model hydrauliczny zbiornika typu gpd w fazach i wariantu

SPIS TRECI

Lilianna BARTOSZEK: Wydzielanie fosforu z osadw dennych ................ 5

Radosaw CIELAK, Janusz RAK: Wykrywanie nieszczelnoci rurocigw preizolowanych z wykorzystniem metody rezystancyjnej i impulsowej .............................................................................. 21

Galyna KALDA, Janusz RAK, Barbara TCHRZEWSKA-CIELAK: Bilogirsky brine spring, its physical, chemical and bacteriological characteristics and sanitary protection ....... 31

Jadwiga KALETA: Proces koagulacji w usuwaniu wybranych zanieczyszcze organicznych z roztworw wodnych ............... 41

Jadwiga KALETA, Alicja PUSZKAREWICZ: Badania dotyczce modernizacji stacji uzdatniania wody w miejscowoci Radymno ................................................................................... 53

Witold NIEMIEC, Paulina SOBOLEWSKA, Tadeusz JASISKI: Wybrane moliwoci przyrodniczego zagospodarowania osadw ciekowych ................................................................................ 63

Vyacheslav PISAREV, Sylwia KOZUBAL: Klimatyzacja centralna z konwekcyjnymi belkami chodzcymi ................................... 73

Vyacheslav PISAREV, Anna MAMRO, Alina PASIERB: Wspczesne kierunki rozwoju i modernizacji wentylacji pomieszcze ........ 81

Alicja PUSZKAREWICZ: Jonitowa demineralizacja wody ......................... 89

Janusz RAK, Jan GUZIK: Analiza techniczno-ekonomiczno-niezawodno- ciowa funkcjonowania systemu zaopatrzenia w wod aglomeracji kronieskiej .......................................................... 99

Janusz RAK, Barbara TCHRZEWSKA-CIELAK: Analiza zuycia wody przez mieszkacw Dbicy ....................................................... 113

Janusz RAK, Ewa TUACZ: Analiza opinii konsumentw wody do spoycia korzystajcych z wodocigu publicznego na terenie wojewdztwa podkarpackiego .................................................. 123

Daniel SY: Model hydrauliczny zbiornika typu GPD w fazach I wariantu oprniania ................................................................................ 137

4

Daniel SY: Model hydrauliczny zbiornika typu GPD w fazach II wariantu oprniania ................................................................. 149

Daniel SY: Model hydrauliczny zbiornika typu GPD w fazach III wariantu oprniania ................................................................. 159

Barbara TCHRZEWSKA-CIELAK: Zastosowanie metody Monte Carlo do prognozowania awarii sieci wodocigowych ..................... 171

ZESZYTY NAUKOWE POLITECHNIKI RZESZOWSKIEJ Nr 240 Budownictwo i Inynieria rodowiska z. 42 2007

Lilianna BARTOSZEK Politechnika Rzeszowska

WYDZIELANIE FOSFORU Z OSADW DENNYCH

Dokonano przegldu najnowszych doniesie dotyczcych zagadnie wydzielania fosforu z osadw dennych. Omwiono czynniki warunkujce wydzielanie fosforu oraz mobilno rnych jego frakcji. Przedstawiono take najczciej stosowane metody frakcjonowania fosforu w osadach dennych.

1. Wymiana substancji midzy wod a osadami dennymi Ekosystem wodny broni si przed nadmiarem substancji i szybkim post-pem eutrofizacji, wycofujc znaczn cz substancji z obiegu przez jej sedy-mentacj do osadw dennych. Wycofywanie pierwiastkw do osadw ma cha-rakter przejciowy, poniewa znaczna cz substancji zdeponowanych w osa-dach, po przetworzeniu czsto z udziaem organizmw ywych oraz w wy-niku resuspensji moe by przywracana do obiegu w ekosystemie. Zjawisko dwukierunkowej wymiany substancji midzy osadami i wod ma charakter po-wszechny i jest jednym z gwnych elementw krenia materii w ekosystemach wodnych. Pierwiastki skumulowane w rnych skadnikach ekosystemu s zwracane do obiegu w rnej iloci, w rnym czasie i za pomoc rnych me-chanizmw. S to adunki wtrne, ktre uprzednio dopyny ze zlewni czy do-rzecza i zostay czasowo zdeponowane w poszczeglnych skadnikach ekosys-temu. W wymianie substancji z wod zbiornika bierze udzia tylko powierzch-niowa warstwa osadw dennych, najczciej do 10-15 cm. Ze wzgldu na ogromne nagromadzenie substancji organicznej procesy jej rozkadu przebiegaj w osadach bardzo intensywnie, co prowadzi do powstawania wysokich rezerw produktw rozkadu, w tym soli mineralnych, w wodzie interstycjalnej zawar-tej midzy czsteczkami osadu. Fosforany w osadach dennych s tematem bada pod ktem ich roli w eutrofizacji wd powierzchniowych. Osady mog wnosi adunek fosforanw do wody nadosadowej na poziomie porwnywalnym do zewntrznego rda [1]. Jednak nie wszystkie formy fosforu bd si wydziela z osadu i przez to przyczynia do wzrostu eutrofizacji. Zdolno osadu do maga-zynowania lub wydzielania fosforu ma wpyw na stan troficzny zbiornika wod-nego oraz jego yzno. Badanie zachowania fosforu w osadzie jest zatem klu-czowym czynnikiem w zrozumieniu cyklu tego nutrienta w rzekach i innych zbiornikach wodnych. Ma to take zasadnicze znaczenie w planach zarzdzania wod i rekultywacji zbiornikw [2].

6 L. Bartoszek

Celem pracy jest dokonanie przegldu najnowszych doniesie dotyczcych zagadnienia wydzielania fosforu z osadw dennych. Problematyka ta pozostaje nadal dyskutowanym czsto problemem w limnologii, zwaszcza w dyskusjach o rekultywacji jezior.

2. Obcienie wewntrzne Wydzielanie fosforu jest powszechnie nazywane obcieniem wewntrz-nym, w celu odrnienia go od zewntrznego. Moe ono decydowa o stanie troficznym jeziora i czasowym opnieniu w rekonstrukcji ekosystemu. Stenie fosforanw w osadach jest ponad 1000 razy wiksze ni w wodach jeziornych i ich wydzielanie zaley od stenia oraz dystrybucji fosforanw w osadach, stopnia nasycenia wymiennego fosforanu, intensywnoci biologicznych proce-sw w osadach i wodzie jeziornej oraz warunkw hydrologicznych. W wyniku biologicznych i chemicznych procesw pewna ilo fosforanw jest wydzielana z osadw i staje si dostpna dla glonw i makrofitw [3]. Prcz fosforu fosforanowego w osadach wystpuje take fosfor organiczny, zawarty w czstkach materii organicznej, a take fosfor w bardzo trudno roz-puszczalnej formie apatytu. W gbszych warstwach osadu dominuje zwykle forma apatytowa. Jak podkrelono, cz fosforu docierajcego w cyklu rocz-nym do osadw jest ponownie uwalniana do wody.

Czynniki warunkujce wydzielanie fosforu

Do podstawowych czynnikw wpywajcych na proces wydzielania fosforu nale: potencja oksydacyjno-redukcyjny, zawarto tlenu, pH, temperatura, rodzaj zwizkw chemicznych, w jakich ten pierwiastek wystpuje w osadach oraz struktura osadw i ich uwodnienie [4, 5]. Appan i Ting w swoim ekspery-mencie laboratoryjnym na osadach pobranych z dwch tropikalnych zbiornikw: Kranji i MacRitchie stwierdzili [6], e zmiany wartoci pH, powodujce praw-dopodobnie zakcenie stanu rwnowagi, zwikszaj wielko wydzielania fos-foranw. Wielko wydzielania okazaa si nisza w zakresie 7-10 pH i zwik-szaa si czterokrotnie w odczynie 2 pH oraz dwukrotnie w 13 pH, w przypadku osadw pobranych z jeziora Chungpyung [7]. Ci sami autorzy stwierdzili ponad-to, e wielko wydzielania zwikszya si piciokrotnie pomidzy 2 i 25-35C. Z tego wynika, e wielko fosforu bdzie wiksza latem (w temp. powyej 20C), gdy pierwiastek ten moe najbardziej efektywnie stymulowa wzrost rolin. Jeli chodzi o zawarto tlenu, to w osadach dennych z reguy go nie ma. Procesy destrukcji s tak intensywne, e nawet przy dobrym natlenieniu wody naddennej, tu pod powierzchni osadw panuj warunki beztlenowe. Wobec tego woda interstycjalna w osadach zbiornikw eutroficznych, a zwaszcza hi-pertroficznych, zawiera bardzo wysokie stenia fosforanw. Rwnie odtlenio-

Wydzielanie fosforu z osadw dennych 7

ne wody hypolimnionu s bardzo bogate w fosforany [8]. Potencjay redoks, pH i procesy sorpcji/desorpcji s tradycyjnie uwaane za wane czynniki reguluj- ce w wymianie fosforu pomidzy osadami i wod nadosadow [9]. Kleeberg i Kozerski wykazali [10], e wydzielanie fosforu z osadw byo zwizane z ubywaniem tlenu oraz azotanw z wody przydennej, z krtkoterminow straty-fikacj i temperatur. Azotany s bowiem akceptorem elektronw i zmieniaj potencja redoks. Jeeli stenie azotanw byo nisze od 0,1 mg dm3 N, wy-dzielanie fosforu odbywao si bardzo intensywnie. Przy wikszych steniach NO3 w eutroficznych jeziorach Danii szybko procesu si zmniejszaa i prak-tycznie zanikaa przy steniu ok. 1 mg dm3 N [11]. Wydzielanie fosforu nie zaley tylko od pory roku, ale rwnie od miejsca, czyli rnych mechanizmw w rnych partiach zbiornika [12]. W zbiorniku Zegrzyskim i Sulejowskim w okresie letnim, zarwno przy wysokich steniach tlenu w wodzie naddennej, jak i w warunkach zredukowanych, zachodzio uwalnianie z osadw rozpusz-czonego fosforu. Intensywniejsze byo ono w warunkach zredukowanych [13]. Wydzielanie fosforanw z beztlenowych osadw jest wci nie do koca zrozumiae. Wedug propozycji Einselego z 1936 r., pniej w latach 1941- -1942 zmodyfikowanej przez Mortimera, cykl fosforowo-elazowy jest pod-stawowym mechanizmem decydujcym o przemieszczaniu si fosforu w interfa-zie wodaosad. Cykl ten polega na tym, e w wodzie, w obecnoci tlenu, fosfor tworzy z utlenion form elaza Fe(OH)3 nierozpuszczalny kompleks podlegaj-cy sedymentacji. W osadach przy niskim steniu tlenu ok. 0,1 mg dm3 nastpuje redukcja Fe3+ do Fe2+, rozpuszczenie kompleksu i powrt fosforu do wody [14]. Redukcja Fe3+ do bardziej rozpuszczalnego Fe2+ i pniejsze wydzielanie fosforu przyczonego do tlenowodzianu elaza jest jednym z najbar-dziej istotnych procesw sucych mobilizacji fosforu, nawet w wapiennych osadach [15]. Golterman w 1998 r. dowodzi, e trwao kompleksu Fe(OOH)~P zabez-piecza go przed redukcj, e jest on bardziej trway ni wolny Fe(OOH). Termo-dynamicznie do redukcji kompleksu Fe(OOH)~P potrzebne jest wicej energii ni do redukcji samego Fe(OOH). Kiedy fosforany s adsorbowane na Fe(OOH), energia jest uwalniana, a jej ilo zaley od stosunku Fe:P. Im niszy stosunek, tym mniejsza energia jest potrzebna do redukcji [16]. Einsele w 1938 r. (cyt. za [17, 18]) zaproponowa izoterm Freundlicha do opisu tworzenia si adsorpcyj-nego kompleksu Fe(OOH)~P w hypolimnionie. Zauway jednak, e podczas eksperymentu troch ortofosforanw zawsze pozostawao w roztworze, co jest zgodne z mechanizmem adsorpcji. Uzyskany przez niego wykadnik w izotermie Freundlicha rwny 0,4 nie rni si znaczco od wartoci 0,33 stwierdzonej przez Goltermana [16, 19]. Adsorpcja ortofosforanw na Fe(OOH) jest obecnie dobrze udokumentowana i moe by okrelona ilociowo [18, 19]. Einsele w 1936 roku (cyt. za [17]) bada rwnie redukcj Fe3+ przez H2S i stwierdzi, e reakcja nie bya stechiometryczna, oraz e konieczny jest bardzo duy nadmiar H2S, aby cae elazo przeszo do roztworu. Golterman [19] bada

8 L. Bartoszek

take reakcj pomidzy Fe(OOH)~P i H2S. Wykaza, e H2S moe uwalnia niewielk cz Fe(OOH)~P, ale tylko wtedy, kiedy stosunek H2S/ Fe(OOH) jest wysoki (>8). W naturalnych osadach te dwa skadniki: FeS i Fe(OOH) mog wspistnie ze sob. Jeli obecna jest wystarczajca ilo SO42, w wyniku re-dukcji SO42 do H2S wystpuje stae tworzenie FeS w osadach. W ujciach rzek i lagunach pod wpywem wody morskiej dostawa siarczanw jest prawie nie-ograniczona. Lehtoranta i Pitknen [20] sugeruj, e pnym latem mikrobiolo-giczna redukcja SO42 moga znaczco wpywa na cykl elaza, a zatem zmniej-sza zdolno wizania fosforu w osadach Zatoki Fiskiej. Osady te mog by znaczcym rdem biologicznie dostpnego fosforu, nawet kiedy woda w po-bliu dna jest natleniona. Wedug Murphyego i innych [21] w jeziorze Biwa wzmoone obcienie siark i organiczn materi powoduje powstawanie siarczkw w osadach, ktre preferencyjnie reaguj z elazem i porednio do-prowadzaj do rozpuszczania wiwianitu (uwodnionego fosforanu(V) elaza(II) Fe3[PO4]2 8H2O). Golterman [17], na podstawie swoich bada, stwierdzi wy-rane preferencje do tworzenia si wiwianitu, jeli utworzona zostaa dua ilo FeS. Nie prowadzio to do wydzielania ortofosforanw, poniewa wiwianit jest raczej nierozpuszczalnym zwizkiem. Hupfer i inni [22] wykazali, e w jezio-rach i wodach gruntowych tworzenie wiwianitu jest czciowo kontrolowane przez stosunek Fe/PO4, i e tak dugo, jak dugo stenie elaza przekracza two-rzenie siarczku, wiwianit bdzie trway. Kleeberg [23], badajc jezioro Schar- mtzelsee, rwnie udowodni moliwo tworzenia i wytrcania nierozpusz-czalnego kompleksu siarczkw z jonem elaza, ktry moe przeszkadza w cy-klu elazowo-fosforowym. Rozpuszczanie apatytu jest prawdopodobnie alternatywnym procesem wy-dzielania fosforu. W osadach eutroficznych jezior o twardej wodzie nastpuje tworzenie apatytu (Ca5(PO4)3(OH)(F)), ktre moe by spowodowane bezpo-rednim wytrcaniem, wspstrcaniem z CaCO3 lub adsorpcj na czsteczkach CaCO3. Kiedy osady staj si beztlenowe, nastpuje automatyczne obnienie pH jako wynik wytwarzania CO2. To obnienie powoduje rozpuszczanie apatytu, poniewa pH silnie kontroluje jego rozpuszczalno [16, 24]. Cz wydzielo-nego fosforanu bdzie readsorbowana na Fe(OOH), ktry jest take obecny w tych osadach. Wydzielanie jest funkcj akumulowanego obcienia fosforem i stenia wapnia. Takie wydzielanie w warunkach kwanych nie wystpio w badaniach Mortimera. Ten mechanizm nie jest aktywny w mikkich wodach, takich jak wody jeziora District i w czasach Mortimera obcienie fosforem byo jeszcze niskie, wobec tego tworzenie apatytu nie wystpowao. Innym procesem jest wydzielanie polifosforanw przez bakterie osadowe. Dowiadczalny dowd dla tego mechanizmu jest jednak niewystarczajcy. Hupfer i inni [25] sugerowali, e bakteryjne polifosforany mog by czci puli wydzielanych fosforanw w warunkach beztlenowych. Ocena oparta na liczbie bakterii w osadach pokazaa jednak, e bakteryjne fosforany (wczajc polifos-


forany) nie s prawdopodobnie obecne w ilociach dostatecznych do znaczcego wydzielania fosforu. Kolejna moliwo wydzielania fosforu ma zwizek z mineralizacj przez bakterie duej czci materii organicznej w osadach, w warunkach beztleno-wych. Kiedy w osadach zaistniej warunki beztlenowe, tlenowy bakteryjny me-tabolizm musi zmieni si na beztlenow fermentacj. W czasie jej trwania nie caa materia organiczna bdzie utleniana do CO2 dua jej cz pozostanie w formie kwasw tuszczowych i innych podobnych zwizkw. Bakterie, aby uzyska t sam ilo energii, musz sfermentowa wiksz cz materii orga-nicznej, a tym samym wydzieli si wicej fosforu. Cienka warstwa FeS dookoa czstek Fe(OOH) bdzie zapobiega adsorpcji fosforu na Fe(OOH) i zwiksza jego wydzielanie. Istnieje na to jednak bardzo niewiele eksperymentalnych do-wodw, poniewa zmniejszenie zawartoci organicznego fosforu moe by stwierdzone tylko dobr metod frakcjonowania [18]. Kleeberg i Dudel [26] wykazali, e procesy mikrobiologiczne byy si napdow dla obu sposobw (tlenowego i beztlenowego) wydzielania fosforu z organicznie bogatych osadw. Organiczna materia peni wan rol w osadach. Mineralizacja organicznych substancji pozwala na bezporednie wydzielanie fosforu do kolumny wody i moe mie take poredni wpyw na wydzielanie fosforu. Materia organiczna jest donorem elektronw i jej mineralizacja wywouje obnienie potencjau re-doks i zmian pH. Prowadzi to do rozpuszczania wraliwych na redoks pocze fosforu, takich jak Fe-P, Mn-P [27]. Te rozwaania sugeruj, e udzia bakterii w cyklu fosforu na granicy faz osadywoda jest dwuetapowy: poredni (przez oddziaywanie na procesy zalene od potencjau redoks) i bezporedni (z powo-du odzyskiwania rnych zwizkw fosforu). Ponadto kwasy humusowe mog stabilizowa czsteczki elaza, utrudniajc ich koagulacj i wytrcanie [28]. Simi i Brancelj wykazali [29], e czynnikami wywierajcymi wpyw na proce-sy mineralizacji w osadach s gboko jeziora i jego stan troficzny. Gonsior-czyk i inni [30] uwaaj, e silna korelacja pomidzy steniami SRP (rozpusz-czony reaktywny fosfor) i NH4+ w hypolimnionie na kocu okresu stagnacji letniej wskazuje, e mineralizacja organicznej materii jest najbardziej powizana z wydzielaniem fosforu. Selig [31] w swoich eksperymentach stwierdzi, e rozpuszczony fosfor by uwalniany podczas tlenowej i beztlenowej inkubacji, ale beztlenowe wydzielanie byo wiksze. Porwnujc wyniki, pokaza, e w pytkim niemieckim jeziorze wydzielanie fosforu w beztlenowych warunkach byo rwne wydzielaniu fosforu przez resuspensj, oraz e w warunkach tych wydzielanie biologicznie dostp-nego fosforu byo wysze. Wewntrzny adunek jest wikszy latem stenie fosforu w wodzie eutro-ficznego zbiornika moe by kilka razy wiksze ni w dopywajcych wodach, szczeglnie w pytkich polimiktycznych zbiornikach, gdzie adunek fosforu zwiksza resuspensja czstek osadu wywoywana przez wiatr [32-35]. W zbior-niku Carcoar wydzielao si wicej fosforu latem (wiksze wydzielanie cakowi-

10 L. Bartoszek

tego fosforu), a w jeziorze Rowlands w zimie (wiksze wydzielanie o-fosforanw). Wynika to prawdopodobnie ze zoonoci wystpujcych tam mechani-zmw bdcych pod wpywem rnych rde fosforu. Oddziaywanie na nie moe si zmienia znacznie w rnych temperaturach i w zalenoci od sezo- nu [36]. Jezioro Rowlands z jego duymi zasobami makrofitw charakteryzuje zwikszona produkcja pierwotna podczas cieplejszych miesicy. Makrofity s istotne nie tylko jako rdo materii organicznej, ale take jako rdo fosforu [37]. Litoralne osady z jeziora Arreskov wnosiy bardziej znaczcy wkad w obcienie zbiornika fosforem ni profundalne osady, zwaszcza gdy niskie stenia tlenu wystpoway na granicy faz osadwoda nadosadowa [38]. Osady jeziora Flosek wykazay nieznaczn tylko tendencj do wydzielania fosforanw. Intensywno tego procesu bya podobna przy wysokim (100%) i niskim (10%) nasyceniu tlenem, wahajc si od 0,161 do + 0,200 mgP m2 d1. Wydzielanie okazao si duo mniejsze ni w innych harmonicznych, niehumu-sowych jeziorach [39]. Hartikainen i inni uwaaj [40], e jony fosforanu i krzemianu s sorbowane na tych samych skadnikach osadu (np. na powierzchni uwodnionych tlenkw Al i Fe) i przez chemiczn konkurencj do miejsc sorpcyjnych krzemiany mog obnia sorpcj, wic i retencj fosforanw. Poniewa sorpcja krzemianu wzra-sta ze wzrostem pH, to mona postawi hipotez, e krzemian przyczynia si do wydzielania fosforanw, szczeglnie w pytkich eutroficznych jeziorach, gdzie dua produkcja glonw utrzymuje wysokie pH wody. W osadach, w ktrych adsorpcja fosforu na tlenkach elaza i glinu jest dominujcym mechanizmem w procesie retencji fosforu, dopyw krzemu do osadw z osadzajcych si okrze-mek moe peni istotn rol w regulowaniu biologicznej dostpnoci fosforu w wodzie interstycjalnej [41]. Fosforany s pobierane przez glony oraz bakterie i stymuluj ich rozwj. Jeli jednak organizmy nie zd przyswoi fosforanw, s one wizane przez wap, elazo, glin, czsteczki substancji organicznej i ponownie sedymentuj. Sedymentuj rwnie czciowo z organizmami ro-linnymi i zwierzcymi, a take ich szcztkami. Uwaa si, e bakterie maj zdolno do gwatownego pobierania i magazynowania fosforanw w warun-kach tlenowych, a take do hydrolizy oraz wydzielania fosforanw, kiedy ro-dowisko zmienia si na beztlenowe. Wydzielanie kwasw organicznych oraz CO2 przez bakterie i jednoczesne zmniejszanie pH wody interstycjalnej wpywa-j na rozpuszczalno frakcji fosforu wraliwych na zmiany pH, np. tych zwi-zanych z CaCO3 i apatytem [9]. Procesami wspomagajcymi wymian fosforu s: resuspensja osadw i uwalnianie gazw dekompozycyjnych [4]. Na podstawie bada prowadzonych w zbiornikach o rnej morfometrii, dynamice mas wodnych i trofii stwierdzo-no, e resuspensja odgrywa kluczow rol w bilansie tlenowym wypyconych partii zbiornikw gbokich bd caych zbiornikw pytkich. Wywoana fa- lowaniem na skutek wiatru resuspensja osadw moe powodowa szybkie i znaczne deficyty tlenowe w naddennej warstwie wody, przyczyniajc si


w konsekwencji do akceleracji wydzielania fosforanw [42]. Resuspensja moe zatem wyjania epizodyczne wahania ste cakowitego fosforu w kolumnie wody. Christiansen i inni uwaaj [43], e skutki resuspensji powinny by brane pod uwag podczas bada zasobw fosforu w pytkich wodach. W niektrych szwedzkich jeziorach z cakowitej iloci czstek ulegajcych sedymentacji a 83-98% ulega jej powtrnie po uprzedniej resuspensji. W termicznie stratyfi- kowanych jeziorach wewntrzna aktywno fali bya gwn przyczyn resu-spensji [44]. Stenie rozpuszczonego fosforu w wodzie interstycjalnej jest z reguy kil-kadziesit razy wiksze ni w wodzie naddennej. Z tego powodu wanym me-chanizmem transportujcym rozpuszczony fosfor z wody interstycjalnej do wd naddennych jest dyfuzja [4]. Wielko transportu dyfuzyjnego zaley od gra-dientu ste pierwiastka w strefie kontaktowej osadwoda [13, 45]. Falowanie (w tzw. strefie aktywnego dna) porywa wody przydenne i inter-stycjalne, a take czsteczki osadw dennych, i wprowadza z nimi znaczne iloci fosforu do wody epilimnionu. W zbiornikach gbokich, di- lub monomiktycz-nych, dua pula fosforu dostaje si z wd gbinowych do powierzchniowych w okresach cyrkulacji, s jednak pewne mechanizmy transportujce fosfor z warstw gbszych do powierzchniowych, take w okresach stagnacji. Naley tu wymieni pogbienie epi- i metalimnionu w okresach gwatownych ozibie i silnych wiatrw, a take sejsze, ktre mieszaj wody gbsze z powierzchnio-wymi. Przy bardzo duej produkcji gazw (CH4, CO2 i N2) w beztlenowych osadach dennych, wypywaj one okresowo na powierzchni w postaci duych pcherzy, porywajc paty osadw i wody interstycjalne [46]. Uwalnianie pierwiastkw eutrofizujcych z osadw zbiornikw zaporowych w Polsce nie jest jeszcze wystarczajco rozpoznane. Zjawisko to, gwnie w odniesieniu do zwizkw fosforu [13], byo badane dotychczas tylko w trzech nizinnych zbiornikach: Sulejowskim, Zegrzyskim [47] i Wocawskim [42]. Badania nad osadami zbiornikw Zegrzyskiego i Sulejowskiego wykonano przy zastosowaniu metody ex situ z niezaburzonymi rdzeniami osadw. W ba-daniach zbiornika Wocawskiego uywano osadw o zakconym uwarstwie-niu. Wyniki uzyskiwane za pomoc tak rnych metod nie s porwnywalne.

Mobilno rnych frakcji fosforu

Podczas oceny iloci fosforu, ktry moe by uwalniany z osadw, ogromne znaczenie maj badania dotyczce wystpowania biologicznie dostpnych form fosforu. Ruchliwo fosforu jest zwizana z jego oddziaywaniem z rnymi skadnikami osadw, w zwizku z tym znajomo rnych form, w ktrych fos-for jest obecny w osadach, jest konieczna. Golterman [17, 18] nie krytykuje eksperymentw Mortimera, jednak uwaa, e musi im towarzyszy dokadne chemiczne frakcjonowanie fosforu. W osadach stwierdza si obecno fosforu zarwno w organicznej, jak i nieorganicznej formie. Frakcjonowanie nieorga-

12 L. Bartoszek

nicznego fosforu dostarcza wikszej iloci informacji o potencjalnej biologicznej dostpnoci zasobw ni cakowita mineralizacja, w wyniku ktrej wyodrbnia si take zasoby sabo rozpuszczalne w naturalnych warunkach i w ten sposb biologicznie dostpne [40, 48]. Najwaniejszymi nieorganicznymi formami s: nietrway (labilny) fosfor (wymienne formy sabo zwizane z matryc osadw), fosfor zwizany z tlenkami i wodorotlenkami Al, Fe i Mn, fosfor przyczony do mineraw Ca i resztkowy nieorganiczny fosfor (zawarty w bardzo odpornych mineraach i strukturach krysztaw niektrych krzemianw) [49]. Do okrelania biologicznej dostpnoci/mobilnoci fosforanu osadowego moe by zastosowanych kilka metod, takich jak: badanie biologiczne glonw, chemiczne frakcjonowanie, wymiana za pomoc ywicy anionowej, elektrodia-liza i wymiana izotopowa. Spord nich chemiczne frakcjonowanie, wymagaj-ce sekwencyjnych procedur ekstrakcji, jest powszechnie stosowane. Te procedu-ry oparte s na rnicach w reaktywnoci faz staych do rnych roztworw ekstrahentw. W 1957 roku Chang i Jackson zaproponowali pierwsz metod frakcjono-wania fosforanu w glebach, z uyciem chemicznych ekstrahentw. Ta procedura zostaa przystosowana do analizy osadw przez Williamsa w 1971 r. i od tego czasu jest modyfikowana [3, 50]. W literaturze opisywane s take inne schema-ty ekstrakcji stosowane do bada chemicznego frakcjonowania fosforanu za-rwno w osadach jezior, jak i w sedymentujcej materii. S to: metoda Hieltjesa i Lijklema (z 1980 r.) [51-54], metoda Psennera i innych (z 1988 r.) [4, 55], cz-sto z modyfikacj Hupfera i innych (z 1995 r.) [22, 26, 27], metoda Goltermana (z 1996 r.) [24, 56], rzadziej metoda Sedex Ruttenberga (z 1992 r.) [53]. Metody te rni si midzy sob przede wszystkim rodzajem ekstrahentw lub tylko ich steniem, postpowaniem z prbk, warunkami ekstrakcji oraz czciowo uzy-skanymi frakcjami. Wielu naukowcw (np. Pacini i Gchter [57], Kaiserli i inni [50]) uwaa, e form o najwikszej dostpnoci jest fosfor luno zaadsorbowany na powierzch-ni czstek osadw (np. frakcja NH4Cl-P uzyskiwana w metodzie Psennera oraz Hieltjesa i Lijklema). Bardzo mobilny jest take fosfor wystpujcy w pocze-niach z elazem. Dostpno biologiczna fosforu wystpujcego w poczeniach z glinem i zawartego w materii organicznej jest mniejsza ni dwch poprzed-nich. Pozostay fosfor wystpuje w poczeniach z wapniem oraz w innych, praktycznie nierozpuszczalnych zwizkach o charakterze mineralnym i orga-nicznym (frakcja Res.-P). Zdaniem wielu autorw (Ting i Apan [58], Rydin i Welch [59], Kentzer [4]) biologiczna dostpno tych form fosforu, a wic ich udzia w procesach wymiany midzy osadem a wod, jest znikomy. Stenia mineralnych form fosforu zale od ste Ca, Al, i Fe w osadach i wodzie, jak rwnie od chemicznej charakterystyki osadw i wody naddennej (pH i poten-cja redoks) [60]. Zmienno poszczeglnych frakcji fosforu w rnych miej-scach osadw odzwierciedla rnice w rdach fosforu. Frakcji Fe-P jest sto-sunkowo wicej w osadach naraonych na wikszy dopyw ciekw. Niska za-


warto Al-P sugeruje, e tylko mae iloci fosforu pochodz z wietrzenia ska, czyli z naturalnych rde [61]. W przeszoci zostao opracowanych wiele schematw ekstrakcji, ale nie istniaa znormalizowana metoda ekstrakcji fosforu. Zastosowanie tych metod frakcjonowania pokazao, e dystrybucja rnych frakcji fosforu zaley od za-stosowanej procedury frakcjonowania. W ramach Programu Komisji Europej-skiej Standards, Measurements and Testing opracowano protok SMT na bazie porwna istniejcych schematw i midzylaboratoryjnych bada w obr-bie renomowanych laboratoriw. Porwnano cztery schematy ekstrakcji: zmo-dyfikowany schemat Williamsa, Hieltjesa-Liklema, Goltermana i Ruttenberga. Zdecydowano odrzuci schematy Ruttenberga i Goltermana ze wzgldu na nie-powtarzalno wynikw i trudnoci w wykonaniu, chocia metody te miay wie-le zalet, np. ekstrakcj rnych organicznych frakcji fosforu, informacj o biolo-gicznej dostpnoci frakcji (Golterman), rozrnienie pomidzy rnymi apaty-towymi formami. Zdecydowano, e s nieodpowiednie do zharmonizowanej procedury, ktra powinna by niezawodnie dokadna. Rozpoczto dyskusj nad metodami Williamsa i Hieltjesa-Liklema. W obu tych metodach s uywane te same odczynniki, jednak o innym steniu (wysze stenia w metodzie Wil-liamsa). Metoda Williamsa wydawaa si lepsza, dostarczaa informacji o frakcji OP, ktrej nie uwzgldniaa metoda Hieltjesa-Liklema (OP obliczano z rnicy pomidzy TP i IP). Z kolei metoda Hieltjesa-Liklema uwzgldniaa rozpuszczal-ny fosfor luno zaadsorbowany na powierzchni czstek osadw. Tej fazy nie ma w schemacie Williamsa. Jednak na podstawie bada laboratoryjnych zdecydo-wano, e metoda Williamsa sprawdzaa si lepiej i dlatego staa si robocz pod-staw zharmonizowanej procedury [2, 62]. Tak zaprojektowany protok SMT zastosowano do certyfikacji materiaw odniesienia w piciu frakcjach fosforu: cakowity fosfor (TP), nieorganiczny fosfor (IP), organiczny fosfor (OP), apaty-towy fosfor (AP, formy zwizane z wapniem) i nieapatytowy, nieorganiczny fosfor (NAIP, formy zwizane z tlenkami i wodorotlenkami Al, Fe i Mn) [2, 63]. Protok SMT przetestowano dodatkowo na trzech rodzajach osadw: wapien-nym, krzemowym i bogatym organicznie uzyskane wyniki byy zadowalajce [49]. Procedur poprawiono i przyjto jako zharmonizowany protok. T meto-d cakowity fosfor jest dokadnie okrelony. Powizania pomidzy wynikami uzyskanymi przy zastosowaniu protokou SMT wskazuj, e procedura popraw-nie odrnia fosfor organiczny i nieorganiczny w badanych prbkach osadw. Z drugiej strony jedn z wad tej metody jest nie tak dokadne zrnicowanie pomidzy frakcjami apatytow i nieapatytow z powodu uytych odczynnikw, ktre decyduj o mechanizmie uwalniania z osadw. Wbrew ograniczeniom tkwicym w metodzie, rezultaty pokazuj, e protok SMT jest dobrym podej-ciem do frakcjonowania fosforu w osadach. Dodatkowa zaleta to taka, e jest to zweryfikowana procedura, atwa do wdroenia w rutynowych badaniach, co czyni protok SMT razem z materiaem odniesienia uytecznym narzdziem do monitorowania podziau fosforu w osadach, zwaszcza w czasach, kiedy zapew-

14 L. Bartoszek

nienie jakoci i porwnywalno wynikw maj najwaniejsze znaczenie w laboratoryjnych analizach [2, 3, 63, 64]. Ten schemat ekstrakcji by uywany do bada osadw zbiornika Bort-Les- -Orgues we Francji. Zawarto procentowa uzyskana zgodnie z metod SMT wynosia: 59% cakowitego fosforu frakcja NAIP, 25% organicznego fosforu OP i 16% apatytowanego fosforu AP. Ilo potencjalnie uwalnianego fosforu (NAIP + OP) w osadzie to okoo 80%, co byo zgodne z poprzednimi badaniami [65]. Zatem w zbiorniku Bort-Les-Orgues fosfor jest gwnie antropogenicznego pochodzenia (NAIP + czciowo OP), podczas gdy frakcja Ca-P (AP) pocho-dzca z detrytusu stanowi mniej ni 20%. Te wyniki wskazuj take, e najwi-cej fosforu w osadzie zbiornika jest allochtonicznego pochodzenia. Brigault i Ruban stwierdzili [66], e spord rde allochtonicznego fosforu okoo 30% pochodzi z domowych lub przemysowych ciekw (przewanie NAIP), 60% z rolnictwa (NAIP + OP) [2, 67]. Zmiany iloci fosforu cakowitego zawartego w powierzchniowej warstwie osadw s odbiciem intensywnoci jego uwalniania do toni wodnej, a zmiany zawartoci poszczeglnych frakcji okrelaj ich udzia w procesach wymiany, pozwalajc okreli zapas fosforu. Pomagaj zatem prognozowa opnienie efektw rekultywacji jezior. Trudnoci w ocenie iloci uwalnianego i depono-wanego fosforu wynikaj take z zaburze obserwowanych w ekosystemach wodnych w efekcie presji czowieka. Zachodzce zmiany s w coraz wikszym stopniu nieprzewidywalne. Istnieje wic konieczno nieustannego ledzenia tych zmian i weryfikacji wiedzy dotyczcej mechanizmw decydujcych o sta-nie zbiornikw wodnych [4].

3. Podsumowanie Przeprowadzona analiza pozwala zauway, e zdecydowana wikszo bada dotyczya pytkich jezior, o rnej trofii, od oligo- do hipertroficznych, a niewielka ich cz skupiaa si na jeziorach gbokich. Nieliczne prace byy powicone zbiornikom zaporowym, by moe dlatego, e, jak si powszechnie uwaa, adunki wewntrzne w zbiornikach zaporowych o krtkim czasie retencji wody s mao istotne wobec ogromnych adunkw zewntrznych ze zlewni i wynikajcych std bardzo wysokich ste substancji biogennych. Jednak w okrelonych warunkach (przy dugim czasie retencji wody) mog one by wane rwnie w zbiornikach zaporowych. W zbiornikach zaporowych rozle-gych i zrnicowanych morfometrycznie moe wystpowa zrnicowanie przestrzenne parametrw fizycznych, chemicznych i biologicznych w wodzie oraz osadach dennych. Zmiany gbokoci w osi podunej zbiornika pocigaj za sob odmienny charakter osadw dennych, czsto chemizm wody i sedymen-tujcego sestonu. Gwnymi czynnikami wpywajcymi na proces wydzielania fosforu z osadw dennych, jak wczeniej wspomniano, s: potencja oksydacyj-no-redukcyjny, zawarto tlenu, pH, temperatura, rodzaj zwizkw chemicz-


nych, w jakich ten pierwiastek wystpuje w osadach oraz struktura osadw. Wikszo tych czynnikw moe si znacznie rni w zbiornikach zaporowych o rnej gbokoci, czy te w tym samym zbiorniku w zalenoci od gboko-ci. Wydzielanie fosforu moe zatem przebiega przy udziale rnorakich me-chanizmw, w rnych partiach zbiornika gbokiego, czsto bez wpywu resu-spensji czstek osadw. Pomimo licznych bada dotyczcych mechanizmw uwalniania i wizania fosforu w osadach dennych wiedza na ten temat jest w przypadku zbiornikw zaporowych, zwaszcza gbokich i o duym czasie retencji nadal niedosta-teczna. Zapobieganie eutrofizacji wd jest bardzo kosztowne. Koszty te s jed-nak nieporwnywalnie nisze od kosztw rekultywacji, zwaszcza e w gbo-kich zbiornikach zaporowych jest ona mao realna.

Literatura 1. Gnauck A., Luther B., Heinrich R., Hoffmann A.: Modelling and simulation of phosphorus dynamics in shallow lakes. 4th International Conference on Reservoir Limnology and Water Quality, Ceske Budejovice, Czech Republic 2002, p. 98-101. 2. Ruban V., Lopez-Sanchez J.F., Pardo P., Rauret G. et al.: Harmonized protocol and certified reference material for the determination of extractable contents of phosphorus in freshwater sediments A synthesis of recent works. Fresenius J. Anal. Chem., no 370, 2001, p. 224-228. 3. Pardo P., Lopez-Sanchez J.F., Rauret G.: Characterisation, validation and compare- son of three methods for the extraction of phosphate from sediments. Analytica Chimica Acta, no 376, 1998, p. 183-195. 4. Kentzer A.: Fosfor i jego biologicznie dostpne frakcje w osadach jezior rnej trofii. Rozprawa habilitacyjna, Wydawnictwo UMK, Toru 2001. 5. Perkins R.G., Underwood G.J.C.: The potential for phosphorus release across the sediment-water interface in an eutrophic reservoir dosed with ferric sulphate. Wat. Res., no 35(6), 2001, p. 1399-1406. 6. Appan A., Ting D.-S.: A laboratory study of sediment phosphorus flux in two tropical reservoirs. Water Science and Technology, no 34(7-8), 1996, p. 45-52. 7. Kim L.H., Choi E., Stenstrom M.K.: Sediment characteristics, phosphorus types and phosphorus release rates between river and lake sediments, Chemosphere, no 50, 2003, 53-61. 8. Kajak Z.: HydrobiologiaLimnologia. Ekosystemy wd rdldowych. PWN, War- szawa 1998. 9. Goedkoop W., Pettersson K.: Seasonal changes in sediment phosphorus forms in relation to sedimentation and benthic bacterial biomass in Lake Erken. Hydro- biologia, nr 431, 2000, s. 41-50. 10. Kleeberg A., Kozerski H.P.: Phosphorus release in Lake Groer Mggelsee and its implications for lake restoration. Hydrobiologia, nr 342, 1997, s. 9-26. 11. Dojlido J.R.: Chemia wd powierzchniowych. Wydawn. Ekonomia i rodowisko, Biaystok 1995.

16 L. Bartoszek

12. Borovec J., Hejzlar J., Brzakova M.: Spatial and temporal variations of P-release in a small stratified reservoir. 4th International Conference on Reservoir Limnology and Water Quality, Ceske Budejovice Czech Republic 2002, s. 49-52. 13. Winiewski R.J.: Rola zasilania wewntrznego w eutrofizacji zbiornikw zaporowych. Procesy biologiczne w ochronie i rekultywacji nizinnych zbiornikw zaporowych. Biblioteka Monitoringu rodowiska, d 1995. 14. O Neill P.: Chemia rodowiska. PWN, WarszawaWrocaw 1998. 15. Olila O.G., Reddy K.R.: Influence of redox potential on phosphate-uptake by sediments in two sub-tropical eutrophic lakes. Hydrobiologia, nr 345, 1997, p. 45-57. 16. Golterman H.L.: The distribution of phosphate over iron-bound and calcium-bound phosphate in stratified sediments. Hydrobiologia, nr 364, 1998, s. 75-81. 17. Golterman H.L.: Phosphate release from anoxic sediments or What did Mortimer really write?. Hydrobiologia, nr 450, 2001, s. 99-106. 18. Golterman H.L.: The Chemistry of Phosphate and Nitrogen Compounds in Sedi- ments. Kluwer Academic Publisher 2005. 19. Golterman H.L.: The role of the ironhydroxide-phosphate-sulphide system in the phosphate exchange between sediments and overlying water. Hydrobiologia, nr 297, 1995, s. 43-54. 20. Lehtoranta J., Pitknen H.: Binding of phosphate in sediment accumulation areas of the eastern Gulf of Finland, Baltic Sea. Hydrobiologia, nr 492, 2003, s. 55-67. 21. Murphy T., Kumagai M., Irvine K.: The seasonal change in phosphorus dissolution in Lake Biwa sediments. Verh. Internat. Verein. Limnol., no 28, 2002, p. 370-372. 22. Hupfer M., Fischer P., Friese K.: Phosphorus retention mechanisms in the sediment of an eutrophic mining lake. Water, Air, and Soil Pollution, no 108, 1998, p. 341-352. 23. Kleeberg A.: Interactions between benthic phosphorus release and sulfur cycling in Lake Scharmtzelsee (Germany). Water, Air and Soil Pollution, no 99, 1997, p. 391-399. 24. Serrano L., Calzada-Bujak I., Toja J.: Variability of the sediment phosphate compo- sition of a temporary pond (Donana National Park, SW Spain). Hydrobiologia, nr 429, 2003, s. 159-169. 25. Hupfer M., Gchter R., Regger H.: Polyphosphate in lake sediments: 31P NMR spectroscopy as a tool for its identification. Limnol. Oceanogr., no 40, 1995, p. 610-617. 26. Kleeberg A., Dudel G.E.: Changes in extent of phosphorus release in a shallow lake (Lake Groer Mggelsee: Germany, Berlin) due to climatic factors and load. Marine Geology, no 139, 1997, p. 1-75. 27. Gonsiorczyk T., Casper P., Koschel R.: Phosphorus-binding forms in the sediment of an oligotrophic and an eutrophic hardwater lake of the Baltic Lake District (Ger- many). Water Science and Technology, no 37(3), 1998, p. 51-58. 28. Gomez E., Durillon C., Rofes G., Picot B.: Phosphate adsorption and release from sediments of brackish Lagoons: pH, O2 and loading influence. Wat. Res., no 33(10), 1999, p. 2437-2447.


29. Simi T., Brancelj A.: Intensity of mineralization processes in mountain lakes in NW Slovenia. Aquatic Ecology, no 36, 2002, p. 345-354. 30. Gonsiorczyk T., Casper P., Koschel R.: Variations of phosphorus release from sediments in stratified lakes. Water, Air, and Soil Pollution, no 99, 1997, 427-434. 31. Selig U.: Particle size-related phosphate binding and P-release at the sediment-water interface in a shallow German lake. Hydrobiologia, nr 492, 2003, s. 107-118. 32. Pettersson K.: Mechanisms for internal loading of phosphorus in lakes. Hydrobiolo- gia, nr 373, 1998, s. 21-25. 33. Hillbricht-Ilkowska A.: Nutrient loading and retention in lakes of the Jorka river system (Masurian Lakeland, Poland): Seasonal and long-term variation. Pol. J. Ecol., no 50(4), 2002, p. 459-474. 34. Van Hullebusch E., Auvray F., Deluchat V., Chazal Ph.M. et al.: Phosphorus fractionation end short-term mobility in the surface sediment of a polymictic shallow lake treated with a low dose of alum (Courtille Lake, France). Water, Air and Soil Pollution, no 146, 2003, p. 75-91. 35. Bartoszek L., Gruca-Rokosz R., Koszelnik P., Tomaszek J.: Phosphorus in the Soli- na reservoir ecosystem. Environment Protection Engineering, no 4, 2004, p. 13-21. 36. Watts C.J.: Seasonal phosphorus release from exposed, re-inundated littoral sediments of two Australian reservoirs. Hydrobiologia, nr 431, 2000, s. 27-39. 37. Watts C.J.: The effect of organic matter on sedimentary phosphorus release in an Australian reservoir. Hydrobiologia, nr 431, 2000, s. 13-25. 38. Andersen F.Q., Ring P.: Comparison of phosphorus release from littoral and pro- fundal sediments in a shallow, eutrophic lake. Hydrobiologia, nr 408/409, 1999, s. 175-183. 39. Rzepecki M.: Bottom sediments in a humic lake with artificially increased calcium content: sink or source for phosphorus? Water, Air and Soil Pollution, no 99(1/4), 1997, p. 457-464. 40. Hartikainen H., Pitkanen M., Kairesalo T., Tuominen L.: Co-occurrence and potential chemical competition of phosphorus and silicon in lake sediment. Wat. Res., no 30(10), 1996, p. 2472-2478. 41. Tuominen L., Hartikainen H., Kairesalo T, Tallberg P.: Increased bioavailability of sediment phosphorus due to silicate enrichment. Wat. Res., no 32(7), 1998, p. 2001-2008. 42. Winiewski R.: Rola resuspensji osadw dennych w funkcjonowaniu ekosystemw wodnych. Rozprawy UMK, Toru 1995. 43. Christiansen C., Gertz F., Laima M.J., Lund-Hansen L.C. et al.: Nutrient (P,N) dynamics in the southwestern Kattegat, Scandinavia: sedimentation and resuspension effects. Environmental Geology, no 29(1/2), 1997, p. 66-77. 44. Weyhenmeyer G.A., Meili M., Pierson D.C.: A simple method to quantify sources of settling particles in lakes: resuspension versus new sedimentation of material from planktonic production. Mar. Freshwater Res., no 46, 1995, p. 223-231. 45. Czerwieniec E.: Fosfor w rodowisku wd powierzchniowych wymiana midzy wod a osadami dennymi. Mat. konf. III Oglnopolskiej Konferencji Naukowo-

18 L. Bartoszek

-Technicznej Postp w Inynierii rodowiska, RzeszwPolaczyk 2003, s. 321-327. 46. Tomaszek J., Czerwieniec E.: Release of gases from bottom sediment of the Rzeszw reservoir, Poland. Environment Protection Engineering, no 4, 2004, p. 189-196. 47. Winiewski R.J.: The role of benthic biota in the phosphorus flux through the sediment-water interface. Verh. Internat. Verein. Limnol, no 24, 1991, p. 913-916. 48. Rydin E.: Potentially mobile phosphorus in lake Erken sediment. Wat. Res., no 34(7), 2000, p. 2037-2042. 49. Pardo P., Lopez-Sanchez J.F., Rauret G.: Relationships between phosphorus fractionation and major components in sediments using the SMT harmonized extraction procedure. Anal. Bioanal. Chem., no 376, 2003, p. 248-254. 50. Kaiserli A., Voutsa D., Samara C.: Phosphorus fractionation in lake sediments- -Lakes Volvi and Koronia. N. Greece, Chemosphere, no 46, 2002, p. 1147-1155. 51. Sndergaard M., Windolf J., Jeppesen E.: Phosphorus fractions and profiles in the sediment of shallow Danish lakes as related to phosphorus load, sediment composi- tion and lake chemistry. Wat. Res., no 30(4), 1996, p. 992-1002. 52. Nges P., Kisand A.: Horizontal distribution of sediment phosphorus in shallow eutrophic Lake Vrtsjrv (Estonia). Hydrobiologia, nr 408/409, 1999, s. 167-174. 53. Kassila J., Hasnaoui M., Yahyaoui A.: Sequential extractions of inorganic and org- -Phosphate from fish pond sediments (Deroua station, Beni Mellal, Morocco) by different fractionation methods. Hydrobiologia, nr 431, 2000, s. 51-58. 54. Eckert W., Didenko J., Uri E., Eldar D.: Spatial and temporal variability of particulate phosphorus fractions in seston and sediments of lake Kinneret under changing loading scenario. Hydrobiologia, nr 494, 2003, s. 223-229. 55. Krogerus K., Ekholm P.: Phosphorus in settling matter and bottom sediments in lakes loaded by agriculture. Hydrobiologia, nr 429, 2003, s. 15-28. 56. Garcia A.R., de Iorio A.F.: Phosphorus distribution in sediments of Morales Stream (tributary of the Matanza-Riachuelo River, Argentina). The influence of organic point source contamination. Hydrobiologia, nr 492, 2003, s. 129-138. 57. Pacini N., Gchter R.: Speciation of riverine particulate phosphorus during rain events. Biogeochemistry, no 47, 1999, p. 87-109. 58. Ting D., Apan A.: General characteristics and fractions of phosphorus in aquatic sediments of two tropical reservoirs. Wat. Sci. Tech., no 34(7-8), 1996, p. 53-59. 59. Rydin E., Welch E.B.: Aluminum dose required to inactivate phosphate in lake sediments. Wat. Res., no 32(10), 1998, p. 2969-2976. 60. Graca B., Bolaek J.: Forms of phosphorus in sediments from the Gulf of Gdask. Applied Geochemistry, no 13, 1998, p. 319-327. 61. Huanxin W., Presley B.J., Velinsky D.J.: Distribution and sources of phosphorus in tidal river sediments in the Washington. DC, Area, Environmental Geology, no 30(3/4), 1997, p. 224-230. 62. Ruban V., Lopez-Sanchez J.F., Pardo P., Rauret G. et al.: Selection and evaluation of sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms in lake sediment. J. Environ. Monit., no 1, 1999, p. 51-56.


63. Ruban V., Lopez-Sanchez J.F., Pardo P., Rauret G. et. al.: Development of a harmonized phosphorus extraction procedure and certification of a sediment reference material nviron. Monit., no 3, 2001, p. 121-125. . J. E64. Pardo P., Rauret G., Lopez-Sanchez J.F.: Shortened screening method for phosphor- rus fractionation in sediments. A complementary approach to the standards, measurements and testing harmonized protocol. Analytica Chimica Acta, no 508, 2004, p. 201-206. 65. Ruban V., Demare D.: Sediment phosphorus and internal phosphate flux in the hydroelectric reservoir of Bort-les-Orgues, France. Hydrobiologia, nr 373, 1998, s. 349-359. 66. Brigault S., Ruban V.: External phosphorus load estimates and P-budget for the hydroelectric reservoir of Bort-Les-Orgules, France. Water, Air and Soil Pollution no 119, 2000, 91-103. 67. Ruban V., Brigault S., Demare D., Philipe A.M.: An investigation of the origin and mobility of phosphorus in freshwater sediments from Bort-Les-Orgues Reservoir, France. J. Environ. Monit., no 1, 1999, p. 403-407.

PHOSPHORUS RELEASE FROM THE BOTTOM SEDIMENT

S u m m a r y

The review of the newest publications concerning phosphorus release from bottom sediment was achieved. The factors controlled phosphorus release and mobility of the particular fractions were discussed. Moreover, the most often used methods of phosphorus fractionation in the bottom sediment were described.

Zoono w Oficynie Wydawniczej w marcu 2006 r.

ZESZYTY NAUKOWE POLITECHNIKI RZESZOWSKIEJ Nr 240 Budownictwo i Inynieria rodowiska z. 42 2007 Radosaw CIELAK TERMO-ELTERM Rzeszw Janusz RAK Politechnika Rzeszowska

WYKRYWANIE NIESZCZELNOCI RUROCIGW PREIZOLOWANYCH Z WYKORZYSTANIEM METODY REZYSTANCYJNEJ I IMPULSOWEJ

Obecnie firmy wodocigowe przywizuj du wag do ograniczania strat wody zwizanych z awaryjnoci sieci wodocigowej. W pracy przedstawiono zasady dziaania nowoczesnych metod wykrywania nieszczelnoci w rurocigach preizo-lowanych. Metody oparte na pomiarze rezystancji i impedancji pozwalaj nie tylko wykry przeciek, ale take zlokalizowa jego miejsce na rurocigu.

1. Wstp Przecieki w sieciach wodocigowych s obiektywn rzeczywistoci, ktr naley ogranicza konsekwentnie i metodycznie. O przeciekach dowiadujemy si zwykle w przypadku awarii wodocigowych. W firmach wodocigowych prowadzona jest statystyka uszkodze sieci wodocigowej, na podstawie ktrej mona wnioskowa o wystpowaniu przeciekw [1-3]. Skutki wystpienia przeciekw w sieci wodocigowej maj dwojaki charak-ter:

skutki bezporednie zwizane s ze strat wody jako produktu handlo-wego, moliwoci zanieczyszczenia wody wodocigowej,

skutki porednie zwizane s z moliwoci zapadnicia si powierzch-ni terenu, z zagroeniem bezpieczestwa ruchu pieszego i koowego, podmyciem fundamentw budowli, przedostaniem si wody do obiektw podziemnych.

W odniesieniu do warunkw krajowych przyczyny uszkodze sieci wodo-cigowej przedstawiaj si nastpujco [4]:

pknicia poprzeczne i podune rurocigw ~40%, nieszczelno zczy ~40%, uszkodzenia armatury ~6%, inne uszkodzenia ~14%.

22 R. Cielak, J. Rak

Naley dy do nastpujcej intensywnoci uszkodze w poszczeglnych rodzajach sieci wodocigowej [5, 6]:

przewody tranzytowe i magistralne, = 0,3 uszk./km rok, sie rozdzielcza, = 0,5 uszk./km rok, podczenia domowe, = 1,0 uszk./km rok.

Z analiz strat wody w sieci wodocigowej wynika, e ksztatuj si one na poziomie 10-12% produkcji dobowej, ale s miasta w kraju, dla ktrych ten wskanik wynosi nawet 25-40%. Straty ponoszone przez firm wodocigow s oczywiste i atwe do wyliczenia w skali doby czy roku, gdy znana jest cena 1 m3 wody zimnej lub ciepej.

2. Metody poszukiwania przeciekw W ostatnich latach, po urynkowieniu ceny wody do spoycia z wodocigw komunalnych, nastpi rozwj metod lokalizacji przeciekw. Wczeniej wykry-wanie uszkodze sieci wodocigowej byo zwizane z pojawieniem si wody wodocigowej na powierzchni terenu w pobliu rurocigu. Obecna systematyka metod poszukiwania przeciekw przedstawia si na-stpujco:

metody monitoringu obserwacyjnego tras przebiegu wodocigu, badanie poziomu wody gruntowej wzdu tras wodocigu przez sondo-

wanie gruntu, monitorowanie cinienia w sieci

pomiar gwatownych spadkw cinienia, badanie szczelnoci poszczeglnych odcinkw przewodw, analiza spadku linii cinienia,

metody zwizane z pomiarem natenia przepywu pomiary gwatownych wzrostw poboru wody, bilansowanie wody wtoczonej do sieci i poboru z niej, analiza maksymalnego wspczynnika nierwnomiernoci godzinowej

rozbioru wody, badanie minimalnego godzinowego rozbioru wody, testowanie poszczeglnych fragmentw sieci wodocigowej,

metody akustyczne badanie natenia szumw rozchodzcych si w sieci wodocigowej

za pomoc przyrzdw rejestrujcych, osuchiwanie sieci wodocigowej za pomoc stetofonu wyposaonego

w mikrofon prtowy i geofon, analiza korelacji szmeru przecieku za pomoc korelatora.

Celem niniejszej pracy jest przedstawienie metod rezystorowych lokalizacji przeciekw oraz podstaw, na jakich one funkcjonuj [7, 8]. Metody te mona zastosowa tylko w przypadku rur preizolowanych, ktrych w wodocigach

Wykrywanie nieszczelnoci rurocigw ... 23

uywa si do dystrybucji ciepej wody uytkowej [9, 10]. Technologie rezysto-rowe w wodocigach s stosowane przy duych rednicach przewodw prowa-dzonych w zurbanizowanych terenach, gdzie dugotrwaa awaria poza duymi stratami finansowymi mogaby by zagroeniem dla ycia ludzi (np. gejzer go-rcej wody w pasie ruchu pieszego). Metody rezystorowe s najdrosze spord wymienionych wczeniej, ale pozwalaj wykry przeciek w chwili jego powsta-nia, dokadnie go zlokalizowa, a tym samym zapobiega jego eskalacji.

3. Opis zasady dziaania

3.1. System rezystancyjny Brandes

3.1.1. Charakterystyka systemu System rezystancyjny Brandes dziaa na zasadzie pomiaru rezystancji izola-cji termicznej. Techniczn podstaw pomiarw jest metoda porwnawczego pomiaru opornoci wykorzystujca zasad nieobcionego dzielnika napi-cia. Sieci rur preizolowanych wyposaone s w przewody instalacji alarmowej umieszczone wewntrz pianki izolacyjnej [9]:

przewd czujnikowy (BS-FA) NiCr (80% Ni, 20% Cr) o gruboci (w za-lenoci od producenta rur) 0,5-1,2 mm i staej jednostkowej opornoci RC = 5,7 /m. Przewd ten wykonany jest w izolacji teflonowej koloru czerwonego, perforowanej co 15 mm,

przewd zasilajcy, u niektrych producentw systemu zwany powrot-nym (BS-RA), miedziany, o gruboci 0,5-0,8 mm i staej jednostkowej opornoci RZ = 0,036 /m. Przewd jest wykonany w izolacji teflonowej lub podwjnej, z materiaw teflonopodobnych, koloru zielonego, bez perforacji,

przewd towarzyszcy (BS-BA), miedziany nieizolowany, jeeli rura wykonana jest z materiau, ktry nie przewodzi prdu elektrycznego.

Przewody czone s za pomoc tulejek zaciskowych z naoonymi koszul-kami termokurczliwymi. Przewd czujnikowy czerwony umieszcza si zawsze po prawej stronie rurocigu, patrzc od rda ciepa, a przewd powrotny zie- lony po lewej. Sie dzieli si na odcinki pomiarowe o maksymalnej dugoci 1000 m, gdy uwzgldni si take odgazienia wyposaone w przewody kontrol-ne. Odcinek 1000 m oznacza dwie niezalene ptle po 1000 m ptle zasilania i powrotu czynnika grzewczego. Na kocach ptli instaluje si urzdzenia do kontroli, sygnalizacji oraz lokalizacji uszkodzenia. Kontrola i lokalizacja odby-waj si w dwch etapach:

kontrola stanu suchoci izolacji, lokalizacja miejsca wystpienia awarii.


3.1.2. Zasada prowadzenia nadzoru Pomidzy przewodem czujnikowym umieszczonym w izolacji cieplnej a sam rur jest przykadane napicie (w przypadku rury z materiau nieprzewo-dzcego, napicie U przykada si do przewodu towarzyszcego BS-BA) obli-czone wedug wzoru (1), zgodnie z rys. 1.

1 = +W

W F

RU UR R

(1)

gdzie: RW wzorcowa rezystancja w urzdzeniu pomiarowym, R stancja izolacji w miejscu zawilgocenia, F rezy U icie cakowite), napicie pomiarowe (nap U ciowe na oporniku R1. 1 napicie cz

BS-FA

BS-RA

RFU1

U+-

Urzdzenie pomiarowe

A

E

I pom

Rura

R1RW

Rys. 1. Zasada prowadzenia nadzoru; Ipom natenie prdu pomiarowego

W przypadku gdy izolacja jest sucha, warto rezystancji izolacji RF jest bardzo dua, a mierzone zgodnie ze wzorem napicie czciowe (spadek napi-cia) na oporniku RW bardzo mae. Z chwil przecieku izolacja podlega zawil-goceniu, tym samym spada jej rezystancja i w zwizku z tym ronie spadek na-picia U1 na rezystancji wzorcowej RW. Przy bardzo duym zawilgoceniu napi-cie U1 moe by nawet zblione do napicia pomiarowego. Naley zwrci uwag, e ukad dziaa na kade, nawet najmniejsze zawilgocenie izolacji ciepl-nej, niekoniecznie powstae w wyniku nieszczelnoci rurocigu. Wilgo w izola-cji cieplnej moe pojawi si take w wyniku uszkodzenia izolacji przeciwwil- gociowej, a kade, nawet najmniejsze zawilgocenie izolacji cieplnej prowadzi w efekcie kocowym do korozji stalowego rurocigu, do przeciekw i zniszcze-nia rury. Kiedy pojawia si przeciek, czsto jest ju za pno, straty nim spowo-dowane s niewspmiernie wiksze ni koszt naprawy fragmentu uszkodzonej izolacji.


3.1.3. Zasada lokalizacji W celu zlokalizowania zawilgocenia lub zwarcia (uszkodzenia izolacji) do ptli czujnikowej przykadane jest napicie lokalizujce Uges (rys. 2.).

BS-FA

BS-RA

RFU1

Urzdzenie pomiarowe

A

E

I pom

Rura

U+- ges

R1 R2

Rges

U1 E

Rys. 2. Zasada pomiarowa wykorzystywana w lokalizacji zawilgocenia lub zwarcia

Symbole na rys. 2. oznaczaj: Uges napicie pomiarowe (lokalizujce), U1 spadek napicia w miejscu zawilgocenia, Rges oporno ptli czujnikowej, R1 oporno czciowa mierzona od pocztku ptli do miejsca przecieku, R2 oporno czciowa mierzona od miejsca zawilgocenia do koca ptli, RF oporno izolacji w miejscu zawilgocenia.

Po przyoeniu napicia lokalizujcego mona przyrzdem zmierzy napi-cie U1. Jest to napicie czciowe w miejscu przecieku. Mona je wywietla nie w voltach lecz np. w % napicia cakowitego i wynik bdzie stanowi o lokali-zacji przecieku (jako % cakowitej dugoci rury). Korzysta si ze wzoru:

1 1 1% 100% 100% 100%ges ges ges

U R LxU R L

= = = (2)

gdzie: Uges napicie cakowite, U ciowe, 1 napicie cz R cakowita oporno ptli, ges R oporno ptli, 1 czciowa x wynik lokalizacji, % L ka rury, ges cakowita dugo odcin L iejsca zawilgocenia. 1 odlego do m

Dziki odpowiedniej konstrukcji intensywno zawilgocenia nie ma wpy-wu na dokadno lokalizacji.


3.2. System impulsowy

3.2.1. Charakterystyka systemu Sieci rur preizolowanych s wyposaone w dwa przewody instalacji alar-mowej umieszczone wewntrz pianki izolacyjnej. System impulsowy dziaa na zasadzie pomiaru impedancji pomidzy jednym z przewodw zatopionych w izolacji cieplnej a rur. Zmiany impedancji w stosunku do przyjtej jej warto-ci odbierane s jako stany awaryjne [11].

3.2.2. Przewody sygnalizacyjne Przewody wtopione w piank izolacyjn s nieizolowane, wykonane z czy-stej miedzi o przekroju najczciej 1,5 mm2. W trakcie montau istotne jest, aby przewody w poszczeglnych odcinkach rur byy czone ze sob w sposb wa-ciwy. W tym celu jeden z przewodw jest pobielany cyn, co nadaje mu srebr-noszare zabarwienie, drugi ma kolor czystej miedzi. Zaleca si, by przewody byy ukadane w taki sposb, eby przewd ocynowany lea zawsze po prawej stronie rurocigu, patrzc od strony jego zasilania (rda ciepa). Przewody czy si tulejkami zaciskowymi, poczenia umieszcza si na specjalnych pod-kadkach, aby nie dotykay do rurocigu. Po wykonaniu objtych monitorowa-niem odcinkw sieci sprawdza si rezystancj obwodw:

na kocach odcinkw zwiera si oba przewody (czysty i pobielony cyn) i z drugiej strony obwodu mierzy si rezystancj ptli powinna wynosi 1,2 na kade 100 m przewodu alarmowego,

po rozwarciu kocw przewodw zmierzona rezystancja pomidzy przewodami alarmowymi oraz pomidzy kadym przewodem alarmo-wym a rur powinna da warto nieskoczon (brak zwar).

3.2.3. Monitorowanie rurocigu Przyrzdy do monitorowania sprawdzaj w sposb cigy przewodno elektryczn w warstwie izolacyjnej. Ewentualne uszkodzenie rurocigu lub prze-rwanie przewodw sygnalizacyjnych najlepiej lokalizuje si za pomoc reflek-tometru impulsowego. Nowoczesne urzdzenia pokazuj stan warstwy izolacyj-nej i przewodu sygnalizacyjnego jako graficzn funkcj dugoci, co pozwala na ocen rodzaju i rozmiaru uszkodzenia zanim przystpi si do prac naprawczych. Reflektometr sygnalizuje uszkodzenie, jeeli:

25%P LZ Z< (3)

gdzie: ZP impedancja progowa, Z pedancja falowa rurocigu. L im Raflektometr podcza si do jednego z przewodw sygnalizacyjnych oraz do rury stalowej. Przyrzd wysya impulsy elektryczne. Jeeli wysany impuls


napotka zmian w impedancji przewodu lub warstwy izolacyjnej, wwczas pewna cz impulsu jest odbita. Wielko odbicia zaley od rodzaju i zasigu zmiany. Reflektometr mierzy czas odbicia impulsu od miejsca uszkodzenia do miej-sca montau urzdzenia pomiarowego. Czas ten zaley od szybkoci, z jak impuls rozchodzi si w otaczajcym materiale (a ta zaley od impedancji falowej rurocigu) oraz od odlegoci od uszkodzenia. Reflektometr najpierw powinien by waciwie wyskalowany pod wzgldem szybkoci rozchodzenia si impul-sw w warstwie izolacyjnej dzieje si to w dobrej klasy urzdzeniach w spo-sb automatyczny. Jeeli urzdzenie ma zaprogramowan prawidow prdko rozchodzenia si impulsw w suchej izolacji, to po odbiciu si impulsu od miej-sca zawilgocenia potrafi z dokadnoci 3 m + 1% dugoci sieci wywietli miejsce uszkodzenia.

3.3. Zastosowanie praktyczne

Na rysunku 3. przedstawiono przykadowy schemat instalacji alarmowej impulsowej dla budynkw mieszkalnych.

BUD. MIESZKALNY 1

BUD. MIESZKALNY 2WYMIENNIKOWNIA

LA

Przewd miedziany ocynowany

Uziemienie (poczenie puszki z rur stalow)

Przewd miedzianyPuszka przyczeniowa

riiLA

Oznaczenia:

KomoraKOMORA

Detektor - Lokalizator awaDetektor lokalizator awarii

Rys. 3. Przykadowy schemat ideowy instalacji alarmowej impulsowej. Opracowano na podstawie pracy [10]


4. Podsumowanie Eksploatacja sieci wodocigowej wymaga utrzymywania jej cigego funk-

cjonowania przez prawidowe ni zarzdzanie, midzy innymi w zakresie wykrywania awarii i przywracania poziomu technicznego oraz cech uytko-wych po ich usuniciu.

Metody rezystancyjne i impulsowe mona stosowa w wypadku specjalnych typw rur preizolowanych, ktre obecnie mona stosowa do przesyu ciepej wody uytkowej. Dla normalnie eksploatowanych przewodw wodocigo-wych nie ma moliwoci zastosowania tej metody wykrywania przeciekw.

Istnieje moliwo wyposaenia strategicznych rurocigw prowadzcych zimn wod w tego rodzaju instalacje, przez wprowadzenie dodatkowych powierzchni typu osonowego na korpusie klasycznego rurocigu, ale musi si to odbywa na etapie projektowania bd budowy wodocigu.

Wymagana jest niezawodno szczelnoci izolacji w wypadku prowadzenia rurocigw poniej zwierciada wd gruntowych.

Literatura 1. Dohnalik P.: Straty wody w miejskich sieciach wodocigowych. Wydawn. Polskiej Fundacji Ochrony Zasobw Wodnych, Bydgoszcz 2000. 2. Dohnalik P., Jdrzejewski Z.: Efektywna eksploatacja wodocigw, ograniczenie strat wody. Wydawn. LEMTECH, Krakw 2004. 3. Speruda S., Rodecki R.: Ekonomiczny poziom wyciekw. Modelowanie strat w si- ciach wodocigowych. Wydawn. Translator s.c., Warszawa 2003. 4. Berger M., Ways M.: Poszukiwanie przeciekw sieci wodocigowych poradnik. Wydawn. Seidel-Przywecki Sp. z o.o., Warszawa 2003. 5. Rak J.: Awaryjno sieci wodocigowych w miastach polskich. Wodocigi Polskie, nr 3, 2003. 6. Rak J.: O potrzebie remontw sieci wodocigowej Rzeszowa. Armatura i Rurocigi, nr 3, 2003. 7. Rury preizolowane. Poradnik projektanta. Finpol Rohr Ltd, Warszawa 1995. 8. System ZPU Midzyrzecz preizolowanych rur dla podziemnych sieci ciepowniczych. Katalog firmowy, ZPU Midzyrzecz 2004. 9. Systemy nadzoru dla rurocigw ciepowniczych Brandes. Karta katalogowa, War- szawa 1999. 10. Systemy kontrolne preizolowane sieci cieplne, system PRIM S.A. Lublin 2001. 11. Wykrywanie nieszczelnoci rurocigw, poczenie instalacji sygnalizacyjnej impulsowej. Instrukcja, ZPU Midzyrzecz 2004.


LEAK DETECTION IN PRE-INSULATED PIPELINES USING THE RESISTANCE AND IMPULSE METHOD

S u m m a r y

Nowadays water-pipe companies attach great importance to the reduction of the losses of water connected with water-pipe network failure. In the work the principles of operation of the modern methods for leak detection in pre-insulated pipelines have been presented. The methods based on the resistance and impedance measurement allow not only to detect the leak but also to localize it in the pipeline.

Zoono w Oficynie Wydawniczej w kwietniu 2006 r.

ZESZYTY NAUKOWE POLITECHNIKI RZESZOWSKIEJ Nr 240 Budownictwo i Inynieria rodowiska z. 42 2007 Galyna KALDA Janusz RAK Barbara TCHRZEWSKA-CIELAK Rzeszow University of Technology

BILOGIRSKY BRINE SPRING ITS PHYSICAL, CHEMICAL AND BACTERIOLOGICAL CHARACTERISTICS AND SANITARY PROTECTION

Paper presents research of ecological condition of Bilogirsky mineral water spring. Its recommended a range of measures aimed at protection and perspective usage of mineral water of Bilogirsky spring.

1. Introduction During last years underground waters in the territory of Ukraine are intensively researched to study possibility of their use in balneological practice and also casting medicated and table drinks. Depending on amount of biologically active components mineral waters are divided into medicated, medicated and table, and natural table waters. Medicated mineral waters include those with 8-12 g/dm3 mineralization or mineralization under 8 g/dm3 but having certain amount of biologically active components [1, 2]. Consumption of such waters should be recommended and regulated by a doctor. Medicated and table mineral waters include those with 2-8 g/dm3 mineralization. These waters can be consumed as medicated or irregularly as table drinks. Natural table waters are divided into natural mineral table waters (1-2 g/dm3 mineralization) and natural table waters (mineralization under 1 g/dm3). Natural table waters are used as fresheners.

2. Research results Khmelnitsky region has 18 kinds of mineral waters that are referred to 8 types. Some of them are well known thanks to their balneological properties, other need studying. One of mineral waters in Khmelnitsky region is Bilo- girska which brine spring is at the village Bilogiria.

32 G. Kalda, J. Rak, B. Tchrzewska-Cielak

Testing this water proved its value so it is recommended for casting as natural table water. Now Bilogirska mineral water is included in the register of the best natural table waters in Ukraine. Bilogirska mineral water has been awarded high quality by London Nutrition Institute, Great Britain. Bilogirska mineral water is water with low mineralization, it has high quality taste as carbonated so natural water due to low amount of calcium, which doesnt create crust at boiling. That is why this water is perfect for drinking and cooking.

3. Mineral water analysis criteria Using mineral waters for medical purposes needs creation of quality principles for complex evaluation of natural waters by chemical content and physical properties in relation to their curative effect. Now mineral waters are to be evaluated by objective criteria to classify them into groups, classes, types (standards), so they would have certain contents and therapeutic effect. Principle of analogy that assesses new waters against well known ones is successfully applied in rest and resort practice. Such names as Yesentuki, Borjomy, Macesta, Karlovy-Vary have become the brand mark among mineral waters. Today mineral waters are studied on their physical and chemical properties and possibility of classification. Classification of mineral waters is connected with quantitative criteria they should comply with. Selecting criteria that assess chemistry and physical properties of mineral waters gave the most important ones, which assess physiological and, thus, medical effect. Such criteria includes total amount of components (mineralization), ion analysis, gas analysis and gas saturation (solved and spontaneous gases), pharmacological analysis (mineral and organic microelements), radio- activity, active pH reaction, temperature. Quality criteria include the following physical and chemical characteristics:

ion analysis, mineralization, gas analysis, acid-alkaline, oxide-renewing and buffer characteristics,

analysis of anthropogenic substances: nitrogen compounds (nitrates, nitrites, ions of ammonia), pesticides, some heavy and transient metals (lead, selenium, cadmium, copper, zinc, mercury, chromium, strontium, arsenic, fluorine), radioactive elements (uranium, radium).

Most of characteristics applied to last three groups are assessed by their toxicity.

4. Physical and chemical characteristics of Bilogirsky mineral water spring Studying physical characteristics of underground waters was conducted directly at the spring. Bilogirsky underground waters are colorless, transparent, fresh, having no smell, temperature from 8 to 9 deg C. Relative density equals

Bilogirsky brine spring ... 33

1.002 at 20 deg C. Mineral waters are neutral or low-alkaline, pH within 7.0.-7.8. Saturated gases are represented by carbon dioxide 19.07 mg/dm3 [1], oxygen 5.76 mg/dm3 [1]. Hydrogen sulfide was not detected. Having low gas saturation gas analysis gave carbon dioxide nitrogen. Macro-component analysis of Bilogirsky spring waters are hydro-carbonate-calcium or magnesium-calcium, with low mineralization (from 0.43 to 0.45 g/dm3) (table 1.) [3].

Table 1. Macro-component analysis of Bilogirsky spring waters

Date of sampling 18.05.2003 Date of sampling 19.06.2003 Elements

g/dm3 mg-eq* eq-%** g/dm3 mg-eq eq-% Cations

Na+ 0,0185 0,81 14,22 0,0083 0,363 6,53 Ca2+ 0,0772 3,85 67,54 0,0820 4,092 73,64 Mg2+ 0,0126 1,04 18,24 0,0134 1,102 19,83 Total: 0,1083 5,70 100,00 0,1037 5,557 100,00

Anions Cl 0,0071 0,20 3,52 0,0071 0,20 3,60 SO42 0,0104 0,22 3,85 0,0123 0,256 4,61 CO32 - - - - - - HCO3 0,3220 5,28 92,63 0,3111 5,101 91,79 Total: 0,3395 5,70 100,00 0,3303 5,557 100,00 Total amount: 0,4478 - - 0,4342 - -

* mg-eq amout of miliequivalents, ** eq-% percentage shave of miliequivalents. Table 1. shows that hydro-carbonates do not have a wide range from 92 to 93 mg-eq/%. Concentration of calcium and magnesium ions ranges a little bit more. Since calcium ions concentration is dominating magnesium ions sometimes rate 20 mg-eq/% what makes waters magnesium-calcium. Conducted research showed that Bilogirsky mineral water spring does not have high amount of microelements. Their concentration is lower than standards. The following components were detected in the samples of spring waters: strontium 0.7 mg/dm3, barium 0.14 mg/l, chromium 0.0014 mg/dm3, manganese 0.045 mg/dm3, nickel 0.002 mg/dm3, cobalt less 0.002 mg/dm3, copper 0.0036 mg/dm3, tin 0.0007 mg/dm3, molybdenum 0.0007 mg/dm3, silver 0.004 mg/dm3, brome 2.18 mg/dm3, iodine 1.9 mg/dm3, fluorine 0.16 mg/dm3, metaboric acid 0.36 mg/dm3, silicic acid 17.2 mg/dm3, vanadium 0.0009 mg/dm3, zirconium less 0.0023 mg/dm3. Such elements as lithium, iron, zinc, beryllium, bismuth, germanium [3] were not detected. Toxic microelements found in Bilogirsky spring are: vanadium 0.0009 mg/dm3 (threshold limit value in natural table waters 0.4 mg/dm3), fluorine


0.16 mg/dm3 (threshold limit value in natural table waters 1.5 mg/dm3) and chromium 0.01 (threshold limit value in natural table waters 0.5 mg/dm3). Microelement analysis of Bilogirsky spring waters is given in table 2. [3].

Table 2. Microelement analysis of Bilogiria spring

Element Amount, mg/dm3 Element Amount, mg/dm3 1 2 3 4

Cations K+ - Be2+ - Cb+ - Ti4+ - Li+ - Pb2+ -

Rb2+ - Hg2+ - Sr2+ 0,70 Bi3+ - Ba2+ 0,14 Cu2+ 0,0036 Al3+ - Sn2+ 0,0007 Cr3+ 0,0140 Mo6+ 0,0007 Fe2+ - Ge4+ - Fe3+ - Se4+ - Fe - Au2+ -

Mn2+ 0,045 Pt2+ - N2+ 0,0018 Pd2+ - Co2+ 0,0023 Ag+ 0,0014 Zn2+ - NH4+ -

Amount of cations: 0,9095 mg/dm3 Anions

Br 2,182 H2SO3 17,21 1 2 3 4

NO2 - S2O32 - NO3 - HBO3 0,364

I 1,904 H3As3O3 - F 0,16 S 0,0009

SO42 - - - Amount of anions: 21,8209 mg/dm3

Notice: W, Ga, Hf, Cd, Nb, Y, Za, Ce, Yb, Se, Sb, Th, P

Radioactive elements are presented in concentrations lower than their threshold limit values. Such toxic elements as lead, mercury, selenium, arsenic, phenol were not detected in spring waters. Neither were any organic substances. Sanitary and chemical indicators (ions of ammonia, nitrates, nitrites) and bacteriological analysis prove sufficient quality of those waters and allow


recommending them for casting as drink water [4]. Researched chemical and bacteriological indicators are given in table 3.

Table 3. Chemical bacteriological indexes of Bilogiria mineral water

Analysis data Index

Bilogiria captation Suholye captation Standard GOST

2874-73

1 2 3 4 Temperature 8 8 -

Taste no taste no taste - Smell 0 points 0 points up to 2 points Color 3 3 -

no no - - no no - -

30 m 30 m - 30 cm and more no no - no residual 7,0 6,8 - 6,5-9,5 - - - 1000 mg/l

3,2 mg/l 3,04 mg/l - 2-3 mg/l 0,08 mg/l 0,04 mg/l - trace

no no - 10 mg/l 0,001 mg/l 0,001 mg/l - trace 8,0 mg/l 15,0 mg/l - 300 mg/l

- 40,0 mg/l - 500 mg/l 5,8 mg/l 5,8 mg/l - -

Total hardness 7,8 mg-eq/l 6,6 mg-eq/l 8 mg-eq/l Contact hardness 3,8 mg-eq - - Ultimate hardness 4,0 mg-eq/l - -

Calcium 3,6 mg/l 4,6 mg/l - Magnesium 4,2 mg/l 2,0 mg/l -

Iron 0,2 mg/l 0,3 mg/l 0,3 mg/l Aluminium - - 0,10 mg/l Manganese 0,1 mg/l - 0,1 mg/l

Zinc - - 5,0 mg/l Fluorine 0,2 mg/l 0,2 mg/l 0,7 mg/l

Molybdenum - - 0,5 mg/l Load - - 0,1 mg/l

Arsenic - - 0,05 mg/l Strontium - - 2,0 mg/l


Table 3. (cd.)

Analysis data Index

Bilogiria captation Suholye captation Standard GOST

2874-73

1 2 3 4 Copper 0,01 mg/l 0,05 mg/l 1,0 mg/l

Biological oxygen consumption - - 333

Coli-titr 333 333 3 Coli-index 3 3 100

Colony number 100 100 -

Water is potable by its chemical and bacteriological analysis. Thus underground waters of Bilogirsky spring are low-mineralized (0.43-0.45 g/dm3), hydro-carbonate-calcic or magnesium-calcic without specific elements and are referred to group of natural potable waters. Macro-element analysis of Bilogirsky spring water detected hydro carbonates 0.3222 g/dm3, sulfate 0.0104 g/dm3, chloride 0.0071 g/l, calcium 0.0772 g/dm3, sodium 0.0185 g/dm3 and magnesium 0.00126 g/dm3. The greatest value in microelement analysis belongs to strontium, barium, chromium, manganese, nickel, cobalt, copper, tin, molybdenum, silver, brome, iodine, fluorine, metaboric acid, silicic acid, vanadium, zirconium. Toxic microelements found in Bilogirsky spring are vanadium, fluorine and chromium. Such microelements as lithium, iron, zinc, beryllium, bismuth, germanium were not detected. Solved gases are represented by carbon dioxide and oxygen. Hydrogen sulfide is not detected. Being low-saturated spring waters are carbon-dioxide-nitrogen. Radioactive elements are represented by uranium and radium. Radon is not detected. Amount of toxic microorganisms and concentration of elements that give sanitary and chemical water condition complies with DSTU 878-93. Bilogisky spring water is referred to group of natural table waters.

5. Recommendations on protection of Bilogirsky mineral water spring Protection of underground, particularly mineral waters, includes creation of offtake sanitary protective zones, prevention of underground pollution and pollutants monitoring, upgrading offtake equipment. Sanitary protective zones. Sanitary protective zones are purposed to protect water offtake that is for water supply and medical use. They are divided into regime zones. Zoning is duty of Council of Deputies with agreement


approved by Organs of State Sanitary Supervision, environmental protection, water industry and geology [5]. Sanitary protective zone (SPZ) includes 3 regime zones. As spring waters are equal at their protection to ground waters, so the first zone contamination control area should have radius 50 m. Size and configuration of the second zone restricted area purposed for bacterial protection is defined by calculations. Size of zone depends on water-bearing and roof strata and also spring rate and can vary from dozens to hundreds meters. The third zone which also is referred to restricted area and purposed for chemical protection is also defined by calculations. Its size depends on exploring period and may reach zone of aquiferous stratum. Water protection in SPZ prevents pollution of off takes and aquiferous. Water protection in 1st SPZ:

planning, fencing, greening, securing, leading surface drain out of zone, canalizing drain from buildings into central sewer net, complying with sanitary and technical standards posed to design offtake

and control bores. Offtake bores should be equipped with instrumentation for systematic assessing actual spring rate against calculated one,

restricting trespassing, building living or industrial buildings, using pesticides, organic and mineral fertilizers, pipelining, mining gravel or sand, and construction works which do not relate to water pipelines, their construction, reconstruction or operation, ejection of wastes or making stockyard, cutting woods.

Water protection in 2nd SPZ: margins of second zone are marked by signaling labeling, keeping under control using territories for construction of all types, and

also changes in technologies of industrial enterprises that cause hazard to underground waters by polluting with wastes,

improving conditions of industrial and agricultural objects, settlements and several buildings, their centralized water supply, canalizing, draining polluted underground waters, and also finding, renewing all old, not working, defective or wrong explored bores and mines, which are potentially polluting actually working aquiferous, regulating making new bores,

restricting contamination with garbage, humus, industrial wastes, building warehouses with fuel and oil materials, pesticides and mineral fertilizers, collectors, slurry-tanks and the others, which cause chemical hazard to water springs, and also setting cemeteries, stoke-mortuary, sewer fields, filtration fields, grain-storage trench, meat-factories and other agriculture objects, which cause bacterial hazard. It is restricted to keep and use mineral fertilizers and pesticides, underground pumping wasted waters, bearing solid wastes and mining bowels, cutting woods.


Water protection in 3rd SPZ: finding, closing, renewing all old, not working, defective or wrong

explored bores and mines, which can potentially pollute currently working aquiferous. Drilling new bores and any construction works should be approved by local State Sanitary Epidemic and Geology Department,

restricting underground pumping wasted waters, bearing solid wastes and mining bowels what may cause pollution of aquiferous, placing warehouses with fuel and oil materials, pesticides and mineral fertilizers, collectors of industrial wastes, oil-products and oil pipelines which cause chemical hazard to underground water [5].

Preventing pollution of underground water. Enterprises, establishments and organizations whose activity deals with hazards to underground waters, especially those, which use industrial or agriculture waste collectors should engage measures to prevent pollution of underground water and also equip local nets with control bores to monitor water quality. To prevent water pollution agriculture, forestry, farm enterprises should follow rules for storing, trans- portting and using fertilizers, chemical and toxic substances [6]. In case of underground water reservoirs exhaustion as well as their pollution State Commission of Ukraine investigates reasons of such accident and reacts to suggestions made by State Geology and Environmental Protection Office to recreate them [7] using funds from responsible people. Perspectives for using mineral water of Bilogirsky mineral water spring go over approved reserves by this time. Their growth may be reached by intensive off take from researched area. Protection of Bilogirsky mineral water spring needs engaging the following measures: 1. Creating Sanitary Protective Zone, which is currently missing and the

area around the spring is waterlogged and does not comply with existing standards.

2. Improving tapping. Possibility to loss water out of tapping should be entirely eliminated. 3. Equip the spring with equipment and instrumentation to provide normal operation and monitoring. 4. Equip the spring with protective equipment, which would protect from precipitation and external factors. 5. Controlling usage of water. If the requirements listed above are fulfilled the underground waters of Bilogirsky mineral water spring can be used for casting natural table drinks.


References

1. Rak J., Tchrzewska-Cielak B., Kalda G.: Metoda analizy ryzyka przyczyn i skutkw niedotrzymania jakoci wd mineralnych. Gaz, Woda i Technika Sanitarna, z. 11, 2005. 2. Tchrzewska-Cielak B., Kalda G.: Wody mineralne wystpujce na zachodniej Ukrainie. III Oglnopolska Konferencja Naukowo-Techniczna nt. Aktualne zagadnienia w uzdatnianiu i dystrybucji wody, Szczyrk, 16-17 czerwca 2005 r., Wydawn. Politechniki lskiej, Gliwice 2005. 3. ..: . : , 1975. 4. 878-93. . . 5. .., .., ..: , --: , 1996. 6. ..: . 2000. 7. . , 2024, 18.12.1998.

BILOGIRSKIE RDA WD MINERALNYCH I ICH FIZYCZNE, CHEMICZNE I BAKTERIOLOGICZNE CHARAKTERYSTYKI ORAZ OCHRONA SANITARNA

S t r e s z c z e n i e

Artyku przedstawia badania jakoci fizycznej, chemicznej i bakteriologicznej bilogirskich wd mineralnych. Prezentuje zakres ich ochrony sanitarnej oraz perspektywy wykorzystania tych rde wd mineralnych.

Zoono w Oficynie Wydawniczej we wrzeniu 2006 r.

ZESZYTY NAUKOWE POLITECHNIKI RZESZOWSKIEJ Nr 240 Budownictwo i Inynieria rodowiska z. 42 2007 Jadwiga KALETA Politechnika Rzeszowska

PROCES KOAGULACJI W USUWANIU WYBRANYCH ZANIECZYSZCZE ORGANICZNYCH Z ROZTWORW WODNYCH

W artykule przedstawiono moliwoci zastosowania procesu koagulacji do usuwa-nia wybranych zanieczyszcze organicznych z roztworw wodnych, takich jak: substancje humusowe, detergenty, pestycydy, wielopiercieniowe wglowodory aromatyczne oraz zanieczyszczenia ropopochodne. Oceniono rwnie skuteczno procesu koagulacji stosowanego w oczyszczaniu wody i ciekw.

1. Wstp Zanieczyszczenia organiczne wystpujce w rodowisku wodnym to do-mieszki naturalne reprezentowane gwnie przez substancje humusowe (SH) oraz zwizki pochodzenia antropogenicznego: detergenty, pestycydy, fenole, wielopiercieniowe wglowodory aromatyczne (WWA), substancje ropopo-chodne i wiele innych. Gdy zanieczyszczenia te wystpuj w wodach ujmowa-nych do picia, maj ujemny wpyw na zdrowie konsumentw. Substancje orga-niczne zwikszaj zapotrzebowanie wody na dezynfektanty, s prekursorami ubocznych produktw utleniania chemicznego oraz dezynfekcji, a take przy-czyniaj si do braku stabilnoci biologicznej wody [1]. Konieczno usuwania tych zwizkw z wody przeznaczonej do spoycia przez ludzi jest spraw bez-dyskusyjn. O wadze problemu wiadczy fakt, e zarwno w normatywach polskich, jak i standardach Unii Europejskiej ich dopuszczalne stenia w wo-dzie do picia s bliskie zeru. Pomimo wieloletnich bada problem skutecznego usuwania zanieczyszcze organicznych z roztworw wodnych nie doczeka si kompleksowego rozwizania. Substancje organiczne wystpujce w ujmowanych wodach powinny by w znacznej czci usuwane w pierwszych procesach ukadu jej oczyszczania. Du rol w tym wzgldzie przypisuje si waciwie prowadzonemu procesowi koagulacji, ktrego zadaniem jest usunicie z roztworw wodnych zawiesin koloidalnych, jak rwnie zmniejszenie zawartoci wielu zanieczyszcze organicznych. Koagulacja, w wyniku ktrej uzyskuje si barw w granicach 1-5 mgPt/dm3 oraz mtno w zakresie 0,1-1,0 NTU, zwana wysokoefektywn,

42 J. Kaleta

pozwala na znaczne obnienie zawartoci zwizkw organicznych, prekurso- rw trihalometanw, w tym midzy innymi zwizkw humusowych oraz wielu innych indywidualnych zanieczyszcze organicznych wystpujcych w wodach [2]. Oceniajc efektywno procesu koagulacji, bierze si pod uwag nie tylko pierwszy i drugi (flokulacja) jej etap, ale rwnie procesy suce do usuwania powstaych kaczkw, takie jak sedymentacja, filtracja czy mikrofiltracja. Wy-mienione procesy stanowi jeden z podstawowych stopni w wielostopniowych barierach oczyszczania wody.

2. Proces koagulacji w oczyszczaniu ciekw Proces koagulacji, wraz z towarzyszcym mu czsto procesem chemicznego strcania, znalaz zastosowanie w wysokoefektywnych technologiach oczysz-czania ciekw miejskich oraz podczyszczania ciekw przemysowych. Koagu-lacj zanieczyszcze wystpujcych w ciekach stosuje si w celu osignicia nastpujcych efektw:

strcania metali lub substancji barwnych ze ciekw przemysowych, wstpnego oczyszczania ciekw miejskich o duym udziale ciekw

przemysowych, zwiekszenia efektywnoci wstpnego oczyszczania ciekw przez wpro-

wadzenie koagulantu przed osadnikiem wstpnym; stopie usunicia za-nieczyszcze organicznych wyraonych jako biochemiczne zapotrzebo-wanie na tlen (BZT5) wzrasta do 50-60%,

strcania zwizkw fosforu, usunicia substancji refrakcyjnych ze ciekw.

W wyniku wprowadzenia procesu koagulacji w ciekach po biologicznym oczyszczeniu mona uzyska dodatkowe obnienie chemicznego zapotrzebowa-nia na tlen (ChZT) i OWO o 60-70%.

3. Proces koagulacji w oczyszczaniu wd Proces koagulacji jest powszechnie stosowany przy oczyszczaniu wikszo-ci wd powierzchniowych. Czasem stosuje si go rwnie do oczyszczania wd podziemnych i infiltracyjnych. Waciwie przebiegajca koagulacja zapewnia nie tylko duy stopie usu-nicia koloidw i zawiesin trudno opadajcych, ale rwnie zasocjowanych z nimi innych zanieczyszcze, w tym take mikrozanieczyszcze. Tak wic efektem skutecznie prowadzonej koagulacji jest zmniejszenie mtnoci wody, intensywnoci barwy, wskanikw zanieczyszczenia organicznego, w tym pre-kursorw ubocznych produktw dezynfekcji i utleniania chemicznego, oraz zawartoci wielu mikrozanieczyszcze, gwnie wystpujcych w oczyszczanej wodzie w postaci form trudno rozpuszczalnych lub asocjatw. W procesie ko-

Proces koagulacji ... 43

agulacji s rwnie usuwane mikroorganizmy (zwaszcza martwe), ktre wa-ciwociami s zblione do czstek koloidalnych [3, 4]. W ostatnim okresie prowadzi si zaawansowane prace nad modyfikacj i udoskonalaniem procesu koagulacji, polegajce na wprowadzaniu nowych koagulantw i flokulantw, przez co uzyskuje si przypieszenie procesu oraz zmniejszenie potrzebnych dawek reagentw. Bardzo skuteczne okazay si ko-agulanty glinowe nowej generacji wstpnie zhydrolizowane, np. koagulant o symbolu PAC [5]. Zastosowanie do koagulacji wstpnie zhydrolizowanych preparatw (PAC i PAX) zmniejsza, w porwnaniu z siarczanem glinu, zuycie zasadowoci oraz spadek odczynu pH, decydujcych o agresywnoci kwasowo- -wglanowej wody. Uzyskuje si rwnie mniejsze stenia glinu pozostaego po procesie koagulacji [6]. Duo uwagi powica si take sposobom prowadze-nia procesu koagulacji, w celu zwikszenia jej efektywnoci oraz zmniejszenia liczby niezbdnych urzdze [7, 8]. Proces koagulacji zanieczyszcze zawartych w wodzie rzeki Odra (poziom Wrocaw), prowadzony za pomoc siarczanu elaza II wstpnie utlenionego wod chlorow (dawki od 50 do 100 gFeSO4 7 H2O/m3), powodowa zmniej-szenie BZT5 w 46-70%, utlenialnoci w 64-85% i OWO w 44-63% [9]. Gor-szymi koagulatami okazay si koagulaty glinowe: siarczan glinu i zhydrolizo-wany polichlorek glinu (PAC) o wzorze chemicznym Aln(OH)mCl3n-m. Najlepsze uzyskiwane wyniki (przy odczynie pH = 6,0) byy nastpujce: obnienie utle-nialnoci dla siarczanu glinu wynoszce 14,3%, a dla PAC 16%, natomiast zmniejszenie wskanika OWO odpowiednio 10 i 11% [5]. Nie potwierdziy tego faktu inne badania, ktre wykazay wiksz skuteczno koagulantw glino-wych. Przy zastosowaniu siarczanu glinu uzyskano zmniejszenie utlenialnoci na poziomie 38%, a dla PAC spadek tego wskanika wynosi 49,4% [6]. W procesie uzdatniania wody podziemnej ujmowanej na potrzeby ZUW Zawada w Opolu zastosowano proces koagulacji z uyciem dwch koagulantw: siarczanu glinu i zasadowego polichlorosiarczanu aluminum (WAC) o wzorze chemicznym Aln(OH)m (SO4)kCl3n-m-2k. Ustalone w badaniach optymalne dawki wynosiy: dla siarczanu glinu 33,3 g/m3, a dla WAC 0,86 g/m3. Zmniejszenie utlenialnoci przy jej pocztkowej wartoci wynoszcej 5,02 gO2/m3 byo rwne: w przypadku koagulantu pierwszego 44,4%, a drugiego 56%. Znacznie lepsze efekty uzyskane przy uyciu preparatu WAC wynikaj z faktu zachodzenia dwch mechanizmw: klasycznej koagulacji typowej dla koagulantw mineral-nych i koagulacji charakterystycznej dla polielektrolitw organicznych [10]. Analiza procesw technologicznych stosowanych w latach 1996-1998 w Zakadzie Wodocigu Pnocnego w Warszawie wykazaa rwnie du sku-teczno procesu koagulacji w usuwaniu zanieczyszcze organicznych. Stoso-wanie koagulatu mieszanego (siarczan glinu + siarczan elaza III o nazwie PIX) pozwolio na obnienie utlenialnoci z 9,1-10,9 (po wstpnym ozonowaniu) do wartoci 5,1-5,9 gO2/m3, OWO i absorbancji UV (245 nm) odpowiednio z 9,57 do 10,38 gC/m3 i z 23,40-27,43 do 13,26-14,81 m1 [11].

44 J. Kaleta

Badania prowadzone na wodzie ze studni promienistej w Mosinie (koo Poznania) wykazay, e koagulacja powierzchniowa na zou dwuwarstwowym z zastosowaniem soli glinu w iloci 2,5 g Al/m3 powodowaa obnienie OWO w granicach 7-18% [12]. Podczas oczyszczania barwnych wd mioceskich metod napowietrzania i koagulacji kontaktowej siarczanem glinu (dawka 50 gAl2(SO4)3/m3) z prdko-ci 5 m/h uzyskano obnienie utlenialnoci z 7,6 do 3,6 gO2/m3 (52,6%), a ab-sorbancji z 40,5 do 14,0 m1 (65,4%) [13]. Wprowadzajc w ukad technologiczny oczyszczania wody infiltracyjnej we Wrocawiu proces koagulacji powierzchniowej, poprzez dawkowanie na istniejce zoe filtracyjne chlorku elaza III w iloci 5 g/m3 lub polielektrolitu Magnafloc LT31 w iloci 1,3-1,6 g/m3, uzyskiwano zmniejszenie redniej utle-nialnoci z 3,6 gO2/m3 (woda surowa) do 2,6 gO2/m3, a OWO z 3,02 gC/m3 do 2,49 gC/m3. Podczas stosowania samej filtracji (bez dawkowania koagulantw) kocowe efekty byy gorsze: rednia utlenialno w wodzie uzdatnionej wynosi-a 3,0 gO2/m3, a OWO 2,52 gC/m3 [14]. Przeprowadzone badania na stacji pilotowej w SUW Drwca w Lubiczu potwierdziy znaczcy wpyw intensywnoci mieszania na efektywno procesu koagulacji. Stwierdzono, e istnieje optymalna do usuwania substancji organicz-nych intensywno mieszania szybkiego i wolnego, zalena od dawki koagulan-tu oraz stenia zanieczyszcze zawartych w wodzie. Usunicie utlenialnoci w procesie koagulacji wahao si w granicach 30-60%. Zwikszenie liczby obro-tw w mieszaniu szybkim z 200 do 400 obr./min powodowao popraw usuwa-nia utlenialnoci o ok. 10%, a wzrost szybkoci mieszania wolnego skutkowa obnieniem utlenialnoci w granicach 5-12% [15]. Oprcz tradycyjnych koagulantw, jakimi s sole elaza i glinu, podstawo-wym koagulantem stosowanym przy oczyszczaniu wody zawierajcej znaczne iloci zwizkw organicznych jest wapno. Koagulant ten znalaz szerokie zasto-sowanie, zwaszcza w odnowie wody. Koagulacja duymi dawkami wapna, prowadzona przy odczynie pH powyej 10,5, najczciej w przedziale 11,0-11,5, podczas ktrej wytrca si wodorotlenek magnezu Mg(OH)2 i wglan wapnia CaCO3, umoliwia wysoki stopie usunicia rozpuszczonych zwizkw orga-nicznych. Zachodzi tutaj gwnie adsorpcja zanieczyszcze na wytrconych osadach. Uzyskiwane efekty zmniejszenia stenia zwizkw organicznych s nastpujce: OWO ok. 50%, ekstrakt wglowo-chloroformowy (EWCh) 60%, ekstrakt wglowo-alkoholowy (EWA) 35%. Poniewa rola koagulacji w usuwaniu mikrozanieczyszcze atwo rozpusz-czalnych w wodzie jest drugorzdna, stopie ich usuwania moe zwikszy pyli-sty wgiel aktywny, dawkowany jako substancja wspomagajca [3].

Proces koagulacji ... 45

4. Koagulacja wybranych zanieczyszcze organicznych z wody

4.1. Substancje humusowe

Wiele eksperymentw prowadzonych na wodach o rnym skadzie po-twierdzio przydatno procesu koagulacji do usuwania naturalnej materii orga-nicznej reprezentowanej przez zwizki humusowe. Koagulacja wody z zastoso-waniem soli glinu lub elaza to szeroko stosowana metoda obnienia barwy, utlenialnoci i wartoci wskanika OWO, oznacze, ktre s w korelacji z za-wartoci substancji humusowych wystpujcych w wodach naturalnych. W przypadku usuwania SH w procesie koagulacji czsto konieczne jest stosowanie wikszych dawek koagulantw ni przy koagulacji czstek powodu-jcych mtno wody

model hydrauliczny zbiornika typu gpd w fazach i wariantu

Documents