine podzemnej vody a rýchlosti prúdenia, resp. hydraulickej konduktivite,

•      charaktere chemického zloženia vôd vrátane priestorovej distribúcie znečisťujúcich látok,

•      počte a umiestnení monitorovacích vrtov na lokalite (predbežne), kritériách na odstránenie kontaminácie a časovom harmonograme sanácie.

Medzi nevýhody a limitácie prirodzenej atenuácie sa zvyčajne zaraďujú tieto (McGuire et al., 2003):

•      obťažná aplikovateľnosť na lokalitách, kde je problematické navrhnúť a vybudovať reprezentatívnu monitorovaciu sieť, alebo ak je rozsah nevyhnutného monitoringu ekonomicky príliš náročný,

•      nevhodnosť na odstraňovanie prirodzene nedegradovateľných kontaminantov,

•      príliš dlhý čas na dosiahnutie sanačných limitov,

•      v niektorých prípadoch vznik toxickejších dcérskych produktov v dôsledku transformácie pôvodnej znečisťujúcej látky,

•      nedostatočná (nízka až stredná) znalosť transformačných a imobilizačných reakcií pri niektorých látkach,

•      riziko dlhodobej migrácie kontaminantu a/alebo pohyb znečisťujúcej látky medzi prostrediami,

•      hydrogeologické a geochemické podmienky v horninovom prostredí sa môžu v čase meniť, čo môže napríklad obnoviť mobilitu predtým stabilných kontaminantov (alebo prírodne sa vyskytujúcich látok – kovov) v prostredí.

Využitie prirodzenej atenuácie môžu do značnej miery limitovať aj príslušné legislatívne opatrenia alebo vstup verejnosti do procesu rozhodovania (verejnosť môže negatívne vnímať prirodzenú atenuáciu ako „metódu ničnerobenia“). Niektoré krajiny sa zdráhajú aplikovať túto metódu v praxi, iné majú pomerne striktne definované usmernenia a príručky, akým spôsobom sa môže táto metóda realizovať (napr. US EPA, 1999a). Napríklad v Holandsku alebo Nemecku nie je metóda legislatívne zakázaná, jej aplikovateľnosť však môže byť v konflikte s legislatívnymi úpravami týkajúcimi sa ochrany pôdy alebo podzemnej vody. Preto je veľkou výzvou do budúcnosti nájsť rovnováhu medzi možnosťou využitia prirodzenej atenuácie v praxi a trvalo udržateľnou ochranou pôdy a zdrojov podzemných vôd.

   Trvanie čistenia a účinnosť

Monitorovaná prirodzená atenuácia je zvyčajne pomalý sanačný proces (v prípade žiadnych podporných zásahov). Prirodzené sanačné procesy trvajú bežne niekoľko rokov až desiatky rokov. Trvanie sanácie sa v praxi odhaduje z rýchlosti prebiehajúcich atenuačných procesov a koncentrácie znečisťujúcich látok s použitím numerického modelovania. Účinnosť sanácie je rôzna a závisí od počiatočnej koncentrácie znečisťujúcich látok, typu znečisťujúcej látky a špecifík prostredia.

 

© Atlas sanačných metód environmentálnych záťaží

Autori: Jana Frankovská, Jozef Kordík, Igor Slaninka, Ľubomír Jurkovič, Vladimír Greif,

Peter Šottník, Ivan Dananaj, Slavomír Mikita, Katarína Dercová a Vlasta Jánová

Štátny geologický ústav Dionýza Štúra, Bratislava 2010, 360 s,

ISBN    978-80-89343-39-3