Grzegorz Malina, publ. grudzień 2024 r.
W opracowaniu przedstawiono i przeanalizowano aktualny stan wiedzy na temat możliwości połączenia magazynowania energii cieplnej w warstwie wodonośnej (ATES) z remediacją wód podziemnych. Zanieczyszczeniami najczęściej występującymi na głębokościach, na których pracują systemy ATES są węglowodory chlorowane i BTEX, a rozważane metody remediacji to: „pompuj i oczyszczaj”, samooczyszczanie (NA), biostymulacja, bioaugmentacja oraz wspomagana redukcyjna dehalogenacja (ERD) w warunkach anaerobowych. Na podstawie studiów literaturowych oraz realizowanych na świecie projektów wykazano, że systemy ATES mogą zostać łączone z remediacją zanieczyszczonych wód podziemnych oraz .przedstawiono zalety i ograniczenia takich kombinacji. Istotnymi problemami ograniczającymi rozwój tego typu rozwiązań są: brak wystarczającej wiedzy, a także ryzyko przyspieszenia migracji i spowolnienia biodegradacji zanieczyszczeń w wyniku zmian potencjału redoks wywołanych działaniem ATES oraz kolmatacja filtrów studziennych. Ze względu na zbyt mało doświadczeń eksploatacyjnych wskazano na konieczność dalszych badań potwierdzających efektywność zastosowania kombinacji ATES i remediacji wód podziemnych w praktyce.
Wprowadzenie
Według danych ONZ liczba ludności do 2050 roku zwiększy się o prawie jedna trzecią (UN DESA, 2015). Ten gwałtowny wzrost niesie ze sobą wiele wyzwań, w tym zaspokojenie zapotrzebowania na wodę. Wody podziemne stanowią źródło wody pitnej dla ponad 50% ludzi na świecie, a w UE 60% wody pitnej pochodzi z wód podziemnych (van Put, 2001; WWAP, 2015). Zasoby wód podziemnych stale maleją, a 20% warstw wodonośnych na świecie jest nadmiernie eksploatowanych (Gleeson i in., 2012). Rozwój cywilizacyjny prowadzi do stałego wzrostu zanieczyszczenia wód i nawet kraje wysoko rozwinięte zmagają się z problemem niedoboru zasobów wody pitnej odpowiedniej jakości (WWAP, 2009).
Rosnące globalne zapotrzebowanie na energię jest jednym z najpilniejszych wyzwań naszych czasów napędzanych przez wzrost demograficzny, rozwój cywilizacyjny i urbanizacyjny. Według danych International Energy Agency (IEA) w 2013 roku ponad 80% światowego zapotrzebowania na energię pokrywane było przez paliwa kopalne: węgiel kamienny, ropę naftową i gaz ziemny (IEA, 2015). Według scenariusza z 2014 roku globalny popyt na energię wzrośnie o 37% do 2040 roku (IEA, 2014). Od roku 2002, w ciągu 10 lat ilość emitowanego CO2 z sektora energetycznego wzrosła o prawie 25% (US EIA, 2015). W ciągu ostatnich trzech dekad globalne zużycie energii wzrosło o około 40%, przy czym paliwa kopalne nadal odpowiadają za większość tego zapotrzebowania (IEA, 2022). To uzależnienie od paliw kopalnych w znacznym stopniu przyczyniło się do wzrostu emisji gazów cieplarnianych, w szczególności CO2, który jest głównym czynnikiem odpowiedzialnym za zmiany klimatu (IPCC, 2021). W związku z wysoką produkcją CO2, postępującymi zmianami klimatycznymi (wzrost średniej temperatury) i ograniczonymi zasobami surowców naturalnych coraz więcej uwagi poświęca się poszukiwaniu nowych źródeł energii, poprawie efektywności produkcji i dystrybucji, racjonalizacji zużycia oraz oszczędności w jej wykorzystaniu. W tej sytuacji przemyślane gospodarowanie i magazynowanie energii staje się jednym z kluczowych problemów współczesnego świata. Działania na rzecz przejścia na odnawialne źródła energii są niezbędne do osiągnięcia celów klimatycznych, takich jak te określone w Porozumieniu Paryskim, tj.: ograniczenie globalnego ocieplenia do 1,5°C powyżej poziomów sprzed epoki przemysłowej.
Jednym ze sposobów magazynowania energii cieplnej jest jej gromadzenie w górotworze na różnych głębokościach: płycej - wykorzystując poziome gruntowe wymienniki ciepła oraz głębiej - w skałach wodonośnych, tzw. podziemne magazynowanie ciepła (ang. underground thermal energy storage - UTES) (Gonet i in., 2012). Najczęściej stosowane metody UTES to magazynowanie energii w górotworze przez otworowe wymienniki ciepła (ang. Borehole Thermal Energy Storage - BTES) oraz omawiane w tej pracy magazynowanie energii cieplnej w warstwie wodonośnej (ang. Aquifer Thermal Energy Storage - ATES) (Lee, 2010).
W przeciwieństwie do konwencjonalnych systemów geotermalnych, ATES opiera się na płytkich warstwach wodonośnych, co czyni go mniej zasobochłonnym i szerzej stosowalnym w regionach o odpowiednich warunkach hydrogeologicznych (Fleuchhaus i in., 2018; Nordell i in., 2015). Ponadto systemy ATES wykazują znaczną redukcję zużycia energii pierwotnej i emisji CO₂ w porównaniu z tradycyjnymi systemami ogrzewania i chłodzenia, przyczyniając się do realizacji szerszych celów zrównoważonego rozwoju (Bloemendal et al., 2014; Bloemendal, Hartog, 2018).
W ostatnich dekadach dużo uwagi poświęcono remediacji zanieczyszczonych wód podziemnych (Khan, 2004). Do najczęściej stosowanych metod remediacji można zaliczyć m.in. (Malina, 2007): „pompuj i oczyszczaj”, przepuszczalne bariery aktywne (ang. permeable reactive barriers - PRB), chemiczne utlenianie in situ (ang. in situ chemical oxidation - ISCO), bioremediację oraz metody oparte na samooczyszczaniu (ang. natural attenuation – NA): kontrolowanym (ang. monitored natural attenuation - MNA) i/lub wspomaganym (ang. enhanced natural attenuation - ENA). Ostatnio próbuje się skojarzyć ATES z remediacją zanieczyszczonych wód podziemnych (np. Hoes i in., 2012; Lieten i in., 2013a; Pelgrum, 2008; Slenders i in., 2010a,b: Slenders i in., 2013a,b; van Oostrom i in., 2011; Bujak, 2016).
Działania ATES mogą wpływać na przestrzenny rozkład i szybkość przemieszczania się różnych substancji zawartych w warstwie wodonośnej, dlatego wymagają strategicznego nadzoru i dostosowania protokołów operacyjnych w zanieczyszczonych regionach w celu zapobiegania niezamierzonym skutkom dla środowiska. Jest to oprócz mobilizacji zanieczyszczeń i zakłócenia naturalnej równowagi geochemicznej, jeden z głównych problemów środowiskowych budzących obawy na obszarach z wcześniej istniejącym skażeniem. Jednak możliwość przekształcenia tej słabości w mocną stronę poprzez połączenie ATES z remediacją wód podziemnych ostatnio zyskuje coraz większą uwagę (Slenders 2016; Ni, 2015; Bujak, 2016; Malina, Bujak, 2017), na którą mogą pozytywnie wpływać wahania temperatury spowodowane przez ATES. Pozwala to na uzyskanie podwójnej korzyści: efektywnego magazynowania energii plus oczyszczania zanieczyszczonych wód podziemnych. Przykładowo, w jednym z projektów realizujących połączenie ATES i remediacji wód podziemnych wskazano na obniżenie emisji CO2 o ok 30-50% (3 kilotony) (Slenders i in., 2010a,b). Ponadto, redukcję kosztów oszacowano na 30-40% a spadek zużycia gazu ziemnego z 2,8 mln m3 do poniżej 0,6 mln m3. Z kolei szacowany wzrost zużycia energii elektrycznej z 2,4 mln kWh do 4,7 mln kWh wynika z powodu wykorzystania pomp ciepła.
W opracowaniu przedstawiono aktualny stan wiedzy na temat możliwości stosowania ATES w kombinacji z remediacją zanieczyszczonych wód podziemnych. Dokonano przeglądu metod ATES i remediacji wód podziemnych pod kątem możliwości ich połączenia. Przeanalizowano dostępne informacje literaturowe na temat realizowanych na świecie projektów zakładających taką kombinację. Wskazano korzyści oraz ograniczenia rozwoju tego typu rozwiązań zwracając uwagę na możliwości ich eliminacji. Wykazano, że ATES może z powodzeniem zostać skojarzone z remediacją zanieczyszczonych wód podziemnych. Przykłady realizowanych projektów kojarzenia ATES remediacji wód podziemnych zamieszczono w załączniku tekstowym - Wybrane przykłady skojarzonego magazynowania energii cieplnej w warstwie wodonośnej (ATES) i remediacji wód podziemnych na świecie (poniżej)
Wpływ ATES na warunki hydrogeologiczne zanieczyszczonych warstw wodonośnych w kontekście ich remediacji
Zanieczyszczenie wód podziemnych
| Wśród zanieczyszczeń środowiska gruntowo-wodnego w Europie Europejska Agencja Środowiska (EEA) wymienia m.in.: metale ciężkie, oleje mineralne, węglowodory aromatyczne (BTEX), węglowodory chlorowane (CHC), wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA), fenole, cyjanki (EEA, 2014) (zał. graf. nr 1).
Zanieczyszczeniami wód podziemnych najczęściej występującymi na głębokościach na których pracują systemy ATES są CHC (Hoes i in., 2012; van Lieshout, 2013; Ni, 2015; Sommer i in., 2014; Sommer, 2015; Slenders i in., 2013a,b; Zuurbier i in.,2013) oraz BTEX (van Oostrom i in., 2011). Nie bez przyczyny więc wzrasta zainteresowanie połącznia z ATES technik remediacji wód podziemnych zanieczyszczonych tymi substancjami (Ni, 2015; Sommer, 2015). Z chemicznego punktu widzenia CHC stanowią niejednolitą grupę związków organicznych (Konečný, 2003, ZCHA, 2015), a szczególną uwagę w przypadku rozważania remediacji skojarzonej z ATES należy zwrócić na (van Lieshout, 2013; Ni, 2015; Zuurbier i in., 2013): perchloroeten (PCE), trichloroeten (TCE), dichloroeten (DCE) i chlorek winylu (VC). Substancje te z uwagi na właściwości lipofilne znalazły zastosowanie w przemyśle jako rozpuszczalniki, surowce w syntezie organicznej, rozcieńczalniki lakierów, do odtłuszczania metali, w elektronice, przemyśle papierniczym, tekstylnym, drukarstwie i w produkcji farb (Nemerow i in., 2009, Tabernacka i in., 2012; Wang, 2000; ZCHA, 2015). Światowa produkcja CHC szacowana jest na 50 mln ton rocznie, z czego 20 mln ton przypada na 1,2-DCE, a 10 mln ton na VC (ZCHA, 2015). PCE należą do najczęściej występujących zanieczyszczeń wód podziemnych w USA (Teutsch i in. 1997; Wang, 2000). CHC posiadają zdolność do kumulowania się w łańcuchu pokarmowym. Na ich toksyczne oddziaływanie narażone są w szczególności ośrodkowy i obwodowy układ nerwowy, wątroba, nerki i mięsień sercowy (ZCHA, 2015). Znane jest rakotwórcze działanie niektórych CHC (Zuurbier i in., 2013). Międzynarodowa Agencja Badań nad Rakiem (IARC) zaklasyfikowała VC jako substancję rakotwórczą, która może prowadzić do groźnego nowotworu – naczyniomięsaka wątroby (ZCHA, 2015). Zarówno PCE jak i TCE zostały zaklasyfikowane przez IARC do grupy 2A, jako substancje prawdopodobnie rakotwórcze. Z uwagi na wysoką trwałość mogą one być transportowane na duże odległości od ogniska zanieczyszczenia, co stwarza dodatkowe zagrożenie (Tabernacka i in., 2012). |
Zał. 1: Zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego w Europie (EEA, 2014) |
CHC występujące w postaci ciężkich cieczy organicznych (ang. dense-than-water non-aqueous phase liquid - DNAPL) mogą przemieszczać się w warstwie wodonośnej zarówno poziomo jak i pionowo, dzięki czemu mogą osiągnąć głębokości na których pracują systemy ATES (Sommer, 2015; Wiedemeier i in., 1999; Zuurbier i in., 2013). Długość chmury DNAPL może osiągać 300 - 1500 m, czyli 2-5 razy więcej niż w przypadku chmur WWA i BTEX (Newell i in., 1990; Ni, 2015; Teutsch i in., 1997; Wiedemeier i in., 1999).
BTEX (benzen, toluen, etylobenzen i ksyleny) to węglowodory jednopierścieniowe powszechnie występujące w ropie naftowej i w jej pochodnych: benzynach, oleju napędowym, paliwie lotniczym, smarach, rozpuszczalnikach, olejach niskowrzących, zużytych olejach silnikowych i olejach zanieczyszczonych (Rożek i in., 2011). BTEX są także wykorzystywane w celach przemysłowych jako rozpuszczalniki i substraty do produkcji pestycydów, tworzyw sztucznych i włókien syntetycznych (Wójcik, 2005). Związki te dostające się często do środowiska gruntowo-wodnego poprzez wycieki i nieszczelności cystern lub urządzeń dystrybucyjnych i rafineryjnych są najbardziej mobilną frakcją ropy naftowej. Są silnie toksyczne i oddziałują negatywnie na zdrowie ludzkie, a benzen uważany jest za substancję neurotoksyczną i kancerogenną (Njobuenwu e al.,2005).
Wpływ ATES na jakość wód podziemnych staje się jeszcze bardziej złożony na obszarach z istniejącym zanieczyszczeniem. Zuurbier i in. (2013) zbadali interakcję między systemami ATES o niskiej temperaturze a wodą podziemną zanieczyszczoną CHC. Wykazali oni, że działania ATES mogą wpływać na przestrzenny rozkład i szybkość przemieszczania i biodegradacji zanieczyszczeń, podkreślając krytyczną potrzebę strategicznego nadzoru i dostosowanych protokołów operacyjnych w zanieczyszczonych regionach w celu zapobiegania niezamierzonym skutkom dla środowiska. Z drugiej strony inni badacze opracowali modele remediacji wód podziemnych w kombinacji z systemami ATES (np. Sommer i in., 2014; van Oostrom i in., 2011; Hoes i in., 2012; Bujak, 2016; Malina, Bujak, 2017). Podejście to ma na celu połączenie z metodami remediacji, takimi jak: „pompuj i oczyszczaj”, NA, MNA, ENA i bioremediacja, na które mogą pozytywnie wpływać wahania temperatury spowodowane przez ATES. Pozwala ono uzyskać podwójną korzyść systemów ATES jako magazynowania energii oraz potencjalnego wspomagania oczyszczania zanieczyszczonych wód podziemnych.
|
Na rozprzestrzenianie zanieczyszczeń mają wpływ: rodzaj zanieczyszczenia, warunki hydrogeologiczne, rodzaj systemu ATES. W związku z powyższym, aby systemy ATES mogły być z powodzeniem stosowane w połączeniu z remediacją wód podziemnych, konieczna jest indywidualna dla każdego rozważanego przypadku strategia remediacji poprzedzona dokładnymi badaniami modelowymi, w celu przewidzenia zachowania się zanieczyszczeń (Hoes i in., 2012; Zuurbier i in., 2013). Dzięki prawidłowemu zaprojektowaniu systemu ATES możliwe jest uniknięcie wzrostu szybkości migracji zanieczyszczeń. Przykładem może być projekt „Sanergy” opisany szerzej w załączniku tekstowym (Slenders i in., 2013a,b; 2016). Nawet, jeżeli warstwa wodonośna, w której bezpośrednio pracuje system nie jest zanieczyszczona, ryzyko związane ze zmianami warunków hydrogeologicznych nadal występuje. W przypadku złego wykonania odwiertów ATES może wystąpić przesączanie zanieczyszczonych wód podziemnych wzdłuż rury osłonowej (Avci, 1992; Santi i in. 2006; Mayo, 2010). Z drugiej strony zmiany warunków hydrogeologicznych wywołane przez funkcjonowanie ATES mogą mieć również pozytywny wpływ na ograniczanie rozprzestrzeniania zanieczyszczeń. W raporcie MMB (2012) przedstawiono koncepcję ograniczania rozprzestrzeniania zanieczyszczeń z wykorzystaniem kilku dwukierunkowych systemów ATES. Studnie ekstrakcyjne i iniekcyjne rozmieszczono wokół chmury zanieczyszczeń w taki sposób, aby uniemożliwić zanieczyszczonej wodzie przemieszczanie się poza określony obszar (zał. graf. nr 2). Możliwa jest lokalizacja studni ATES zarówno wewnątrz, jak i w pewnej odległości od chmury zanieczyszczeń. W przypadku lokalizacji wewnątrz chmury zanieczyszczeń niepożądanym efektem może być transport zanieczyszczeń w kierunku stropu warstwy wodonośnej. Z kolei, w przypadku rozmieszczenia studni w pewnej odległości od chmury, zanieczyszczenia mogą dotrzeć do jednej ze studni, w której do tej pory nie występowały. Uniknięcie tych zjawisk jest możliwe dzięki badaniom modelowym. Kontrola migracji zanieczyszczeń jest łatwiejsza do osiągnięcia w przypadku zastosowania systemów jednokierunkowych. Należy jednak pamiętać, że ich działanie opiera się na naturalnej temperaturze wód podziemnych (MMB, 2012). za. 2 Zał. 2: Kontrola chmury zanieczyszczeń dzięki dwukierunkowemu systemowi ATES (na podstawie: MMB, 2012) |
Zał. 2: Kontrola chmury zanieczyszczeń dzięki dwukierunkowemu systemowi ATES (na podstawie: MMB, 2012) |
Efekt mieszania wód podziemnych
|
Oprócz przewidywanych korzyści, efekt mieszania wód obserwowany w czasie pracy ATES, może prowadzić do rozprzestrzeniania zanieczyszczeń w warstwie wodonośnej. Rozprzestrzenianie zanieczyszczeń nie jest jedynym problemem związanym z efektem mieszania wód. W wodach podziemnych często występuje pionowy gradient hydrogeochemiczny (Bonte i in., 2011). W zależności od głębokości wody podziemne różnią się pod względem pH, potencjału redoks i zasolenia (Hartog i in., 2013). W wyniku pompowania wód podziemnych z różnych głębokości może łatwo dojść do zmiany naturalnego gradientu np. zasolenia (zał. graf. nr 3) (Van Oostrom i in., 2011; Hoes i in., 2012). Projektując systemy ATES należy zwracać uwagę na unikanie mieszania wód, w których panują różne warunki tlenowe w celu obniżenia ryzyka kolmatacji filtrów studziennych w wyniku wytrącania się wodorotlenków żelaza (Hartog i in., 2013). Mieszanie wód w systemach ATES jest też przyczyną zmian właściwości fizykochemicznych wód podziemnych, takich jak potencjał redoks oraz pH (Hoes i in., 2012; Van Oostrom i in., 2011). Zmiany te mogą prowadzić do niepożądanych efektów, np.: wytrącania się siarczków, węglanów i tlenków, zanieczyszczenia wód spowodowanego tworzeniem się gazów (N2, CH4, CO2) lub nadmiernego wzrostu biomasy. Ponadto, zamiany pH mogą prowadzić również do mobilizacji metali ciężkich w warstwie wodonośnej. Efekt mieszania wód podziemnych jest bez wątpienia jednym z najistotniejszych czynników mający wpływ na zmiany jakości wód podziemnych zarówno niezanieczyszczonych, jak i skażonych w niskotemperaturowych systemach ATES. Jednak zasięg i wpływ efektu mieszania wód nie jest prosty do przewidzenia. Jest on zależny od specyficznych warunków panujących w danej lokalizacji. To, w jakim stopniu efekt mieszania wpłynie na jakość wód podziemnych, zależy w dużej mierze od rodzaju gradientu hydrogeochemicznego (Hartog i in., 2013). |
Zał. 3: Efekt mieszania wód podziemnych o różnym zasoleniu (Van Oostrom i in., 2011, zmienione) |
Zmiany temperatury a charakterystyka fizykochemiczna wód podziemnych
Kolejnym czynnikiem mającym wpływ na jakość wód podziemnych w przypadku stosowania ATES są zmiany temperatury. Reakcje (bio)geochemiczne zachodzące w środowisku gruntowo-wodnym są wrażliwe na zmiany temperatury, a ich szybkość wzrasta ze wzrostem temperatury (Brons, Zhender, 1990; Brons i in., 1991; Prommer i Suyfzand, 2005). Zmiany temperatury mogą skutkować zmianami chemizmu wód, gdyż temperatura wpływa w istotny sposób na rozpuszczalność minerałów, kinetykę reakcji, utlenianie materii organicznej, procesy oksydacyjno-redukcyjne (Possemiers i in., 2014). Temperatura ma także wpływ na szybkość adsorpcji i desorpcji zanieczyszczeń organicznych, a tym samym ich migrację w środowisku gruntowo-wodnym (Hoes i in., 2012; van Oostrom i in., 2011).
Zmiany temperatur wpływają w istotny sposób na migrację chmury DNAPL w środowisku gruntowo-wodnym, która może zostać przyspieszona poprzez wzrost temperatury w związku ze spadkiem lepkości i gęstości cieczy (Hoes i in., 2012). Rozpuszczalność DNAPL w wodzie również rośnie ze wzrostem temperatury. Temperatura wpływa także na sekwestrację cis-DCE i VC wewnątrz ogniska DNAPL (Ramsburg i in., 2010). Aydin i in. (2011) wykazali, że w zakresie temperatur 10-40°C nawet nieduże zmiany temperatury mogą mieć wpływ na stabilność systemu wielofazowego, wzrost rozpuszczalności i mobilizację zanieczyszczeń.
Wiele badań skupia się na systemach ATES pracujących w wysokich temperaturach (Bonte i in., 2013a,b; Brons i in., 1991; Possemiers i in., 2014). W przypadku systemów ATES pracujących w temperaturach powyżej 60°C, może dochodzić do (Kabus i in., 2009): rozpuszczania i wytrącania się węglanów, kolmatacji filtrów studziennych, desorpcji metali alkalicznych (np. K lub Li) i metali śladowych (np. As).
Stężenia As, Pb i Cu w wodach podziemnych wzrastają, natomiast Fe i Mn maleją ze spadkiem temperatury (Kabus i in., 2009). Wysoka temperatura zwiększa ryzyko kolmatacji filtrów studni, gdyż zmiany temperatury mogą powodować rozpuszczanie się minerałów w pobliżu jednej ze studni, ich transport i osadzenie się w pobliżu innej. Przykładem mogą być krzemiany, które w wysokich temperaturach ulegają rozpuszczaniu, co skutkuje wzrostem ich stężenia w pobliżu studni magazynującej ciepło oraz wytrącaniem (np. talku i kwarcu) w pobliżu studni magazynującej chłód. Odwrotna sytuacja ma miejsce w przypadku węglanów (np. CaCO3 i FeCO3): wytrącanie następuje w pobliżu studni magazynującej ciepło, a rozpuszczanie w pobliżu studni magazynującej chłód (Possemiers i in., 2014).
Nieco niższe temperatury również mogą mieć istotny wpływ na właściwości fizykochemiczne wód podziemnych. Badania modelowe wykazały, że wzrost temperatury w zakresie 10-50°C, powoduje zmniejszenie porowatości i przepuszczalności ośrodka skalnego w wyniku wytrącania się wapnia (Palmer i Cherry, 1984). Zmiany temperatury mogą mieć też znaczny wpływ na lotność CHC. Wzrost temperatury o 50°C zwiększa lotność tych związków o jeden rząd wielkości (van Oostrom i in., 2011). Brons i in., (1991) wykazali, że powyżej 45°C węgiel organiczny jest mobilizowany w warstwie wodonośnej, co skutkuje wzrostem wartości chemicznego zapotrzebowania na tlen (ChZT) w wodach podziemnych. Zdolność pozostałej materii organicznej do adsorpcji mikrozanieczyszczeń organicznych i pierwiastków śladowych może w ten sposób ulec zmniejszeniu (van Oostrom i in., 2011).
Nowoczesne systemy ATES operują jednak w niższych przedziałach temperatur (Dinçer i Rosen, 2011; Sommer, 2015; Zuurbier, 2013). Badania kolumnowe wykazały, że wpływ temperatur poniżej 25°C na właściwości fizykochemiczne wód jest niewielki (Bonte i in., 2013). Sowers i in. (2006) badali efekt jaki wywołuje wzrost temperatury wód podziemnych od 10 do 20°C w czasie funkcjonowania systemu ATES (10 lat). Wykazali oni brak znaczącego wpływu ATES operującego w niskich temperaturach na pH, przewodność oraz stężenia anionów i kationów w warstwie wodonośnej. Zmiany temperatur w zakresie 10-40°C nie mają też istotnego wpływu na zawartość ogólnego węgla nieorganicznego (TIC) w wodach podziemnych (Possemiers i in., 2014). W zakresie temperatur pracy nowoczesnych systemów ATES mogą ulegać zmianom warunki redoks panujące w warstwie wodonośnej. Wyniki badań przeprowadzonych przez Bonte i in. (2013b) wskazują, że wzrost temperatury od 11 do 25°C powoduje zmianę z warunków redoks, w których zachodzi redukcja żelaza do warunków, w których zachodzi redukcja siarczanów lub metanogeneza. Obecnie zakłada się jednak, że w przypadku nowoczesnych systemów ATES (zakres pracy 8-20°C), wahania temperatury nie będą miały istotnego wpływu na właściwości chemiczne wód podziemnych (Bonte i in., 2013a; Hoes i in., 2012; Possemiers i in., 2014; Sowers i in., 2006).
Wpływ zmian temperatury na procesy (bio)degradacji zanieczyszczeń
Wpływ zmian temperatury, jakie występują w zasięgu oddziaływania systemów ATES na procesy (bio)degradacji zanieczyszczeń nie jest dotychczas dobrze poznany. Jednak z całą pewnością jest on zależny od rodzaju substancji zanieczyszczających wody podziemne. Na Uniwersytecie Wageningen (Holandia) przeprowadzono badania, których wyniki wskazują nie tylko na brak negatywnego oddziaływania zmian temperatury wód podziemnych w czasie stosowania ATES, ale dowodzą ich pozytywnego wpływu na proces biodegradacji TCE i cis-DCE [Ni i in., 2015a; Sommer, 2015]. Ni i in. (2015a) w badaniach laboratoryjnych dowiedli, że wydajność procesu biodegradacji cis-DCE w warunkach temperaturowych, jakie panują w czasie pracy ATES jest 13 razy wyższa niż w warunkach naturalnych. Jeżeli w praktyce skojarzenie ATES i bioremediacji okaże się równie skuteczne jak w czasie badań laboratoryjnych, będzie to przełom w dziedzinie remediacji wód podziemnych. Dzięki nowej technologii będzie można osiągnąć w ciągu trzech lat efekty, na które przy użyciu aktualnych metod trzeba czekać ok. 30 lat.
Nie wszyscy badacze wskazują na istotny wpływ zmian temperaturowych na procesy (bio)degradacji zanieczyszczeń. Zuurbier i in. (2013) w pracy dotyczącej wpływu systemów SATES (ang. Seasonal Aquifer Thermal Energy Storage) pominęli wpływ zmian temperatury, jakie zwykle występują w tych systemach (ΔT<15°C), na reakcje biologiczne, fizyczne i chemiczne zachodzące w warstwie wodonośnej zanieczyszczonej CHC, podając jako powód wyniki wstępnych symulacji wskazujących, iż wpływ ten będzie niewielki.
Badania biodegradacji zanieczyszczeń podczas funkcjonowania ATES, jakie zostały dotychczas przeprowadzone, nie wyczerpują w pełni tematu. Temat biodegradacji PCE podjęli w swej pracy Kalimuthu i in. (2011) wykazując, iż biodegradacja z wykorzystaniem bakterii Bacillus sp. była najbardziej efektywna w temperaturze 30°C (pH 7.5). Fletcher i in. (2011) zajmowali się badaniem dehalogenacji PCE do etylenu w warunkach anaerobowych w zależności od temperatury. Dehalogenacja do etylenu zachodziła w temperaturze 30°C, podczas gdy w nieco wyższych temperaturach (35-40°C) następowała akumulacja VC. Proces dehalogenacji ustawał w temperaturze 45°C, jednak tak wysokie temperatury nie są stosowane w nowoczesnych systemach ATES.
CHC nie są jedynymi zanieczyszczeniami, których szybkość (bio)degradacji jest zależna od temperatury, i które mogą występować na głębokościach, na których pracują systemy ATES. Chang i in. (2011) porównali wskaźniki biodegradacji węglowodorów ropopochodnych w zmiennych temperaturach (1-10°C) oraz w stałej temperaturze 6°C. W pierwszym przypadku biodegradacji pół-lotnych i nielotnych węglowodorów ropopochodnych wskaźniki zwiększyły się ponad dwukrotnie. Należy jednak wziąć pod uwagę, że badania te są miarodajne dla biodegradacji w warunkach ex-situ. Innym zanieczyszczeniem wód podziemnych, które może występować na głębokościach, na których pracują systemy ATES, jest MTBE (eter tert-butylowo-metylowy) oraz produkt jego degradacji TBA (trzeciorzędowy alkohol butylowy). Greenwood i in. (2007) wykazali, że najkorzystniejszymi dla procesu biodegradacji tych zanieczyszczeń są temperatury od 15 do 30°C, natomiast biodegradacja przestaje być efektywna w temperaturze 0°C. Kolejnym ciekawym przykładem jest atrazyna (pestycyd), której czas połowicznego rozpadu w klimatach subtropikalnych jest 2-3 razy krótszy niż na terenach położonych w strefach chłodniejszych (Kookana i in., 2010).
Skojarzone magazynowanie energii cieplnej w warstwie wodonośnej i remediacja wód podziemnych
Wybór systemu ATES pod kątem skojarzenia z remediacją wód podziemnych
Hoes i in. (2012) wymieniają 3 typy systemów ATES, które mogą być kojarzone z remediacją wód podziemnych: (i) system dwukierunkowy składający się z dubletu(ów), (ii) system jednokierunkowy składający się z dubletu(ów), (iii) pojedyncza studnia. Uwzględniając dalszy podział powyższych podstawowych typów ze względu na różne parametry, zestawili oni instalacje ATES możliwe do skojarzenia z remediacją wód podziemnych (załącznik tabelaryczny - poniżej). Skojarzenie remediacji wód podziemnych z jednokierunkowym systemem ATES jest bardzo obiecujące, jednak należy pamiętać, że funkcja magazynująca jest w tym przypadku ograniczona, a praca systemu opiera się na naturalnej temperaturze wód podziemnych.
|
Remediacja wód podziemnych może odbywać się w warunkach ex-situ oraz in-situ. Metody in situ polegają na usuwaniu zanieczyszczeń w miejscu ich występowania, natomiast ex-situ na przeprowadzeniu oczyszczania wód podziemnych po ich wydobyciu na powierzchnię (Malina, 2007, 2011). Metody ex-situ są najczęściej stosowane gdy wymagana jest minimalizacja czasu prowadzenia remediacji, a tereny zanieczyszczone mają niewielką powierzchnię. Jest to związane z relatywnie wysokimi kosztami oraz zaburzeniem funkcji terenu, naturalnych warunków glebowych i hydrogeologicznych. Metody in situ są na ogół bezinwazyjne i nie wymagają naruszania struktury gleby. Umożliwiają prowadzenie aktywnej remediacji na terenach zurbanizowanych, przemysłowych i komunikacyjnych z istniejącą rozwiniętą infrastrukturą, w czasie normalnego cyklu użytkowania terenu. Cechują się relatywnie niskimi kosztami. Wadą remediacji in situ jest zwykle długi czas realizacji. Aktualnie istnieje niewiele pozycji literaturowych bezpośrednio opisujących możliwość skojarzenia ATES i remediacji zanieczyszczonych wód podziemnych. Dane literaturowe wskazują następujące potencjalne możliwości remediacji skojarzonej z ATES (Hoes i in., 2012; Sommer i in., 2014; van Oostrom i in., 2011): (i) oczyszczenie części przepompowanej w systemie wody na powierzchni, (ii) stymulacja samoistnej (bio)degradacji zanieczyszczeń poprzez efekt temperaturowy wywołany funkcjonowaniem systemu, (iii) stymulacja samoistnej biodegradacji zanieczyszczeń dzięki dodatkowi substancji biogennych, (iv) wykorzystanie substancji reaktywnych: utleniających, redukujących, absorbujących, (v) wykorzystanie napowietrzania warstwy wodonośnej (również poprzez wprowadzenie substancji uwalniających tlen cząsteczkowy). Możliwa jest również kontrola hydrauliczna zanieczyszczeń dzięki funkcjonowaniu systemu, co może wspierać procesy remediacji. W kolejnych rozdziałach zostały opisane metody remediacji wód podziemnych (tab. 1), które po analizie pod kątem możliwości ich skojarzenia z ATES uznano za obiecujące. Stosowanie systemów ATES w zanieczyszczonych warstwach wodonośnych jest utrudnione ze względu na potencjalne zagrożenie dla środowiska związane z rozprzestrzenianiem się zanieczyszczeń. Jednak oprócz efektów niepożądanych mogą wystąpić również pozytywne zjawiska, takie jak np. wspomaganie (bio)degradacji zanieczyszczeń (Zuurbier i in., 2013). Wykorzystanie ATES może być ograniczone zarówno ze względu na bariery techniczne, jak i organizacyjne, np. różnice w warunkach klimatycznych i budowy geologicznej oraz w przepisach. Po zidentyfikowaniu wszystkich tych barier w projekcie badawczym Climate-KIC wykorzystano systemy pilotażowe ATES zainstalowane w różnych warunkach, aby wykazać jak można pokonać takie bariery (Pellegrini et al., 2019a,b). Dwa projekty pilotażowe wykazały, że ATES może być skutecznie stosowany do ponownego zagospodarowania zanieczyszczonych terenów poprzez połączenie z remediacją. Dwa kolejne projekty pokazały wartość dodaną ATES - pojemność magazynowa umożliwia wykorzystanie ciepła słonecznego w połączeniu z produkcją energii słonecznej. |
Tab. 1. Wybrane metody remediacji wód podziemnych możliwe do skojarzenia z ATES
|
ATES i metoda „pompuj i oczyszczaj”
|
Jedną z rozważanych technik remediacji wód podziemnych możliwych w sposób naturalny do skojarzenia z ATES jest „pompuj i oczyszczaj” (ang. pump and treat ) (Hoes i in., 2012; MMB, 2012; van Oostrom, 2011). Metoda obejmuje w szerokim rozumieniu ekstrakcję wody podziemnej w celu jej oczyszczenia na powierzchni (USEPA, 2001) i jest jedną z najczęściej stosowanych obecnie metod remediacji wód podziemnych na świecie (Khan i in., 2004; Malina, 2011; Mercer i in., 1990). Jej niewątpliwą zaletą jest możliwość zastosowania w przypadku zanieczyszczeń organicznych i nieorganicznych (np. metali ciężkich) pod warunkiem, że są relatywnie dobrze rozpuszczalne w wodzie (CWPU, 2009; Khan i in., 2004; Malina, 2011). Na ogół oczyszczanie wody podziemnej obejmuje separację plamy lekkiej cieczy organicznej (ang. lighter-than-water non aqueous phase liquid – LNAPL), a następnie usunięcie zanieczyszczeń rozpuszczonych w wodzie. Zanieczyszczona woda wypompowywana jest na powierzchnię, a następnie oczyszczana różnymi metodami w zależności od fizycznych i chemicznych właściwości substancji zanieczyszczający (Khan i in., 2004), takimi jak np.: adsorpcja na filtrach z węglem aktywnym, oczyszczanie biologiczne lub przy użyciu wież stripingowych (Voudrias, 2001], a także z użyciem kombinacji tych metod (Suthersan, 1999). Po oczyszczeniu woda może być odprowadzona do kanalizacji, wód powierzchniowych, wykorzystana do zaopatrzenia w wodę zgodnie z obowiązującymi przepisami lub zatłaczana z powrotem do warstwy wodonośnej przez studnie chłonne, wytwarzając barierę hydrauliczną i wspomagając oczyszczanie gruntu (CWPU, 2009; Khan i in., 2004; Bayer i in., 2004). Problemem w czasie stosowania metody „pompuj i oczyszczaj” jest brak gwarancji, że wszystkie zanieczyszczenia, jakie znajdują się w warstwie wodonośnej zostaną usunięte (Suthersan, 1999) oraz, że uda się osiągnąć wymagania jakie powinna spełniać woda pitna (Khan i in., 2004). Kolejnym ograniczeniem jest zachowanie się zanieczyszczeń w środowisku gruntowo-wodnym zależne od warunków geologicznych i hydrogeologicznych oraz sposobu w jaki została zaprojektowana instalacja do ekstrakcji wody (Suthersan, 1999). Remediacja metodą „pompuj i oczyszczaj” w kombinacji z ATES (zał. graf. nr 4A) jest możliwa dzięki oczyszczaniu na powierzchni terenu wypompowanej zanieczyszczonej wody podziemnej, a następnie ponownym jej zatłoczeniu do warstwy wodonośnej bądź zagospodarowaniu do innych celów (Hoes i in., 2012). Sommer i in. (2014) wymienia oczyszczanie wód podziemnych na powierzchni, jako jedną z najbardziej obiecujących możliwości połączenia ATES i remediacji.
|
Zał. 4: Modele kombinacji ATES i remediacji warstwy wodonośnej: (A) „pompuj i oczyszczaj”; (B) biostymulacji; (C) chemicznego utleniania in situ (ISCO); (D) bioaugmentacji; (E) redukcyjnej dehalogenacji (dechloracji) (RDE) w warunkach anaerobowych; (F) Vyredox (na podstawie: Sommer, 2015;Ni, 2015; Van Oostrom i in., 2011; Malina, Bujak, 2017) |
Za połączeniem metody „pompuj i oczyszczaj” z ATES przemawia wiele czynników. Po pierwsze, metodę tę można z powodzeniem stosować w ośrodkach o dobrej przepuszczalności, które są również preferowane w przypadku systemów ATES (Malina, 2007; Sanner, 2001). Kolejnym pozytywnym czynnikiem jest możliwość obniżenia kosztów remediacji. Wadą metody są wysokie koszty eksploatacyjne i z tego względu nie jest ona zalecana, jeżeli istnieją inne dostępne techniki remediacji wód podziemnych (CWPU, 2009). Jednak w przypadku połączenia tej metody z systemem ATES ograniczone zostaną nie tylko koszty pompowania, ale także część kosztów oczyszczania wody, na przykład w przypadku sprzedaży energii zmagazynowanej w warstwie wodonośnej do sieci ciepłowniczej. Innym problemem związanym ze stosowaniem metody „pompuj i oczyszczaj”, który może być rozwiązany dzięki skojarzeniu jej z ATES, jest długi czas remediacji, który wynosi zwykle od kilku do kilkudziesięciu lat (Khan i in., 2004; Malina, 2011). Ni i in. (2015a) wykazali pozytywny wpływ warunków temperaturowych jakie panują w czasie pracy systemu ATES na szybkość przebiegu biodegradacji cis-DCE, co może mieć wpływ na skrócenie czasu trwania remediacji. Dodatkowe atuty to fakt, że instalacja „pompuj i oczyszczaj” jest stosunkowo prosta do zaprojektowania, a konieczne wyposażenie łatwo dostępne na rynku. Ponadto, czas potrzebny do uruchomienia oczyszczania jest krótki a metoda nie jest zbyt uciążliwa dla środowiska (Khan i in., 2004).
Problemy w trakcie ATES i remediacji metodą „pompuj i oczyszczaj” pojawiają się podczas ustalania wydajności pompowania wody. Kluczową sprawą z ekonomicznego punktu widzenia jest, aby instalacja ATES miała jak najwyższą wydajność energetyczną. W tym celu konieczne jest przepompowywanie możliwie jak największej ilości wody. Z kolei, podczas stosowania metody „pompuj i oczyszczaj” dąży się do zminimalizowania ilości pompowanej wody ze względu na zmniejszenie kosztów pompowania i oczyszczania (Hoes i in., 2012). Wydajność pompowania w instalacji ATES może być nawet ponad 100 razy większa niż w systemach „pompuj i oczyszczaj” (Sommer i in., 2014). Średnia wydajność pompowania obliczona na podstawie danych dla 40 działających w USA instalacji „pompuj i oczyszczaj” wynosiła około 21 m3/h (US EPA, 2001). Natomiast wydatki pompowania uznawane za efektywne ekonomicznie dla systemów ATES wynoszą od 50 do 100 m3/h (Bas Godshalk - komunikacja ustna). Możliwym rozwiązaniem tego problemu jest oczyszczanie jedynie części przepompowywanej wody zastosowane w projekcie ATES w mieście Woerden (Holandia). Oczyszczona woda nie jest ponownie zatłaczana do warstwy wodonośnej, co umożliwia jednoczesną kontrolę hydrauliczną zanieczyszczeń.
ATES i (kontrolowane) samooczyszczanie (NA/MNA) warstwy wodonośnej
Procesy NA stanowią podstawę pasywnego (tzn. bez wspomagania) oczyszczania środowiska gruntowo-wodnego (Malina, 2011). Samooczyszczanie odnosi się do przemian zanieczyszczeń podczas ich transportu w wodach podziemnych od ogniska do receptora. Jest związane z szeregiem naturalnych (geogenicznych) procesów fizycznych, chemicznych i biologicznych, umożliwiających redukcję stężeń, ładunków, objętości, toksyczności i/lub mobilności zanieczyszczeń bez dodatkowej stymulacji (USEPA, 1999, 2012):
-destrukcyjnych: biodegradacja, (bio)transformacja, humifikacja, mineralizacja), rozkład/rozpad (foto)chemiczny,
-niedestrukcyjnych: rozcieńczanie, filtracja, immobilizacja ((bio)sorpcja/wymiana jonowa/(bio)wytrącanie), parowanie, dyfuzja, dyspersja.
Samooczyszczanie warstwy wodonośnej jest zwykle łączone z kontrolą zachodzących w jego trakcie procesów, jako MNA, a w razie konieczności z ich wspomaganiem jako ENA (Malina, 2011; Zawierucha i in., 2014).
NA, połączone zwykle z kontrolą ogniska zanieczyszczeń, pozwala na ograniczenie kontaktu z zanieczyszczeniami, redukcję objętości zanieczyszczonych gruntów (powierzchni zanieczyszczonej) i wód podziemnych oraz redukcję kosztów remediacji (USEPA, 2001). Jednak, ze względu na długi i kosztowny monitoring, ewentualną migrację zanieczyszczeń, konieczność długotrwałego stosowania ograniczeń wykorzystania terenu, oczyszczanie oparte na NA może być prowadzone przede wszystkim w przypadku braku możliwości wykorzystania metod remediacji aktywnej (USEPA, 1999, 2001).
Istotą MNA jest wykazanie spadku stężeń zanieczyszczeń, określenie szybkości procesów i wskazanie mikroorganizmów odpowiedzialnych za biodegradację zanieczyszczeń za pomocą badań monitoringowych (USEPA, 1999; 2012). Według literatury optymalny czas trwania MNA powinien być porównywalny z czasem oczyszczania przy zastosowaniu aktywnych metod oczyszczania, z uwzględnieniem wydłużonej fazy remediacji ekstensywnej (USEPA, 1999, 2004). Przebieg MNA może być również kontrolowany za pomocą barier fizycznych lub hydraulicznych.
MNA polega na kontroli/monitoringu procesów (bio)geochemicznych w celu przewidywania rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń w środowisku gruntowo-wodnym i związanego z tym ryzyka. W przypadku, gdy ryzyko rozprzestrzeniania zanieczyszczeń jest realne, należy rozważyć potrzebę ograniczonej kontroli chmury zanieczyszczeń poprzez stosowanie aktywnych (intensywnych) i/lub pasywnych (ekstensywnych) technik wspomagających. Jeśli szybkość rozprzestrzeniania się chmury zanieczyszczeń jest niższa od szybkość obserwowanych procesów biogeochemicznych, to istnieje potencjalna możliwość oparcia likwidacji/ograniczenia ryzyka na procesach związanych z NA. W przeciwnym wypadku istnieje potrzeba wspomagania tych procesów (Malina, 2011).
Należy podkreślić, że o ile jeszcze kilka lat temu remediacja pasywna oparta na (E)NA była zalecana jako jedna z alternatyw na etapie doczyszczania środowiska gruntowo-wodnego, po uprzednim zastosowaniu metod intensywnych, to obecnie jest uważana (i zalecana do stosowania) jako niezależna metoda (bio)remediacji, zwłaszcza w przypadku zanieczyszczeń obszarowych (przestrzennych).
W ostatnich latach coraz częściej czynione są próby skojarzenia NA z ATES (Hoes i in., 2012; Lieten i in., 2013a,b; Slenders i in., 2016, Sommer i in., 2014, van Oostrom, 2011). W raporcie MMB (2012) uznano NA za jedną z najbardziej obiecujących możliwości remediacji w połączeniu z ATES Procesy, jakie mogą zachodzić w czasie połączenia NA z ATES nie są jednak dobrze poznane. W każdym z rozważanych przypadków należy wziąć pod uwagę: wpływ ATES na warunki hydrogeologiczne na danym terenie, efekt mieszania się wód, zmiany fizykochemiczne, wpływ zmian temperatur na (bio)degradacje zanieczyszczeń. Najistotniejsze aspekty połącznia remediacji pasywnej z ATES, zestawiono w tab. 2.
|
Za połączeniem NA z ATES przemawia wiele czynników, jednym z nich jest czas trwania remediacji. Żywotność instalacji ATES wynosi około 30 lat (Lieten i in., 2013a; Ni, 2015). Procesy NA mogą trwać od kilku lat do kilku dekad w zależności od, m.in. (USEPA, 2012): rodzaju i początkowego stężenia zanieczyszczeń, rozmiaru zanieczyszczonej powierzchni, warunków panujących w warstwie wodonośnej. Duże ilości przepompowywanej wody, w połączeniu z podwyższoną temperaturą wód podziemnych w pobliżu ciepłej studni ATES mogą stworzyć dogodne warunki do remediacji opartej na NA (Ni, 2015). Ponadto, zarówno systemy ATES jak i metody oparte na NA mogą być stosowane w przypadku niewielkich prędkości przepływu wód podziemnych (Sanner, 2001). USEPA (1999) zaleca wykorzystywanie metod opartych na NA w warstwach wodonośnych, w których występuje stosunkowo niskie ryzyko szybkiej migracji zanieczyszczeń. Odpowiednio zaprojektowany system ATES może umożliwić kontrolę hydrauliczną i w efekcie ograniczenie rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń (Hage, 2011). Biodegradacja zanieczyszczeń jest jednym z głównych procesów odpowiedzialnych za samooczyszczanie warstwy wodonośnej (Malina, 2007). Biodegradacja jest jednym z podstawowych procesów geogenicznych umożliwiających oczyszczanie wód zarówno powierzchniowych jak i podziemnych (Kleczkowski, Różkowski, 1997). Proces ten jest wieloetapowy i może zachodzić zarówno w warunkach tlenowych jak i beztlenowych, w wyniku czego powstają kwasy organiczne i nieorganiczne (Malina, 2007; Rożek i in., 2011). Biodegradacja chlorowanych etenów może zachodzić w wyniku (Bradley, 2000): (i) redukcyjnej dehalogenacji w warunkach anaerobowych, (ii) utleniania kometabolicznego (ang. co-metabolic oxidation), (iii) oddychania tlenowego, (iv) oddychania beztlenowego. Redukcyjna dehalogenacja CHC uważana jest za proces, który będzie miał największe znaczenie dla biodegradacji w przypadku skojarzenia ATES i remediacji wód podziemnych gdyż na głębokościach, na których pracują systemy ATES zwykle panują warunki anaerobowe (Sommer i in., 2014). |
Tab. 2. Zalety i ograniczenia ATES i remediacji opartej na procesach samooczyszczania (na podstawie: Hoes i in., 2012; Lieten i in., 2013a; Ni, 2015; Slenders i in., 2016)
|
W dostępnej literaturze znaleziono dwa przykłady realizacji remediacji opartej na NA w kombinacji z funkcjonującymi systemami ATES. W obu przypadkach zastosowano systemy ATES w warstwach wodonośnych zanieczyszczonych CHC. W przypadku obu projektów Slenders i in. (2016) uznają efekt mieszania wód podziemnych jako najistotniejszy z czynników sprzyjających samoistnej biodegradacji zanieczyszczeń. Polega on na wzmożonym mieszaniu się składników odżywczych (biogennych), utleniaczy, reduktorów, zanieczyszczeń i mikroorganizmów odpowiedzialnych za biodegradację. Nie stwierdzono istotnej zależności pomiędzy całkowitą ilością bakterii obecnych w wodach podziemnych i temperaturą tych wód. W obu przypadkach warunki panujące w warstwie wodonośnej nie osiągnęły jeszcze optymalnego stanu dla procesu redukcyjnej dehalogenacji (Slenders i in., 2016, Lieten i in., 2013a). Monitoring pracy systemów w obu przypadkach wskazuje, że wpływ na zanieczyszczone wody podziemne zależy od czasu, w jakim ATES jest aktywny. Wpływ funkcjonowania systemów na biodegradację zanieczyszczeń nie został jeszcze dobrze poznany i potrzebne są dalsze badania.
ATES i (bio)stymulacja
Biodegradacja samoistna w naturalnych warunkach często przebiega bardzo wolno i wymaga wspomagania (Malina 2007; Podsiadło, Krzyśko-Łupicka, 2013). Biostymulacja polega na dostarczeniu wody, tlenu (lub innych akceptorów elektronów), substancji biogennych i powierzchniowo czynnych (SPC) do strefy aeracji i/lub saturacji, a także na optymalizacji temperatury i pH dla wspomagania samoistnej biodegradacji (Zawierucha, Malina, 2011a). Do metod stymulacji zaliczyć można także chemiczne utlenianie in situ (ang. in situ chemical oxidation - ISCO) oraz napowietrzanie warstwy wodonośnej (Malina, 2011).
- Dodatek substancji biogennych
Wprowadzenie do strefy zanieczyszczonej substancji biogennych (związki azotu i fosforu) ma na celu stworzenie korzystnych warunków do rozwoju bakterii, a co za tym idzie przyspieszenie procesu biodegradacji zanieczyszczeń (Malina, 2011, Zawierucha, Malina, 2011b). Stężenie oraz wzajemny stosunek związków biogennych w wodzie jest jednym z podstawowych czynników wpływających na szybkość biodegradacji Za optymalny przyjmuje się najczęściej stosunek substancji biogennych C:N:P = 100:10:1 (Malina, 2011, Sanner, 2001). Jako źródła biogenów są zwykle wykorzystywane sole mineralne (np. KNO3, NaNO3, NH3NO3, K2HPO4, MgNH4PO4), komercyjne nawozy nieorganiczne, substancje stałe wolno oddające azot i fosfor, nawozy oleofilowe. Wybór źródła substancji biogennych zależy od właściwości ośrodka, do którego są wprowadzane (Zawierucha i in., 2014). Jeżeli istnieje konieczność zwiększenia ilości azotu w celu intensyfikacji procesu biodegradacji należy monitorować jego zawartość w ciągu całego procesu w celu uniknięcia ryzyka pogorszenia się jakości wód podziemnych (Sanner, 2001).
Wpływ ATES na biostymulację nie jest jeszcze do końca rozpoznany (Ni, 2015; Ni i in., 2018). Najistotniejsze problemy w przypadku połączenia biostymulacji z ATES będą zbliżone do tych w przypadku NA, natomiast ryzyko biologicznej kolmatacji filtrów będzie wyższe. Sommer i in. (2014) wymieniają olej roślinny, chitynę i alkohole (etanol, metanol) jako przykładowe źródła węgla, które mogą być wprowadzone do warstwy wodonośnej celem wsparcia biodegradacji CHC. Schemat przebiegu biostymulacji skojarzonej z ATES przedstawiono w zał. graf. nr 4B. Ze względu na wzrost szybkości biodegradacji ze wzrostem temperatury oraz ograniczoną biodegradację zanieczyszczeń w niższych temperaturach substancje biogenne należy aplikować do ciepłej studni chłonnej (Ni i in., 2015a,b,c).
- Chemiczne utlenianie in situ (ISCO)
Alternatywą dla metod biologicznych jest remediacja wód podziemnych z wykorzystaniem metody ISCO (Malina, 2011). Metoda ta pozwala na usunięcie zanieczyszczeń organicznych i nieorganicznych poprzez wprowadzenie substancji chemicznych (utleniaczy) do środowiska gruntowo-wodnego. W konsekwencji dochodzi do utleniania niebezpiecznych związków chemicznych i przekształcania ich w związki mniej toksyczne, które nie stwarzają zagrożenia (de Weert i in., 2014; Malina, 2007). Najczęściej stosowane środki utleniające to nadwęglan sodu (Na2S(CO3)2) i nadsiarczan sodu (Na2S2O8). Nadwęglan sodu zazwyczaj wprowadza się w dwóch dawkach, przy czym pierwsza dawka składa się z mieszaniny nadwęglanu, węglanu sodu (Na2CO3), żelu krzemionkowego (SiO2) i krzemianu sodowego (Na2SiO3). Drugą dawkę stanowi mieszanina Na2SiO3, żelu krzemionkowego i siarczanu żelaza (FeSO4) (Kashir, McGregor, 2015). Utleniaczem mogą być np.: nadtlenek wodoru H2O2 (tzw. utlenianie Fentona) (Bryant, Wilson, 1999), ozon, nadmanganian sodu lub potasu (Edel i in., 2009). Utleniacze dostarczane są do zanieczyszczonej warstwy wodonośnej różnymi metodami w fazie gazowej, ciekłej albo stałej (Siegrist i in., 2011). Odbywa się to najczęściej za pomocą sond iniekcyjnych (zał. graf. nr 6).
| Metoda ISCO pozwala na usunięcie z wód podziemnych zanieczyszczeń organicznych takich, jak: TCE, PCE, BTEX, WWA, PCB, fenole, organiczne składniki lotne i cyjanki (Malina, 2011; Lewkiewicz-Małysa, i in., 2008). Remediacja z wykorzystaniem ISCO jest relatywnie szybka -od kilku miesięcy do kilku lat. Czas ten może być dłuższy w przypadku, gdy (US EPA, 2012): (i) zanieczyszczenia obejmują dużą powierzchnię i/lub znajdują się w miejscach trudnych do osiągnięcia, (ii) podłoże uniemożliwia równomierne rozprzestrzenianie się utleniacza, (iii) przepływ wody jest niski, (iv) utleniacz nie jest zdolny do przetrwania przez długi czas. Skuteczność ISCO zależy od rodzaju gruntu i typu zanieczyszczenia. Ozonowanie i reakcja Fentona są bardziej skuteczne przy usuwaniu zanieczyszczeń z gruntów mineralnych niż organicznych (Lewkiewicz-Małysa i in., 2008). Ograniczeniem metody ISCO są wysokie koszty w przypadku konieczności zastosowania dużych ilości związków utleniających.
ISCO jest kolejną metodą remediacji możliwą do skojarzenia z ATES (MMB, 2012), jednak w dostępnej literaturze nie znaleziono informacji na ten temat. Odnaleźć można natomiast publikacje na temat wpływu temperatury na przebieg ISCO. Dla przebiegu chemicznego utleniania PCE z wykorzystaniem nadmanganianu korzystniejsze są niższe temperatury (Tratnyek i in., 2007). De Weert i in. (2014) wykazali brak negatywnego wpływu obniżenia temperatury z 16 do 5°C na szybkość chemicznego utleniania DNAPL przy użyciu nadmanganianu. Obniżenie temperatury miało natomiast wpływ na spadek szybkości utleniania materii organicznej w środowisku gruntowo-wodnym, co wskazywałoby na wzrost efektywności ISCO przy użyciu nadmanganianu w niższych temperaturach. W niskiej temperaturze dochodzi do zmiany stanu skupienia nadmanganianu potasu, który jako ciało stałe nie reaguje z zanieczyszczeniami. Powrót do poprzedniego stanu skupienia jest czasochłonny i spowalnia remediację (SCRD, 2005). Wyższe temperatury wpływają natomiast korzystnie na przebieg procesu ISCO przy użyciu nadsiarczanu (Tratnyek i in., 2007). ISCO z wykorzystaniem nadsiarczanu wymaga aktywacji, a szybkość reakcji wzrasta wraz z temperaturą (Hoes i in., 2012). Model kombinacji ATES i remediacji warstwy wodonośnej z wykorzystaniem ISCO przedstawiono w zał. graf. nr. 4C. |
Zał. 6: Schemat redukcyjnej dechloracji chlorowanych etenów (na podstawie: Nijenhuis i in., 2007; Witczak i in. 2013, zmienione) |
Problemem skojarzenia metody ISCO z ATES mogą być warunki redoks panujące w warstwie wodonośnej, jako że większość systemów ATES pracuje w warstwach wodonośnych, w których panują warunki beztlenowe (Slenders i in., 2016). Ponadto ISCO stosowane jest zwykle w miejscach występowania bardzo dużych stężeń zanieczyszczeń tzw. hot spots. Kolejnym problemem jest krótka trwałość większości stosowanych utleniaczy. Utleniaczem charakteryzującym się długą trwałością (powyżej trzech miesięcy) jest nadmanganian. Wadą stosowania nadmanganianu jako utleniacza jest powstawanie tlenku manganu, co może powodować spadek przepuszczalności warstwy wodonośnej i kolmatację studni oraz spadek wydajności systemu ATES.
- Napowietrzanie warstwy wodonośnej
| Napowietrzanie warstwy wodonośnej (ang. air (bio)sparging) jest kolejną z metod remediacji in situ, których skojarzenie z ATES jest możliwe (Hoes i in., 2012; Lieten i in., 2013b). Metoda polega na wprowadzeniu gazu (zwykle powietrza/tlenu) poprzez studnie iniekcyjne do strefy saturacji (2002, Miller, 1996). Zwiększenie ilości tlenu w warstwie wodonośnej wspomaga biodegradację aerobową zanieczyszczeń (Khan, 2004; Malina, 2011; Miller, 1996). Oprócz powietrza nośnikiem tlenu do wspomagania biodegradacji może być woda, nadtlenek wodoru i substancje uwalniające tlen cząsteczkowy, takie jak nadtlenek magnezu lub czy nadmanganian potasu (Malina, 2011).
Napowietrzanie warstwy wodonośnej wykorzystywane jest najczęściej w celu redukcji lotnych substancji organicznych (ang. volatile organic coumpound – VOC) (Marley i in., 1992; Reddy, Adams, 2002). W tym przypadku wprowadzenie powietrza umożliwia przejście węglowodorów do fazy gazowej, a następnie ich usunięcie (US EPA, 1994). Zaletą metody jest krótki czas oczyszczania (zwykle 1-3 lata) przy dogodnych warunkach, a ograniczeniem brak możliwości stosowania w naporowych warstwach wodonośnych. Napowietrzanie warstwy wodonośnej jest często łączone z innymi technikami remediacji takimi, jak np. „pompuj i oczyszczaj”. |
Zał. 7: Schemat działania metody Vyredox ze strefami wytrącania żelaza i magnezu (na podstawie: Hallberg, Martinell, 1976) |
W przypadku połączenia napowietrzania warstwy wodonośnej i ATES, substancje uwalniające tlen cząsteczkowy (np. nadtlenek magnezu, nadmanganian potasu) mogłyby być zatłaczane przez studnię pełniącą w danym momencie funkcję studni iniekcyjnej. Istotnym problemem w czasie stosowania takiej kombinacji może być kolmatacja filtrów studziennych, gdyż wzrost zawartości tlenu w wodach podziemnych zwiększa ryzyko jej wystąpienia (Hoes i in., 2012). Badania Bronsa i Zehndera (1990) wskazują, że w warunkach tlenowych zmiany temperatur w zakresie, w jakim pracują nowoczesne systemy ATES wywołują nasilenie kolmatacji studni, co nie występuje w warunkach beztlenowych.
Odmianą napowietrzania warstwy wodonośnej jest metoda Vyredox. Van Oostrom i in. (2011) wymienia metodę Vyredox jako jedną z najbardziej obiecujących możliwości połączenia remediacji z ATES. Metoda opracowana w Finlandii służy do oczyszczania in situ wody z żelaza i manganu (Hallberg, Martinell, 1976) i polega na zatłaczaniu pod ciśnieniem wody, która najpierw została poddana odgazowaniu a następnie wzbogaceniu w tlen (EPS, 2014, Hallberg, Martinell, 1976) (zał. graf. nr 7) W konsekwencji wokół studni iniekcyjnych tworzy się strefa natleniona o wyższym potencjale redoks i korzystnych warunkach dla rozwoju aerobowych bakterii autochtonicznych przeprowadzających proces utleniania jonów Fe2+ i Mn2+ do wytrącalnych form Fe(OH)3, Fe2(CO3)3 i MnO2. Żelazo zostaje utlenione i usunięte z wody przez bakterie przy wartościach Eh = 100 mV - 200 mV, natomiast mangan jest usuwany w strefie wewnętrznej przy Eh ≈ 600 mV. Dodatkowo bakterie utleniające żelazo dostarczają węgiel organiczny dla bakterii utleniających mangan.
Niewątpliwą zaletą kombinacji metod Vyredox i ATES jest nie tylko oczyszczenie wody z żelaza i manganu ale też możliwość uniknięcia problemu kolmatacji studni. W metodzie tej osady tlenków manganu i żelaza, które zostały wytrącone nie mają bezpośredniego kontaktu ze studnią, ale zostają zgromadzone w pewnej odległości od studni. Schemat połączenia ATES i Vyredox został przedstawiony w zał. graf. nr 4F.
ATES i bioaugmentacja
Bioaugmentacja jest jedną z technik remediacji in situ polegającą na zaszczepieniu zanieczyszczonej strefy wyspecjalizowanymi szczepami bakterii, archeonów lub grzybów, zdolnymi do rozkładu zanieczyszczeń w przypadku, gdy rodzima populacja bakterii nie wykazuje pożądanej aktywności. Stosowana z powodzeniem od lat 60-tych XX wieku jest obok biostymulacji najczęściej wykorzystywaną techniką bioremediacji (Malina, 2007; Borum, 2002; Gerardi, 2015; Podsiadło, Krzyśko-Łupicka, 2013).
Autochtoniczne bakterie na potrzeby bioaugmentacji mogą zostać pobrane ze strefy zanieczyszczonej, namnożone w warunkach laboratoryjnych a następnie ponownie zaszczepione w strefie poddawanej remediacji. Drugą możliwością jest wprowadzenie do strefy zanieczyszczonej gatunków nierodzimych (allochtonicznych) wyizolowanych z innych obszarów o podobnym zanieczyszczeniu (Zawierucha, Malina, 2011b; Borum, 2002; Gerardi, 2015). Innym możliwym rozwiązaniem są genetyczne modyfikowane mikroorganizmy wprowadzane do strefy zanieczyszczonej w celu poprawy zdolności do biodegradacji zanieczyszczeń. Wielu naukowców sugeruje, że mają one większy potencjał oczyszczania środowiska niż naturalne, jednak w przypadku modyfikacji genetycznej istnieje obawa, że ich wprowadzanie do miejsc zanieczyszczonych może mieć niekorzystne efekty dla środowiska, np. transfer genów (Juwarkar i in., 2010). Bioaugmentacji często towarzyszy biostymulacja (Malina, Zawierucha, 2007; Zawierucha, Malina, 2011b; Borum, 2002).
Bioaugmentacja jest kolejną metodą remediacji, której połączenie z ATES jest możliwe (Hoes i in., 2012; Ni, 2015). Schemat kombinacji ATES i remediacji z wykorzystaniem bioaugmentacji przedstawiono w zał. graf. nr 4D. Po uniemożliwieniu dalszego przedostawania się zanieczyszczenia do warstwy wodonośnej inokulacja wyspecjalizowanych grup bakterii może odbywać się z wykorzystaniem ciepłej studni chłonnej.
Ze względu na spodziewany wzrost szybkości bioremediacji ze wzrostem temperatury oraz możliwość jej hamowania w niższych temperaturach (Ni i in., 2015a) zasadnym jest wybór ciepłej studni do przeprowadzenia inokulacji. Bioaugmentacja jest metodą, której skojarzenie z ATES jest obiecujące. Badania przeprowadzone w Uniwerytecie Wageningen (Holandia) pokazały, że bioaugmentacja z wykorzystaniem bakterii zdolnych do przeprowadzenia procesu dehalogenacji pozwala na uzyskanie pełnego rozkładu PCE do etylenu (Ni i in., 2014; Ni i in., 2015a, b).
Bioremediacja z wykorzystaniem bioaugumentacji uważana jest za bezpieczny i mało kosztowny sposób usuwania zanieczyszczeń ze środowiska. Zaletą jest fakt, że w czasie jej stosowania nie jest wymagany specjalistyczny sprzęt, zwiększone nakłady ludzkiej pracy ani energia elektryczna (US EPA, 2012). Bioaugmentacja skojarzona z ATES nie będzie więc generować wysokich kosztów remediacji.
Połączenie ATES i bioremediacji przyciąga wiele uwagi, ponieważ może wnieść zintegrowany wkład w kontekście rosnącego zapotrzebowania na zrównoważoną energię i jakość środowiska na obszarach miejskich, jednak niewiele wiadomo o wpływie takiej kombinacji na środowisko. W swoich badaniach Ni et al. (2020) zastosowali ocenę cyklu życia (ang. life-cycle assessment - LCA) do określenia efektywności środowiskowej kombinacji ATES + bioremediacja, w porównaniu do konwencjonalnego systemu ogrzewania i chłodzenia (ang. conventional heating-cooling – ConvH-C) + bioremediacja. Dostarczanie energii elektrycznej okazuje się być główną przyczyną wpływu na środowisko, przyczyniając się do 61,26% udziału ATES + bioremediacja i 72,91% udziału ConvH-C + bioremediacja. Całkowity wpływ na środowisko kombinacji ATES + bioremediacja jest dwa razy mniejszy niż ConvH-C + bioremediacja. Analiza wrażliwości potwierdza wpływ zużycia energii elektrycznej i produkcji donorów elektronów na środowisko zarówno w zakresie dostaw energii, jak i bioremediacji. Dlatego też zaleca się, aby przyszłe badania i praktyczne zastosowania poszukujące możliwej optymalizacji wydajności środowiskowej kombinacji ATES + bioremediacja koncentrowały się na tych dwóch zasadniczych elementach oraz powiązanych z nimi parametrów.
Wpływ bioremediacji na ATES nie jest do końca jasny, a głównym problemem jest potencjalny nasilony wzrost biokolmatacji filtrów i przyotworowej warstwy wodonośnej, który może utrudniać prawidłowe funkcjonowanie ATES. Z drugiej strony, bardziej redukcyjne warunki pod powierzchnią wywołane przez wspomaganie bioremediacji mogą zmniejszyć ryzyko zarastania chemicznego, które jest zwykle powodowane przez osad Fe(III). Aby zbadać możliwe skutki wpływu bioremediacji na kolmatację, przeprowadzono dwa eksperymenty z kolumnami recyrkulacyjnymi o różnych szybkościach przepływu (10 i 50 ml/min), w których badano zwiększoną aktywność biologiczną i chemicznie promowane wytrącanie Fe(III) poprzez dodatek odpowiednio mleczanu i azotanu jako donorów elektronów (Ni et al., 2018). Spadek ciśnienia między stroną wlotową i wylotową kolumny stanowił miarę zmiany przewodnictwa hydraulicznego, czyli wskaźnika kolmatacji. Wyniki nie wykazały wzrostu ciśnienia w górnej części w okresie zwiększonej aktywności biologicznej (po dodaniu mleczanu) przy obu szybkościach przepływu, podczas gdy dodatek azotanu doprowadził do znacznego spadku ciśnienia. Przy szybkości przepływu 10 ml/min wzrost podwyższonego ciśnienia spowodowany dodaniem azotanu mógł zostać złagodzony przez dodatek mleczanu. Wyniki wskazują na niewielkie ryzyko zarastania biologicznego w badanym przypadku bioremediacji z dodatkiem mleczanu jako substratu, a ponadto mleczan może przeciwdziałać zarastaniu chemicznemu.
ATES i wspomagana redukcyjna dehalogenacja (ERD)
Wspomagana redukcyjna dehalogenacja (ang. enhanced reductive dechlorination - ERD) w warunkach anaerobowych jest aktualnie jedną z najbardziej popularnych metod remediacji wód podziemnych zanieczyszczonych CHC (Ni, 2015, Sommer, 2015), nie dziwi więc zainteresowanie możliwością jej skojarzenia z ATES (Hoes i in., 2012; Ni, 2015). Obecnie prowadzone są badania mające na celu lepsze poznanie procesów, jakie mogą zachodzić w czasie ewentualnego skojarzenia ATES i ERD (Ni, 2015; Sommer, 2015).
ERD zaliczyć można do metod wspomagania bioremediacji in situ. Wspomaganie biodegradacji CHC może odbywać się poprzez biostymulację lub bioaugmentację [NAVFAC, 2015]. Biostymulacja może polegać na dostarczeniu donorów elektronów i optymizacji pH, natomiast bioaugmentacja się na zaszczepieniu wyspecjalizowanych szczepów bakteryjnych w celu stymulacji beztlenowej biodegradacji zanieczyszczeń (NAVFAC, 2015, Zawierucha, Malina, 2011a,b). Dehalogenacja CHC polega na odłączaniu atomów chloru od cząsteczki węglowodoru (NAVFAC, 2015), przy czym proces ten przebiega wieloetapowo - w każdym odłączona zostaje jedna cząsteczka chloru (zał. graf. nr 6).
Istnieją dwa szczególnie istotne czynniki warunkujące przebieg dehalogenacji: obecność odpowiedniego szczepu bakterii oraz dostępność donora elektronów. W czasie dehalogenacji chlorowane węglowodory są wykorzystywane przez mikroorganizmy jako akceptory elektronów (Borum, 2002). Metoda ERD wymaga grup bakterii aktywnych w obecności CHC (m.in. Dehalococcoides, Dehalobacter, Dehalogemonas) i donora elektronów. Konieczność zastosowania bioaugmentacji zależy od wielkości populacji bakterii wspomagających procesy dehalogenacji i zwykle pojawia się przy gęstości populacji poniżej 103 komórek/litr (NAVAC, 2015). Istotnym jest również fakt, iż chociaż istnieje wiele gatunków bakterii, takich, jak: Desulfitobacterium hafniense, Dehalobacter restrictus, Clostridium bifermentans, zdolnych do rozkładu PCE do TCE i cis-DCE, tylko grupa Dehalococcoides mccartyi potrafi prowadzić dalszy rozkład cis-DCE lub VC do etenu (Holliger i in., 1998; Ni, 2015; Wild i in., 1996). Wśród substancji wykorzystywanych jako donory elektronów można wymienić: mleczany, maślany, metanol, etanol, olej roślinny, melasę, benzoesan sodu (Borum, 2002; NAVAC, 2015).
Problemem w przypadku kombinacji ATES i ERD (zał. graf. nr 4E) mogą być: wahania temperatury, żywotność instalacji oraz możliwe niekorzystne skutki dla ATES takie, jak kolmatacja biologiczna i chemiczna filtrów studziennych (Sommer, 2015). Biodegradacja węglowodorów chlorowanych w warunkach beztlenowych wymaga stosunkowo wysokich stężeń zanieczyszczeń, w przeciwnym wypadku konieczne jest wprowadzenie do strefy oczyszczanej odpowiedniej biomasy, tak aby uzyskać zadowalającą szybkość procesu. Jeżeli w gruncie występują niewielkie stężenia zanieczyszczeń należy zastanowić się nad zastosowaniem innej technologii.
W Uniwersytecie Wageningen (Holandia) przeprowadzono ostatnio szereg badań dotyczących skojarzonego ATES i bioremediacji węglowodorów chlorowanych (Sommer, 2015; Sommer i in. 2014; Ni i in., 2014, 2015a,b,c). Za pomocą modelowania hydrogeologicznego śledzono procesy zachodzące w czasie skojarzenia metody ERD z ATES. Przyjęto, że bioremediacja będzie odbywać się w hipotetycznej warstwie wodonośnej zanieczyszczonej TCE dzięki wprowadzenie mleczanu jako donora elektronów. Otrzymane wyniki dowodzą, że możliwa jest pełna dehalogenacja zanieczyszczeń TCE w obszarze, z którego system ATES pompuje wodę. Ponadto, udało się ustalić, iż zmiany temperatury wywołane przez magazynowanie energii nie wpływają w istotny sposób na procesy mikrobiologiczne, a co za tym idzie na ERD. Przeprowadzone symulacje wykazały jednak konieczność dalszych badań procesu wzrostu, mobilności i aktywności populacji bakterii, które bezpośrednio przyczyniają się do biokolmatacji będącej jednym z głównych problemów ERD skojarzonej z ATES. Ponadto, dalszych badań wymaga proces redukcji tlenku żelaza w infiltrującej wodzie, co wiąże się ze wzrostem pH (Sommer, 2015).
Oprócz badań modelowych prowadzono również badania laboratoryjne (testy statyczne), w których wykorzystano materiał pozyskany z zanieczyszczonej warstwy wodonośnej w rejonie miasta Utrecht. Badano czynniki ograniczające proces redukcyjnej dehalogenacji PCE: w warunkach naturalnych, przy zastosowaniu bioaugmentacji z dodatkiem donora elektronów (dla porównania użyto kwas askorbinowy i mleczan sodowy). Proces redukcyjnej dehalogenacji został rozpoczęty po dostosowaniu warunków redoks materiału pozyskanego z zanieczyszczonej warstwy wodonośnej za pomocą kwasu askorbinowego i mleczanu sodowego. W celu uzyskania potencjału redox wystarczająco niskiego do zapoczątkowania procesu dehalogenacji PCE wymagane było 75 μmol donora elektronów na gram suchej masy materiału warstwy wodonośnej. Obie substancje w podobnym stopniu wpływały na obniżenie potencjału redoks, natomiast w różnym stopniu na szybkość redukcji Fe(III) do Fe(II), która była wyższa dla kwasu askorbinowego. Ponadto, ilość Fe(II) powstałej przy użyciu kwasu askorbinowego była większa niż dla mleczanu sodowego (Ni i in., 2014).
Wnioski z badań modelowych, iż zmiany temperatury wywołane przez magazynowanie energii nie wpływają negatywnie na proces ERD, potwierdzają również inne przeprowadzone badania dotyczące oceny wpływu zmian temperatury i sezonowego transportu wód podziemnych na proces redukcyjnej dehalogenacji cis-DCE (Sommer, 2015; Ni i in., 2015a). Stwierdzono, że wydajność procesu redukcyjnej dehalogenacji cis-DCE (w warunkach temperaturowych jakie panują w czasie pracy systemu ATES) jest 13 razy wyższa niż w warunkach naturalnych. Wykazano też, że redukcyjna dehalogenacja cis-DCE jest wystarczająco silnie pobudzana w strefie wyższej temperatury, aby zrekompensować obniżenie szybkości procesu w strefie o niższej temperaturze (Ni i in., 2015a).
Badania modelowe wskazały konieczność lepszego poznania procesów związanych ze zjawiskiem kolmatacji (Sommer, 2015). Wyniki badań laboratoryjnych wpływu ERD na proces kolmatacji studni wywołany czynnikami zarówno biologicznymi jak i chemicznymi sugerują, że przy użyciu mleczanu sodu jako donora elektronów ryzyko biokolmatacji jest nieduże, i może on nawet hamować kolmatację filtrów studziennych (Ni i in., 2015c). Wykazano ponadto, że bakterie Dehalococcoides są bardzo wrażliwe na wahania warunków redoks. W związku z tym, w czasie łączenia ATES z ERD konieczne jest zwrócenie szczególnej uwagi na stałą kontrolę warunków geochemicznych w warstwie wodonośnej (Ni i in., 2015b). Ważnym wnioskiem z przeprowadzonych badań jest to, że bioaugmentacja jest konieczna dla uzyskania pełnego rozkładu PCE do etylenu (Ni i in., 2014, 2015a,b).
Podsumowanie
Koncepcja magazynowania energii w warstwie wodonośnej (ATES) jest znana na świecie od kilku dekad lecz dopiero od kilku lat zainteresowaniem cieszy się pomysł jej połączenia z remediacją wód podziemnych. Celem opracowania było przedstawienie aktualnego stanu wiedzy w tym zakresie. Szczegółowy przegląd literatury krajowej i zagranicznej wykazał, że ATES może z powodzeniem być skojarzone z remediacją wód podziemnych, a prawidłowe zaprojektowanie systemu umożliwia kontrolę rozprzestrzeniania zanieczyszczeń.
Zanieczyszczeniami najczęściej występującymi na głębokościach, na których pracują systemy ATES są CHC i BTEX. Metody remediacji, których połączenie z magazynowaniem energii cieplnej w warstwie wodonośnej jest możliwe to: „pompuj i oczyszczaj”, samooczyszczanie warstwy wodonośnej (NA/MNA), biostymulacja i bioaugmentacja wspomagana redukcyjna dehalogenacja (ERD) w warunkach anaerobowych.
Wśród problemów ograniczających rozwój skojarzonego ATES i remediacji wód podziemnych wymienić należy ryzyko przyspieszenia migracji zanieczyszczeń, na co wpływ mają duże ilości przepompowywanej wody. Ponadto pojawiają się obawy spowolnienia biodegradacji zanieczyszczeń w wyniku zmian potencjału redoks wywołanych działaniem systemu ATES oraz niebezpieczeństwo wzmożonej kolmatacji filtrów studziennych.
Wciąż istotnym problemem w połączeniu ATES z remediacją wód podziemnych jest niewystarczająca wiedza na ten temat. Zarówno techniki remediacji jak i funkcjonowanie systemów ATES są zagadnieniami dobrze poznanymi i szeroko opisanymi w literaturze, jednak wiedza na temat ich połączenia jest niepełna. W szczególności brak jest dostatecznej liczby przykładów zastosowania kombinacji ATES z remediacją wód podziemnych w praktyce. Badania monitoringowe funkcjonujących instalacji są jednak konieczne, aby w pełni potwierdzić efektywność remediacji skojarzonej z ATES.
Ostatnie wyniki badań laboratoryjnych pokazały, że wspomagana redukcyjna dehalogenacja (ERD) skojarzona z ATES może okazać się przełomem w remediacji wód podziemnych zanieczyszczonych węglowodorami chlorowanymi, brakuje jednak badań terenowych na ten temat. Na większości obszaru Polski występują dobre warunki dla magazynowania energii cieplnej w warstwie wodonośnej, potencjał ten nie jest jednak dotychczas wykorzystywany. Przedstawione studium literaturowe możliwości zastosowania ATES, także w kombinacji z remediacją zanieczyszczonych wód podziemnych wskazuje, że w Polsce tego typu rozwiązania mają przyszłość i powinny być propagowane i rozwijane.
Wybrane przykłady skojarzonego magazynowania energii cieplnej w warstwie wodonośnej i remediacji wód podziemnych na świecie
W literaturze można odnaleźć informacje na temat kilku projektów skojarzonego ATES i remediacji wód podziemnych (np. Hoes, i in., 2012; Slenders i in., 2013a,b,c, 2016; van Oostrom i in., 2011). Autorom pracy udało się dotrzeć do informacji na temat czterech projektów zrealizowanych/obecnie realizowanych w Holandii oraz jednego w Niemczech.
Projekt „Sanergy” - Eindhoven
Projekt „Sanergy” został opracowany i zatwierdzony w 2008 roku, a zrealizowany w 2009 roku (Slenders i in., 2013a, 2016). Van Oostrom i in. (2011) wymieniają system „Sanergy” jako jedyny praktyczny przykład skojarzenia remediacji wód podziemnych i ATES. Projekt zrealizowano na terenie na którym wody podziemne zostały w przeszłości zanieczyszczone chlorowanymi węglowodorami w wyniku ponad 100-letniej działalności przemysłowej. Wykorzystano tu jednokierunkowy system ATES, który jednocześnie ma za zadanie wspierać remediację (Pelgrum, 2008).
Wykorzystanie systemu jednokierunkowego umożliwiło uniknięcie rozprzestrzeniania zanieczyszczeń w warstwie wodonośnej, gdyż w tym przypadku nie następuje odwrócenie kierunku przepływu wody. Woda podziemna jest zawsze wypompowywana z tych samych studni ekstrakcyjnych i zatłaczana do studni chłonnej. Działanie systemu opiera się głównie na recyrkulacji i naturalnej temperaturze warstwy wodonośnej (Hoes i in., 2012). Działanie systemu „Sanergy” przedstawiono na rys. 1 i 2.
W czasie projektowania instalacji “Sanergy” dużo wysiłku poświęcono uniknięciu rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń - jednego z najpoważniejszych problemów pojawiającego się wyniku skojarzenia ATES z remediacją wód podziemnych. W tym celu zrezygnowano z funkcji magazynującej, a działanie systemu opiera się na recyrkulacji (Pelgrum, 2008). W czasie pracy instalacji następuje rozprzestrzenianie się bakterii odpowiedzialnych za biodegradację oraz substancji odżywczych bez migracji zanieczyszczeń poza obszar funkcjonowania systemu (Slenders i in., 2013,a,b,c).
Wpływ funkcjonowania systemu „Sanergy” na środowisko nie został jeszcze w pełni zbadany. Wyniki badań przeprowadzonych po dwóch latach od rozpoczęcia funkcjonowania systemu świadczą o intensyfikacji procesów biodegradacji w warstwie wodonośnej. Odnotowano wzrost (Slenders i in., 2013b):
-ilości materii organicznej (DOC) z 5 do 15 - 30 mg/l,
-liczby bakterii odpowiedzialnych za biodegradację (1000-krotnie),
-enzymów biorących udział w rozkładzie chlorku winylu (vcrA i bvcA),
-zawartości wodoru będącego bezpośrednim wskaźnikiem, że warunki są optymalne dla procesu dehalogenacji.
Dane z badań monitoringowych (2014 rok) wskazały, że warunki panujące w obszarze funkcjonowania instalacji były bardziej homogeniczne, suboptymalne dla biodegradacji. W zasięgu oddziaływania studni ekstrakcyjnej dochodzi do powolnego wyrównywania się stężeń na skutek mieszania się wód podziemnych, a stężenie wodoru wzrasta i zbliża się do 1nM H2. Powszechnie przyjmuje się, że proces biodegradacji zaczyna przebiegać przy stężeniach wodoru równych 1-2nM H2. Monitoring zanieczyszczeń i równolegle prowadzone symulacje potwierdzają, że funkcjonowanie systemu „Sanergy” powstrzymuje rozprzestrzenianie zanieczyszczeń, a ich stężenia ulegają zmniejszeniu (Slenders i in., 2016).
|
Rys. 1. Schemat funkcjonowania instalacji „Sanergy” - lato (Slenders i in., 2013a, zmienione) |
Rys. 2. Schemat funkcjonowania instalacji „Sanergy” - zima (Slenders i in., 2013a - zmienione) |
Projekt „Bio-washing machine”
Innym przykładem jest projekt „Bio-washing machine” realizowany na terenie miasta Utrecht, gdzie wody podziemne zostały w przeszłości zanieczyszczone głównie CHC (Hoes i in., 2012]. Jest to pierwszy przykład skojarzenia ATES i remediacji opartej na MNA. W rejonie badań zinwentaryzowano prawie 30 ognisk i towarzyszących im chmur zanieczyszczeń. W 2010 roku opracowano plan remediacji, którego celem była redukcja o 40% masy zanieczyszczeń w ciągu 30 lat. W Holandii nie dopuszcza się magazynowania energii cieplnej w zanieczyszczonych warstwach wodonośnych ze względu na ryzyko przyspieszenia migracji zanieczyszczeń, jednak w tym przypadku udało się uzyskać zgodę władz na stworzenie niewielkiej strefy, w której dopuszczono możliwość przemieszczania i mieszania się zanieczyszczeń, dzięki czemu skojarzenie ATES i remediacji wód podziemnych stało się możliwe (Lieten i in., 2013a; Slenders i in., 2016). Zaletą projektu „Bio-washing machine” jest osiągnięcie redukcji kosztów remediacji do ok. 15-20 mln euro, podczas gdy w przypadku zastosowania tradycyjnych metod remediacji koszty wynosiłyby ok. 500 mln euro (Slenders i in., 2016).
W celu prognozowania wpływu funkcjonowania systemu ATES i MNA na rozprzestrzenianie się i rozkład zanieczyszczeń przeprowadzono badania modelowe. W znacznej części strefy oddziaływania systemu ATES przewidywane jest całkowite usuniecie VC w ciągu 30 lat (rys. 3). W przypadku rezygnacji z ATES stężenia VC w warstwie wodonośnej byłyby wyższe (rys. 4).
Przewiduje się, że podobnie jak w przypadku projektu „Sanergy” jednym w głównych czynników, które będą miały wpływ na przyspieszenie usuwania zanieczyszczeń jest efekt mieszania wód podziemnych (Slenders i in., 2016). Nazwa projektu „Bio-washing machine” pomaga zrozumieć jego założenia. Środowisko gruntowo-wodne zostało obrazowo porównane z funkcjonowaniem pralki automatycznej - po zainstalowaniu systemu ATES dochodzi do lepszego kontaktu składników odżywczych, zanieczyszczeń i bakterii odpowiedzialnych za ich biodegradację (Slenders i in., 2010a,b).
Obszar objęty remediacja jest stale monitorowany dzięki zainstalowaniu siatki kilkuset studni monitoringowych, z których raz do roku pobierane są próbki wody. Pierwsze wyniki badań pokazują, że wpływ ATES na chemizm wód podziemnych zależy od czasu aktywności systemu. Na skutek długotrwałego pompowania wody podziemne w rejonie bezpośredniego oddziaływania są homogeniczne pod względem geochemicznym. Najwyższe ilości mikroorganizmów zaangażowanych w biodegradację VC występowały w pobliżu studni magazynujących ciepło. Nie stwierdzono istotnej zależności pomiędzy całkowitą ilością bakterii obecnych w wodach podziemnych i temperaturą wód. W większości studni znaleziono dowody potwierdzające redukcję siarczanów. Ostatnie badania wskazywały, że warunki redoks nie osiągnęły jeszcze optymalnego stanu dla procesu redukcyjnej dehalogenacji. Ze względu na szereg procesów biologicznych występujących na badanym obszarze, wpływ funkcjonowania systemu na biodegradację zanieczyszczeń nie został jeszcze dobrze poznany (Lieten i in., 2013a). Wiele wskazuje na to, że jakość wód podziemnych w obszarze działania ATES z upływem czasu będzie ulegać poprawie. Wynika to z mieszania się wód podziemnych, co wpływa na wzrost kontaktu między zanieczyszczeniami, mikroorganizmami odpowiedzialnymi za proces biodegradacji zanieczyszczeń oraz składnikami odżywczymi. Efekt ten był również obserwowany w czasie realizacji projektu “Sanergy” w Eindhoven (Slenders i in., 2016).
|
Rys. 3. Zmiany stężenia chlorku winylu (VC) w warstwie wodonośnej w czasie (wyniki symulacji) (Slenders i in., 2016, zmienione) |
Rys. 4. Zmiany stężenia chlorku winylu (VC) w warstwie wodonośnej po upływie 30 lat z i bez ATES (wyniki symulacji) (Slenders i in., 2016, zmienione) |
Projekt dla miasta Woerden
Kolejnym przykładem połączenia ATES i remediacji wód podziemnych jest projekt dla miasta Woerden, w rejonie którego wody podziemne zostały zanieczyszczone CHC. Projekt zakładał połączenie ATES z remediacją metodą „pompuj i oczyszczaj”. W projekcie planowano instalację kilku systemów ATES oraz oczyszczenie części przepompowywanej wody. Oczyszczona woda nie miała być w całości ponownie zatłaczana do warstwy wodonośnej, co umożliwiałoby jednoczesną kontrolę hydrauliczną zanieczyszczeń (van Oostrom i in., 2011). W dostępnej literaturze anglojęzycznej brak jest informacji na ile projekt ten został zrealizowany.
Projekty wykonane dla miast Eindhoven, Utrecht oraz Woerden nie są jedynymi, które zakładały działanie systemu ATES w zanieczyszczonej warstwie wodonośnej. Van Oostrom i in. (2011) wymieniają następujące projekty, które zakładały połączenie ATES i remediacji wód podziemnych: (i) Kanaalzone, Apeldoorn (Bioclear, IF technology), (ii) IJsbaan, Hoogezand-Sappemeer (Bioclear, Royal Haskoning), (iii) Spoorzone, Tilburg (TTE), (iv) Kanaaloever, Alkmaar (Bioclear, IF technology), (v) Visies op de ondergrond van Zwolle, Arnhem, Wageningen en Almelo (TTE). Autorom pracy nie udało się dotrzeć do anglojęzycznych pozycji literaturowych dotyczących powyższych projektów.
Projekt KONATES (Lipsk)
Instalacje ATES mogą wnieść istotny wkład w sezonowe zarządzanie ciepłem na obszarach miejskich, gdzie zwłaszcza płytkie warstwy wodonośne są często zanieczyszczone i nie mogą być wykorzystywane do zaopatrzenia w wodę pitną. W ramach realizowanego obecnie (lata 2022-2025) projektu KONATES zostanie zbadana cykliczna praca ATES w zanieczyszczonych warstwach wodonośnych w celu określenia możliwości połączenia zarządzania ciepłem z remediacją wód podziemnych. Jako studia przypadków służą: „Wissenschaftspark Leipzig” (Saksonia) oraz indywidualne przypadki zanieczyszczeń na obszarze Dużego Projektu Ekologicznego (ÖGP) Bitterfeld-Wolfen (Saksonia-Anhalt), które wykazują typowe zanieczyszczenia dla terenów miejskich i przemysłowych.
W parku naukowym w Lipsku wykonano instalację pilotową ATES w zanieczyszczonej warstwie wodonośnej (Altendorf i in., 2023), której celem jest opracowanie i przetestowanie jednoczesnego magazynowania energii z płytkich warstw wodonośnych za pomocą ATES i remediacji zanieczyszczonej warstwy wodonośnej. Badania są prowadzone w piaszczysto-żwirowej warstwie wodonośnej o miąższości około 10 m zanieczyszczonej chlorowanymi lotnymi związkami organicznymi (Cl-VOC): TCE - do 6,0 mg/l i cis-DCE - do 0,4 mg/l. Dwuotworowy system ATES cyklicznie tłoczy wodę podgrzaną do 80°C, która ma większy wpływ na skład chemiczny wód podziemnych niż systemy ATES działające w niższych temperaturach. Poprzednie badania terenowe pokazały znaczną zmianę w hydrogeochemii i populacji mikrobiologicznej w temperaturach 45-60°C. Celem obecnych badań jest ocena oddziaływania hydrochemicznego i biologicznego w studniach ekstrakcyjnych i injekcyjnych, warstwie wodonośnej oraz w systemie nadziemnym w zmiennych warunkach temperaturowych. Planuje się, że Cl-VOC zostaną usunięte on site z odpompowanych wód podziemnych przy użyciu regenerowalnego zeolitu oraz degradacji in situ z wykorzystaniem nadsiarczanu. Wykonane zostaną też badania biochemiczne i abiotycznej migracji stabilnych izotopów Cl-VOC oraz analizy mikrobiologiczne i geochemiczne, w tym pierwiastków śladowych. Oczekuje się, że kombinacja ATES i remediacji wód podziemnych pozwoli na zmniejszenie śladu węglowego w zarządzaniu energią w Lipsku.
W większości systemów ATES ciepła woda jest zatłaczana do warstw wodonośnych w temperaturze niższej niż 25°C, podczas gdy planowany system będzie zatłaczał wodę o temperaturze do 80°C. Spowoduje to znacznie silniejszy wpływ na skład chemiczny wód niż w przypadku systemów ATES o niższej temperaturze. Wcześniejsze testy laboratoryjne wykazują drastyczną zmianę populacji mikrobiologicznej w temperaturze 45 i 60°C. Aby ułatwić zrozumienie takich oddziaływań skonstruowano uproszczony 2-D model numeryczny symulujący zarówno proces transportu hydraulicznego, jak i ciepła w warstwie wodonośnej (Dörnbrack et al., 2023). Wyniki modelu pokazują już większą strefę wpływu termicznego ze względu na zatłaczanie wody o wysokiej temperaturze w porównaniu z systemem ATES o niskiej temperaturze. Model ma na celu zbadanie wpływu sygnału termicznego na mobilizację zanieczyszczeń, a także jego wkładu w procesy NA poprzez zmianę populacji i aktywności mikrobiologicznej, co w większości przypadków determinuje szybkość biodegradacji. Opracowany w pełni sprzężony model zostanie wykorzystany także do symulacji procesów termicznych, hydraulicznych i chemicznych związanych z wykorzystaniem termicznym zanieczyszczonej warstwy wodonośnej na obszarach miejskich.
Załącznik tabelaryczny
Systemy ATES możliwe do skojarzenia z remediacją wód podziemnych (Hoes i in. 2012, zmienione)
| Opis | Typowe zastosowanie |
Konfiguracja studni | Typ pracy studni | Wydatek Q [m3/h] | Odległość między studniami | Uwagi |
| magazynowanie chłodu lub recyrkulacja, mały, dublet | instalacja z pompą ciepła w domu jednorodzinnym | 1ekstrakcyjna, 1 iniekcyjna |
jedno-kierunkowy | 1 - 8 | 10 m | studnia ekstrakcyjna cieplejsza niż studnia iniekcyjna; brak właściwego magazynowania energii cieplnej w warstwie wodonośnej |
| magazynowanie chłodu lub recyrkulacja, mały, pojedyncza studnia | instalacja z pompą ciepła w domu jednorodzinnym | 1ekstrakcyjno-iniekyjna | jedno-kierunkowy | 1 - 8 | - | typowa instalacja z dwoma filtrami w jednej studni na różnych głębokościach |
| magazynowanie chłodu lub recyrkulacja, duży, dublet | wytwarzanie chłodu dla przemysłu | 1ekstrakcyjna, 1 iniekcyjna |
jedno-kierunkowy | 25-100 | 150 m | brak studni magazynującej chłód i studni magazynującej ciepło; iniekcja wody o wyższej temperaturze (lato) i niższej temperaturze (zima) |
| magazynowanie chłodu/ciepła, mały, pojedyncza studnia | instalacja z pompą ciepła w domu jednorodzinnym | 1ekstrakcyjno-iniekyjna | dwu-kierunkowy | 1 - 8 | - | właściwe magazynowanie energii w warstwie wodonośnej; woda pompowana w dwóch kierunkach w zależności od zapotrzebowania (ciepło/chłód) |
| magazynowanie chłodu/ciepła, mały, dublet | małe przedsiębiorstwo, willa z basenem |
1ekstrakcyjna, 1 iniekcyjna |
dwu-kierunkowy | 5 - 15 | 30 m | właściwe magazynowanie energii w warstwie wodonośnej; woda pompowana w dwóch kierunkach w zależności od zapotrzebowania (ciepło/chłód) |
| magazynowanie chłodu/ciepła, średni, dublet | sektor usługowy (małe biuro, szpital, magazyn) | 1ekstrakcyjna, 1 iniekcyjna |
dwu-kierunkowy | 10 - 5 | 50 m | właściwe magazynowanie energii w warstwie wodonośnej; woda pompowana w dwóch kierunkach w zależności od zapotrzebowania (ciepło/chłód) |
| magazynowanie chłodu/ciepła, duży, dublet | sektor usługowy (biuro, szpital, magazyn) | 1,2,3 ekstrakcyjne, 1,2,3 iniekcyjne |
dwu-kierunkowy | 25 - 100 | 100 m | właściwe magazynowanie energii w warstwie wodonośnej; woda pompowana w dwóch kierunkach w zależności od zapotrzebowania (ciepło/chłód) |
Literatura
Altendorf D., Abdelsamad A., Bauckholt M, Georgi A., Keller N-S., Köber R., Mackenzie K., Vogt C., Werban U., Weiß H. 2023. KONATES – Design and pilot plant operation for the use of contaminated aquifers for energy management with ATES plants. GeoBerlin 2023; DOI: 10.48380/hvat-ba97
Avci C. B., 1992. Flow occurrence between confined aquifers through improperly plugged boreholes. Journal of Hydrology, 139(1-4), 97-114.
Aydin, G.A., Agaoglu B., Kocasoy G., Copty N., 2011. Effect of temperature on cosolvent flooding for the enhanced solubilization and mobilization of NAPLs in porous media. Journal of Hazardous Materials, 186, 636-644.
Bayer P., Finkel M., Teutsch G., 2004. Combining pump-and-treat and physical barriers for contaminant plume control. Ground water, 42(6), 856-867.
Bloemendal M., Olsthoorn T., Frank Boons F. 2014. How to achieve optimal and sustainable use of the subsurface for Aquifer Thermal Energy Storage. Energy Policy, 66, 104-114, https://doi.org/10.1016/j.enpol.2013.11.034
Bloemendal M., Niels Hartog N., 2018. Analysis of the impact of storage conditions on the thermal recovery efficiency of low-temperature ATES systems. Geothermics, 71, 306-319; https://doi.org/10.1016/j.geothermics.2017.10.009.
Bonte M., Breukelen B., van Stuyfzand P., 2013. Environmental impacts of aquifer thermal energy storage investigated by field and laboratory experiments. Journal of Water and Climate Change, 4(2), 77-89; DOI:10.2166/wcc.2013.061
Bonte M., Stuyfzand P.J., Hulsmann A., van Beelen P., 2011. Underground Thermal Energy Storage: Environmental Risks and Policy Developments in the Netherlands and European Union. Ecology and Society 16(1), 22.
Bonte M., Röling W.F.M., Zaura E., van der Wielen P.W.J.J., Stuyfzand P.J., van Breukelen B.M., 2013a. Impacts of shallow geothermal energy production on redox processes and microbial communities. Environmental Science and Technology, 47, 14476–14484.
Borum E., 2002. Bioremediation of Chlorinated Solvents in Fractured Bedrock: Characterization and Case Studies. USEPA, Office of Solid Waste and Emergency Response, Technology Innovation Office, Arlington, 6-22;
http://www.lm.doe.gov/cercla/documents/rockyflats_docs/sw/sw-a-006017.pdf
Bradley P.M., 2000. Microbial degradation of chloroethenes in groundwater systems. Hydrogeology Journal, 8(1), 104-105.
Brons H.J., Zehnder A.J.B., 1990. Biogeochemical aspects of aquifer thermal energy storage. In Hooghart J.C., Posthumus C.W.S,, (eds): Hydrochemistry and Energy Storage in Aquifers, 43, pp. 73-80.
Brons H.J., Griffioen J., Appelo C.A.J., Zehnder A.J.B., 1991. (Bio)geochemical reactions in aquifer material from a thermal energy storage site. Water Resources, 25, 729–736.
Bryant, J.D. and Wilson, J.T., 1999. Fenton's in‐situ reagent chemical oxidation of hydrocarbon contamination in soil and groundwater. Remediation Journal, 9(4), 13-25.
Bujak I., 2016. Skojarzone magazynowanie energii cieplnej w warstwie wodonośnej i remediacja wód podziemnych. Praca magisterska , WGGiOŚ (niepublikowane)
Chang W., Whyte L., Ghoshal S., 2011. Comparison of the effects of variable site temperatures and constant incubation temperatures on the biodegradation of petroleum hydrocarbons in pilot-scale experiments with field-aged contaminated soils from a cold regions site. Chemosphere, 82, 872–878.
CWPU (California Water Plan Update), 2009. Groundwater and Aquifer Remediation; http://www.waterplan.water.ca.gov/docs/cwpu2009/0310final/v2c15_grdwtr_remed_cwp2009.pdf
de Weert J.P., Keijzer T.J., van Gaans, 2014. Lowering Temperature to increase chemical oxidation efficiency: the effect of temperature on permanganate oxidation rates of five types of well defined organic matter, two natural soils, and three pure phase products. Chemosphere, 117, 94.
Dincer I., Rose M., 2011. Thermal Energy Storage: Systems and Applications. Wiley, str. 118 – 124.
Dörnbrack, M., Chen, C., Shao, H., Weiß, H., 2023. Modelling the combination of aquifer thermal energy storage with remediation of contaminated groundwater, EGU General Assembly 2023, Vienna, Austria, EGU23-6706, https://doi.org/10.5194/egusphere-egu23-6706
EEA (Europejska Agencja Środowiska), 2014. Contaminants affecting soil and groundwater in Europe;
http://www.eea.europa.eu/data-and-maps/daviz/overview-of-contaminants-affecting-soil/#parent-fieldname-title
Edel H., Szewczyk M., Dittmar C., 2009. Chemiczne utlenianie in situ: praktyczne zastosowanie do oczyszczania wód podziemnych zanieczyszczonych węglowodorami chlorowanymi. [w:] G. Malina (red.), „Rekultywacja i rewitalizacja terenów zdegradowanych”. PZiTS Oddział Wielkopolski, Poznań, s. 111–115.
EPS (Environmental Planning Specialists), 2014. Groundwater Corrective Action Plan, Moretown Landfill;
http://www.anr.state.vt.us/dec/wastediv/solid/documents/MLIGroundwaterCorrectiveActionPlanMay2014.pdf
Fletcher K.E., Costanza J., Cruz-Garcia C., i in., 2011. Effects of Elevated Temperature on Dehalococcoides Dechlorination Performance and DNA and RNA Biomarker Abundance. Environmental Science and Technology, 45, 712-718.
Fleuchaus P., Godschalk B., Stober I., Blum P., 2018 - Worldwide Application of Aquifer Thermal Energy Storage: A Review, Renewable and Sustainable Energy Reviews, 94, 861-876.
Gerardi M. 2015. Wastewater Bioaugmentation and Biostimulation. DEStech Publications, Inc., str. 9-10.
Gleeson T., Wada Y., Bierkens, M.F.P., van Beek L.P.H., 2012. Water balance of global aquifers revealed by groundwater footprint. Nature, 488, 197-200, doi:10.1038/nature11295.
Gonet A, Śliwa T., Hendel J., 2012. Magazynowanie w górotworze ciepła pochodzącego z różnych źródeł. AGH Drilling, Oil, Gas, 29(1), 135-144.
Greenwood M.H., Sims R.C., McLean J.E., Doucette W.J., 2007. Temperature effect on tert-butyl alcohol (TBA) biodegradation kinetics in hyporheic zone soils. BioMedical Engineering OnLine, 6, 34.
Hallberg R.O., Martinell R., 1976. Vyredox—in situ purification of ground water. Ground Water, 14(2), 88-93; http://info.ngwa.org/gwol/pdf/761002214.PDF
Hartog N., Drijver B., Dinkla I., Bonte M., 2013. Field assessment of the impacts of Aquifer Thermal Energy Storage (ATES) systems on chemical and microbial groundwater composition. European Geothermal Congress.
Hoes H., Patyn J., Lookman R., 2012. The combination of aquifer thermal energy storage (ATES) and groundwater remediation;
http://www.citychlor.eu/sites/default/files/citychlor_ates_with_remediation_20april2012.pdf
Holliger C., Wohlfarth G., Diekert G., 1998. Reductive dechlorination in the energy metabolism of anaerobic bacteria. FEMS Microbiology Reviews, 22, (5), 383-398.
IEA (International Energy Agency), 2014. World Energy Outlook 2014. Summary; http://www.iea.org/publications/freepublications/publication/WorldEnergyOutlook2014ExecutiveSummaryPolishversion.pdf.
IEA (International Energy Agency), 2015. World Energy Trends Excerpt from: Energy Balances of non-oecd countries”. International Energy Agency;
http://www.iea.org/publications/freepublications/publication/WorldTrends_NonOECD_countries2015.pdf
IEA (International Energy Agency), 2022. World Enery Outlook. https://iea.blob.core.windows.net/assets/fe7c251b-8651-4d3a-8362-0ffe3e50d37b/Executivesummary_WorldEnergyOutlook2022.pdf
IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change), 2021. Climate Change 2021. https://www.ipcc.ch/report/ar6/wg1/downloads/report/IPCC_AR6_WGI_SummaryVolume.pdf
Juwarkar A.A., Singh S.K., Mudhoo A., 2010. A comprehensive overview of elements in bioremediation. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 9, 215-288.
Kabus F., Wolfgramm M., Seibt A., Richlak U., Beuster H., 2009. Aquifer thermal energy storage in Neubrandenburg—monitoring throughout three years of regular operation. [W]: Proceedings of the 11th International Conference on Energy Storage EFFSTOCK, Stockholm.
Kalimuthu K., Solomon R.D.J., Ganesh-Kumar S., et al., 2011. Reductive dechlorination of perchloroethylene by bacillus sp JSK1 isolated from dry cleaning industrial sludge. Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences, 6, 165-170.
Kashir M., McGregor R., 2015. Chemical Oxidation Performance in High Temperature, Saline Groundwater Impacted With Hydrocarbons. Remediation Journal, 25(2), 55-70.
Khan F., Husain T., Hejazi R., 2004. An overview and analysis of site remediation technologies, Journal of Environmental Management, 71, 95–122
Kleczkowski A., Różkowski A. 1997. Słownik hydrogeologiczny. TRIO, 1997.
Konečný F., Boháček Z., Müller P., Kovářová M., Sedláčková I. 2003. Contamination of soils and groundwater by petroleum hydrocarbons and volatile organic compounds – Case study: Elslav Brno, Czech Geological Survey, Bulletin of Geosciences, 78, 3, s. 225.
Kookana R., Holz G., Barnes C., i in., 2010. Impact of climatic and soil conditions on environmental fate of atrazine used under plantation forestry in Australia. Journal of Environmental Management, 91, 2649-2656.
Lee, K.S. 2010. A review on concepts, applications, and models of aquifer thermal energy storage systems. Energies, 3(6), 1320-1330.
Lewkiewicz-Małysa A., Rogowska-Kwas R., Winid B., 2008. Redukcja zawartości węglowodorów zanieczyszczających środowisko naturalne. Wiertnictwo, Nafta, Gaz, 25, 2, 453-460.
Lieten S., i in, 2013b. CityChlor Think-Tank. Conceptual site model. Bio-washing machine;
http://www.citychlor.eu/sites/default/files/06_00_csm_model_bio-washing_machine_v3.0.pdf
Lieten S. i in., 2013a. Integration of results CSM ‘Bio-washing machine’. Different innovative characterization methods and models for optimisation of the area-oriented approach; http://www.citychlor.eu/sites/default/files/06_0_integration_of_results_csm_bio-washing_machine.pdf
Malina G., Bujak I., 2017 - Ocena Możliwości Skojarzenia Magazynowania Energii Cieplnej w Warstwie Wodonośnej z Remediacją Wód Podziemnych, Ochrona Środowiska, 39, 3, 9-18.
Malina G. 2007. Likwidacja zagrożenia środowiska gruntowo-wodnego na terenach zanieczyszczonych. Seria Monografie 132. Wyd. Polit. Częstochowskiej, Częstochowa.
Malina G. 2011. Likwidacja zagrożenia środowiska gruntowo-wodnego na terenach zanieczyszczonych. Wyd II uzupełnione i zaktualizowane. PZiTS o. wielkopolski, Poznań.
Malina G., Zawierucha I. 2007. Potential of bioaugmentation and biostimulation for enhancing biodegradation in oil hydrocarbons contaminated soil. Bioremediation Journal, 11(3), 141-147.
Marley M.C., Hazenbrouck P.J., Walsh M.T. 1992. The application of In Situ Air Sparging as an Innovative Soils and Ground Water Remediation Technology. Groundwater Monitoring Review, 12(2), 137-138.
Mayo A.L. 2010. Ambient well-bore mixing, aquifer cross-contamination, pumping stress, and water quality from long-screened wells: What is sampled and what is not? Hydrogeology Journal, 18 (4):823-837;
https://ui.adsabs.harvard.edu/?#abs/2010HydJ...18..823M
Mercer J.W., Skipp D. C., Giffin D. 1990. Basics of Pump-and-Treat. Robert S. Kerr Environmental Research Laboratory, Office of Research and Development, U.S. Environmental Protection Agency.
Miecznik M., Skrzypczak R. 2019. Initial assessment of the possibility of using ATES technology in Poland by low-temperature heat and cold consumers. Energy Policy Journal, 22, 1, 39–58; doi: 10.33223/epj/105366
Miller R. 1996. Air Sparging, Ground-Water Remediation Technologies Analysis Center; https://clu-in.org/download/toolkit/sparge_o.pdf
MMB (Meer met Bodemenergie), 2012. Mogelijkheden voor combinatie van WKO met bodemsanering; http://soilpedia.nl/Bikiwiki%20documenten/Meer%20met%20Bodemenergie/Rapport%2010%20Combinatie%20WKO%20en%20saneren%20Meer%20met%20bodemenergie.pdf
Molz F.J., Melville J.G., Parr A.D., King D.A., Hopf M.T. 1983. Aquifer thermal energy storage: a well doublet experiment at increased temperatures. Water Resources Research, 19 (1), 149–160.
NAVFAC, 2015. Design Considerations For Enhanced Reductive Dechlorination, 2, 13-14.
Nemerow N.L, Agardy F.J., Salvato J.A. 2009. Environmental Engineering: Water, Wastewater, Soil and Groundwater Treatment and Remediation, 6-th ed, Wiley, New Jersey
Newell, C.J., Hopkins L.P., Bedient P.B., 1990. A Hydrogeologic Database for Ground‐Water Modeling. Groundwater, 28 (5), 703-714; https://doi.org/10.1111/j.1745-6584.1990.tb01986.x
Ni, Z. 2015. Bioremediation of Chlorinated Ethenes in Aquifer Thermal Energy Storage, 11-26; http://edepot.wur.nl/363994
Ni Z., Smit M., Grotenhuis T., van Gaans P., Rijnaarts H. 2014. Effectiveness of stimulating PCE reductive dechlorination: A step-wise approach. Journal of Contaminant Hydrology, 164, 209-218; DOI:10.1016/j.jconhyd.2014.06.005.
Ni Z., Smit M., van Gaans P., Rijnaarts H., Grotenhuis T., 2015b. Combination of aquifer thermal energy storage and enhanced bioremediation: resilience of reductive dechlorination to redox changes. Aplied Microbiology and Biotechnology, 100, 3767–3780
Ni, Z., van Gaans P., Rijnaarts H., Grotenhuis T., 2015c. Combination of aquifer thermal energy storage and enhanced bioremediation: biological and chemical clogging. Infra for Water and Energy 13.
Ni Z., van Gaans P., Smit M., Rijnaarts H., Grotenhuis T. 2015a. Biodegradation of cis-1,2-dichloroethene in stimulated underground thermal energy storage systems. Environmental Science and Technology; 2015. DOI: 10.1021/acs.est.5b03068.
Ni Z., Wang Y., Wang Y., Chen S., Xie M., Tim Grotenhuis T., Qiu R. 2020. Comparative Life-Cycle Assessment of Aquifer Thermal Energy Storage Integrated with in Situ Bioremediation of Chlorinated Volatile Organic Compounds. Environmental Science & Technology, 54/5, 3039–3049; https://doi.org/10.1021/acs.est.9b07020
Ni Z., van Gaans P., Rijnaarts H., Grotenhuis T., 2018. Combination of aquifer thermal energy storage and enhanced bioremediation: Biological and chemical clogging. Science of The Total Environment, 613-614, 707-713; https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.09.087
Njobuenwu, D.O., Amadi, S.A., Ukpaka P.C., 2005. Dissolution Rate of BTEX Contaminants in Water. The Canadian Journal of Chemical Engineering, 83, 6, 985-989; https://doi.org/10.1002/cjce.5450830608
Nordell B., Snijders A., Stiles L. 2015. The use of aquifers as thermal energy storage (TES) systems. [In:] Cabeza L.F. (Ed.) Advances in Thermal Energy Storage Systems. Woodhead Publishing, pp. 87–115.
http://www.researchgate.net/profile/Derrick_Njobuenwu/publication/230119820_Dissolution_Rate_of_BTEX_Contaminants_in_Water/links/54621d980cf27487b4558373.pdf
Palmer C.D., Cherry J.A. 1984. Geochemical reactions associated with low-temperature thermal-energy storage in aquifers. Canadian Geotechnical Journal, 21, 475-488; [za] Possemiers M., Huysmans M., Batelaan O., 2014. Influence of Aquifer Thermal Energy Storage on groundwater quality: A review illustrated by seven case studies from Belgium. Journal of Hydrology: Regional Studies, 2, 22;
http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S2214581814000214
Pelgrum G.H. 2008. Sanergy. A concept for a sustainable remediation. Prezentacja; http://files.shareholder.com/downloads/ARCAD/0x0x376998/c8df51d2-ea78-43b6-8774-281d13a8fa9c/Presentation
Pellegrini M., Bloemendal M., Hoekstra N., Spaak G., Andreu Gallego S., Rodriguez Comins J., Grotenhuis T., Picone S., Murrell A., Steeman H.J., 2019a. Novel combinations of aquifer thermal energy storage with solar collectors, soil remediation, and other types of geothermal energy systems. Geophysical Research Abstracts, 21, 4296; https://hdl.handle.net/11585/688992
Pellegrini M., Bloemendal M., Hoekstra N., Spaak G., Andreu Gallego A., Rodriguez Comins J., Grotenhuis T., Picone S., Murrell A.J., Steeman, H.J. 2019b. Low carbon heating and cooling by combining various technologies with Aquifer Thermal Energy Storage, Science of The Total Environment, 665, 1-10; https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.01.135
Podsiadło Ł., Krzyśko-Łupicka T. 2013. Techniki bioremediacji substancji ropopochodnych i metody oceny ich efektywności. Inżynieria i Ochrona Środowiska, 16, 4, 459-476.
Possemiers M., Huysmans M., Batelaan O. 2014. Influence of Aquifer Thermal Energy Storage on groundwater quality: A review illustrated by seven case studies from Belgium. Journal of Hydrology: Regional Studies 2, 20–34;
http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S2214581814000214
Prommer H., Stuyfzand P.J. 2005. Identification of Temperature-Dependent Water Quality Changes during a Deep Well Injection Experiment in a Pyritic Aquifer. Environmental Science and Technology, 39(7), 2200-2209.
Ramsburg C.A., Thornton C.E., Christ J.A. 2010. Degradation Product Partitioning in Source Zones Containing Chlorinated Ethene Dense Non-Aqueous-Phase Liquid. Environmental Science and Technology, 44, 9105-9111;
http://pubs.acs.org/doi/full/10.1021/es102536f
Reddy K.R., Adams J.A. 2002. Cleanup of chemical spills using air sparging. [W]: The handbook of hazardous materials spills technology, M. Fingas (ed.), McGraw-Hill, New York, NY, USA.
Rożek A., Jarzynowska L., Wolicka D., 2011. Biologiczne utlenianie monopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w środowiskach sprzyjających redukcji siarczanów. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, 48, 403-412.
Sanner B. 2001. Shallow geothermal energy. Geo-Heat Center Bulletin, 22, 3, 19-25.
Santi P. M., J. E. McCray, J.L. Martens, 2006. Investigating cross-contamination of aquifers. Hydrogeology Journal, 14(1-2), 51-68.
SCRD, 2005. Technology Assessment for Remediation at Solvent Contaminated Drycleaner Sites; https://drycleancoalition.org/publications.cfm
Siegrist R.L., Crimi M., Simpkin T.J. (red.) 2011. In Situ Chemical Oxidation for Groundwater Remediation. Springer, New York, s. 1- 15
Slenders H., Verburg R., Pors A., van Maaren A. 2016. Managing Contaminated Groundwater—Novel Strategies and Solutions Applied in The Netherlands. [W:] Soil Remediation: Applications and New Technologies, str. 121 -138.
Slenders H., Verburg R., Schreurs J., Hoekstra N., Dinkla I. 2013a. Sanergy, a sustainable mix of groundwater energy and remediation? Experiences after two years with a biowashing machine. AquaConSoil, Barcelona;
http://www.aquaconsoil.org/Previous/AquaConSoil2013/Proceedings.html
Slenders H., Verburg R., Schreurs J., Hoekstra N., Dinkla I. 2013b. Sanergy, a sustainable mix of groundwater energy and remediation? Experiences with system in operation. AquaConSoil, 16 – 19 kwietnia, Barcelona. Prezentacja.
Slenders H., Dols P., Verburg R., de Vries A. 2010a. Sustainable remediation panel: Sustainable synergies for the subsurface: Combining groundwater energy with remediation. Remediation Journal, 20(2), 143-153.
Slenders H., Dols, P., Verburg, R., van Tulder, M., van den Berg, H., & Schreuers, J. 2010b. Sustainable synergies for the subsurface combining groundwater energy with remediation: an illustration with 2 cases. 1-st Int. Conference on Frontiers in Shallow Subsurface Technology.
Sommer W.T. 2015. Modelling and monitoring of aquifer thermal energy storage. Impacts of soil heterogeneity, thermal interference and bioremediation. PhD thesis, Wageningen University.
Sommer W., Doornenbal P.J., Drijver B.C., van Gaans P.F.M., Leusbrock I., Grotenhuis J.T.C., Rijnaarts H.H.M. 2014. Thermal performance and heat transport in aquifer thermal energy storage. Hydrogeology Journal, 22(1), 263-279.
Sowers L., York K.P., Stiles L. 2006. Impact of thermal buildup on groundwater chemistry and aquifer microbes. [W]: Proceedings of Ecostock, 31.05-02.06, Pomona, NJ, s. 1–7;
https://intraweb.stockton.edu/eyos/energy_studies/content/docs/FINAL_PRESENTATIONS/4A-5.pdf
Suthersan S. 1999. In Situ Air Sparging. Remediation engineering : design concepts. CRC Press LLC
Tabernacka A., Zborowska E., Łebkowska M. 2012. Usuwanie chlorowanych etenów (TCE i PCE) z powietrza w bioreaktorach zintegrowanych z unieruchomioną biomasą. Ochrona Środowiska, 34(3), 11-18.
Teutsch G., Gratwohl P., Schiedik T. 1997. Literaturstudie zum natürlichen Rückhalt Abbau von Schadstoffen im Grundwasser. Baden-Württemberg, 1997, str. 15.
Tratnyek P., Powell J., Waldemer R. 2007. Improved understanding of in situ chemical oxidation contaminant oxidation kinetics (No. SERDP-ER-1289). Oregon Health And Science Univ Beaverton.
UN DESA, 2015. World Population Prospects. The 2015 Revision; ESA/P/WP.241 [dostęp] 01.09.2015
US EIA (United States Energy Information Administration) 2015. International Energy Statistics; http://www.eia.gov/cfapps/ipdbproject/IEDIndex3.cfm?tid=90&pid=44&aid=8
US EPA, 2001. Groundwater pump and treat systems summary of selected cost and performance information at superfundfinanced sites.
US EPA, 1999. OSWER Directive 9200.4-17P -- Use of monitored natural attenuation at Superfund, RCRA corrective action, and underground storage tank sites - April 21, 1999: Office of Solid Waste and Emergency Response, s. 3-10.
US EPA, 1994. Air sparging; http://www.epa.gov/oust/pubs/tum_ch7.pdf
US EPA, 2012. A Citizen’s Guide to Monitored Natural Attenuation; https://clu-in.org/download/Citizens/a_citizens_guide_to_monitored_natural_attenuation.pdf
van Lieshout R. 2013. Groundwater contaminant interaction with aquifer thermal energy storage systems on the scale of a large urban area; http://dspace.library.uu.nl/handle/1874/279843
van Oostrom N. (ed.), Drijver B., van Baaren E., Lieten S., van Nieuwkerk E., de Vries E., Bakr M., Hartog N., Krajenbrink H., Mathijssen H., Meindertsma W., Oude Essink G., Wennekes R., Woning M., Dinkla I. 2011. Literatuurstudie Meer Met Bodemenergie, Overzicht van kennis en onderzoeksvragen rondom warmte- en koudeopslag. Bioclear, IF Technology, Deltares en Wageningen University, s. 211-225, 243-250.
van-Put S. 2001. Some administrative, policy and juridical aspects in relation to groundwater protection (groundwater used as a drinking-water source) in the Netherlands. Workshop on the protection of groundwaters used as a source of drinking water supply, Budapest, 2001.
Voudrias E.A. 2001. Pump-And-Treat Remediation Of Groundwater Contaminated By Hazardous Waste: Can It Really Be Achieved? Department of Environmental Engineering. Demokritus University of Thrace. Greece.
Wang F. 2000. Evaluation of Enhanced Bioremediation for Reductive Dechlorination of Tetrachlorethene (PCE): Microcosm Study. Virginia Polytechnic Institute and State University, USA.
Wiedemeier T.H. 1999. Natural attenuation of fuels and chlorinated solvents in the subsurface. John Wiley & Sons, str 223-228.
Wild A., Hermann R., Leisinger T. 1996. Isolation of an anaerobic bacterium which reductively dechlorinates tetrachloroethene and trichloroethene. Biodegradation, 7, (6), 507-508.
Wójcik P., Tomaszewska B. 2005. Biotechnologia w remediacji zanieczyszczeń organicznych. Biotechnologia, 4 (71), 156-172;
http://www.pfb.info.pl/files/kwartalnik/4_2005/Wojcik-Tomaszewska.pdf
WWAP (United Nations World Water Assessment Programme), 2009. The World Water Development Report 3: Water in a Changing World. UNESCO, Paris.
WWAP (United Nations World Water Assessment Programme), 2015. The United Nations World Water Development Report 2015: Water for a Sustainable World. UNESCO, Paris.
Zawierucha I., Malina G., Ciesielski W., Rychter P. 2014. Effectiveness of intrinsic biodegradation enhancement in oil hydrocarbons contaminated soil. Archives of Environmental Protection, 40 (1), 101-113; DOI: 10.2478/aep-2014-0010.
Zawierucha I., Malina G. 2011a. Effects of oxygen supply on the biodegradation rate in oil hydrocarbons contaminated soil. Journal of Physics: Conference Series 289, 012035, doi:10.1088/1742-6596/289/1/012035.
Zawierucha I., Malina G. 2011b. Effects of bioaugmentation and biostimulation on enhancing biodegradation in oil hydrocarbons contaminated soils. [W]: A. Singh et al (eds), Bioaugmentation, Biostimulation and Biocontrol. Soil Biology 28, s. 187-202, Springer-Verlag.
ZCHA, 2015. Analiza chlorowęglowodorów alifatycznych w powietrzu. UAM; http://zcha.amu.edu.pl/pliki/powietrze/2.pdf
Zuurbier K.G.,, Hartog N., Valstar J.,, Post W.E.A., van Breukelen B.M. 2013. The impact of low-temperature seasonal aquifer thermal energy storage (SATES) systems on chlorinated solvent contaminated groundwater: Modeling of spreading and degradation. Journal of Contaminant Hydrology, 147, 1-13; https://doi.org/10.1016/j.jconhyd.2013.01.002
-
Mapa potencjału
-
Baza wiedzy
-
Literatura i materiały
-
Masz pytanie?
Skontaktuj się z nami!
dr Monika Konieczyńska
tel. 22 45 92 298
mkon@pgi.gov.pl
Zakład Geologii Środowiskowej
Państwowy Instytut Geologiczny – Państwowy Instytut Badawczy
ul. Rakowiecka 4, 00-975 Warszawa
www.pgi.gov.pl
