ÄeskÃ¡ zemÄdÄlskÃ¡ univerzita v Praze Fakulta Å¾ivotnÃho ... - kvhem

Česká zemědělská univerzita v Praze 

Fakulta životního prostředí 

Katedra ekologie a životního prostředí 

Migrační vlastnosti nanoželeza a syrovátky a jejich vliv na sanaci 

starých ekologických zátěží 

Diplomová práce 

Vedoucí diplomové práce: Doc. RNDr. Ing. Ivan Landa, DrSc. 

Diplomant: Markéta Sequensová 

2008

Prohlašuji, že jsem tuto diplomovou práci vypracovala samostatně, pod vedením Doc. RNDr. 

Ing. Ivana Landy, DrSc. Další informace mi poskytl Ing. Petr Beneš z VŠCHT a Ing. 

Štěpánka Klímková z Technické univerzity v Liberci. Dále prohlašuji, že jsem uvedla 

všechny mnou použité literární prameny a to i publikace a informace dostupné na internetu, 

ze kterých jsem čerpala. 

Praha, 29.4.2008 

2

Poděkování 

Děkuji svému školiteli panu Ing. Ivanu Landovi za odborné vedení při zpracovávání této 

diplomové práce. 

Dále bych chtěla poděkovat celému Ústavu chemie ochrany prostředí Vysoké školy 

chemicko-technologické v Praze za možnost provádět experimenty v jejich laboratořích a 

především Ing. Petru Benešovi za čas který mi věnoval a za pomoc při provádění 

experimentů. 

3

Abstrakt 

Hlavním cílem této diplomové práce bylo stanovit migrační vlastnosti nanoželeza a syrovátky 

a odhadnout jejich vliv na sanaci ekologických zátěží. Pomocí kolonových testů byla 

ověřována migrační schopnost nanoželeza, syrovátky a nesorbující se látky (chloridu 

sodného) ve dvou různých petrografických typech zemin. Lze zformulovat následující závěry. 

1) Roztok nanoželeza sedimentuje (dochází k jeho tíhovému rozdružení), což má za následek 

vytvoření vrstvy částic na rozhraní zemina-voda. Tento jev může vést až ke kolmataci a ke 

snížení propustnosti zeminy. 2) Roztok syrovátky nesedimentuje. 3) Koncentrace dotačních 

roztoků byly u chloridů 1 g/l, nanoželeza 1 g/l a syrovátky 5 g/l. Maximální naměřené 

koncentrace na výstupu z kolony nabyly řádově hodnot 0,9 g/l pro chloridy a 3,5 g/l pro 

syrovátku. Pro nanoželezo byla maximální koncentrace železa na výstupu z kolony u jemně 

zrnitých písků 0,0026 g/l a u středně zrnitých písků 0,11 g/l což dokazuje, že se stoupající 

velikostí zrn se zlepšují podmínky pro průnik nanoželeza v zeminách. 4) Syrovátka prochází 

zeminami řádově lépe než nanoželezo, avšak o něco hůře než chloridy. Výsledky práce 

prokázaly, že je nutno dále ve výzkumu pokračovat s tím, že by měly být souběžně řešeny i 

zákonitosti spojené s chemickými transformacemi nanoželeza, syrovátky, nežádoucích látek a 

jejich směsí. 

Klíčová slova: nanoželezo, syrovátka, kolonový experiment, sedimentace, migrační vlastnosti, propustnost 

Abstract 

The main goal of this thesis was to determine migration characteristics of nanoiron and whey 

and to estimate their influence on old ecological damages. Through the use of the column 

experiments, there was proved the migrational ability of nanoiron, whey and the non-sorbable 

tracer (sodium chloride) in two different types of soil. It is possible to formulate following 

conclusions. 1) The solution of nanoiron is settling (there occurs sedimentation) which results 

in creation of layer composed of iron particles. That could result in colmatage and loss of soil 

permeability. 2) The solution of whey is not settling. 3) Concentrations of application 

solutions were 1 g/l (chlorides), 1 g/l (nanoiron) and 5 g/l (whey). Maximum measured 

concentrations in the end of columns were c. 0,9 g/l (chlorides) and 3,5 g/l (whey). In case of 

nanoiron it was 0,0026 g/l for fine granular sands and 0,11 g/l for medium granular sands. 

That proofs that the bigger are particles of the soil, the higher is potential for nanoiron 

penetration. 4) Whey has much better ability for soil penetration than nanoiron, but 

substantially worse than chlorides. It showed up, that it is necessary and desirable to continue 

in this research. Besides migrational characteristics, there should be also examined chemical 

transformation patterns of nanoiron, whey, contaminants and their mixtures. 

Key words: nanoiron, whey, column experiment, sedimentation, migration characteristics, permeability 

5

Obsah 

Obsah ___________________________________________________________________________6 

1. Úvod ________________________________________________________________________9 

2. Teoretická část_______________________________________________________________10 

2.1. Využití nanoželeza __________________________________________________________10 

2.1.1. Využití nanotechnologií při sanaci ekologických zátěží __________________________10 

2.1.2. Princip metody sanace ____________________________________________________11 

2.1.3. Příprava preparátu nanoželeza ______________________________________________12 

1. Základní postup __________________________________________________________12 

2. Povrchová implantace atomů paladia__________________________________________13 

2.1.4. Reakce s kontaminanty____________________________________________________14 

1. Základní procesy _________________________________________________________14 

2. Vliv na pH a Eh __________________________________________________________16 

3. Vliv aditiv ______________________________________________________________16 

4. Rychlost reakcí___________________________________________________________17 

5. Vliv na vznik meziproduktů_________________________________________________17 

2.1.5. Migrace nanoželeza ______________________________________________________18 

2.1.6. Aplikace _______________________________________________________________19 

1. Přípravné práce __________________________________________________________20 

2. Laboratorní zkoušky ______________________________________________________20 

3. Terénní pilotní testy _______________________________________________________21 

4. Provozní sanace __________________________________________________________22 

2.1.7. Výhody a nevýhody metody________________________________________________22 

2.1.8. Některé zahraniční zkušenosti ______________________________________________23 

2.1.9. Některé zkušenosti z ČR __________________________________________________24 

2.2. Využití syrovátky___________________________________________________________25 

2.2.1. Biologická reduktivní dehalogenace _________________________________________25 

2.2.2. Výhody a nevýhody metody________________________________________________27 

2.2.3. Některé zahraniční zkušenosti ______________________________________________28 

2.2.4. Některé zkušenosti z ČR __________________________________________________28 

2.3. Některé základní filtrační a migrační parametry ovlivňující sanaci _________________29 

2.3.1. Pórovitost ______________________________________________________________29 

2.3.2. Zrnitost ________________________________________________________________30 

2.3.3. Koeficient hydraulické vodivosti ____________________________________________30 

3. Experimentální část – metodika prací ____________________________________________32 

3.1. Popis vzorků testovaných zemin_______________________________________________32 

3.1.1. Výběr zemin ____________________________________________________________32 

3.1.2. Granulometrie___________________________________________________________33 

1. Mokrá sítová analýza ______________________________________________________33 

2. Suchá sítová analýza ______________________________________________________33 

3.2. Kolonové experimenty ______________________________________________________34 

3.2.1. Migrace chloridů ________________________________________________________36 

Stanovení koncentrace NaCl – kalibrační křivka___________________________________36 

3.2.2. Migrace nanoželeza ______________________________________________________37 

Atomová absorpční spektrometrie ______________________________________________38 

3.2.3. Migrace syrovátky _______________________________________________________40 

Stanovení celkového organického uhlíku ________________________________________40 

4 Výsledky a diskuze_______________________________________________________________41 

4.1. Definice vzorků ____________________________________________________________41 

6

4.1.1. Mokrá sítová analýza _____________________________________________________41 

4.1.2. Suchá sítová analýza _____________________________________________________42 

4.2. Testy ustálení průtoků v kolonách _____________________________________________43 

4.3. Testy migrace nanoželeza ____________________________________________________45 

4.3.1. Sedimentace ____________________________________________________________45 

4.3.2. Koncentrace nanoželeza a chloridů – průnik zeminou____________________________45 

4.3.3. Změny průtoků při průchodu nanoželeza a chloridů_____________________________48 

4.4. Testy migrace syrovátky _____________________________________________________49 

4.5. Nanoželezo a syrovátka – obecné shrnutí _______________________________________52 

4.6. Možné zdroje chyb__________________________________________________________53 

5. Závěr_________________________________________________________________________53 

6. Literatura _____________________________________________________________________56 

Přílohy _________________________________________________________________________57 

7

Seznam zkratek a symbolů 

AAS 

BRD 

ClU 

DCE 

DNAPL 

e - 

Fe 0 

Eh 

Ks 

M 

PCE 

PCB 

pH 

Q 

q 

TCE 

TOC 

VC 

atomová absorpční spektrometrie 

biologická reduktivní dechlorace 

chlorované uhlovodíky 

dichlorethylen 

dense non-aqueous phase liquid 

elektron 

nulamocné železo 

redoxní potenciál 

koeficient nasycené hydraulické vodivosti 

molarita 

tetrachlorethylen 

polychlorované bifenyly 

záporný dekadický logaritmus koncentrace H + iontů 

průtok vody 

rychlost filtrace 

trichlorethylen 

celkový organický uhlík 

vinylchlorid 

Ostatní symboly jsou vysvětleny v dalším textu. 

8

1. Úvod 

Kontaminace podzemních vod a horninového prostředí je vážným problémem pro současnost 

i budoucnost nejen v České republice, ale i v zahraničí. I přes více než 15 let trvající 

systematické sanační práce v ČR se ukazuje, že stále existují typy a podmínky znečištění, 

které nelze doposud rozpracovanými a prakticky používanými sanačními metodami odstranit. 

Jedná se především o chlorované uhlovodíky, jednotlivé migrační formy kovů, složité 

rezistentní organické látky (pesticidy, PCB) aj.. Proto vyvolávají značný odborný i praktický 

zájem všechny výsledky, které jsou zaměřeny na rozpracování nových metod snižování 

ekologického rizika ekologických zátěží. Z analýzy těchto směrů vyplývá, že vždy přitom 

bude úspěšnost sanace závislá na zlepšení kontaktu nežádoucích látek s aktivním médiem, 

kdy se používají nejrůznější látky, např. manganistan, nanoželezo a syrovátka. Za zajímavé 

lze považovat všechny metody, které jsou z hydrogeologického a technického hlediska 

zaměřeny na postupy, kdy považujeme kontaminovanou zónu za jakýsi podzemní reaktor, ve 

kterém následně řídíme všechny eliminační procesy (metody in-situ). 

V souladu se zadáním diplomové práce jsem se zaměřila na reduktivní sanační technologie, 

které se zatím v ČR nepoužívají v masovém měřítku, a proto se řadí mezi relativně nové 

metody. Podle mého názoru patří mezi perspektivní a stále se rozvíjející technologie 

používané při odstraňování starých ekologických zátěží. Z relativně velkého rozsahu možných 

technologických postupů a používaných médií jsem se zaměřila na použití nanoželeza a 

syrovátky. 

Mezi hlavní cíle diplomové práce patří: 

• ověřit na základě laboratorních zkoušek migrační schopnost nanoželeza a syrovátky ve 

dvou různých petrografických typech zemin, 

• porovnat zjištěné skutečnosti s průnikem nesorbující se látky (chloridů), 

• posoudit možnost vzniku transformačních procesů ovlivňujících prostupnost 

nanoželeza v půdním prostředí 

V rámci laboratorních zkoušek (XI/2007 – IV/2008) jsem se zabývala pouze studiem vlivu 

granulometrického složení dvou typů zemin na průnikovou schopnost nanoželeza a syrovátky 

zeminou při tzv. kolonovém experimentu. Za tímto účelem byl uskutečněn soubor 

laboratorních stanovení a zkoušek, jejichž rozsah je popsán v samostatné části. 

9

Výsledky této práce byly částečně opublikovány v příspěvku Sequensová M. – Landa I. 

(2008): Zvláštnosti průniku nanoželeza při sanaci starých ekologických zátěží, viz sborník 

konference Sanační technologie XI, která se koná ve dnech 20. – 22.5.2008 v Třebíči. 

2. Teoretická část 

2.1. Využití nanoželeza 

2.1.1. Využití nanotechnologií při sanaci ekologických zátěží 

Nanotechnologie a nanomateriály postupně pronikají do různých odvětví lidské činnosti 

včetně sanací ekologických zátěží. Nanotechnologie využívají materiály o rozměrech řádově 

od 1 do 100 nm (od 10 -9 do 10 -7 ), které tak dostávají díky svým rozměrům a uspořádání nové 

fyzikální či chemické vlastnosti. Jejich rozměry jsou tak malé, že dokáží ovlivňovat, řídit či 

reagovat s okolním prostředím na úrovni jednotlivých atomů či molekul (Černík, 2006). 

Z hlediska sanací podzemní vody a kontaminovaného horninového prostředí jsou velmi slibné 

metody založené na použití nanočástic vhodných elementárních kovů (většinou 

nulamocného železa 1 ). Jako výhodné se rovněž ukazuje být použití bimetalických materiálů, 

což je technologie založená na použití kovových částic povrchově pokrytých dalším kovem 

(Pt, Pd, Ni, Ag atd.) (Rodová (2007). Nanočástice tohoto typu jsou účinné při odstraňování 

alifatických či aromatických uhlovodíků, chlorovaných uhlovodíků, PCB a těžkých kovů 

(Zhang, 2003). Výhodou těchto částic je velký měrný (specifický) povrch a velká koncentrace 

aktivních center pro chemický rozklad složitějších organických molekul (Masciangioli a 

Zhang (2003) in Černík (2006)). Vedle možnosti velmi efektivní a rychlé sanace kontaminace 

in-situ se tyto nové technologie jeví i relativně levné v porovnání s klasickými sanačními 

postupy (Černík, 2006). 

Vedle metod které využívají částice nanoželeza, existují i metody využívající i dalších 

nanomatariálů, např. „použití nanovláken jako nosičů pro bioremediace nebo pokovených 

nanovláken jako katalyzátorů různých sanačních procesů; fotocitlivé nanočástice oxidů zinku 

či titanu jsou použitelné k odstranění chlorovaných uhlovodíků fotokatalitickou reakcí ex-situ; 

modifikované nanozeolity mohou najít využití v technologiích ke snížení emisí oxidů dusíku, 

1 nulamocné = nulavalentní = elementární železo 

10

k syntéze látek šetrných k životnímu prostředí, sorpci těkavých organických látek a dalších 

polutantů“ (Černík, Kvapil 2006). 

V dalším textu se zaměřím jen na nanočástice nulamocného železa (dále zmiňované již jen 

jako „nanoželezo“) a jejich využití při sanaci ekologických zátěží. Popíšu princip metody, 

různé typy preparátů, reakční mechanismy při reakcích s kontaminanty, transport horninovým 

prostředím, metody aplikace, klady a zápory této metody. Na závěr teoretické části se zmíním 

o konkrétních případech využití nanoželeza ve světě i v České republice. 

2.1.2. Princip metody sanace 

Metoda je založena na injektáži nanoželeza do aplikačního vrtu s cílem vytvořit v podzemní 

vodě a v horninovém prostředí chemické reduktivní podmínky, kdy oxidující se nanoželezo 

uvolňuje elektrony schopné redukovat kontaminanty (např. chlorované uhlovodíky na 

uhlovodíky nechlorované). Znečišťující látka se tak mění na méně toxickou a nebo se 

v podzemí stabilizuje tak, aby kontaminace dále nemigrovala (reduktivní prostředí podpořené 

nulamocným železem způsobuje transformaci mnoha kovů z rozpustné na nerozpustnou 

formu). Důležité je tedy zajistit přímý kontakt znečišťující látky (nacházející se zpravidla 

v roztoku) s preparátem nanoželeza. 

Podstata metody ve své podstatě spočívá na stejném principu jako v současnosti již běžně 

používaná technologie in-situ degradace s využitím makroskopického elementárního železa 

(např. v případě propustných reaktivních bariér), ale s tím, že se využívá zvyšující se 

reaktivity a migrační schopnosti částic s jejich zmenšující se velikostí. 

K všestranně účinné sanační schopnosti částic nanoželeza přispívají dva faktory. Především to 

jsou malé rozměry jednotlivých částic (1-100nm), což umožňuje jejich migraci horninovým 

prostředím od místa injektáže spolu s podzemní vodou do kontaminační oblasti kde dochází 

k chemické degradaci kontaminantů a dále je to jejich velký specifický povrch s vysokou 

reaktivitou (Zhang, 2003). Nanočástice nulamocného železa mají přibližně 35-krát větší 

specifický povrch než granulované nulamocné železo (o rozměrech v řádu 100 µm) a mohou 

být 10-krát až 1000-krát reaktivnější (Simon, 2006). 

Částice nanoželeza se mohou dále upravovat (modifikovat) za účelem umocnění rychlosti a 

účinnosti sanace. Úkolem modifikace částic je tedy buď ovlivnit jejich reaktivitu a nebo jejich 

11

transport horninovým prostředím. Nejběžnějším typem takto upravených částic jsou 

jednoduché nanočástice elementárního železa o rozměrech okolo 80 nm pokryté vrstvou 

oxidu železitého. Dalším typem jsou bimetalické nanočástice s přídavkem ušlechtilejšího 

kovu (Fe/Pd, …). Povrch částic se může upravovat také přidáním organického polymeru. 

Všechny tyto modifikace nicméně zvyšují cenu výsledného preparátu, což může být 

limitujícím faktorem při výrobě. 

Laboratorní a poloprovozní testy ukázaly, že nanočástice železa jsou velmi účinné při 

transformaci a snižování toxicity široké škály znečišťujících látek, jako jsou různé 

chlorované uhlovodíky (včetně PCE, TCE, DCE), polychlorované bifenyly, anionty 

(dusičnany, chromany, arzeničnany a arzenitany), kationty těžkých kovů (Ni, Hg), 

radionuklidy a volné fáze chlorovaných uhlovodíků, které patří do skupiny nesmáčivých látek 

těžších než voda (angl. DNAPL) (Černík, Kvapil, 2006). Laboratorně byla prokázána 

dostatečná účinnost metody pro více než 80 typů kontaminantů (MŽP, 2007). 

Většina výzkumů a aplikací je nicméně zaměřena na odstraňování chlorovaných uhlovodíků. 

Do vod a horninového prostředí se tyto látky dostaly v důsledku havarijních úniků, např. ve 

výrobních provozech, kde se používaly jako rozpouštědla při různých výrobách. In-situ 

chemická redukce chlorovaných uhlovodíků nanoželezem dnes pomalu přechází ze stádií 

ověřovacích experimentů do stádia praktických (komerčních) aplikací (Černík, Kvapil, 2006). 

2.1.3. Příprava preparátu nanoželeza 

V literatuře je popsána řada postupů přípravy vlastního nanoželeza a dále modifikovaných 

preparátů (např. přidáním atomů paladia). 

1. Základní postup 

Základní postup spočívá v tom, že se smíchají roztoky 0,25 M boridu sodného (NaBH 4 ) a 

0,045 M chloridu železitého (FeCl 3 ). Po smísení probíhá následující chemický děj: 

3+ 

− 

0 

− 

+ 

4Fe + 3BH 

4 

+ 9H 

2O 

→ 4Fe 

↓ + 3H 

2BO3 

+ 12H 

+ 6H 

2 

Jak uvádí Černík (2006): „reakce probíhá při pokojové teplotě a sraženiny železa se objeví 

přibližně za 5 minut. Vzhledem ke stechiometrii reakce je NaBH 4 přidán ve značném 

12

přebytku (7,4 násobku stechiometrického poměru podle uvedené reakce)“. Podle Lien a 

Zhanga (2001) je tento nadbytek klíčovým faktorem pro rychlý a homogenní růst železných 

krystalů. Průměrná velikost takto připravených částic je 60 nm. A průměrný specifický 

povrch 35 m 2 /g (Zhang, 2003). 

Yueqiang Liu ve svém článku „ TCE degradation rates, pathways, and efficiency of nanoscale 

iron particles with different properties“ z roku 2005 porovnává vlastnosti nanočástic 

nulamocného železa připraveného v laboratoři výše popsaným způsobem (Fe/B nanoželezo) a 

komerční produkt vyrobený Toda Kogyo Corporation, který se běžně používá v praxi. 

Ukázalo se, že i když oba typy mají podobnou velikost částic (Fe/B 30-40 nm a Toda 40-60 

nm) i specifický povrch (Fe/B 36,5 m 2 /g a Toda 23 m 2 /m), Fe/B je reaktivnější a tudíž více 

efektivní při degradaci TCE (výsledky byly získány v laboratorních podmínkách). Je to 

způsobeno tím, že složení Fe/B umožňuje celé nanočástici podílet se na reakci, zatímco u 

Toda je to jen 54% jejího povrchu (povrch částic je totiž pokryt Fe 2 O 3 (magnetit) a také 

malým množstvím polymeru). Na druhou stranu, Fe/B nanočástice mohou být pro praktické 

in-situ aplikace příliš reaktivní, protože zreagují se svým prostředím dříve než se dostanou na 

místo určení (do celé šíře dekontaminační zóny). Toda nanočástice jsou tedy pro praktické 

aplikace díky svým vlastnostem mnohem vhodnější, což je také důvod proč byl tento preparát 

takto vyroben. (Zhang, 2006). 

2. Povrchová implantace atomů paladia 

Povrchová implantace atomů paladia se provádí smícháním čerstvě připravených částic 

s roztokem octanu paladnatého v ethanolu. Přítomné paladium v roztoku se vyredukuje na 

povrchu částic železa podle oxidačně-redukční reakce (Elliot a Zhang (2001) in Černík 

(2007)): 

Pd 

2+ 

+ Fe 

0 

→ Pd 

+ 

+ Fe 

2+ 

Množství paladia na povrchu železných částic je velmi malé, běžně v řádu 0,1 %, ale má 

velmi zásadní vliv na rychlost rozkladné reakce chlorovaných uhlovodíků. 

Podobné metody byly použity i k přípravě Fe/Pt, Fe/Ag, Fe/Ni, Fe/Co, Fe/Cu (Zhang, 2003). 

13

2.1.4. Reakce s kontaminanty 

Jak již bylo zmíněno výše, částice nanoželeza se ukázaly být efektivním redukčním činidlem 

a katalyzátorem pro širokou řadu znečišťujících látek. Podstata reakce je založena na 

schopnosti nanočástic železa působit na některé látky a měnit jejich oxidační stav (Zhang, 

2003). 

1. Základní procesy 

V případě chlorovaných uhlovodíků probíhají v horninovém prostředí při degradaci souběžně 

následující procesy (Černík, Kvapil, 2006 a MŽP, 2007): 

• Nulamocné železo představuje donor elektronu, bez ohledu na velikosti částic. Fe 0 

projevuje silnou tendenci k uvolňování elektronů ve vodním prostředí: 

0 2 

Fe → Fe 

+ + 2 

e 

− 

• Železo působí jako redukční činidlo tím, že dodává elektrony přímo z jeho neutrálního 

povrchu adsorbovaným kontaminantům. Při této reakci dochází k přenosu elektronů a 

odbourání atomů chlóru z molekuly chlorovaného uhlovodíku a jejich substituci protony 

z roztoku. Např. pro transformaci TCE platí: 

C Cl + 4Fe + 4H → C H + 4Fe + 4Cl 

0 + 2+ − 

2 4 2 4 

Současně probíhá povrchová reakce mezi vytvořeným Fe 2+ a kontaminantem. Na 

povrchu vázané Fe 2+ se podle podmínek prostředí může dále oxidovat na Fe 3+ a 

uvolňovat elektrony, které dále redukují atomy chlóru v molekule chlorovaného 

uhlovodíku 

2+ 3+ − 

Fe → Fe + e 

C Cl + H + 2e → C HCl + Cl 

+ − − 

2 4 2 3 

14

• Vedle reakcí s vlastním kontaminantem má elementární nanoželezo tendenci redukovat i 

molekuly vody. Redukcí vody vzniká atomární vodík, který může být využíván 

příslušnými bakteriemi k biologické reduktivní dechloraci. 

Fe + 2H O → Fe + H + 2OH abioticky 

0 2+ − 

2 2 

+ − 

C Cl + H → C HCl + H + Cl bakteriá ln ě 

2 4 2 2 3 

Fe(III) reduktivní bakterie mohou zpětně redukovat vzniklé železité kationty na 

železnaté za pomoci atomárního vodíku uvolněného oxidací elementárního železa: 

Fe + 2H O → Fe + H + 2OH abioticky 

0 2+ − 

2 2 

2Fe + H → 2Fe + 2H bakteriá ln ě 

3+ 2+ + 

2 

• Nulamocné železo může reagovat s ve vodě rozpuštěným kyslíkem 

0 + 

2+ 

2 Fe + 4H 

+ O2 

→ 2Fe 

+ 2H 

0O 

Touto reakcí se zvyšuje zásaditost vody, což by mohlo pomoci u vod kontaminovanými 

kyselinami (Kočárková, 2007). 

• Kovové železo působí jako katalyzátor při reakci vodíku s kontaminantem, s využitím 

vodíku produkovaného na povrchu elementárního železa dle předchozí reakce. 

Teoreticky není tato reakce kineticky účinná bez přítomnosti katalyzátoru (předpokládá 

se, že při absenci katalyzátoru mohou jako katalyzátor působit i nečistoty a vady 

povrchu železa): 

CCl CH + H → C H 3HCl 

3 3 

3 

2 2 6 

+ 

• Částice ve vodě vykazují výrazné snížení redox potenciálu. Redox potenciál je tak 

nízký, že částice jsou za normálních podmínek schopny redukovat protony na 

molekulární vodík podle reakce: 

+ 0 2+ 

2H + Fe → Fe + H 

2 

15

Tato reakce způsobuje zvýšení pH podzemní vody při aplikaci částic. V případě, že 

podzemní voda nemá dostatečnou pufrovací kapacitu, může být dlouhodobě pozorováno 

zvýšení pH až o 2 jednotky (Elliot a Zhang (2001) in Černík (2007)). 

2. Vliv na pH a Eh 

Reakce nanoželeza v prostředí způsobuje charakteristické zvýšení pH a snížení redoxního 

potenciálu (Eh) prostředí, což je způsobeno výraznou spotřebou kyslíku a dalších 

potenciálních oxidantů a produkcí vodíku. Např. (v případě laboratorních testů), již za cca 5 

minut od aplikace dochází ke zvýšení pH až o 2-3 jednotky a redukci redox potenciálu o 500- 

900mV. Takže pH se poté může pohybovat kolem 5 a redoxní potenciál nabývá hodnot -300 

až -500mV (Zhang, 2003). Simon (2006) uvádí, že přítomnost nanoželeza vytváří reduktivní 

prostředí s redox potenciálem kolem -700 až -400 mV. Předpokládá se, že tyto změny budou 

menší v případě aplikací na reálné lokalitě, kde se vlivem difuze a jiných jevů tato chemická 

změna oslabí. Zvýšení pH a snížení redoxního potenciálu na lokalitě může povzbudit růst 

anaerobních mikroorganismů, což je výhodné pro zrychlení biodegradačních procesů. 

3. Vliv aditiv 

Reaktivita povrchu nanočástic může být výrazně zvýšena malou příměsí ušlechtilého kovu 

(např. paladia), kdy vlivem výměny elektronů mezi těmito dvěma kovy vznikají na povrchu 

drobné elektrické články, kde železo působí jako anoda a je snadněji oxidováno (Černík, 

2006). 

Přesná role paladia pro rychlou a úplnou dechloraci chlorovaných uhlovodíků není zcela 

známa. Podle existující pravděpodobné hypotézy vytváří paladium na povrchu železných 

částic velké množství drobných galvanických článků, které podporují uvolňování elektronů 

oxidací železa. Tyto elektrony pak reagují s protony (ionty H + ) a vytvářejí plynný vodík, který 

vstupuje do krystalické mřížky paladia. Pro atomy chlorovaných uhlovodíků, které se 

dostávají do kontaktu s železnými částicemi, pak plynný vodík působí jako velmi silné 

redukční činidlo pro dechlorační proces (Cheng a kol. (1997) v Černík (2007). 

Laboratorní porovnání rychlosti rozkladu TCE za pomoci prostých Fe 0 nanočástic a Fe/Pd 

nanočástic ukazuje, že zatímco k úplnému odbourání TCE byl v případě Fe 0 potřeba téměř 

měsíc, v případě bimetalických částic stačilo 12 hodin (Elliot a Zhang, 2001). 

16

4. Rychlost reakcí 

Rychlost dechlorace závisí na množství dostupných elektronů. Tímto způsobem poroste 

rychlost reakce se zvětšujícím se specifickým povrchem. 

Rychlost rozkladné reakce také silně závisí na počtu atomů chloru v molekule. Uhlovodíky se 

čtyřmi a více atomy se degradují velmi rychle, zatímco uhlovodíky se dvěma a méně atomy 

chloru mají výrazně menší reaktivitu k redukčnímu rozkladu. Pro vysoce chlorované ethany je 

dominantním konečným produktem ethan (61-87%), zatímco ethylen je zastoupen jen v 6- 

16% (Elliot a Zhang, 2001). 

5. Vliv na vznik meziproduktů 

Nízká tvorba chlorovaných meziproduktů a velké procento ethanu jako konečného produktu 

reakce jsou nesporné přednosti použití nanoželeza oproti železu o rozměrech milimetrů či 

mikrometrů, kde vznikají chlorované meziprodukty, které se dále redukují obtížně, a proto 

zůstávají v roztoku jako konečné vedlejší produkty. I v případě použití nanoželeza však bylo 

pozorováno, že rychlost degradační reakce klesá od PCE>TCE>cis-DCE>VC. Tento fakt 

vede k určité akumulaci méně chlorovaných uhlovodíků, které jsou však příslušnými 

reakcemi dále odbourávány. V případě použití bimetalických částic je množství meziproduktů 

výrazně nižší (Lien a Zhang, 2001). Dalším faktorem, který přispívá k tvorbě meziproduktů, 

je mikrobiální redukce, která za příznivých podmínek může doprovázet aplikaci nanočástic, 

avšak podíl takto vzniklých látek je velmi malý (Černík, 2006). 

Také se snižující se reaktivitou nanočástic během jejich působení v horninovém prostředí 

může docházet ke vzniku meziproduktů rozkladu. V případě chlorovaných ethylenů (MŽP, 

2007) jde o následující řadu meziproduktů: 

PCE→TCE→cis-1,2-DCE→VC→ethen→ethan 

Laboratorní testy prokázaly, že rychlá a celková dechlorace všech chlorovaných kontaminantů 

byla např. s Pd/Fe nanočásticemi (dávka 6,25 g/l) dosažena během 8 hodin (z původní 

koncentrace cca 5000 µg/l pod limit 10 µg/l). Hlavním produktem byl ethan. Ještě větší (99% 

odstranění) měly částice nanoželeza (bez paladia) za 24 h. 

17

Další laboratorní testy ukázaly, že nanočástice Pd/Fe mohou dosáhnout dechlorační rychlosti 

cca 1 mgTCE/g nano Fe/h a celková kapacita je přibližně 100-200 mgTCE/ g nanoFe. 

Rychlost reakce je přibližně o 1-3 řády vyšší než u konvenčního železného prášku o 

rozměrech cca > 10 µm. Laboratorní testy dále prokázaly, že nanočástice připravené 

v laboratoři zůstávají reaktivní v půdě i v podzemní vodě 6-8 týdnů (Zhang, 2003). 

2.1.5. Migrace nanoželeza 

Obecně platí, že účinnost jakýchkoliv sanačních technologií in-situ spočívá ve schopnosti 

zajistit přímý kontakt reakční látky, biopreparátu atp. se znečištěním obsaženým v hornině či 

podzemních vodách. Běžně se přitom využívají vrty, resp. zářezy a výkopy. 

Migraci nanoželeza v horninovém prostředí ovlivňují tři hlavní mechanismy (Černík, 2007): 

Brownův pohyb (molekulární difuze), konvektivní pohyb částic ve směru proudění podzemní 

vody a gravitační pohyb způsobující vertikální klesání částic. Difuzní pohyb způsobuje 

odstranění částic z proudu podzemní vody setrváváním na místě náhodnými pohyby ve všech 

směrech bez preference směru proudění podzemní vody. Gravitační pohyb způsobuje 

sedimentaci a vypadnutí částic z proudu podzemní vody. Oba mechanismy závisejí na 

velikosti částic. Brownův pohyb se uplatní na velmi malé částice (obecně < 0,1 µm) a 

gravitační pohyb naopak pro částice větší (obecně > 1 µm). Částice o velikostech v rozmezí 

těchto hranic se budou pohybovat převážně ve směru proudění podzemní vody v závislosti na 

dalších faktorech, jako je rychlost proudění podzemní vody, teplota, hustota preparátu aj.. Pro 

nanoželezo je optimální rozměr částic pro jejich migraci podzemní vodou menší než 100 nm. 

(Nurmi et al (2005) in Černík, 2006). 

Významné je, že při aplikaci nanočástic do sanačních vrtů jich určitá část ulpí v horninovém 

prostředí (je sorbována) a část je nesena (migruje) podzemní vodou, tím se dostane do 

přímého styku se znečištěním a tak sanuje oblast ve směru proudění podzemních vod 

(Rodová, 2007). Materiál horninového prostředí v okolí aplikačního vrtu působí jako jemný 

filtr, který má tendenci tyto částice zachytit a omezit tím jejich migraci. I když se ukazuje, že 

nanočástice železa jsou velmi účinné při sanaci, mají tendenci hromadit se a držet se na 

povrchu půdních částic.(Černík (2006) a Zhang (2003)). 

18

Nanoželezo může v horninovém prostředí využívat stejných migračních cest jako 

kontaminující látky. Na rozdíl od nich má však většinou jen omezenou dobu působnosti 

vzhledem ke své reaktivní kapacitě a vzhledem k očekávaným termínům sanace. Z tohoto 

pohledu je kvalitní poznání stavby horninového prostředí a rozšíření znečištění nezbytnou 

podmínkou úspěšnosti sanačního zásahu (MŽP, 2007). Také na způsobu přípravy a kvalitě 

připravené suspenze závisí migrační i reakční vlastnosti činidla. Minimalizován by měl být 

kontakt s atmosférickým kyslíkem. 

Pro nejlepší mobilitu by částice nanoželeza měly mít rozměry v rozsahu od 20 do 50 nm. 

Dle Simona (2006) pro mobilitu nanočástic dále obecně platí, že: 

• klesá s poklesem pH 

• je závislá na struktuře nanočástic 

• zvyšuje se s přítomnosti surfaktantů (polymery) 

• je ovlivněna geochemickým složením kontaminované horniny 

2.1.6. Aplikace 

K vlastní infiltraci preparátu do horninového prostředí lze použít klasické vystrojené či 

nevystrojené vrty, přímé injektáže do nezpevněných horninových materiálů (tzv. direct push), 

infiltrační zářezy, stávající studny, hydraulické štěpení či dávkování činidla přímo do výkopů. 

Vzhledem k tomu, že se jedná o infiltraci pevného materiálu ve formě jemné suspenze, musí 

vrty zabezpečovat dobrou komunikaci s kolektorem (tj. vrty nesmí být kolmatovány), aby 

během infiltrace nedocházelo k separaci činidla a jeho akumulaci ve vrtu. 

Z hlediska projektování sanačního systému a aplikace preparátu nanoželeza se používá 

koncentrace účinné látky v závislosti na lokálních podmínkách v rozsahu od cca 0,5 do cca 15 

g/l (MŽP, 2007). 

Použitelnost nanoželeza je silně závislá na typu kontaminace a zároveň na hydrochemických 

podmínkách kolektoru. Nevhodné hydrochemické poměry mohou výrazně zpomalit až zcela 

zastavit rozkladné reakce vedoucí k odbourávání kontaminace. 

Z hydrogeologického hlediska je metoda použitelná v případě, kdy je zajištěna dostatečná 

propustnost horninového prostředí, přirozeně reduktivní horninové prostředí (nízké 

koncentrace rozpuštěného kyslíku v podzemní vodě), nízké koncentrace síranů a dusičnanů a 

přirozená pufrovací kapacita prostředí stabilizující pH. 

19

Vliv těchto a dalších faktorů lze stanovit na základě na sebe navazujícího systému testů, 

zkoušek a aplikací, které mají obvykle několik stupňů (fází): 

• přípravné práce 

• laboratorní testy, 

• pilotní (ověřovací) terénní zkoušky 

• provozní aplikace 

1. Přípravné práce 

Před každou realizací sanace je třeba, v rámci přípravných prací, provést detailní průzkum 

lokality v kombinaci a laboratorními a terénními zkouškami. Detailní poznání geologické a 

hydrogeologické stavby lokality a povaha a bilanční odhad množství kontaminace umožní 

(MŽP, 2007): 

• Zvolit správný způsob injektáže preparátu do horninového prostředí. Injektáž bude 

probíhat jinak v případě zpevněných a nezpevněných hornin a jinak také v různých 

hloubkách. 

• Vyhodnotit fyzikální charakteristiky zemin i zvodněného kolektoru 

(granulometrie, efektivní pórovitost kolektoru). Efektivní pórovitost ovlivňuje 

skutečnou (advektivní) rychlost proudění podzemní vody, a tím i směry 

(horizontální a vertikální) šíření preparátu prostředím. 

• Odhadnout směr proudění podzemní vody a šíření látek horninovým prostředím. 

• Vymezit místa preferenčního proudění podzemní vody. V případě tektonicky 

porušeného horninového masívu ovlivňují preferenční cesty migraci a rychlost 

šíření kontaminace i preparátu nanoželeza. S ohledem na tyto cesty jsou následně 

umisťovány aplikační objekty a volen režim infiltrace. 

• Na základě znalosti pozaďových vlastností podzemní vody (fyzikálních a 

chemických) odhadnout zda je daná lokalita vhodná pro použití preparátu 

nanoželeza. Jsou sledovány zejména látky, jejichž přítomnost může vést ke 

konkurenčním reakcím s preparátem (zejména rozpuštěný kyslík, dusičnany, 

sírany). 

• Detailním poznáním plošné i prostorové distribuce kontaminace zvolit způsob 

aplikace preparátu do horninového prostředí a navrhnout rozmístění a konstrukci 

aplikačních objektů. 

V rámci etapy přípravných prací jsou odebrány vzorky zeminy a podzemní vody pro nezbytně 

nutné laboratorní zkoušky. 

2. Laboratorní zkoušky 

Použitelnost nanoželeza je silně závislá na typu kontaminace a zároveň na hydrochemických 

podmínkách kolektoru. Nevhodné hydrochemické poměry mohou výrazně zpomalit až zcela 

20

zastavit rozkladné reakce vedoucí k odbourávání kontaminace. Cílem laboratorních zkoušek 

je tedy především ověření proveditelnosti sanace s daným typem kontaminované podzemní 

vody a zeminy. Dalšími cíly laboratorních zkoušek mohou být odhad času nezbytného pro 

odbourání kontaminantů a vzniku vedlejších produktů reakcí. 

Pomocí vsádkových experimentů se v laboratoři ověřuje funkčnost daného reaktivního 

materiálu pro podmínky podzemní vody a zeminy z lokality a pro danou směs kontaminantů a 

odhadne se potřebná koncentrace a množství činidla. Kolonové zkoušky ověří migrační 

schopnost nanoželeza. Laboratorní testy také ověří dobu, po kterou je suspenze nanomateriálu 

stabilní (MŽP, 2007). 

Maximální důraz musí být kladen na způsob přípravy suspenze preparátu a na minimalizaci 

kontaktu se vzduchem. Suspenze by měla být připravena obdobným systémem jaký je 

uvažován při reálné aplikaci do horninového prostředí, nejlépe s využitím technologické vody 

z lokality. Tímto způsobem je zachována návaznost mezi laboratorními a terénními 

podmínkami. Omezením přístupu atmosférického kyslíku jsou minimalizovány reakce 

konkurující reakcím s kontaminujícími látkami. Přirozeně je přístup atmosférického kyslíku 

do podzemní vody omezen. 

3. Terénní pilotní testy 

Terénní pilotní testy jsou navrženy na základě 

výsledků laboratorních zkoušek. Jejich 

hlavním cílem je definice konkrétních podmínek pro návrh a provedení provozní aplikace 

nanoželeza na zájmové lokalitě s ohledem na následující faktory (MŽP, 2007): 

• výběr nejvhodnějšího preparátu a jeho dávkování (odvození celkového potřebného 

množství pro sanaci) 

• kinetika úbytku kontaminace a dalších rozpuštěných organických a anorganických 

látek ve zvodněném horninovém prostředí a možnost vzniku meziproduktů 

• stanovení poloměru dosahu účinku aplikace 

• ovlivnění vlastností horninového prostředí (propustnost, mikrobiální aktivita), 

některé nanomateriály mohou pro zachování migračních vlastností nanočástic 

obsahovat i malé množství organických povrchově aktivních látek 

• ověření způsobu aplikace činidla, technologických parametrů a kapacity 

navrhovaných zařízení 

Doporučuje se realizovat pilotní zkoušky v obdobném systému, jaký je navrhován pro reálnou 

terénní aplikaci. Řada nedostatků souvisejících se specifiky dané lokality může být odstraněna 

během pilotních zkoušek. 

21

Průběh pilotních zkoušek se dělí do několika kroků: 

• Vybudování systému pilotních (aplikačních a monitorovacích) vrtů 

• Stopovací zkouška 

• Příprava suspenze a aplikace činidla. Cílem je připravit a infiltrovat do 

horninového prostředí takový materiál, který zajistí maximální možný dosah 

aplikačních objektů (vrtů) stejně jako maximální možnou reakční kapacitu 

preparátu. Na způsobu a kvalitě připravené suspenze závisí migrační i reakční 

vlastnosti preparátu. 

• Monitoring 

• Vyhodnocení 

4. Provozní sanace 

Cílem provozní sanace je dosáhnout daných cílových parametrů sanace v daném časovém 

horizontu. Jedná se o činnosti velmi podobné (či totožné) s aktivitami prováděnými v rámci 

pilotních zkoušek, liší se však rozsahem plnění. 

2.1.7. Výhody a nevýhody metody 

Preparát nanoželeza může být použit při in-situ i ex-situ aplikacích (Zhang, 2003). Výhodou 

použití nanoželeza oproti větším železným částicím je dle Černíka (2007) především, že: 

• pohyblivost částic v podzemní vodě oproti statické reaktivní stěně 

• poměrně jednoduchá aplikace do vrtů 

• velký měrný povrch, který je o jeden až dva řády větší než u µm částic 

• rychlost rozkladných reakcí chlorovaných uhlovodíků je výrazně vyšší 

• vznik nižších chlorovaných uhlovodíků je výrazně nižší a tyto meziprodukty jsou dále 

odbourávány 

• konečným produktem je ethan na rozdíl od vyššího podílu ethenu v případě mili a µm 

částic 

• částice jsou dostatečně stabilní a zůstávají reaktivní v horninovém prostředí po dlouhou 

dobu. 

Veškeré známé aplikace nanoželeza pro sanaci horninového prostředí in-situ jsou stále ve 

stadiu laboratorních testů a pilotních zkoušek a nejsou tedy ještě důkladně známy veškeré 

aspekty spojené s jejich využitím (Černík, 2006). Mezi základní omezení využití nanoželeza 

(nanotechnologií obecně) v současné době stále patří nízká míra prostudování migračních 

procesů nanočástic a jejich chování v reálných korpuskulárních prostředích a také 

technologická stránka, například příprava a stárnutí preparátů, způsob aplikace a výběr 

vhodné nanoformy (ve formě roztoku či v práškové formě, použití bimetalických částic aj.). 

22

Stále existují nejasnosti (transport a dopady na životní prostředí) a ekonomické překážky, 

které mohou ovlivnit přijetí této metody do provozního měřítka (Nanotechnology White 

Paper, 2007). 

V současné době také neexistuje, zejména v ČR, jednotná legislativa ve vztahu použití 

nanotechnologií ve variantě in-situ při odstraňování starých ekologických zátěží. 

2.1.8. Některé zahraniční zkušenosti 

Použití nanočástic železa při sanaci ekologických zátěží bylo poprvé navrhnuto v roce 1995, 

první syntéza elementárního nanoželeza byla provedena již v roce 1996, kdy na Lehigh 

univerzitě v USA Wei-Xian Zhang a Wang vyvinuli metodu jak syntetizovat nanočástice 

železa smícháním roztoků boridu sodného a chloridu železitého (Zhang, 2003). První terénní 

aplikace nanoželeza do horninového prostředí se uskutečnily v USA v roce 2000. Od té doby 

byly ve světě uskutečněny desítky aplikací nanoželeza za účelem dekontaminace horninového 

prostředí. Laboratorně byla prokázána dostatečná účinnost metody pro více než 80 typů 

kontaminantů. V současné době se výzkum zaměřuje na zlepšení metod přípravy substrátu 

nanoželeza, modifikaci povrchových vlastností částic a zlepšení transportu substrátu 

prostředím (MŽP, 2007). 

V současnosti je na trhu dostupná celá řada materiálů na bázi elementárních kovů a s 

rozvojem této technologie další vznikají. Popis těchto materiálů a jejich potenciální výhody a 

nevýhody jsou shrnuty v tabulce (Tab. 1). Pro účely této diplomové práce byl použit první 

preparát, nanoželezo Toda. 

Tab. 1. Materiály na bázi elementárních kovů (MŽP, 2007). 

Název / výrobce Popis Rozměr Výhody Nevýhody 

Elementární 

nanoželezo 

(Zhang, Toda) 

Bimetalické nebo 

porézní nanočástice 

Částice o 

velikosti cca 100 

nm a povrchem 

pokrytým Fe 2 O 3 

(magnetit). 

Částice o 


10 -9 m -ve zoxidovaném 

stavu jsou totožné 

s přírodními materiály 

- schopnost migrace 

v porézním prostředí 

- postačující reaktivita 

- nezpůsobuje 

kolmataci 

horninového prostředí 

- poměrně dobrá 

dostupnost 

v podmínkách ČR 

10 -9 m Mimo výše uvedené i 

vyšší reaktivita a tím 

23 

V podmínkách 

některých lokalit 

příliš vysoká 

reaktivita (a tím 

nedostatečná 

účinnost) či 

vysoká spotřeba 

materiálu. 

Vyšší cena, 

v podmínkách

(Lehigh 

University/CTI/GAI) 

Emulzifikované 

nanočástice 

(EZVI – NASA) 

Mikročástice 

elementárního železa 

(Battelle, Adventus) 

Milimetrové částice 

(Waterloo University) a 

paladizované 

milimetrové částice 

(PIRT- University of 

Arizona in Tucson a 

Oak Ridge National 

Laboratory) 

nm a povrchem 

pokrytým Fe 2 O 3 

s příměsí jiného 

kovu na povrchu 

(např. paladium). 

Částice o 


nm a povrchem 

pokrytým Fe 2 O 3 , 

emulgované 

Jemný prach 

elementárního 

železa, často 

dodávaného ve 

směsi 

s biologicky 

rozložitelným 

materiálem 

podporujícím 

redukční 

procesy. 

Kovové piliny, 

alternativně 

paladizované pro 

zvýšení 

reaktivity, použití 

pro vytváření 

zemních filtrů. 

nižší spotřeba činidla. 

10 -9 m Mimo výše uvedené, 

schopnost řešit 

lokality 

kontaminované 

produktem organické 

fáze (DNAPL). 

10 -6 m - stabilní 

- směs s dalšími 

látkami stimulujícími 

biodegradaci 

- použitelné také pro 

dekontaminaci on-site 

10 -3 m Nejdéle používaná 

technologie s řadou 

úspěšných referencí. 

V případě otevřených 

výkopů jednoduchá 

manipulace a údržba, 

relativně nízká cena 

za materiál. 

některých lokalit 

příliš vysoká 

reaktivita (a tím 

nízká stabilita), 

prozatím obtížně 

dostupné 

v podmínkách 

ČR. 

Vyšší cena, 

obtížně dostupné 

v podmínkách 

ČR. 

- nemigrují 

- nižší reaktivita 

- sanační použití 

patentově 

chráněno 

-nemigrují 

- nižší reaktivita 

v porovnání 

s nanomateriály 

- někdy 

kontaminovány 

ropnými látkami 

- sanační použití 

patentově 

chráněno 

2.1.9. Některé zkušenosti z ČR 

V České republice se využitím nanoželeza pro sanaci kontaminované podzemní vody 

zabývá Technická univerzita v Liberci ve spolupráci s olomouckou Univerzitou Palackého, 

brněnskou Masarykovou univerzitou a firmou Aquatest. Projekt využití vlastností 

elementárního železa podpořila dotací 26 milionů Kč v rámci programu „Nanotechnologie 

pro společnost“ Akademie věd ČR. Projekt s názvem „Výzkum výroby a použití nanočástic 

na bázi nulamocného železa pro sanace kontaminovaných podzemních vod“ byl zahájen 

v červenci 2006 a ukončen by měl být v roce 2008. Cílem projektu je i vývoj a výroba nového 

nanomateriálu na bázi povrchově modifikovaných železných nanočástic (Kočárková, 2007). 

Na Masarykově univerzitě přišli s myšlenkou získávat nanoželezo z odpadních sedimentů, 

tvořených přirozeně nanorozměrným oxidem železitým (ferrihydrid), nahromaděných ve 

starých důlních štolách, konkrétně např. v lokalitě Zlaté hory v Jeseníkách. Tento postup je 

24

výhodný nejen proto že je cenově dostupný, ale také může přispět k vyčištění důlních chodeb 

od životní prostředí zatěžujícího sedimentu. Olomoucká univerzita má na starost výrobu 

nanoželeza a Liberecká univerzita se stará o jeho laboratorní ověření v různých podmínkách. 

Společnost Aquatest vyhledá vhodné lokality, kde pilotně novou metodu vyzkouší 

(Kočárková, 2007). 

V zahraničí se nanoželezo vyrábí ve formě roztoku. „Olomoucké nanoželezo“ má formu 

prášku, lze jej tedy snadněji chránit před oxidací, která účinky nanoželeza oslabuje. 

Na Technické univerzitě v Liberci je problematika využití nanoželeza pro sanaci horninového 

prostředí komplexně řešena v rámci výzkumného centra ARTEC. Výzkum probíhá v několika 

oblastech: laboratorní experimenty zkoumají možnosti využití nanočástic na různé typy 

kontaminantů a způsob transportu nanočástic v proudu podzemní vody. Data z těchto 

experimentů jsou pak využita k návrhu a kalibraci chemických a transportních matematických 

modelů popisujících tyto děje. Posledním krokem jsou pak poloprovozní testy aplikace 

nanočástic optimalizované pomocí vyvinutých matematických modelů (Nosek, 2007). 

V České republice byly zatím provedeny dvě pilotní aplikace nanočástic nulamocného železa 

pro sanaci chlorovaných uhlovodíků. První experiment byl proveden v roce 2003 na lokalitě 

Spolchemie a druhý v roce 2004 na bývalé vojenské základně v Kuřívodech. V prostoru 

Stráže pod Ralskem probíhá testování využití nanoželeza pro sanaci podzemních vod 

znečištěných chemickou těžbou uranu (Klímková, 2007). 

2.2. Využití syrovátky 

2.2.1. Biologická reduktivní dehalogenace 

Biologická reduktivní dechlorace (BRD) je sanační metoda založená na anaerobní 

biodegradaci chlorovaných organických látek. Používá se pro sanaci chlorovaných 

alifatických uhlovodíků – chlorethanů, chlormethanů a zejména chlorovaných ethylenů. 

Chlorované uhlovodíky jsou vysoce oxidované látky, které je řada anaerobních 

mikroorganismů schopna využívat jako akceptor elektronu při metabolických procesech a 

postupně je transformovat až na netoxické látky (MŽP, 2007). 

25

Základním principem BRD je aplikací organického substrátu do kontaminované zvodně 

vytvořit reaktivní zónu (bioreaktor in-situ) kdy organický substrát slouží jako zdroj uhlíku pro 

přítomnou mikroflóru. Rozkladem aplikovaného substrátu dojde k vyčerpání kyslíku 

z prostředí a tím k vytvoření optimálních anaerobních podmínek pro průběh reduktivní 

anaerobní mikrobiální dechlorace (MŽP, 2007). Pro aplikaci substrátu se využívá buď tlaková 

či gravitační infiltrace do sítě vystrojených vrtů nebo konstrukce biobariér. 

Látky používané pro podporu dehalogenace jsou buď vedlejší produkty potravinářského 

průmyslu a nebo „čistě“ chemické látky, výrobky chemického průmyslu. Do první kategorie 

patří rychle biologicky rozložitelné látky jako je syrovátka, melasa, silážní šťáva a kvasničný 

extrakt (Tab. 2) a nebo látky s pomalejším rozkladem, jako je sušená syrovátka, chitin a 

organické mulče. Druhá kategorie zahrnuje například laktát, propionát, vodík, ethanol, 

methanol a emulgované jedlé oleje (Macháčková, 2005). Substráty se tedy dělí dle několika 

kritérií. Prvním je způsob výroby či získání substrátu. Dalším kritériem je typ substrátu, tj. 

zda se jedná o snadno rozpustné látky, které jsou v kolektoru rychle odbourávány či o pomalu 

rozpustné, dlouhodobě působící substráty. Typ zvoleného substrátu určuje techniku aplikace, 

při výběru substrátu je také vhodné zohlednit, do jaké míry je daný substrát ověřen. 

Doba transformace chlorovaných uhlovodíků závisí na propustnosti kolektoru, rychlosti 

rozvoje dechlorující mikroflóry a intenzitě kontaminace (zejména na objemu ClU, které jsou 

vázány na zeminu, popř. přítomny v kolektoru ve formě DNAPL). Doba, za kterou proběhne 

kompletní dechlorace se pohybuje od 16 do 48 měsíců (MŽP, 2007). 

Hlavními kritérii při projektování sanace jsou hydrogeologické, geochemické a biologické 

podmínky na lokalitě. To znamená jaká je rychlost proudění podzemní vody, mocnost 

kolektoru, vzdálenost k recipientu, oxické podmínky, vstupní zátěž organickými látkami, 

mikrobiální oživení a probíhající procesy. Dále je důležité zvážit způsob aplikace substrátu, 

jaká je dostupnost a obslužnost lokality a ekonomické možnosti investora (Macháčková, 

2005). 

26

Tab. 2. Přehled rychle rozpustných substrátů a způsob jejich aplikace (podle Henry et al. 

2004, Suthersan et al. 2002 v MŽP (2007)). 

Substrát 

laktáty, 

propionát, 

butyrát 

ethanol, 

methanol 

Frekvence 

aplikací 

kontinuální – 1x 

za 2 měsíce 

Počet 

sanovaných 

lokalit 

laktát >20 

butyrát

2.2.3. Některé zahraniční zkušenosti 

Biologickou reduktivní dechloraci s využitím syrovátky lze aplikovat i na jiné druhy 

kontaminantů než na chlorované uhlovodíky. Například v rámci bioremediačního projektu 

v Emerville v Kalifornii byla využita syrovátka k čištění podzemní vody znečištěné 

šestimocným chromem. Cílem bylo snížit koncentrace Cr(VI) na limity pro pitnou vodu. 

Tento přístup měl podpořit mikroorganismy k přeměně Cr(VI) na Cr(II). Zatímco Cr(VI) je 

rozpustný ve vodě a mobilní, Cr(III) je špatně rozpustný a za normálního pH se vysráží. 

Syrovátka sloužila jako levný zdroj živin (obzvláště uhlíku) pro mikroorganismy. Uhlík 

podpořil větší populace organismů, což vedlo k rychlejší a větší redukci Cr(VI). Na lokalitě 

byla provedena instalace injektážního vrtu a aplikace syrovátky. Během pilotního testu se 

ukázalo, že koncentrace Cr(VI) poklesly (v monitorovacích vrtech) o 99% za 2 měsíce. 

(Rynk, 2004). 

2.2.4. Některé zkušenosti z ČR 

Provozní testování metody podporované reduktivní dehalogenace bylo v ČR poprvé zahájeno 

okolo roku 2000. Technologie byla použita například na těchto lokalitách: Monroe 

Hodkovice, ABB Jablonec, Technolen Lomnice, Autodíly Jablonec a Polygraph Blatná (Tab. 

3). Na dvou z uvedených lokalit byla již sanace a posanační monitoring úspěšně ukončeny, na 

dvou je sanace v provozu s dosažením sanačních limitů na 80% sanované plochy. Na další 

lokalitě byla podporovaná reduktivní dehalogenace testována v rámci pilotního testu, který 

ověřil úplnou dechloraci a snížení obsahu chlorovaných uhlovodíků pod sanační limit 

v prostoru pilotního testu (MŽP, 2007). 

Tab. 3. Souhrn výsledků aplikace podporované reduktivní dehalogenace v ČR na vybraných 

lokalitách. 

Lokalita 

Dominantní 

kontaminant 

Koncentrace 

ClU při 

zahájení 

reduktivní 

dehalogenace 

Limit 

Monroe 

Hodkovice 

ABB 

Jablonec 

Technolen 

Lomnice 

Autodíly 

Jablonec 

Polygraph 

Blatná 

TCE PCE PCE (30%) TCE 

PCE 

Produkty 

rozkladu 70% 

5-200 mg/l 1,5-2 mg/l 3-10 mg/l 3-8 mg/l 5-13 mg/l 

10x krit. 

koncentrace 

dle MP pro 

jednotlivé ClU 

10x krit. 

koncentrace 

dle MP pro 

jednotlivé 

500 µg/l DCE 

800 µg/l TCE 

1000 µg/l PCE 

1000 µg/l 

suma ClU 

1200 µg/l 

suma ClU 

28

ClU 

Horninové 

prostředí 

zahliněné 

štěrkopísky 

říční terasy 

žulový masiv 

překrytý 

eluvii a 

navážkami 

hlinitopísčitá 

říční terasa 


překrytý eluvii 

a navážkami 

Propustnost nízká střední nízká střední až 

nízká 

Předchozí airsparging, 

sanace venting, PAL 

Substrát 

Způsob 

aplikace 


překrytý eluvii 

a navážkami 

střední 

čerpání, PAL 9 let čerpání 4 roky čerpání čerpání 2 

roky, 

airsparging, 

venting 

5% roztok 

melasy 

Syrovátka syrovátka syrovátka syrovátka 

ventingové vrty 5-14 m ventingové vrty 10-17 m drenážní 

rozvody + 

rozvody + vrty 

systém a vrty 

aplikační vrty 

4,5 m 3 20 m 3 32 m 3 100 m 3 50 m 3 

Množství 

substrátu 

Plocha 2850 m 2 600 m 2 2650 m 2 3000 m 2 5000 m 2 

zásahu 

% odstranění 97 % 95 % 99 % 90 % 93-100 % 

ohnisko, 74-97 

% okraje 

Doba zásahu 2 roky 1 rok 1 rok 1,5 roku 1,5 roku 

Poznámka 

došlo 

k imobilizaci 

Cr VI 

zásah po 

reboundingu 

náhrada 

sanačního 

čerpání 

pilotní test, 

náhrada 

čerpání 

pokračuje 

2.3. Některé základní filtrační a migrační parametry ovlivňující 

sanaci 

V této části se jen orientačně zmíním o některých charakteristikách, které zásadní měrou 

ovlivňují nejen šíření nežádoucích látek v zeminách či horninovém prostředí, ale i použití 

sanačních metod a jejich účinnost. Jsou to pórovitost, zrnitost a koeficient hydraulické 

vodivosti. 

2.3.1. Pórovitost 

Pórovitost půdy je fyzikální vlastnost půdy vyjadřující objem všech prostor (pórů) mezi 

pevnými částicemi. Póry většinou nejsou od sebe odděleny, jsou spojité, i když se mohou lišit 

tvarem i velikostí. Objem, tvar a velikost půdních pórů má vliv na vlastnosti vody obsažené 

v půdě, na rychlost pohybu vody, a tím je kromě hydrogeologických vlastností půdy 

ovlivněna i intenzita migrace látek v půdě (Kutílek, 2004). 

Orientační hodnoty pórovitosti pro některé zeminy a horniny jsou uvedeny v Tab. 4. 

Tab. 4. Orientační hodnoty pórovitostí (Císlerová, 1998). 

29

Materiál Pórovitost [%] 

štěrk hrubý 24 - 36 

štěrk jemný 25 - 38 

písek hrubý 31 - 46 

písek jemný 26 - 53 

prach 34 - 61 

jíl 34 – 60 

Nízká pórovitost ve štěrkovitých půdách je způsobena tím, že zde není vyvinuta půdní 

struktura (póry se objevují převážně mezi jednotlivými zrny). Maximální hodnoty pórovitosti 

u jílovitých půd jsou způsobeny především tím, že v těchto půdách jsou optimální podmínky 

pro vznik struktury. Vyšší pórovitost také neznamená vyšší propustnost. V jemnozrnných 

materiálech s velkou pórovitostí a s velkým měrným povrchem pevné fáze se významně 

uplatňují molekulární síly, které brání pohybu vody. Proto je jejich propustnost výrazně nižší 

než u materiálu hrubozrnných (Kutílek, 2004). 

2.3.2. Zrnitost 

Zrnitost označuje poměrné zastoupení částic různých velikostí v půdě. Zrnitost půdy je 

zpravidla charakterizována čárou zrnitosti, z hlediska praktického využití se velikost zrn 

obvykle stahuje do určitých velikostních intervalů, tzv. zrnitostních frakcí. Půdy a zeminy se 

označují podle převládající frakce. Granulometrií se provádí zrnitostní rozbor a tím se stanoví 

procentuální zastoupení jednotlivých frakcí. Jednou z výhod určování zrnitosti pomocí 

granulometrie je, že na jejím základě lze vypočíst jak pórovitost, tak koeficient hydraulické 

vodivosti (Kutílek, 2004). 

2.3.3. Koeficient hydraulické vodivosti 

Koeficient hydraulické vodivosti, někdy též označovaný jako hydraulická vodivost (někdy se 

též používá filtrační koeficient, koeficient filtrace atp.) charakterizuje schopnost porézního 

prostředí umožnit proudění vody. 

Pro daný materiál platí, že množství vody proteklé sloupcem za jednotku času Q je přímo 

úměrné rozdílu ( H1 − H 2 

) a průřezové ploše sloupce S . Hodnota H je hydraulická výška a 

měří se od zvolené srovnávací roviny a rozdíl ( H1 − H 2 

) je ztráta hydraulické výšky při 

průtoku vody sloupcem zeminy. Toto tvrzení může být vyjádřeno pomocí Darcyho zákona. 

Darcyho zákon popisuje rychlost filtrace následující rovnicí: 

30

∆H 

q = K 

s 

, 

∆L 

kde 

Q 

q = 

S 

a následně získáme: 

( H H 

Q K 

s 

S 

) 2 1 

= ⋅ ⋅ 

− , 

L 

kde 

Q … průtok vody za jednotkový čas [m 3 /s] 

K 

s 

..nasycená hydraulická vodivost [m/s] 

S …průřezová plocha sloupce [m 2 ] 

( H1 − H 2 

) .. rozdíl hydraulických výšek [m] 

L …délka vzorku [m] 

Velikost hydraulické vodivosti závisí na vlastnostech porézního prostředí i na vlastnostech 

kapaliny, konkrétně na hustotě kapaliny a její viskozitě, z charakteristik porézního prostředí 

mají význam zejména zrnitostní složení, tvar zrn a pórů, tortuozita, pórovitost a měrný povrch 

(Valentová (2007) a Císlerová (1998)). 

Tab. 5. uvádí orientační hodnoty hydraulické vodivosti při proudění vody v různých druzích 

zemin. 

Tab. 5. Orientační hodnoty hydraulické vodivosti (Valentová, 2007). 

Druh zeminy 

Hydraulická vodivost K s [m/s] 

jíl < 1.10 -8 

písčitá hlína < 1.10 -6 

hlinitý písek ulehlý (1-5).10 -6 

písek s příměsí jílu (1-2).10 -6 

hlinitý a jemný písek (1-5).10 -5 

hrubozrnný písek (1-5).10 -4 

štěrkopísek (2-10).10 -4 

štěrk (1-5).10 -3 

31

3. Experimentální část – metodika prací 

V rámci laboratorních zkoušek jsem se zabývala studiem vlivu granulometrického složení 

dvou petrografických typů zemin na průnikovou schopnost nanoželeza a syrovátky při tzv. 

kolonovém experimentu 2 . Za tímto účelem byl uskutečněn následující soubor stanovení: 

• granulometrické složení vzorků s možným petrografickým zařazením 

• koeficient filtrace ve filtrační koloně (podle Darcyho schématu) 

• sledování počáteční stabilizace vzorku v závislosti na postupném ustalování 

průnikového množství vody Q kolonou 

• koncentrační křivky pro chloridy 

• koncentrační křivky pro „železo“ na základě měření atomové absorpční spektrometrie 

• koncentrační křivky pro syrovátku na základě měření celkového organického uhlíku 

3.1. Popis vzorků testovaných zemin 

3.1.1. Výběr zemin 

Vzorky byly vybrány takovým způsobem, aby se jejich vlastnosti tzn. zrnitost, pórovitost a 

hydraulická vodivost pohybovaly v co možná největším rozsahu a přitom nedošlo 

k nepřípustně dlouhé době průniku vody. 

V rámci testů byly použity celkem 4 petrograficky odlišné vzorky zemin.V případě zemin 

použitých pro testování průnikových vlastností nanoželeza jsem využila vzorky již dříve 

odebrané Petrou Janouškovcovou (VŠCHT) z lokality areálu Motoco a.s. České Budějovice a 

z lokality v Přešticích. Vzhledem k jejich malému objemu byly následně pro testování 

syrovátky použity další dva vzorky zeminy, dodané Ivanem Landou. Jednotlivé zeminy jsou 

popsány v tab. 6 a 7. 

Tab. 6. Charakterizace vzorků zeminy použitých pro testování nanoželeza 

Vzorek I II 

typ zeminy Písčitá štěrkopísčitá 

místo nálezu 

areál fa: Motoco a.s. 

České Budějovice 

Přeštice – čistírna 

vrt HP - 17 

hloubka [m] 2 – 3 3,0 – 5,4 

2 Zkouška, kdy testovaný vzorek zeminy je uložen v ochranném válci, na jehož vstupní a výstupní hranici jsou 

udržovány zadané hydrodynamické a hydrochemické podmínky. 

32

Tab. 7. Charakterizace vzorků zeminy použitých pro testování syrovátky 

Vzorek III IV 

typ zeminy jemně zrnité písky středně zrnité písky 

místo nálezu Košíře Lutín, aluviální písky 

hloubka [m] 0,0-1,0 0,0-0,1 

Poznámka 

Písek dodávaný pro 

hřiště 

Písek z pískovny 

3.1.2. Granulometrie 

Granulometrická analýza vzorků byla zaměřena na zjištění zrnitosti, tedy poměrného 

zastoupení částic různých velikostí. K analýze vzorků zemin použitých k testování 

průnikových schopností nanoželeza (I a II) byla vzhledem k obsahu prachových částic 

v zeminách použita mokrá sítová analýza. Suchá sítová analýza byla použita k analýze vzorků 

dále využitých na testování průnikových schopností syrovátky (III a IV). 

1. Mokrá sítová analýza 

K provedení analýzy byla použita suchá zemina a síta o průměru ok 0,125; 0,315; 1; 2,5 mm. 

Zemina byla nejprve rozmíchána s destilovanou vodou do velmi řídké suspenze. Ta byla 

potom kvantitativně převedena na nejjemnější síto, kde byla důkladně promyta vodou a 

případné slepence rozmělněny. Podsítná frakce (včetně vody) byla jímána do odpařovacích 

misek o známých hmotnostech. Nadsítná frakce byla kvantitativně převedena na soustavu 

zbývajících sít, kde se opět důkladně promyla vodou (objem vody bylo potřeba 

minimalizovat, protože všechna voda musela být následně odpařena). Výsledkem byly 2 

podsítné frakce v suspenzi s vodou a 3 frakce na sítech. Veškeré podíly bylo potřeba následně 

vysušit. Podsítné frakce byly odpařovány na vodní lázni a následně pak vysušeny v sušárně 

do konstantní hmotnosti. Nadsítné frakce byly po vysušení zváženy. Z hodnot byl sestaven 

graf vykazující křivku zrnitosti. 

2. Suchá sítová analýza 

K provedení analýzy byla použita suchá zemina a síta stejného průměru ok jako v případě 

mokré sítové analýzy. Zemina se nejprve mechanicky rozmělnila tak, aby se rozrušily slepené 

hrudky a nikoli rozdrtily kamínky a malé částice. Soustava předem zvážených sít byla 

umístěna na sítovací stroj s rozkmitem nastaveným do 2/3 rozsahu a dobou sítování 20 minut. 

33

Po ukončení sítování byla stanovena hmotnost každého síta včetně částic zeminy. Výsledkem 

byly jednotlivé získané zrnitostní frakce zemin (5 frakcí) včetně jejich známé hmotnosti. 

Z hodnot byl sestaven graf vykazující křivku zrnitosti. 

3.2. Kolonové experimenty 

Kolonový experiment byl proveden u všech vzorků zemin (I, II, III a IV) a to vždy stejným 

způsobem (Obr. 1 a Obr. 2). Byly použity skleněné vertikální válcové kolony o délce 38 cm o 

vnitřním průměru 4,5 cm. Dno kolony bylo opatřeno skelnou tkaninou, na kterou byla 

nasypána přibližně centimetrová vrstva skleněných kuliček o průměru 5 mm, čímž bylo 

zamezeno vymývání jemných částic. Na takto připravený základ byla umístěna 5 cm vysoká 

vrstva zeminy v případě testování nanoželeza, u syrovátky byla vrstva vzorku zeminy III 

vysoká 18 cm a vrstva vzorku zeminy IV 16 cm. Různé výšky zemin byly experimentálně (na 

základě předchozích zkušeností) voleny tak, aby průtočné množství nabývalo „rozumných“ 

hodnot, tj. aby voda neprotékala příliš rychle nebo pomalu. Zemina byla sypána do malého 

množství vody tak, aby byla kompletně saturována, zamezilo se výskytu vzduchových bublin 

a aby nedošlo k nežádoucímu zvrstvení vlivem rozdílných rychlostí sedimentace různě 

velkých částic. Na vrstvu zeminy byla na tyčince nalita voda (pitná voda z vodovodu) do 

výšky 21 cm ode dna kolony (v případě nanoželeza a u syrovátky v kolonách se vzorky 

zeminy III a IV do výšky 34 cm ode dna kolony) tak, aby nedošlo ke zvíření vzorku a 

vytvoření nežádoucí vrstvy jemných částic na povrchu zeminy. 

Všechny experimenty byly prováděny za konstantního piezometrického napětí na vstupních 

hranicích, tj. při stejném spádu (gradientu). Tyto podmínky byly zajištěny tak, že v 

definované konstantní výšce nad povrchem náplně (vzorku zeminy) byla udržována 

konstantní hladina přiváděné kapaliny, čímž bylo zajišťováno stálé napětí ve vzorku. Kapalina 

byla doplňována z kádiny ve výšce 40 cm nad kolonou, přičemž bylo měřeno proteklé 

množství. Proteklá kapalina byla zachytávána pod kolonami do kádin a čerpadlem přiváděna 

opět na vstup do systému. Tak byl zachován co nejstabilnější (ustálený) hydraulický režim 

v systému. 

34

Obr. 1. Schéma kolony 

Obr. 2. Kolona 

S cílem zajištění ustáleného režimu proudění protékal v každé zkušební koloně objem cca 3 

litry vody, jehož průtok postupně, v důsledku plného nasycování vzorku klesal a stával se 

postupně konstantním. Hodnoty průtoku byly měřeny pomocí odměrného válce. Byl měřen 

čas naplnění 50 ml a dále pak byla vypočtena hodnota průtoku Q (ml/min). Takto byla 

35

získána hodnota průtoku před zavedením chloridů a nanoželeza a která byla následně 

přepočítána na koeficient nasycené hydraulické vodivosti. Vlastní proces migrace byl 

následně studován s využitím těchto látek: 

• chloridů – jako nesorbující se stopovací látky 

• roztoku nanoželeza 

• syrovátky. 

3.2.1. Migrace chloridů 

Po ustálení průtoků byla hladina vody v koloně nad vrstvou zeminy snížena a podle schématu 

impulsní (jednorázové) dotace nahrazena fakticky nesorbující stopovací látkou (roztokem 

chloridu sodného o koncentraci 1 g/l). Po protečení dotačního roztoku o objemu 400 ml byl 

v koloně obnoven průtok cirkulátu. Vytékající roztok z kolony byl zachytáván do odměrného 

válce, přičemž byla průběžně měřena doba, za kterou nateklo 5 ml. Prodleva mezi 

jednotlivými měřeními tak byla minimální. U takto zachycených vzorků byla bezprostředně 

měřena vodivost, která byla později přepočítána na hodnoty koncentrace NaCl. 

Výhodou použití chloridu sodného jako stopovače je, že lze velmi jednoduše pomocí měření 

elektrické vodivosti a kalibrační křivky stanovit jeho koncentrace a tím zkonstruovat 

koncentrační křivky. Neopomenutelnou výhodou nejen pro laboratorní testy, ale i případně 

terénní zkoušky, je jednoduchost přípravy aplikačního roztoku. 

Při použití nesorbovatelného stopovače (NaCl) byly zjištěny průnikové schopnosti danou 

zeminou, a tyto pak porovnány s výsledky koncentračních křivek pro sorbující se stopovač 

(nanoželezo) a pro srovnání také pro syrovátku. 

Stanovení koncentrace NaCl – kalibrační křivka 

Kalibrační křivka byla sestrojena následujícím způsobem. Do baněk o objemu 50 ml bylo 

připraveno 8 standardů chloridu sodného o koncentracích 0,01 g/l; 0,05 g/l; 0,1 g/l; 0,3 g/l; 

0,5 g/l, 1,0 g/l a poslední byla destilovaná voda. V každé baňce byla změřena vodivost 

rezistivimetrem. Z naměřených hodnot vodivostí a známých koncentrací jednotlivých 

standardů byla sestrojena kalibrační křivka a určena rovnice kalibrační přímky, a to pro 

teplotu 21°C, což odpovídá průměrné teplotě v laboratoři. Kalibrační křivka zobrazuje 

lineární závislost koncentrace na hodnotách vodivosti (Obr. 3). 

36

Kalibrace 

2000 

1750 

y = 1814,9x + 9,4793 

R 2 = 0,9999 

1500 

vodivost [µS] 

1250 

1000 

750 

500 

250 

0 

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 

koncentrace NaCl [g/l] 

Obr. 3. Kalibrační křivka pro chloridy 

3.2.2. Migrace nanoželeza 

Po stanovení koncentračních křivek chloridů byl do kolony stejným způsobem impulsně 

aplikován roztok nanoželeza též o koncentraci 1 g/l a o celkovém objemu 800 ml (Obr. 4 ) Po 

protečení celého dotačního roztoku byl v koloně obnoven průtok cirkulátu. Vytékající roztok 

z kolony byl zachytáván do odměrného válce, přičemž byla průběžně měřena doba, za kterou 

nateklo 5 ml. Prodleva mezi jednotlivými měřeními tak byla minimální. Tímto způsobem 

zachycený objem kapaliny byl následně přelit do předem zvážených baněk o objemu 25 ml. V 

každém takto získaném vzorku byla přímo v laboratoři stanovena koncentrace železa pomocí 

atomové absorpční spektrometrie (AAS). Z naměřených hodnot byly sestrojeny koncentrační 

křivky pro železo. 

Určitým problémem bylo zajištění vhodného preparátu nanoželeza. Na základě dobrých 

kontaktů s domácími (Technická univerzita v Liberci) a zahraničními univerzitami 

(Polytechnická univerzita v Turíně) byly zajištěny vzorky od shodného výrobce Toda Kogyo 

Corporation (země výroby Japonsko). Pro testování migračních vlastností nanoželeza byl 

použit preparát který jsme získali z Technické univerzity v Liberci, protože měl mladší datum 

výroby a protože jsou stále jisté nejasnosti ohledně stárnutí preparátů tohoto typu. 

37

Preparát Toda představuje povrchově stabilizovaný roztok nanoželeza. Výrobce udává toto 

složení: 

Složky Fe Fe 3 O 4 biodegradabilní voda 

polymer 

Zastoupení [%] 5-17% 1-12% 2-4% 75-85% 

Hustota preparátu je 1,15-1,25 g/cm 3 . Z uvedené hodnoty vyplývá, že jde o preparát 

s hustotou vyšší než je hustota vody a tudíž bylo možné očekávat, že bude docházet k jeho 

sedimentaci. Koncentrace preparátu byla stanovena na 170g/l. 

Příprava roztoku před aplikací do kolony probíhala následujícím způsobem. Roztok o 

koncentraci 1 g/l byl připravován v baňce o objemu 500 ml. Před tím však bylo dané 

množství preparátu smíseno s menším množstvím destilované vody v kádině a mícháno 

ručním mixérem cca 5 min, za účelem rozrušení případných agregátů částic v roztoku. 

Následně byl roztok přelit do baňky, doplněn destilovanou vodou do 500 ml a baňka byla 

umístěna na ultrazvukové zařízení, které zajistilo vysokou homogenitu roztoku díky velmi 

intenzivnímu promíchání. Zároveň došlo i k odstranění nežádoucího vzdušného kyslíku. 

Atomová absorpční spektrometrie 

Pro určení koncentrace nanoželeza v migračním roztoku byla použita atomová absorpční 

spektrometrie, což je spektrometrická analytická metoda sloužící ke stanovení obsahu 

stopových i významných koncentrací jednotlivých prvků v analyzovaném roztoku. Metodou 

lze analyzovat přes 60 prvků periodické tabulky s citlivostí od desetin do stovek ppm. 

Princip metody spočívá v tom, že roztok analytického vzorku je zmlžen a vzniklý aerosol je 

zaveden do plamene, kde se roztok okamžitě odpaří a rozruší se chemické vazby 

v molekulách přítomných sloučenin. Plamenem prochází paprsek světla ze speciální výbojky, 

jehož fotony jsou při setkání s atomy analyzovaného prvku absorbovány a atom prvku 

přechází do příslušného excitovaného stavu, dochází tak k úbytku intenzity procházejícího 

světla. Jako měřená veličina se používá logaritmus úbytku světelné energie nazvaný 

absorbance. Pro absorbanci pak platí jednoduchá lineární závislost na koncentraci atomů 

měřeného prvku. 3 K analýze byl použit spektrometr SensAA Dual. 

3 Wikipedie ; 

19.3.2008 

38

Metoda umožňuje spolehlivě určit jen koncentraci celkového železa s tím, že neumožňuje 

určit jeho jednotlivé formy. Avšak s ohledem na skutečnost, že testy byly uskutečněny na 

zeminách, které neobsahovaly žádné formy železa (sulfidy, oxidy, hydroxidy) a naměřené 

pozaďové hodnoty železa v cirkulátu byly velmi nízké, bylo možno výsledky ztotožnit 

s migrací nanoželeza a výsledky experimentů tak považovat za reprezentativní. 

Obr. 4. Dotace roztoku nanoželeza 

Obr. 5. Dotace roztoku syrovátky 

Příprava vzorku na analýzu probíhala následujícím způsobem. Do všech vzorků v baňkách o 

objemu 25 ml byly přidány 2 ml peroxidu vodíku (H 2 O 2 ) a 3 ml kyseliny chlorovodíkové 

(HCl). H 2 O 2 byl přidán za účelem rozpuštění biodegradabilního polymeru přítomného ve 

vlastním preparátu nanoželeza a HCl měla vysrážet železo do forem snadno analyzovatelných 

atomovou absorpční spektrometrií. Bańky byly následně zahřívány po dobu cca 15 minut ve 

39

vodní lázni, dokud se nespotřeboval peroxid a všechny vzorky nenabyly čiré barvy. Poté byly 

všechny vzorky přefiltrovány a dolity destilovanou vodou do objemu 25 ml. Následovala 

analýza AAS. 

3.2.3. Migrace syrovátky 

Do kolony byl stejným způsoben jako u chloridů a nanoželeza impulsně aplikován roztok 

syrovátky o koncentraci 5g/l (Obr. 5). Objem dotačního roztoku byl 400 ml a po jeho 

protečení kolonou byl obnoven přítok původního cirkulátu. Kapalina vytékající z kolony byla 

zachytávána do odměrného válce. Současně byla průběžně měřena doba, za kterou proteklo 

10 ml. Prodlevy mezi jednotlivými měřeními byly minimální, obzvláště v počáteční fázi testu. 

Zachycený objem byl poté přelit do předem zvážených baněk o objemu 50 ml a zvážen, což 

umožnilo následně dopočítat hodnoty průtoku. Z každého najímaného vzorku bylo 

napipetováno 5 ml do 50 ml baňky a zbytek byl dolit demi vodou, teprve takto zpracované 

vzorky bylo možno podrobit analýze TOC přímo v laboratoři. 

K přípravě roztoku syrovátky jsem použila sušenou syrovátku. Roztok byl připravován 

v baňce o objemu 500 ml a aby došlo k úplnému převedení sušené syrovátky do roztoku, byla 

baňka dána na cca 10 minut na ultrazvuk. 

Stanovení celkového organického uhlíku 

Termoreakční metoda stanovení celkového organického uhlíku (TOC) je založena na 

poznatku, že různé formy uhlíku reagují s kyslíkem při různých teplotách, pro mnohé 

formy uhlíku nebo uhlíkatých sloučenin poměrně specifických. 

Princip metody je založen na postupném ohřevu analyzovaného vzorku v proudu 

kyslíku (při teplotách od 680 do 1000 °C) a průběžné detekci vznikajících plynných 

reakčních produktů, tj. především oxidu uhličitého a vody. Výsledkem procesu je tzv. 

„reakční uhlíkové a vodíkové spektrum“ analyzovaného vzorku, ve kterém teploty 

jednotlivých píků tvorby CO 2 , resp. vody, jsou charakteristické pro přítomné formy 

uhlíku, plochy píků odpovídají obsahu uhlíku resp. vodíku a vzájemná korelace těchto 

píků je vhodným nositelem informace o přítomnosti organických látek ve vzorku. 

40

Při vysokých teplotách je veškerý anorganický uhlík přeměněn na CO 2 . To umožní přesně 

spočítat TOC jako rozdíl mezi TC (celkový uhlík) a TIC (celkový anorganický uhlík). Daný 

postup tudíž umožňuje identifikovat a stanovit těkavé a netěkavé organické látky, 

rozlišit organické a anorganické formy uhlíku a paralelně stanovit i anorganickou a 

organickou formu uhlíku ve vzorku. 4 

4 Výsledky a diskuze 

4.1. Definice vzorků 

4.1.1. Mokrá sítová analýza 

Výsledky granulometrických měření jsou shrnuty v následujících tabulkách a na Obr.6.: 

Tab.8. Výsledky granulometrických 

měření, zemina I. 

Tab.9. Výsledky granulometrických měření, 

zemina II. 

Rozměr 

oka 

síta 

(mm) 

Propadlá 

zemina 

(g) 

Procentuální 

součet (%) 

0 0 0,0 

0,125 27 10,9 

0,315 77 31,2 

1 166 67,2 

2,5 247 100,0 

celkem 247 

Rozměr 

oka 

síta 

(mm) 

Propadlá 

zemina 

(g) 


součet (%) 

0 0 0,0 

0,125 37 9,8 

0,315 60 25,6 

1 119 57,0 

2,5 163 100,0 

celkem 379 

4 http://www.alplzen.cz/goto=news&tid=1&lng=cz 

41

Součtové granulometrické křivky jednotlivých testovaných zemin 

120,0 

100,0 

Podíl frakce (%) 

80,0 

60,0 

40,0 

Křivka propadu, zemina I 

Křivka propadu, zemina II 

20,0 

0,0 

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 

Rozměr oka síta (mm) 

Obr. 6. Křivky propadu pro zeminy I a II.. 

Použité vzorky zemin na základě granulometrie (mokrá sítová analýza) odpovídají jemně 

zrnitým až středně zrnitým pískům 

4.1.2. Suchá sítová analýza 

Výsledky granulometrických měření jsou shrnuty v následujících tabulkách a na Obr. 7.: 

Tab. 10. Výsledky granulometrických měření, 

zemina III. 

Tab. 11. Výsledky granulometrických 

měření, zemina IV. 

Rozměr 

oka 

síta (mm) 

Podíl 

frakce 

(%) 

Hmotnost 

frakce (g) 


součet 

0 8,5 3,4 3,4 

0,125 32,2 12,9 16,3 

0,315 188,3 75,3 91,6 

1 14,6 5,8 97,4 

2,5 6,4 2,6 100,0 

celkem 250 100,0 

Rozměr 

oka 

síta (mm) 

Podíl 

frakce 

(%) 

Hmotnost 

frakce (g) 


součet 

0 13,3 2,1 2,1 

0,125 64,3 10,1 12,2 

0,315 240 37,6 49,8 

1 180,5 28,3 78,1 

2,5 139,7 21,9 100,0 

celkem 637,8 100,0 

42

Součtová a frekvenční granulometrická křivka jednotlivých 

testovaných zemin 

120,0 

100,0 

Podíl frakce (%) 

80,0 

60,0 

40,0 

20,0 

Křivka propadu, zemina III 

Součtová křivka, zemina III 

Součtová křivka, zemina IV 

Křivka propadu, zemina IV 

0,0 

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 

-20,0 

Rozměr ok síta (mm) 

Obr. 7. Křivky propadu pro zeminy III (dobře vytříděné písky) a IV.(heterogenní písky) 

Použité vzorky zemin na základě granulometrie (suchá sítová analýza) odpovídají jemně 

zrnitým (III) až středně zrnitým (IV) pískům. 

4.2. Testy ustálení průtoků v kolonách 

Jednou z rozhodujících podmínek migračních testů je, že by měly probíhat za ustáleného 

režimu proudění. Proto byla věnována samostatná pozornost kontrole ustálení průtoků vody 

v kolonách při zadaném hydraulickém spádu (gradientu). 

Testy ustálení průtoků v kolonách byly provedeny pouze u vzorků zemin I a II a to především 

pro jejich časovou náročnost. Dále byl u vzorků zemin III a IV problém s průtočným 

množstvím, které bylo i přes mnohem větší objem zeminy v kolonách (než u vzorků I a II) 

stále příliš vysoké na to, aby se daly zachytit jeho změny v čase. 

Po založení vzorku zeminy (vzorky I a II) do kolony došlo vždy postupně k poklesu 

průtočného množství (Q) i koeficientu nasycené hydraulické vodivosti (Ks) (Obr. 8 a Obr. 9). 

Z obrázků je zřejmé, že po počátečních vysokých rychlostech proudění dochází k postupnému 

poklesu rychlostí až do úplné stabilizace, což je dáno tím, že dochází k postupnému nasycení 

vzorku zeminy a ke vzniku ustáleného režimu proudění. 

43

U vzorku zeminy č. I poklesl průtok během 180 hod z 0,3 ml/min na konstantní průtok 0,18 

ml/min a hodnota Ks se z počáteční hodnoty 8,2.10 -7 snížila na 4,8.10 -7 . U vzorku zeminy č. 

II poklesl průtok za stejný časový úsek z 1,4 ml/min na konstantní průtok 1,1 ml/min a 

hodnota Ks se z počáteční hodnoty 3,6.10 -7 ustálila na 2,8.10 -7 . 

Tento údaj je významný z hlediska plánování dalších experimentů. Obecně platí, že 

s poklesem propustnosti stoupá doba stabilizace průtočného množství, které se po určité době 

stává konstantní. 

Ustálení Ks a průtoků, zemina I 

0,9 

2,50E-06 

0,8 

0,7 

2,00E-06 

Q (ml/min) 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

1,50E-06 

1,00E-06 

Ks (m/s) 

průtoky 

Ks 

0,2 

5,00E-07 

0,1 

0,0 

0,00E+00 

0 50 100 150 200 

čas (hod) 

Obr. 8. Výsledky měření průtočného množství a koeficientu hydraulické vodivosti, zemina I. 

Ustálení Ks a průtoků, zemina II 

Ks (m/s) 

8 

2,50E-05 

7 

6 

2,00E-05 

Q (ml/min) 

5 

4 

3 

1,50E-05 

1,00E-05 

Ks (m/s) 

průtok 

Ks 

2 

1 

5,00E-06 

0 

0,00E+00 

0 50 100 150 200 

čas (hod) 

Obr. 9. Výsledky měření průtočného množství a koeficientu hydraulické vodivosti, zemina II. 

44

4.3. Testy migrace nanoželeza 

4.3.1. Sedimentace 

Výsledky testů migrace nanoželeza ukázaly, že dotační roztok se, dle původních předpokladů, 

rychle na hydraulickém rozhraní diferencoval do takové míry, že již po několika minutách 

začalo docházet k jeho tíhovému rozdružení (sedimentaci) a následně došlo ke kolmataci 

přípovrchové vstupní části vzorku. Celý tento proces je zachycen na obrázcích II-XI (viz 

Přílohy). Na Obr. II-V. je vidět, jak postupně docházelo k tíhovému rozdružení různě velkých 

částic v roztoku nanoželeza v celé délce kolon v čase 0 (impulsní dotace roztoku nanoželeza), 

po 40 minutách, za 1 hodinu a po 4 hodinách. Na Obr. VI.-XI. je zřetelně vidět proces 

sedimentace přímo na rozhraní voda-zemina a také průnik určitého množství nanoželeza 

přímo vzorkem zeminy. Tentokrát následují obrázky v časové posloupnosti 0, 15 min, 25 min, 

40 min, 1h 20 min a 4 h. 

4.3.2. Koncentrace nanoželeza a chloridů – průnik zeminou 

Je zajímavé, že podle křivky závislosti koncentrace celkového železa procházejícího kolonou 

v čase došlo k průniku železa u obou typů zemin (vzorek I a II) již za několik minut od 

aplikace. U zeminy I (jemně zrnité písky) bylo přitom množství proniklého železa řádově 

menší než u zeminy II (středně zrnité písky), což je důkaz toho, že s klesající velikostí zrn 

(zrnitostí) se zlepšují podmínky pro odfiltrování (zadržení) nanoželeza v zeminách. 

Zatímco vstupní koncentrace roztoku nanoželeza byla u obou vzorků 1 g/l, na výstupu 

z kolony II byla naměřena maximální koncentrace železa 0,11 g/l již za 6 minut od aplikace 

dotačního roztoku a cca po 60 minutách od ukončení dotace se koncentrace ustálila na 

hodnotě 0,008 g/l (původní pozaďová hodnota koncentrace železa v cirkulátu byla 0,001g/l) a 

tato hodnota byla měřitelná i za 100 minut od jejího ustálení. Došlo tedy k mírnému nárůstu 

koncentrace železa v zemině i po ukončení dotace, což lze vysvětlit vymýváním částic 

usazených na povrchu vzorku. U kolony I byla na výstupu naměřena maximální koncentrace 

pouhých 0,0026 g/l (12 minut od aplikace dotačního roztoku) a poté se po cca 120 min 

ustálila na hodnotě 0,001 g/l. (Obr. 10 a Obr. 12). 

Z naměřených hodnot koncentrací a z výše zmíněného poznatku, že roztok nanoželeza 

sedimentoval a vytvořil na rozhraní se zeminou vrstvu (pravděpodobně z částic Fe 3 O 4 ) se lze 

45

domnívat, že kolonou prošlo pouze železo v „nanoformě“. Z hlediska projektování dalších 

zkoušek by bylo tudíž vhodné zaměřit pozornost na stanovení takové koncentrace, která by 

byla dostačující pro dosažení požadovaného průniku zeminou a tudíž docílení očekávaného 

sanačního efektu. S tím souvisí i hledání odpovědi na otázku, zdali mnou použitá dotační 

koncentrace 1 g/l preparátu nanoželeza nebyla z hlediska praktických aplikací příliš vysoká 

(zda by byl poměr „prošlé/neprošlé“ železo hodně odlišný v případě jiných počátečních 

koncentrací). 

Koncentrace dotačního roztoku byla v případě chloridů i nanoželeza 1g/l. Z obrázků (Obr. 10, 

Obr. 11 a Obr. 13) je vidět, že chloridy oběma vzorky zemin prošly jen s minimální ztrátou. U 

vzorku II bylo maximální koncentrace 0,93 g/l dosaženo za 16 minut od aplikace dotačního 

roztoku. Oba obrázky, Obr. 10 a Obr. 11, znázorňují změny koncentrace chloridů a 

nanoželeza v čase při průtoku kolonou se vzorkem zeminy II, ale s tím rozdílem, že u Obr. 11 

nebyla použita vedlejší osa pro hodnoty koncentrace nanoželeza a je tudíž lépe vidět rozdíl 

maximálních koncentrací obou dotačních roztoků. Na Obr. 11 je také znázorněna doba trvání 

dotace roztoku chloridů (růžový obdélník) a roztoku nanoželeza (modrý obdélník). 

Vzorek II, chloridy a nanoželezo - koncentrace 

1,0 

0,12 

koncentrace NaCl (g/l) 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,10 

0,08 

0,06 

0,04 

0,02 

koncentrace nanoželezo 

(g/l) 

chloridy 

nanožel 

ezo 

0,0 

0,00 

0 50 100 150 200 250 

čas (min) 

Obr. 10. Koncentrační křivky chloridů a nanoželeza ve vzorku II. 

46

Vzorek II, chloridy a nanoželezo - koncentrace 

1,0 


0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

chloridy 

nanoželezo 

0,0 

0 50 100 150 200 250 

čas (min) 

Obr. 11. Koncentrační křivky chloridů a nanoželeza ve vzorku II. 

Vzorek I, nanoželezo - koncentrace 

0,0030 

0,0025 

koncentrace Fe (g/l) 

0,0020 

0,0015 

0,0010 

0,0005 

0,0000 

00 28 57 86 115 144 172 201 230 

čas (min) 

Obr. 12. Koncentrační křivka nanoželeza ve vzorku I. 

Vzorek I, chloridy - koncentrace 


1 

0,9 

0,8 

0,7 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 

čas (min) 

Obr. 13. Koncentrační křivka chloridů ve vzorku I. 

47

4.3.3. Změny průtoků při průchodu nanoželeza a chloridů 

Na následujících obrázcích je vidět, jak se měnil průtok v souvislosti s dotací roztoku chloridů 

a nanoželeza. Ve všech případech je zřetelný shodný trend, který, obzvláště v případě 

chloridů, neodpovídá očekávaným hodnotám. Chloridy byly použity jako nesorbující se 

stopovač a tudíž by měl být průtok konstantní (Obr. 14). Změny hodnot průtoku (jeho prudký 

růst a následný pokles s lokálním výkyvem) byly silně ovlivněny způsobem aplikace 

dotačního roztoku, pro který byla zvolena jednorázová impulsní dotace. To znamená, že 

nebyly přesně dodrženy konstantní tlakové podmínky na vstupní hranici kolony, během 

aplikace došlo ke snižování hladiny dotačního roztoku (teprve po jeho protečení byla 

obnovena původní výška hladiny cirkulátu). 

Přesto je možno konstatovat, že po aplikaci roztoku nanoželeza došlo k jistému snížení 

hodnot průtočného množství a s tím souvisejícím poklesem koeficientu hydraulické vodivosti. 

U zeminu II se po dotaci nanoželeza z počáteční hodnoty 3,5 ml/min snížil průtok na 1,7 

ml/min (Obr. 14) a koeficient hydraulické vodivosti poklesl z počáteční hodnoty 9,3.10 -6 na 

4,5.10 -6 (Obr.16). 

Vzorek II, chloridy- koncentrace a průtok 

1,0 

25 


0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

20 

15 

10 

5 

průtok (ml/min) 

chloridy 

průtok 

0,0 

0 

0 50 100 150 

čas (min) 

Obr. 14. Koncentrační křivka chloridů a změna průtoků v čase, vzorek zemin II. 

48

Vzorek II, nanoželezo- koncentrace a průtok 

koncentrace Fe (g/l) 

0,12 

0,10 

0,08 

0,06 

0,04 

0,02 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

průtok (ml/min) 

železo 

průtoky 

0,00 

0 

0 50 100 150 200 250 

čas (min) 

Obr. 15. Koncentrační křivka nanoželeza a změna průtoků v čase, vzorek II. 

Vzorek II, nanoželezo- průtok a Ks 

průtok (ml/s) 

6,00 

5,00 

1,6E-05 

1,4E-05 

1,2E-05 

4,00 

1,0E-05 

3,00 

8,0E-06 

2,00 

6,0E-06 

4,0E-06 

1,00 

2,0E-06 

0,00 

0,0E+00 

0 50 100 150 200 250 

čas (min) 

Ks (m/s) 

průtoky 

Ks 

Obr. 16. Průběh průtoků a koeficientu hydraulické vodivosti v čase během dotace nanoželeza, 

vzorek II. 

4.4. Testy migrace syrovátky 

Na rozdíl od dotačního roztoku nanoželeza roztok syrovátky nesedimentoval a tudíž nedošlo 

k vytvoření vrstvy na rozhraní zemina-voda. 

Obrázky 17, 18 a 20, 21 znázorňují změny koncentrace chloridů a syrovátky v čase při 

průtoku kolonou se vzorkem zeminy III a IV. U obrázků 18 a 21 opět nebyla použita vedlejší 

osa pro hodnoty koncentrace syrovátky a je tudíž lépe vidět rozdíl maximálních koncentrací 

obou dotačních roztoků. Na obrázcích jsou také znázorněna časová trvání dotací roztoků 

chloridů (růžový obdélník) a syrovátky (modrý obdélník). 

49

Zatímco dotační roztok syrovátky měl koncentraci 5 g/l, maximální naměřená koncentrace na 

výstupu z kolony byla u vzorku zeminy III 3,5 g /l a u zeminy IV 3,4 g /l. V případě zeminy 

III se koncentrace TOC po ukončení dotace roztoku a obnovení přítoku cirkulátu (pitné vody) 

ustálila cca za 25 minut na hodnotě 0,009 g/l, tedy téměř na původní hodnotě TOC před 

dotací syrovátky. V případě zeminy IV se hodnota TOC ustálila za cca 20 minut na 0,043 g /l 

(pozaďová hodnota TOC před dotací syrovátky byla 0,007g/l). 

Syrovátka tedy obecně 

prochází zeminou řádově lépe než nanoželezo, avšak stále o něco hůře než chloridy. 

Na Obr. 19 a 22 jsou znázorněny změny průtoků v čase po aplikaci dotačního roztoku 

syrovátky. Jsou zde patrné stejné trendy jako v případě nanoželeza (viz výše), protože 

syrovátka byla aplikována shodným způsobem jako preparát nanoželeza. 

Vzorek III, chloridy a syrovátka - koncentrace 

5 

1,0 

koncentrace 

syrovátka (g/l) 

4 

3 

2 

1 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

koncentrace NaCl 

(g/l) 

syrovátka 

NaCl 

0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 

čas (min) 

Obr. 17. Koncentrační křivky chloridů a syrovátky ve vzorku III. 

Vzorek III, chloridy a syrovátka - koncentrace 

koncentrace syrovátka (g/l) 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 

syrovátka 

NaCl 

čas (min) 

Obr. 18. Koncentrační křivky chloridů a syrovátky ve vzorku III. 

50

Vzorek III, syrovátka - koncentrace a průtok 


4,0 

3,0 

2,0 

1,0 

0,0 

0 20 40 60 80 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

syrovátka 

průtoky - syrovátka 

čas (min) 

Obr. 19. Koncentrační křivka syrovátky a změna průtoků v čase, vzorek III. 

Vzorek IV, chloridy a syrovátka - koncentrace 

5 

1,2 

koncentrace syrovátka 

(g/l) 

4 

3 

2 

1 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 


syrovátka 

NaCl 

0 

0,0 

0 20 40 60 80 

čas (min) 

Obr. 20. Koncentrační křivky chloridů a syrovátky ve vzorku IV. 

Vzorek IV, chloridy a syrovátka - koncentrace 

5 


4 

3 

2 

1 

0 

0 10 20 30 40 50 60 70 

čas (min) 

syrovátka 

NaCl 

Obr. 21. Koncentrační křivky chloridů a syrovátky ve vzorku IV. 

51

Vzorek IV, syrovátka - koncentrace a průtok 

5 

0,4 

koncentrace syrovátky (g/l) 

4 

3 

2 

1 

0,3 

0,2 

0,1 

syrovátka 

průtoky 

0 

0 

0 20 40 60 80 

čas (min) 

Obr. 22. Koncentrační křivka syrovátky a změna průtoků v čase, vzorek IV. 

4.5. Nanoželezo a syrovátka – obecné shrnutí 

Při aplikaci nanoželeza na reálných lokalitách je tedy nutno brát v úvahu, že: 

• dochází k tíhové konvekci v důsledku vyšší hustoty částic nanoželeza ve vodném 

roztoku. Lze tedy očekávat, že v průběhu aplikace do horninového prostředí bude 

docházet k jeho akumulaci ve spodních částech zvodní. 

• průniková schopnost je závislá na propustnosti zemin, tj. že tato schopnost výrazně 

klesá s poklesem propustnosti. Za určitých podmínek může dojít i k vytvoření 

kolmatační zóny v přívrtové zóně dotačního vrtu tj. ke zvýšení filtračního odporu a 

tím i k omezení průniku nejen preparátu, ale i vody. S klesající propustností zemin 

tedy klesá k poloměr průniku a působení preparátu. Nezanedbatelnou může být 

skutečnost, že při případné kolmataci prostředí nanoželezem bude nutno zvýšit 

hydraulické gradienty, do takové míry, aby bylo možné zajistit jeho průnik do 

potřebné části sanovaného prostředí. 

• chemická účinnost preparátu s časem klesá v důsledku chemických (oxidace) a 

strukturních změn (agregace) preparátu. Prakticky to znamená, že pro vlastní 

aplikaci musí být použit vždy preparát s co nejmenším stupněm těchto změn a 

tudíž je nutno při sanacích používat „čerstvý“ preparát. 

Pro aplikaci nanoželeza i syrovátky dále platí, že: 

• sanační efekt je závislý na koncentraci preparátu. Postup pro stanovení optimální 

koncentrace, která je nezbytná pro vyprojektování sanačních systému, zatím není 

obecně znám. 

• sanační efekt je s velkou pravděpodobností závislý i na přírodních podmínkách na 

lokalitě tj. petrografickém složení (přítomnost jílových minerálů podmiňujících 

sorpci, rozklad preparátu), zrnitosti (podmínění propustnosti), podmínkách a typu 

znečištění (teplota, pH, příměsi, typ kontaminačních směsí a její koncentrace, 

migrační forma nežádoucí látky), a probíhající migrační procesy (vysrážení, 

rozpouštění, hydrolýza, biodegradace, sorpce, desorpce). 

52

4.6. Možné zdroje chyb 

Výsledky mnou provedených laboratorních zkoušek a měření umožňují zformulovat některé 

obecné poznatky, mající ve svém důsledku vztah ke spolehlivosti získaných dat. Mezi hlavní 

poznatky patří: 

• pro laboratorní testy je nezbytné vyškolit specialisty, kteří mají zkušenosti 

s jednotlivými etapami prací, např.: 

o se správným odběrem vzorků - v tomto případě je při řešení konkrétních úloh 

nezbytné odebrat tzv. neporušený vzorek, který by neměl mít narušenou 

strukturu. Platí, že jakákoliv následná manipulace se vzorkem vede ke změně 

základních parametrů, jako např. koeficientu hydraulické vodivosti. 

o s realizací granulometrických měření – při laboratorních zkouškách je nezbytné, 

aby vzorek byl správně vysušen při dodržení standardní teploty 105 o C a dále 

bylo k dispozici vybavení jak pro suchou tak i mokrou granulometrickou 

(sítovou) analýzu tj. v daném případě dostatečný počet standardizovaných sít 

resp. hustoměr atp.. Takovéto vybavení je k dispozici v běžných laboratořích 

mechaniky zemin. 

o kolonovými testy (udržením stabilizovaných hydraulických gradientů, 

odvzdušněním vzorku, stálé koncentrace stopovací látky a konstantního průtoku 

atp.), jde o problém závislý na vybavení laboratoře. 

o s udržením stálé teploty v laboratoři – zkoušky byly uskutečněny v období 

listopad 2007 – duben 2008 a to jak v pracovní, tak i nepracovní dny, tj. v době, 

kdy docházelo k výkyvům teplot v laboratoři. 

• ukázalo se, že při práci s nanoželezem by bylo vhodné, aby zkoušky byly uskutečněny 

atmosféře inertního plynu (dusíku) tak, aby nedošlo k nežádoucím reakcím (oxidaci) 

nanoželeza. Dusíková atmosféra však nebyla k dispozici a proto byl pří mísení a 

přípravě vzorku použit ultrazvuk. Při rozšíření migračních zkoušek i o zkoušky 

reaktivity v konkrétním vzorku by bylo nutné tuto podmínku splnit. 

• vybavení laboratoře, i když je lze považovat za nadstandardní, bylo z hlediska testů 

s nanoželezem nedostačující pro stanovení migrační formy nanoželeza, a umožňovalo 

stanovit pouze celkové železo. To by bylo zásadní omezení v případě, že by byla 

studována kinetika přeměny nanoželeza při reakcích s částicemi zemin, které by samy 

o sobě obsahovaly jak sulfidy železa, tak i jiné přírodní migrační formy železa. 

• domnívám se, že použité kolony měly omezený průměr a délku. Přesto byly 

dostačující pro zjištění kolmatačních a některých migračních zákonitostí. 

5. Závěr 

Hlavním cílem této diplomové práce bylo stanovit migrační vlastnosti nanoželeza a syrovátky 

a odhadnout jejich vliv na sanaci ekologických zátěží. Z vlastních výsledků komplexu 

laboratorních prací, které jsem uskutečnila v období listopad 2007 – duben 2008, lze 

zformulovat podle mého názoru následující metodicky i odborně závažné závěry a to, že: 

• nanoželezo se v roztoku usazuje (sedimentuje) a dochází k tíhové konvekci, což je 

poznatek, který doposud nebyl jednoznačně publikován a dokonce není brán v úvahu 

53

ani při zpracování metodik pro využití nanoželeza při sanaci podzemních vod. 

V průběhu testů se ukázalo, že již po několika minutách od přípravy dotačního roztoku 

postupně došlo k tíhovému rozdružení různě velkých částic v roztoku, jejich 

sedimentaci a následně k vytvoření vrstvy částic na rozhraní voda-zemina, přičemž 

cca po hodině nebyly v roztoku viditelné žádné částice. Jedním z důsledků tohoto jevu 

může být i kolmatace a tím i snížení propustnosti zemin v místě dotace preparátu do 

sanované kontaminované vrstvy (ohniska). Tento mnou zjištěný jev však může mít 

pozitivní vliv na dynamiku sanace právě látek těžších než voda, jakými jsou např. 

alifatické uhlovodíky (PCE, TCE, DCE). 

• syrovátka představující ve své podstatě koloidní roztok je z hlediska sedimentace 

relativně stabilní a v průběhu testů nesedimentovala tj. nebylo prokázáno výrazné 

tíhové rozdružení. 

• v průběhu experimentu, kdy koncentrace dotačního roztoku byla v případě chloridů i 

nanoželeza 1g/l se prokázalo, že chloridy všemi vzorky zemin tj. jak vytříděnými tak i 

nevytříděnými jemně zrnitými písky prošly jen s minimální poklesem výstupní 

koncentrace proti koncentraci dotační. Maximální změřená koncentrace chloridů na 

výstupu z kolony byla u všech vzorků zemin cca 0,93 g/l. 

• za zajímavé lze považovat, že bez ohledu na sedimentaci nanoželeza ve vstupní části 

kolony, došlo podle změřených koncentračních křivek pro nanoželezo (indikované 

jako celkové železo) u obou typů vzorků k průniku již po několika minutách od 

aplikace dotačního roztoku tj. relativně rychle. U vzorku zeminy I (jemně zrnité 

vytříděné písky) byla přitom maximální koncentrace železa na výstupu z kolony 

mnohem menší než u zeminy II (středně zrnité méně vytříděné písky) a to 0,0026 g/l 

(I.vzorek) oproti 0,11g/l (II.vzorek), což považuji za důkaz toho, že se stoupající 

velikostí zrn a tudíž i pórovitostí se výrazně zlepšují podmínky pro průnik nanoželeza 

v zeminách. Tento zdánlivě triviální závěr považuji za významný z hlediska 

projektování sanačních systémů s využitím dotace nanoželeza, neboť se domnívám, že 

existuje taková propustnost (pórovitost), kdy aplikace této metody může být sporná. 

Přesnější stanovení kriteriálních parametrů je nutno provést teprve na základě další 

výzkumných a testovacích prací. 

• zatímco dotační roztok syrovátky měl koncentraci 5 g/l, maximální naměřená 

koncentrace TOC na výstupu z kolony byla u vzorku zeminy III 3,5 g/l a u zeminy IV 

3,4 g /l. Syrovátka tedy obecně prochází zeminami řádově lépe než nanoželezo, avšak 

stále o něco hůře než chloridy, které jsou obecně považovány oproti syrovátce za látky 

s výrazně nižší sorpční schopností.. 

Z obecných závěrů považuji za významný poznatek, že: 

• pro masivní praktické nasazení metod spočívajících v infiltraci resp. ve vtláčení 

preparátu nanoželeza nebo syrovátky do horninového prostředí je nezbytné, aby byly 

předem známy: 

o rozsahy optimálních koncentrací preparátu dotovaného do horninového 

prostředí, které budou při aplikaci dostatečně účinné pro zajištění 

požadovaného sanačního efektu v přesně vymezené oblasti kontaminačního 

mraku 

o kinetické parametry poklesu účinnosti nanoželeza v závislosti v čase, na změně 

pH, na změně koncentrace jednotlivých složek kontaminujících směsí 

odlišujících se např. počtem atomu chlóru. 

54

• základní rozdíl mezi použitím preparátu nanoželeza a syrovátky je, že zatímco 

syrovátka slouží jen jako zdroj uhlíku pro mikroorganismy, které následně degradují 

znečišťující látky, nanoželezo přímo reaguje se znečištěním. 

• metoda použití jak nanoželeza tak i syrovátky je výrazně citlivá na rozsah a 

prostorovou hustotu informací o sanovaném geologickém prostředí. Zásadní význam 

má přitom znalost: 

o petrografického složení zemin, např. granulometrické parametry zeminy včetně 

zrnitosti a vytříděnosti atp. 

o mineralogického složení zemin, např. podíl jednotlivých jílových minerálů, 

které podmiňují nejen sorpční vlastnosti zeminy, ale výskyt některých forem 

železa. Dále je významná přítomnost pyritu, arzenopyritu, markazitu a dalších 

sulfidů, jejichž přítomnost je zvláště v kvartérních zvodních zcela běžná a ve 

svém důsledku eliminuje efektivnost využití nanoželeza. 

Výsledky práce jednoznačně prokázaly, že je nutno dále ve výzkumu pokračovat s tím, že by 

měly být souběžně řešeny i zákonitosti spojené s chemickými transformacemi nanoželeza, 

syrovátky a nežádoucích látek a jejich směsí. Práce by přitom měly být v konečném výsledku 

zaměřeny na získání konkrétních kriteriálních parametrů umožňujících projektování účinných 

sanačních systémů s využitím jak nanoželeza, tak i syrovátky. Totéž se bude týkat i případně 

dalších látek, např. manganistanu draselného atp.. Všechny oxidační i reduktivní metody by 

bylo vhodné studovat jako celek podle jednotné metodiky laboratorních testů, která by 

následně umožnila zpracovat, resp. ověřit, jednotné rozhodovací postupy. 

55

6. Literatura 

Císlerová, M., Vogel, T.(1998): Transportní procesy. Skripta ČVUT, 182 s, ISBN 80-01- 

01866-0. 

Černík, M.(2006): Nanotechnologie pro sanace ekologických zátěží, v Kompendium 

sanačních technologií, Matějů, V. (ed), Vodní zdroje EKOMONITOR, Chrudim, s.197- 

205, ISBN 80-86832-15-5. 

Černík, M., Kvapil, P.(2006): Využití nanotechnologií v sanační praxi, v Sanační technologie 

IX, Vodní zdroje EKOMONITOR, Luhačovice, s. 90-94, ISBN 80-86832-20-1. 

Elliot, D., Zhang, W. (2001): Field assessment of nanoscale bimetallic particles for 

groundwater treatment. Environmental science & technology, vol. 35, no 24, s. 4922- 

4926 

Klímková, Š.(2007): Experimentální studium využití nZVI pro sanaci podzemních vod 

znečištěných chemickou těžbou uranu, v Inovativní in-situ sanační technologie, Kubal, 

M. (ed.), Vodní zdroje EKOMONITOR, Žďár nas Sázavou, s. 99-100, ISBN 978-80- 

86832-28-9. 

Kočárková, J.(2007): TUL zkoumá nanoželezo při sanaci spodních vod.Technik, č. 1-2, s. 

28-29. 

Kutílek, M., Kuráž, V., Císlerová, M.(2004): Hydropedologie 10. Skripta ČVUT, 158 s, ISBN 

80-01-02237-4. 

Lien, H.L., Zhang, W.-X. (2001): Nanoscale iron particles for complete reduction of 

chlorinated ethenes. Colloids and Surfaces, vol. 191, no 1, s. 97-105. 

Macé, Ch. et al. (2006): Nanotechnology and Groundwater Remediation: A Step Forward in 

Technology Understanding. Remediation Journal, vol. 16, no.2, s.23-33. 

Macháčková, J. (2005): Biologická reduktivní dehalogenace chloroethenů in situ. Dostupné 

z:http://centrumsanace.cs.cas.cz/index.phpcontent=publication/s1_machackova.pdf&lang=cs%20- 

Matějů, V. (2008): Využití přirozené atenuace při sanacích starých ekologických zátěží. [cit. 

2008-02-14].Dostupné z: http://www.waste.cz/waste.phpclanek=02-05/sanaceatenuace.htm 

Metodická příručka MŽP pro použití reduktivních technologií in situ při sanaci 

kontaminovaných míst. Ministerstvo životního prostředí, 2007. Dostupné z: 

http://www.env.cz/AIS/webpub.nsf/$pid/MZPJGFKKCVTC/$FILE/MP_reduktivni_technologie_def.pdf 

Nanotechnology White Paper (2007). U.S.EPA 100/B-07/001, Washington, 132 s. 

Nosek, J.(2007): Využití nanočástic nulamocného železa pro in-situ sanaci, od experimentů 

po pilotní test, v Inovativní in-situ sanační technologie, Kubal, M. (ed.), Vodní zdroje 

EKOMONITOR, Žďár nas Sázavou, s.103, ISBN 978-80-86832-28-9. 

Rodová, A.(2007): Výzkum imobilizace arzenu pomocí nanoželeza, v Inovativní in-situ 

sanační technologie, Kubal, M. (ed.), Vodní zdroje EKOMONITOR, Žďár nas Sázavou, 

s. 98, ISBN 978-80-86832-28-9. 

Rynk, R. (2004): Bioremediation with cheese whey, v BioCycle, vol. 45, no. 2, s. 26-28. 

Simon, J.A.(2006): Editor's perspective - An update on nanotechnology's applications as a 

remediation technology. Remediation Journal, vol. 16, no.2, s.1-6. 

Valentová, J.(2007): Hydraulika podzemních vod. Skripta ČVUT, 174 s, ISBN 978-80-01- 

03625-9. 

Yueqiang, L. (2005): TCE degradation rates, pathways, and efficiency of nanoscale iron 

particles with different properties. Environmental science & technology, vol. 39, no 5, s. 

1338-1345. 

Zhang, W.-X.(2006): Application of iron nanoparticles for groundwater remediation. 

Remediation Journal, vol. 16, no.2, s.7-21. 

Zhang, W.-X.(2003): Nanoscale iron particles for environmental remediation: An overview. 

Journal of Nanoparticle Research, vol. 5, no.3-4, s. 323-332. 

56

Přílohy 

Obr. I. Umístění kolon v laboratoři 

57

Obr. II. Kolona s roztokem nanoželeza, 

čas 0:00 [h:min] 

Obr. III. Kolona s roztokem nanoželeza, 


Obr. IV. Kolona s roztokem nanoželeza, 


Obr. V. Kolona s roztokem nanoželeza, 


58

Obr. VI. Nanoželezo na rozhraní se Obr. VII. Nanoželezo na rozhraní se 

zeminou, čas 12:14 zeminou, čas 12:31 

Obr. VIII. Nanoželezo na rozhraní se Obr. IX. Nanoželezo na rozhraní se 


59

Obr. X. Nanoželezo na rozhraní se 

Obr. XI. Nanoželezo na rozhraní se 


60

ÄeskÃ¡ zemÄdÄlskÃ¡ univerzita v Praze Fakulta Å¾ivotnÃ­ho ... - kvhem

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?

ÄeskÃ¡ zemÄdÄlskÃ¡ univerzita v Praze Fakulta Å¾ivotnÃho ... - kvhem