Page 1

substancje szkodliwe w osadach i popłuczynach

2/2009 (02) zł (w tym 7% VAT)

15

7 / flotacja w procesie oczyszczania wody

systemy zaopatrzenia w wodę / ogólnopolski dwumiesięcznik dla profesjonalistów

PROBLEMATYKA BAKTERIOLOGICZNEGO SKAŻENIA WÓD Zgodnie z aktualnym Rozporządzeniem Ministra Zdrowia w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. U. Nr 61, poz. 417), woda jest bezpieczna dla zdrowia ludzkiego, jeżeli jest wolna od mikroorganizmów chorobotwórczych i pasożytów... str. 14 ISSN 2080-1467

20

www.seidel-przywecki.pl


od redakcji

1

Drodzy Czytelnicy Zarządzanie i eksploatacja systemów zaopatrzenia w wodę ISSN 2080-1467 Dwumiesięcznik Rok założenia 2009 Czasopismo redaguje i wydaje Wydawnictwo Seidel-Przywecki Sp. z o.o. Adres redakcji ul. Królowej Marysieńki 25 B; 02-954 Warszawa tel. 022 877 31 88 Redakcja Magdalena Seidel-Przywecka – redaktor naczelna, 606 958 214 Joanna Trepka – redaktor prowadząca i sekretarz redakcji, 698 852 386 Łukasz Weber – redaktor i autor artykułów technicznych, 606 467 284 Tomasz Gąska – redakcja techniczna i skład, 503 081 660 Marta Gąszczak – reklama; 606 987 439 Ryszard Szambelańczyk – kontakty z przedsiębiorstwami, 601 775 244 Karol Szambelańczyk – portal informacyjny www.technologia-wody.pl Rada Programowa Przewodniczący Prof. dr hab. inż. Marek M. Sozański, Politechnika Poznańska Prof. dr hab. inż. Peter M. Huck, University of Waterloo, Ontario Kanada Członkowie prof. dr hab. inż. Anna Anielak, Politechnika Koszalińska prof. dr hab. inż. Michał Bodzek, Politechnika Śląska prof. dr hab. inż. Wojciech Bonenberg, Politechnika Poznańska prof. dr hab. inż. Wojciech Dąbrowski, Politechnika Krakowska prof. dr hab. inż. Maria Elektorowicz, Department of Civil and Enviromental Engineering, Montreal Kanada prof. dr inż. Marek Gromiec, Wyższa Szkoła Ekologii i Zarządzania, Warszawa prof. dr hab. inż. Zbigniew Heidrich, Politechnika Warszawska dr inż. Joanna Jeż-Walkowiak, Politechnika Poznańska prof. dr hab. Karol Kuś, Politechnika Śląska, Instytut Inżynierii Wody i Ścieków dr inż. Małgorzata Leszczyńska, Politechnika Poznańska mgr inż. Andrzej Malinowski, PWiK Dąbrowa Górnicza dr Bożena Krogulska, Państwowy Zakład Higieny, Warszawa prof. dr hab. inż. Krystyna Olańczuk-Neyman, Politechnika Gdańska prof. dr hab inż. Janusz Rak, Politechnika Rzeszowska dr inż. Tomasz Rzepecki, Tarnowskie Wodociągi Sp. z o.o. prof. dr hab inz. Waldemar Sawiniak, Politechnika Śląska prof. dr hab. inż. Zbigniew Siwoń, Politechnika Wrocławska dr inż. Marian Strączyński, „Mast” Bełchatów dr inż. Bożenna Toczyłowska, Instytut Techniki Budowlanej, Zakład Inżynierii Sanitarnej mgr inż. Tomasz Wachowiak, portal www.forum-wodociagi.pl mgr Bogna Wichrowska, Główny Inspektorat Sanitarny, Warszawa mgr inż. Marek Wielunicki, GPW SA Miasteczko Śląskie inż. Roman Wiertelak, PWiK Kalisz prof. dr hab. inż. Andrzej Urbaniak, Politechnika Poznańska, Instytut Informatyki Czasopismo recenzowane Nakład 3000 egz. Druk: Petit s.k. www. petit.lublin.pl Projekt czasopisma: Tomasz Wojciechowski Redakcja zastrzega sobie prawo do skracania artykułów. Materiałów nie zamówionych nie zwracamy. Redakcja nie odpowiada za treść reklam i artykułów sponsorowanych. Warunki prenumeraty: Prenumeratę prosimy zamawiać w redakcji czasopisma lub przez strony internetowe: www.seidel-przywecki.pl Koszt rocznej prenumeraty (6 zeszytów) wynosi 90 zł

N

a wstępie chciałabym serdecznie podziękować za wszystkie miłe gesty i słowa, które były kierowane w stronę naszego Wydawnictwa po ukazaniu się pierwszego numeru Technologii Wody. Premiera pierwszego numeru zbiegła się z Targami Kieleckimi. To właśnie w Kielcach, pierwsze egzemplarze Technologii Wody ujrzały światło dzienne. Traf chciał, że to właśnie na ziemi kieleckiej, nasze czasopismo znalazło swoich pierwszych wielbicieli. Nie będę skromna pisząc ile pochwał wysłuchała nasza Redakcja, ile osób z zaciekawieniem odwiedzało nasze stoisko i z zapałem czytało najnowsze nasze dzieło. Po publikacji numeru pierwszego z całą pewnością mogę powiedzieć, że udało się stworzyć ciekawy i atrakcyjny produkt, który zapełni lukę w branży wod-kan. Udało się zebrać do kupy świetnych fachowców i to zarówno teoretyków jak i praktyków. Udało się sporządzić ciekawy i funkcjonalny układ graficzny. Za ten sukces dziękuję całej Radzie Programowej Technologii Wody, na czele z prof. Sozańskim, całej redakcji Wydawnictwa Seidel-Przywecki, naszemu grafikowi, a także naszej zaprzyjaźnionej drukarni. Mam nadzieję, że nasz wspólny sukces sprawi, iż Technologia Wody w roku 2010 będzie przyjmowana przez czytelników z równym lub nawet większym entuzjazmem jak jej matczyny numer pierwszy. Tymczasem w numerze drugim mamy do zaoferowania szereg ciekawych publikacji. Pojawiają się kolejne znane i cenione nazwiska osób, które podjęły się publikacji w naszym czasopiśmie. Każdy artykuł zawiera olbrzymi zastrzyk wiedzy. Staraliśmy się wyselekcjonować dla Państwa artykuły teoretyczne, a także praktyczne, które pomogą w rozwiązywaniu realnych problemów w Państwa przedsiębiorstwach. Mam nadzieję, że numer drugi Technologii Wody zaspokoi Wasze oczekiwania. Ze swojej strony chciałabym Państwu życzyć zdrowych, rodzinnych i pogodnych Świąt Bożego Narodzenia, oraz spełnienia marzeń w roku 2010. Życzę przyjemnej lektury, Magdalena Seidel-Przywecki Redaktor Naczelna


2

spis treści

1

Od Redakcji

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

43

Magdalena Seidel-Przywecki

2

Spis treści, wykaz reklamodawców wydarzenia branżowe

3

Parametry procesów odżelaziania i odmanganiania wód podziemnych w filtracyjnych złożach chalcedonitowych Joanna Jeż-Walkowiak, Łukasz Weber

Nowa technologia na stacji wodociągowej w Zgierzu

artykuł sponsorowany

3

Koniec kłopotów z żelazem w sieci wodociągowej w Słupcy

4 5 6

Nowa metoda oczyszczania wody

50

Modernizacja systemów koagulacji i filtracji w układach uzdatniania wód powierzchniowych Marcin Kłos

Targi TIWS, druga edycja

nauka i technika

Warsztaty szkoleniowe dla eksploatatorów stacji uzdatniania wody

54

Marian Strączyński

nauka i technika

7

Substancje szkodliwe w osadach i popłuczynach z uzdatniania wody Małgorzata Leszczyńska

14

historia wodociągów

58

Ewolucja systemu zaopatrzenia w wodę w XIX-wiecznym Wrocławiu Miron Urbaniak

Problemy bakteriologicznego skażenia wód

zagadnienia prawne i ekonomiczne

Michał Michałkiewicz, Beata Mądrecka

20

Dobór pomp głębinowych do wymaganych parametrów pracy układu pompowego studni

Flotacja w procesie oczyszczania wody

66

Służebność przesyłu. Wybrane zagadnienia prawne Maciej Szambelańczyk

Anna M.Anielak artykuł sponsorowany

27

Pompy rotacyjne Vogelsang w technologii filtracji membranowej Piotr Tarkowski praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

32

Stacja uzdatniania wody w Gostyniu Łukasz Weber, Adam Kajczyk z pzh i stacji sanepid

39

Ocena sanitarna wody przeznaczonej do picia Mariusz Cycoń

Wykaz reklamodawców

AWP Nordic Products Laminopol Sp. z o.o. Mast, Dr Marian Stączyński Metrolog Sp. z o.o. Seen Technologie Sp. z o.o. Portal branżowy www. forum-wodociagi.pl Portal branżowy www.technologia-wody.pl Vogelsang Sp. z o.o. Zakład Inżynierii Środowiska Eko-Projekt Sp. z o.o.

Sprostowanie W numerze 1. Technologii Wody w artykule pt. „Zarządzanie rozwojem technologii uzdatniani wody” wkradł się błąd na rys 4 (str. 39), za co bardzo przepraszamy autorów artykułu. Prawidłowy rysunek zamieszczamy poniżej. Redakcja

KOAGULACJA

SEDYMENTACJA

FILTRACJA POSPIESZNA

CHEMICZNE UTLENIANIE

Rys. 4. Technologia uzdatniania wód podziemnych o niskiej jakosci

BIOL. AKTYWNE FILTRY WĘGLOWE

CHEMICZNA STABILIZACJA


wydarzenia branżowe

3

Nowa technologia na stacji wodociągowej w Zgierzu S

półka „Wodociągi i Kanalizacja – Zgierz” Sp. z o. o. korzystając ze środków finansowych Unii Europejskiej realizuje kompleksowy program budowy i modernizacji systemu wodociągowego i kanalizacyjnego na terenie miasta Zgierza. Projekt nr 2004/PL/16/C/PE/028 „Kanalizacja sanitarna miasta Zgierz wraz z modernizacją oczyszczalni ścieków” otrzymał Decyzją Komisji Europejskiej z dnia 19 grudnia 2005 r. dofinansowanie ze środków Funduszu Spójności w wysokości blisko 12 mln euro.

Zakres rzeczowy Projektu, obok budowy i modernizacji sieci kanalizacji sanitarnej i wodociągowej oraz modernizacji oczyszczalni ścieków obejmuje również modernizację stacji wodociągowej w Zgierzu. W ramach tego zadania wprowadzona zostanie na SUW m.in. nowa technologia dezynfekcji wody. Aktualnie pracujące na stacji urządzenia do dezynfekcji wody podchlorynem sodu zastąpione zostaną nowoczesnymi urządzeniami do dezynfekcji dwutlenkiem chloru wytwarzanym w oparciu o kwas solny spożywczy i chloryn sodowy. W chwili obecnej trwa rozruch nowej instalacji. W następnym numerze czasopisma Technologia Wody przedstawione zostaną aktualne wyniki. Redakcja Technologii Wody

Fot. 1. Instalacja służąca do ciągłej dezynfekcji wody dwutlenkiem chloru na SUW w Zgierzu.

Koniec kłopotów z żelazem w sieci wodociągowej w Słupcy S

łupczanie nie mają już powodów aby narzekać na jakość wody. Dzięki metodzie natleniania czystym tlenem zmniejszyła się w niej zawartość żelaza. Przez długi czas problem próbowano rozwiązać na wiele sposobów.

Technologia opracowana i nadzorowana przez firmę NENTECH S.C. okazała się najbardziej optymalną w celu szybkiej, skutecznej i niskonakładowej poprawy jakości wody w miejskim wodociągu. Natlenianie trwało przez 3 miesiące. Roczny koszt takiej operacji to ok. 30 tysięcy złotych. Zakład Wodociągów i Kanalizacji w Słupcy wylicza, że cena jednego metra

sześciennego wody wzrośnie teraz o 4 grosze. W styczniowym numerze „Technologii Wody” ukaże się artykuł p. Łukasza Webera poświęcony przyczynom wtórnego zanieczyszczenia wody w sieci słupeckiej, analizie sposobów poprawy jakości wody oraz uzyskanym wynikom procesu natleniania. Redakcja Technologii Wody


4

wydarzenia branżowe

Nowa metoda oczyszczania wody Z

espół naukowców z Uniwersytetu Jagiellońskiego, kierowany przez prof. Marię Nowakowską opracował nowy sposób oczyszczania wody z toksycznych związków. Metoda opracowana przez naukowców z Wydziału Chemii Uniwersytetu Jagiellońskiego, z zespołu Nanotechnologii Polimerów i Biomateriałów (ZNPiB), polega na wykorzystaniu nietoksycznych fotokatalizatorów hybrydowych i jest oparta na glinokrzemianach warstwowych. Metoda jest skuteczna, wydajna i bardziej ekologiczna od dotychczas stosowanych. Obecnie wraz z pomocą Centrum Innowacji, Transferu Technologii i Rozwoju Uniwersytetu (CITTRU).poszukiwany jest partner biznesowy, który zechciałby podjąć współpracę, i sfinansować przedsięwzięcie.Dotychczasowe sposoby oczyszczania wody oparte np. na osmozie, adsorpcji, ultrafiltracji, destylacji i fotoutlenianiu mają wiele ograniczeń – przede wszystkim energochłonność i niską wydajność. Ciężko jest opracować tanią metodę oczyszczania wody, ze względu na różnorodność zanieczyszczeń, wprowadzanych do środowiska – metale ciężkie, różnorodne związki organiczne (pestycydy, chlorowane związki aromatyczne, antybiotyki) i bakterie. Fotokatalizatory to substancje, które powodują, że związki niewrażliwe na światło ulegają różnym reakcjom chemicznym pod wpływem światła. Dzięki temu, związki te mogą ulec m.in. degradacji. Dzięki metodzie opracowanej na UJ szkodliwe substancje mogą się rozpadać pod wpływem światła słonecznego. Do budowy fotokatalizatorów naukowcy z UJ wykorzystali szczególną grupę tzw. glinokrzemianów warstwowych, czyli takich, w których atomy są ułożone warstwami, np. montmorylonit. Stosując glinokrzemiany otrzymano dwa typy fotokatalizatorów

hybrydowych. Wnętrza między warstwami glinokrzemianowymi w fotokatalizatorach hybrydowych są hydrofobowe natomiast wchłaniają zanieczyszczające wodę związki organiczne. W wyniku reakcji fotochemicznej otrzymuje się związek o wiele mniej toksyczny, albo w ogóle nietoksyczny. Pozostałe zalety innowacyjnej metody to zdolność opracowanych fotokatalizatorów do absorbowania światła słonecznego (bez konieczności używania światła ultrafioletowego), dzięki czemu mogą one działać bez udziału człowieka w środowisku naturalnym.Fotokatalizatorów hybrydowych można używać wszędzie tam, gdzie produkuje się ścieki zawierające toksyczne związki organiczne takie jak fenole czy barwniki stosowane w przemyśle tekstylnym, w zakładach produkujących odczynniki chemiczne oraz w szpitalach, które odprowadzają ścieki skażone farmaceutykami, a nawet do unieszkodliwiania niezwykle toksycznych cyjanków.

Opracowała Joanna Trepka na podstawie wiadomości zawartych na portalu internetowym: www.naukawpolsce.pap.pl (artykuł pt. ,,Jak oczyścić wodę w Polsce?” autorstwa Ewy Krajczyńskiej)


wydarzenia branżowe

5

Targi TIWS, druga edycja W

dniach 6-8 października 2009 r. odbyły się w Kielcach II Międzynarodowe Targi Infrastruktury Wodno-Ściekowej TIWS. Ponad 90 wystawców z kraju jak również z Niemiec, Rosji i Danii zaprezentowało na targach swoje oferty dla branży wodno-ściekowej. Trwającą trzy dni imprezę odwiedziło wielu przedstawicieli przedsiębiorstw wodno-kanalizacyjnych, osób zajmujących się infrastrukturą z zakresu uzdatniania wody, oczyszczania ścieków, dostawców aparatury, maszyn i materiałów, urządzeń i sprzętu specjalistycznego, laboratoryjnego, ale także uczniów, studentów oraz dziennikarzy wydawnictw branżowych. Targi odbyły się z poparciem Ministra Środowiska Pana Macieja Nowickiego. Tradycyjnie organizatorzy przygotowali bogaty i interesujący program towarzyszący w tym liczne konferencje, seminaria i imprezy towarzyszące. Szczególną uwagę zwracały: konferencja Wodociągów Kieleckich „Tradycja i Nowoczesność w Rozwoju Infrastruktury Wodno-Ściekowej przy Udziale Środków Unijnych”, konferencja „Stal nierdzewna w gospodarce wodnej” na którą przybyli wybitni znawcy tematu wykładowcy z Francji i USA, konferencja „Urządzenia pomiarowe w przedsiębiorstwach wod.-kan. – uwarunkowania techniczne i prawne w tym m.in. skutki prawne używania wodomierzy bez legalizacji” i wiele innych. II Międzynarodowe Targi Infrastruktury Wodno-Ściekowej TIWS targi były imprezą niewątpliwie udaną, ponieważ zgromadziły więcej wystawców i zwiedzających niż w poprzedniej edycji 2008 r. Fakt ten jednoznacznie oddaje sympatię do Imprezy zarówno wystawców jak i zwiedzających, w dobie kryzysu i w porównaniu do innych podobnych branżowych imprez targowych charakteryzujących się realnym spadkiem ilości wystawców. Dlatego też organizatorzy już dzisiaj zapraszają na edycję 2010 która obędzie się w Kielcach w dniach 5-7 października 2010 r. Redakcja Technologii Wody


6

wydarzenia branżowe

Warsztaty szkoleniowe dla eksploatatorów stacji uzdatniania wody W

dniach 3-5 września 2009 odbyły się w Nałęczowie już po raz drugi warsztaty szkoleniowe dla eksploatatorów stacji uzdatniania wody. Organizatorem było Forum Dyskusyjne Wodociągów Polskich. Patronat honorowy pełnił: Miejski Zakład Wodociągów i Kanalizacji w Nałęczowie. Natomiast firmy AWP Nordic Products Sp. z o.o. i Seen Technologie pełniły rolę sponsora.

Celem spotkania była wymiana doświadczeń w zakresie eksploatacji Stacji Uzdatniania wody podziemnej i powierzchniowej. Swoimi doświadczeniami dzielili się pracownicy SUW z całego kraju, eksploatujący różne układy i urządzenie technologiczne. Patronat merytoryczny nad warsztatami objął prof. Marek M. Sozański z Instytut Inżynierii Środowiska Politechniki Poznańskiej. Moderatorem warsztatów był: mgr inż. Łukasz Weber – doktorant Instytutu Inżynierii Środowiska Politechniki Poznańskiej, praktyk rozwiązujący na co dzień rzeczywiste problemy występujące na wielu obiektach wodociągowych. Autor licznych publikacji z zakresu uzdatniania wody. Podczas warsztatów poruszone zostały następujące bloki tematyczne: 1. Modernizacje SUW– Doświadczenia pracowników SUW z modernizacją obiektów od momentu

2.

3.

4.

5.

6.

projektu przez wykonawstwo po eksploatację. Problemy skażeń chemicznych wody podziemnej i powierzchniowej – doświadczenia wodociągowców, procedury naprawcze i zapobiegawcze. Techniczne problemy na wodociągach: drenaże filtracyjne i ich eksploatacja, płukanie filtrów. Usuwanie związków organicznych z wody: usuwanie barwy. Doświadczenia przedsiębiorstw wodociągowych z różnymi metodami zmniejszania zawartości związków węgla organicznego i wiążące się z tym problemy eksploatacyjne. Technologia usuwania manganu – doświadczenia wodociągowe z wpracowaniem filtrów, stosowaniem złóż katalicznych. Technologie usuwania jonu amonowego – doświadczenia wodociągowe z wpracowaniem filtrów i złóż usuwających jon amonowy.

7.

Technologia odkwaszania wody i zwiększania twardości wody – doświadczenia ze stosowaniem złóż odkwaszających. 8. Nowości w technologii uzdatniania wody – doświadczenia z eksploatacją nietypowych rozwiązań systemów uzdatniania wody. 9. Butelkowanie wody wodociągowe. Doświadczenia wodociągów z kraju. Wykładowcami byli doświadczeni praktycy z całego kraju. Warsztaty cieszyły się dużą frekwencją uczestników, a aktywność jaką wykazali podczas zajęć pozwala na stwierdzenie, że wszyscy wyjechali z Nałęczowa z nowym zastrzykiem wiedzy. Organizatorom należy się pochwała za tak pożyteczną inicjatywę. Życzymy dalszych wielu udanych warsztatów szkoleniowych Redakcja Technologii Wody


artykuł recenzowany

7

nauka i technika

Substancje szkodliwe w osadach i popłuczynach z uzdatniania wody The harmful substances in wastes and spent backwash water from the water treatment process Małgorzata Leszczyńska

Streszczenie Uzyskanie wody o jakości odpowiadającej wymaganiom stawianym wodzie przeznaczonej do spożycia i na potrzeby gospodarcze jest podstawowym zadaniem procesu uzdatniania wody. Doboru sposobu uzdatniania wody dokonuje się na podstawie takich kryteriów jak: jakość wody w stanie surowym, skład domieszek czy zanieczyszczeń i docelowa jakość wody. Rosnące wymagania wymuszają stosowanie skomplikowanych procesów, co skutkuje coraz większą ilością odpadów i popłuczyn o różnym stopniu szkodliwości.

Abstract An increased awareness of the presence of toxic contaminants in water treatment residuals is observed. The chemical composition of sludge predominantly depends on: type of water: fresh or groundwater, type and concentration of chemicals contained in raw water, composition and doses of treatment chemicals, the effects of water treatment process determined by type and quantity of removed mixtures and type and concentration of by-products of chemical reactions occurring during water treatment process. The contaminants of reagents used may significantly influence the quality of residuals from water treatment plant. An overview of the chemical characteristic and hazardous properties of waste produced during treatment process employed is presented. The choice of procedure of utilization or land disposal of water treatment sludges require as the first step that sludge has been shown to be nonhazardous. It means, that water systems should thoroughly test their residuals prior to making disposal decision.

W

zależności od rodzaju i jakości uzdatnianej wody – podziemnej lub powierzchniowej – obserwuje się znaczące różnice w składzie osadów powstających w procesie uzdatniania, w szczególności, w ilości i rodzaju związków toksycznych. Rozmiary zagrożeń zależą od składu chemicznego osadów oraz od sposobu ich ostatecznego unieszkodliwiania, w tym także składowania. Chemiczny skład osadów zależy przede wszystkim od: — rodzaju i stężenia związków chemicznych obecnych w wodzie uzdatnianej, — rodzaju i dawek reagentów stosowanych w procesie uzdatniania, — efektów uzdatniania określonych rodzajem i ilością usuwanych domieszek, — rodzaju i stężenia produktów pośrednich i ubocznych reakcji zachodzących w procesie uzdatniania.

1. Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn Ocena szkodliwości dla środowiska różnego rodzaju odpadów, w tym także osadów i popłuczyn z uzdatniania wody, które, zgodnie z ustawą z dn. 27 VI 1997 r.,

Dz. U. Nr 96 poz. 592 załącznik nr 2 lista B z definicji są odpadami niebezpiecznymi, wymaga wyznaczenia określonych parametrów charakteryzujących osad. Należy do nich: — skład chemiczny osadu, — zawartość substancji niebezpiecznych, głównie metali ciężkich, — wymywalność tych zanieczyszczeń z osadu, — wpływ czasu składowania i różnych czynników środowiskowych na wymywalność, — toksyczność osadu. Bardzo często skład i wymywalność są głównymi kryteriami jakości odpadów stanowiąc podstawę do klasyfikacji odpadu i wyboru metody jego zagospodarowania. Stosunkowo rzadko, a w Polsce prawie wcale, nie praktykuje się oznaczeń toksyczności odpadu, mimo unormowań unijnych [EEC Directive 1991]. Zgodnie z obowiązującymi klasami szkodliwości odpadów,


8

nauka i technika

odpady szkodliwe zawierają substancje słabo toksyczne (LD50 powyżej 501 mg/kg), trudno rozpuszczalne, nie mieszające się z wodą, destylujące z parą wodną i palne. Natomiast w odpadach niebezpiecznych zawarte są substancje toksyczne (substancje o LD50 od 51 do 500 mg/kg), kumulatywne, rozpuszczalne w wodzie, kwasach i zasadach, bioinhibitory oraz substancje palne [MATiOŚ 1980]. Za odpad niebezpieczny, a takim może być osad z zakładu uzdatniania wody, uważa się więc odpad, który ze względu na swoje pochodzenie, skład chemiczny, biologiczny i inne właściwości i okoliczności stanowi zagrożenie dla życia i zdrowia ludzi albo dla środowiska. Z kolei Dyrektywa Rady 78/319/ EWG z 20.03.1978 r. określa jako odpady niebezpieczne i toksyczne – takie, które zawierają substancje lub materiały wymienione w załączniku do dyrektywy lub nimi zanieczyszczone o takich właściwościach i w takich ilościach lub stężeniach, że stanowią zagrożenie dla zdrowia lub środowiska. Według wytycznych Unii Europejskiej kryterium zaliczenia odpadów do niebezpiecznych stanowi skład chemiczny wyciągów wodnych z tych odpadów [MATiOŚ 1980]. Zgodnie z Dyrektywą unijną 91/156/EEC utworzono stale modernizowaną listę odpadów, tzw European Waste Catalogue [EWC 2002]. Tab. 1.

artykuł recenzowany

Według norm amerykańskich o zaliczeniu odpadu do kategorii odpadów niebezpiecznych lub toksycznych decydują rezultaty testów wymywalności prowadzonych według dwóch procedur: procedury EP i procedury TCLP [USEPA 1983]. W przypadku rolniczego zagospodarowania, osady z uzdatniania wody muszą być poddawane określonym procedurom monitorowania ich jakości, które określają maksymalne dopuszczalne stężenie substancji niebezpiecznych w osadzie oraz ich średnie stężenia w ciągu miesiąca, rodzaj prób i częstotliwość ich poboru. Procedury te zależą od decyzji organów stanowych, jednakże punktem wyjścia jest Federal Water Pollution Control Act i Solid Waste Management Act. Maksymalne dopuszczalne stężenia poszczególnych pierwiastków decydujące o kwalifikacji osadów w Pensylwanii przedstawia tabela 1. Natomiast w stanie New Jersey dodatkowo oznacza się PCB z maksymalnym dopuszczalnym stężeniem 2 mg/kg oraz sód – 50 mg/kg i chrom – 1200 mg/kg. Próby muszą być pobierane jeden raz w miesiącu, a po dwóch latach sprawozdawczych ZUW może uzyskać zgodę na obniżenie częstotliwości poboru prób i ograniczenie liczby oznaczanych parametrów. W Polsce nie zostały jeszcze wydane przepisy określające dopuszczalne

Substancje analizowane w ramach monitoringu jakości odpadów z uzdatniania wody [Cornwell 2006]

Parametr

Maksymalne dopuszczalne stężenie w osadzie [mg/kg]

Średniomiesięczne stężenie [mg/kg]

As Cd Cu Hg Mo

75 85 4300 57 75

41 39 1500 17 Raport

Ni

420

420

Pb Se Zn NK

840 100 7500 Raport Raport Raport Raport Raport

300 100 2800 Raport Raport Raport Raport Raport

Pcałkowity K zawiesina pH

stężenia różnych toksyn (metali ciężkich i innych substancji) w osadach, które w ten sposób regulowałyby zasady przyrodniczego, w tym także i rolniczego ich wykorzystania [M. Suchy 1998]. Natomiast zgodnie z rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z 24.06. 2001 r. (Dz. U. Nr. 162, poz. 1135) w sprawie klasyfikacji odpadów, odpad jest niebezpieczny jeśli stwierdzi się w nim obecność nawet śladowych ilości substancji szkodliwych lub toksyn na podstawie rezultatów testu wymywalności.

2. Rodzaje zanieczyszczeń i ich wpływ na toksyczność osadów i popłuczyn Wody powierzchniowe poddawane uzdatnianiu są zanieczyszczane różnego rodzaju związkami na skutek depozycji z powietrza, ściekami miejskimi i przemysłowymi oraz spływami z terenów rolniczych, przy czym zanieczyszczenia te mogą pojawiać się przypadkowo i w wysokich stężeniach. Wody podziemne zanieczyszczone są głównie przez spływy z terenów rolniczych, odcieki z wysypisk oraz przez przecieki ze zbiorników ropy naftowej i produkty ropopochodne. Ponadto mogą w nich występować w stosunkowo wysokich stężeniach obecne w warstwie wodonośnej minerały zawierające takie pierwiastki jak: Ra, Ba, F. Wszystkie te substancje obecne w wodach powierzchniowych i podziemnych − są w procesach uzdatniania oddzielane od wody, odkładane oraz zagęszczane w osadach. W osadach pochodzących z uzdatniania wód powierzchniowych stwierdza się podwyższone stężenia takich metali jak: Cr, Zn, Pb, Sb, Hg i W. Do zanieczyszczeń organicznych najczęściej obecnych w osadach należą: monocykliczne węglowodory aromatyczne, policykliczne węglowodory aromatyczne, pestycydy i ich metabolity, chlorowcopochodne węglowodorów np.: THM-y powstające w procesie chlorowania wody. W popłuczynach z uzdatniania wód podziemnych występują głównie tlenki


substancje szkodliwe w osadach i popłuczynach z uzdatniania wody

żelaza i manganu stanowiąc 70-80% masy osadu. Jakość i skład fazy stałej osadów i popłuczyn zależą od jakości i składu wody uzdatnianej oraz reagentów stosowanych w procesie uzdatniania. Źródłem zagrożeń związanych ze stosowaniem chemikaliów w procesie uzdatniania wody są : — toksykologiczne właściwości samego związku, — niedostateczne lub nadmierne dawkowanie substancji chemicznych, — domieszki i zanieczyszczenia obecne w surowym produkcie lub powstające w procesie produkcji, — produkty pośrednie powstające w trakcie procesu uzdatniania. Zanieczyszczenia chemikaliów może zminimalizować dobra praktyka produkcyjna, to jest kontrola jakości i program zapewnienia jakości produktów. Zarówno EPA w USA, Federal – Provincial – Territorial CDW (Commitee on Drinking Water) w Kanadzie jak i NHMRC (National Health and Medical Research Council) w Australii przedstawiają listy chemikaliów zalecanych do stosowania w uzdatnianiu wody. Uzupełnieniem tych list jest Drinking Water Chemical Fact Sheets przedstawiający szczegółową charakterystykę omawianych chemikaliów, łącznie z danymi toksykologicznymi. Ponadto, ANSI/NSF (NSF International/American National Standard Institute) na zlecenie agencji Health Canada przygotował szczegółowy raport poświęcony zagrożeniom wynikającym ze stosowania chemikaliów w procesach uzdatniania wody tzw. ANSI/ NSF Standard 60, który wspomaga proces decyzyjny związany z wyborem reagentów, przedstawiając kryteria jakości dla chemikaliów oraz substancji zanieczyszczających, pochodzących z produktów używanych w technologii wody [Health Canada 2000]. Obecnie na listach NSF znajduje się ponad 12 500 produktów. Chemikalia zostały przypisane do pięciu grup: 1) Koagulanty i flokulanty: polielektrolity, sole metali koagulujących, gliny, iły oraz aktywowana krzemionka

2) Inhibitory korozji i kamienia kotłowego (zmiękczanie, strącanie, wymiana jonowa, kontrola pH): węglan wapnia, wodorotlenek wapnia, tlenek wapnia, dwutlenek węgla, difosforan sodu, difosforan potasu, hydroksywęglan magnezu, EDTA, kwas solny, wodorotlenek magnezu, tlenek magnezu, kwas fosforowy, fosforan potasu, fosforan sodu, kwas fosforowy, polikwasy fosforowy, wodorotlenek potasu, tetra metafosforan sodu, tri polifosforan potasu, pirofosforan potasu, wodorowęglan sodu, wodorosiarczan sodu, sód, wapń, magnez, węglan sodu, wodorotlenek sodu, polifosforan sodu, półtora węglan sodu, krzemian sodu, tri metafosforan sodu, tripolifosforan sodu, polifosforan cynkowo sodowy, polifosforan potasowo– cynkowo sodowy, kwas siarkowy, pirofosforan tetrapotasu, etylenodiaminotetaoctan tetra sodu (EDTA), pirofosforan tetrasodu, ortofosfotan potasu, ortofosforan sodu, chlorek cynku, ortofosforan cynku, siarczan cynku 3) Dezynfektanty i utleniacze: amoniak, wodorotlenek amonu, siarczan amonu, chlor, jod, chloran(I) wapnia, nadmanganian potasu, chlorek sodu, chloran(I) sodu, podchloryn sodu 4) Inne występujące w stosowanych substancjach : w procesach: fluorowania, i dechloracji wody, antyutleniacze, algacydy 5) Inne występujące w produktach stosowanych w sieci: środki przeciwpieniące, konserwujące sieć wodociągową, inhibitory powstawania kamienia kotłowego, uszczelniacze. Rezultaty badań nad jakością chemikaliów (prowadzone w latach 1991-1999) wykazały, że toksyczne domieszki powodujące niezgodność produktów z kryteriami jakości występują we wszystkich chemikaliach stosowanych w technologii wody. NSF International szacuje, że w Stanach Zjednoczonych około 80%, a w Kanadzie zaledwie 50% substancji stosowanych w uzdatnianiu wody

9

posiada certyfikaty jakości [Health Canada 2000].

3. Wpływ technologii uzdatniania na toksyczność osadów W zależności od złożoności procesu uzdatniania, każdy z poszczególnych procesów jednostkowych niesie ze sobą pewien ładunek substancji toksycznych na skutek migracji zanieczyszczeń z zastosowanych reagentów do wody i do powstających odpadów. Tak więc technologia uzdatniania wody oraz skład ujmowanej wody pośrednio określają zagrożenia wynikające z potencjalnej toksyczności powstających osadów. W przypadku procesu filtracji do wody przenikają np. metale ciężkie, którymi zanieczyszczone są złoża i kruszywa filtracyjne. Złoża węgli aktywnych powodują możliwość przedostania się do wody WWA oraz B(a)P, żywice jonowymienne – przenikanie formaldehydu i akrylonitrylu itp. Proces dezynfekcji niesie za sobą szereg ubocznych produktów w zależności od rodzaju zastosowanego dezynfektanta. Większość ubocznych produktów dezynfekcji ma udokumentowane działanie mutagenne i rakotwórcze. Do procesów technologicznych w których powstają najbardziej niebezpieczne osady należy zaliczyć: koagulację, zmiękczanie wapnem i wymianę jonową. Charakterystyki odpadów powstających w poszczególnych procesach technologicznych z wyszczególnieniem niebezpiecznych substancji w nich zawartych przedstawiono w tabeli 2. Proces koagulacji w połączeniu z filtracją jest najczęściej stosowany do usuwania rozpuszczonego węgla organicznego, Fe, Mn, domieszek powodujących mętność i barwę, a także jest zalecany przez Amerykańską Agencję Ochrony Środowiska jako skuteczna technologia usuwania arsenu, kadmu, chromu, rtęci i selenu. Produkuje osady posedymentacyjne i popłuczyny. Są to osady stwarzające


10

nauka i technika

największe problemy w ich zagospodarowywaniu, a ich ilość zależy od jakości wody ujmowanej, od ilości i jakości zastosowanych reagentów oraz od zastosowanego procesu jednostkowego. Produkty reakcji reagentów mogą stanowić od 20−92% fazy stałej powstających osadów. Najczęściej stosowane koagulanty to: sole glinu (Al2(SO4)3, AlCl(OH)5) i żelaza (Fe(SO4)3, FeCl3) oraz poliakryloamidy 2 – C3H5NO)n (związki wspomagające proces koagulacji). Coraz bardziej popularne stają się też spolimeryzowane koagulanty glinowe: polihydroksychlorosiarczany glinowe lub zasadowe chlorki poliglinowe Aln(OH)mCl3m-n. Szeroka dostępność polielektrolitów oraz obecność nieprzereagowanych monomerów powoduje wystąpienie ryzyka wynikającego z uwalniania się nieprzereagowanych akryloamin lub epichlorohydryny. WHO zaleca stosowanie tych substancji tylko po uprzednim skontrolowaniu toksyczności używanego środka, po określeniu limitów dla maksymalnych dawek polielektrolitów i toksycznych monomerów. W zależności od rodzaju zastosowanego [AWWA 1992 obserwuje się znaczące różnice w stężeniach metali obecnych w fazie stałej osadów. I tak zawartość miedzi w osadach pokoagulacyjnych zmieniała się od 16 do 168 mg/kg s.m., chromu od 50 do 130 mg/kg s,.m., arsenu od 9,2 – 32 mg/ kg s.m. a cynku od 91,7 – 781mg/kg s.m.. Ponadto, stężenia arsenu i chromu były wyższe w osadach pochodzących z koagulacji związkami glinu, natomiast manganu, niklu, ołowiu, baru i cynku w osadach po koagulacji związkami żelaza. Już w 1975 r. Schmidt i Hall stwierdzili, że typowymi składnikami popłuczyn i osadów pokoagulacyjnych pochodzących z koagulacji solami glinu w WTP Oak Ridge Tennessee) były Pb, Zn, Sr, Ti, Cr, B, Ba, Ni i Mn, a także U-238 [Schmidt i Hall 1975]. Także badania Cornwell i wspł. (1992), Mac Phee, Cornwell i Brown (2002) wykazały obecność metali ciężkich : As: < 45mg/kg, Ba: 19 – 323 mg/kg, Cr: 1,8 – 592 mg/kg, Mn: 241 – 25,350 g/kg, Pb: 9 – 120 mg/kg, Cu: 2,9 – 412 mg/kg, Ni: 24 –

artykuł recenzowany

Tab. 2.

Charakterystyka odpadów powstających w różnych procesach uzdatniania wody Proces

Rodzaj odpadu

Koagulacja solami glinu lub żelaza

Uwodnione osady i popłuczyny o znacznej zawartości Al lub Fe

Adsorbcja

zużyty adsorbent

Wymiana jonowa Odżelazianie i odmanganianie Dekarbonizacja metodą chemicznego strącania Odwrócona osmoza Chemiczne utlenianie Dezynfekcja

solanka, solanka radioaktywna, solanka kaustyczna obciążona np.: F– i NO-3 uwodniony osad tlenów żelaza i manganu

Toksyny Metale: As, Ba, Cd, Cr, Ni, Pb, Zn metale: As, Ca, Cr, Pb, substancje organiczne metale: As, Ba, Cd, Cr, Se Ra226 NO-3, FFe, Mn, As, Cd, Cr, Pb

uwodnione osady węglanowe lub granulat CaCO3

metale: As, Cd, Cr, Ba, Pb Ra226

solanka

metale: As, Cd, Cr, Se, Ra226, produkty pośrednie utleniania np.: THM-y, chloryny, chlorany, bromiany.

131 mg/kg, Sr: 20,2 – 160 mg/kg, Zn: 3,5 – 2942 mg/kg, Hg: 0,1 – < 47 mg/ kg w osadach pokoagulacyjnych. Z tych względów, według normatywów amerykańskich, osady powstające podczas koagulacji muszą zostać ocenione pod względem szkodliwości w oparciu o test wymywalności – EP [AWWA 1990]. Wyniki testu decydują o sposobie unieszkodliwiania lub wykorzystania osadów. Obecnie uważa się osady pokoagulacyjne za nietoksyczne, jednakże w wyniku ogólnej tendencji do obniżania dopuszczalnych koncentracji zanieczyszczeń mogą wkrótce zostać uznane za toksyczne. Już od 1990 r Amerykańska Agencja Ochrony Środowiska wymaga do oceny toksyczności stosowania skuteczniejszego testu wymywalności według procedury TCLP [USEPA 1983]. Według Cornwella i współ. (1987 i 1992) analiza osadów z różnych stacji uzdatniania, nawet po zastosowaniu testu wymywalności wg procedury TCLP nie wykazała przekroczenia dopuszczalnych wartości analizowanych toksyn (wg normy USEPA), a więc nie są to osady niebezpieczne. Natomiast badania toksyczności odcieków z osadów pochodzących z kilkunastu zakładów uzdatniania wody w USA wykazały, że odcieki z osadów składowanych na wysypisku były bardziej toksyczne od odcieków uzyskiwanych w porównawczych badaniach laboratoryjnych [Elliot i inni 1990].

Stwierdzono również toksyczny wpływ odcieków zarówno z osadów pochodzących z koagulacji związkami glinu, jak i związkami żelaza na Photobacterium phosforeum (test Microtox). Przyczyną toksycznego efektu była obecność w osadach, w stosunkowo wysokich stężeniach, łatwo wymywalnego Cd i Ni pochodzących z koagulantów o złej jakości. Szczególną uwagę należy poświęcić osadom powstającym w procesie koagulacji solami glinu. Badania prowadzone nad toksycznością osadu z procesu koagulacji solami glinu wykazały, że zdyspergowany koloidalny glin jest toksyczny dla pstrąga tęczowego zarówno przy pH = 4,5 jak i 6.0. Także Hall i Hall (1989) obserwowali obniżenie zdolności reprodukcyjnych u Ceriodaphnia dubia oraz zwiększoną śmiertelność Pimephales promelas w obecności osadów pochodzących z koagulacji związkami glinu. Według Discroll i współ. (1980) toksyczność glinu może być związana głównie z jego nieorganicznymi formami. Istotne znaczenie ma również analiza wpływu odpadów na otoczenie w pobliżu punktu zrzutu, ponieważ może prowadzić do powstania warunków anaerobowych, co z kolei może przyczyniać się do wzrostu rozpuszczalności metali ciężkich zarówno w samych osadach jak i w osadach dennych odbiornika, obniżenia odczynu i powstawania odorów


substancje szkodliwe w osadach i popłuczynach z uzdatniania wody

[Roberts i Diaz 1985]. Osady glinowe wywierały także negatywny wpływ na kondycję i produktywność fitoplanktonu powodując ograniczenie przenikalności światła (wzrost mętności), prawdopodobnie z powodu ograniczonej produktywności i tym samym niedoboru tlenu i źródła węgla. Koagulacja glinem lub żelazem z następczą filtracją a także zmiękczanie i usuwanie żelaza są procesami stosowanymi także do usuwania arsenu. Według Amy i współ. 2000 oraz Mac Phee, Charles i Cornwell 2001 odpady z konwencjonalnej koagulacji zawierają 9,25 mg/L As, ze zmiękczania 4,2; z wymiany jonowej 10; po adsorpcji na żywicach – 9,52, natomiast piasek aktywowany tlenkami żelaza – 1,9; a odpady z odwróconej osmozy – 0,098 mg As /L. Wg Cornwella i współ. 2001 – stężenia As uzyskane w teście wymywalności TCLP odpadów z procesów zmiękczania wapnem i koagulacji, wykazały, że odpady ze zmiękczania wapnem, koagulacji związkami glinu, usuwania żelaza i manganu mieściły się poniżej dopuszczalnej wartości. Jedynie w przypadku osadów z koagulacji żelazem po zastosowaniu procedury CALWET (z kwasem cytrynowym) stężenie As wzrastało do 1,56 mg/L [Cornwell i współ. 2003]. Ponieważ zgodnie z CWA (Clean Water Act) As został uznany za zanieczyszczenie toksyczne [USEPA 1989] jego stężenie w odpadach i popłuczynach zrzucanych do odbiorników jest ściśle limitowane. Dlatego też muszą one zostać poddane testowi wymywalności zgodnie z procedurą TCLP, którego rezultaty decydują o sposobie zagospodarowania tych odpadów. Bardzo wiele stanów za maksymalne dopuszczalne stężenie As w odpadach i popłuczynach bezpośrednio zrzucanych do odbiorników przyjęło wartość 0,05 mg/L lub niższą. Zrzut do sieci kanalizacyjnej jest dopuszczalny przy stężeniu As mieszczącym się w przedziale 0,05-1,0 mg/L. Odpady zagospodarowywane rolniczo nie mogą zawierać wody i muszą być nietoksyczne na podstawie testu TCLP tj stężenie As musi

być < 5,0 mg/L [Cornwell i współ. 2003]. Poszczególne procesy jednostkowe w różny sposób wpływają na koncentrację As w odpadach [Cornwell 2006]. Regenerat z procesu wymiany jonowej zawierał od 10 do 25 mg/L As, a współczynnik koncentracji wynosił od 270 do 236. Popłuczyny z płukania filtrów stanowią istotny problem z racji dużej objętości produkowanej z dużą prędkością przepływu w stosunkowo krótkim okresie czasu. Już w 2001 r. USEPA przedstawiła zasady recyklingu popłuczyn z płukania filtrów (The Filter Backwash Recycling Rule – FBRR), którymi objęte są popłuczyny, odcieki z procesów jednostkowych (koagulacja, flokulacja, sedymentacja i filtracja) oraz odcieki z odwadniania osadów [USEPA 2004]. Według Cornwella i Lee (1993) w popłuczynach, poza zawiesinami mogą występować w znaczących ilościach THM-y a także OWO. Obecność zanieczyszczeń chemicznych w popłuczynach może w istotny sposób zakłócać procesy uzdatniania, a zwłaszcza prowadzić do przekroczenia dopuszczalnych wartości stężeń dla OWO i produktów pośrednich dezynfekcji. Stężenia OWO w popłuczynach było Tab. 3.

Cynk

Nikiel

Chrom+6 Chrom+3 Ołów Żelazo Miedź Kadm

3 razy większe niż w wodzie surowej, a stężenia THM-ów i kwasów halooctowych (HAA6) były odpowiednio 92 i 24 razy większe. Stężenia Al i Fe były 7 i 20 razy większe, natomiast Mn prawie 13 razy większe [Cornwell at al. 2001]. Analiza zawartości patogenów wykazała obecność Giardia w 21 procentach a Cryptosporidium w 23 procentach próbek wody surowej, natomiast we wszystkich próbkach popłuczyn ilość Giardia i Cryptosporidium była 16 i 21 razy większa niż w odpowiednich próbkach wody surowej [Cornwell i współ. 2001]. Obecność Cryptosporidium w popłuczynach sugeruje, że oocyty przeżywają proces uzdatniania wody. Całkowite stężenie oocyt w popłuczynach średnio było 7 razy większe niż w wodzie surowej. Dotychczas, najczęstszą metodą usuwania odpadów i popłuczyn z uzdatniania był ich bezpośredni zrzut do odbiorników po uprzednim usunięciu zawiesin i pod warunkiem spełnienia przez nie kryteriów obowiązujących w danym stanie. W przypadku odprowadzania osadów i popłuczyn do sieci kanalizacyjnej niezwykle istotne jest określenie ich wpływu na proces biolo-

Progowe stężenia metali ciężkich inhibujące proces osadu czynnego [opracowane przez Cornwell 2006] Metal

Srebro Vanad

11

Stężenia [mg/l] < 0,3 10 2,0 5 – 10 1,0 1,0 – 2,5 1,0 2,0 10,0 1,0 10,0 1,0 10,0 10,0 15,0 1,0 – 10,0 1,0 2,0 1,0 5,0

Proces rozkład związków węgla rozkład związków węgla rozkład związków węgla rozkład związków węgla nitryfikacja rozkład związków węgla nitryfikacja nitryfikacja rozkład związków węgla nitryfikacja nitryfikacja nitryfikacja rozkład związków węgla rozkład związków węgla rozkład związków węgla rozkład związków węgla nitryfikacja nitryfikacja rozkład związków węgla nitryfikacja


12

nauka i technika

gicznego rozkładu zanieczyszczeń. W popłuczynach mogą występować metale ciężkie, które przy przekroczeniu stężeń progowych inhibują proces nitryfikacji i rozkładu związków węgla co przedstawia Tabela 3. Według Elliotta i współautorów (1990) osady pokoagulacyjne przed rolniczym wykorzystaniem powinny zostać przeanalizowane w aspekcie ich własności fizycznych i chemicznych. Do najistotniejszych parametrów autorzy zaliczyli: zawartość ciał stałych, zawartość wilgoci, rozmiar ziaren, ciężar właściwy; zawartość P, K, NK, azotu amonowego, azotu azotanowego i azotynowego, Ca, całkowitą ilość metali, zawartość metali w odcieku – metodą TCLP, radionuklidy α i β oraz Ra-226, a także OWO, pH, total coliform i toksyczność. Szczególną uwagę należy też zwrócić na odczyn gleby (≥6,5) i jej zdolności jonowymienne. Większość osadów pokoagulacyjnych nie zawiera nadmiernych ilości metali ciężkich, jednakże wiele stanów limituje roczne obciążenie gleby ładunkiem Cu, Pb, Hg, Cr, Ni i Zn. W przypadku Cd obowiązuje zasada, zgodnie z którą roczne obciążenie gleby nie może przekraczać 0,5 kg Cd/ha. Jeśli w osadzie występują polichlorowane dwufenyle PCB w stężeniach > 50 mg/kg osad może być składowany jedynie na wysypisku odpadów niebezpiecznych. Dekarbonizacja metodą chemicznego strącania skutecznie usuwa metale ciężkie i promieniotwórczy rad. Metoda ta jest zalecana przez USEPA jako efektywna technologia dla usuwania As, Ba, Cd, Cr+3, Hg i Se IV. Powstające osady podekarbonizacyjne podlegają takim samym ograniczeniom jak osady pokoagulacyjne tzn. niezbędna jest ocena ich toksyczności. Jest to szczególnie ważne gdy technologię tę stosuje się w celu usunięcia metali ciężkich. Adsorpcja na granulowanym węglu aktywnym jest zalecana do usuwania z wody zanieczyszczeń organicznych, a także radonu. Zużyty węgiel aktywny może być zwracany do producenta w celu regeneracji lub składowany na wysypiskach.

artykuł recenzowany

USEPA zaleca ostrożność w przypadku zużytego GWA jeśli występuje w nim Pb-210 – produkt rozpadu radonu. Jeśli radioaktywność GWA > 2000 pCi/g, wówczas zużyty węgiel powinien być składowany na wysypisku odpadów o niskiej promieniotwórczości. Produkty rozpadu promieniotwórczego mogą też występować w popłuczynach z procesu filtracji na GWA. Cornwell, Kinner i Mc Tigue (1999) stwierdzili w popłuczynach radioaktywność 200 pCi U-238/g suchej masy popłuczyn co może stwarzać problem z gospodarką tymi odpadami. Rad jest stosunkowo słabo adsorbowany na GWA, jednakże wytrącone na węglu żelazo bardzo dobrze akumuluje rad, tak więc występuje on w odpadach z procesu adsorpcji na GWA. Cornwell i inn. (2006) stwierdzali 50 – 60 pCi/L Ra w pozostałościach s.m. popłuczyn. Także sam węgiel aktywny może być źródłem radioaktywności zgodnie z badaniami Cornwell, Kinner i Tigue (1999), którzy stwierdzali przeciętnie od 100 do 150 pCi/g przy powierzchni złoża i powyżej 50 pCi/g przy dnie złoża. Ponieważ GWA jest najczęściej stosowany do usuwania specyficznych zanieczyszczeń organicznych (zapachu i smaku) musi być poddany testowi TCLP i jeśli stężenie substancji niebezpiecznych przekracza dopuszczalne wartości odpadowy węgiel jest traktowany wówczas jako odpad niebezpieczny. Metale ciężkie występujące w wodzie uzdatnianej a także w węglu surowym zazwyczaj nie występują w takich stężeniach, które kwalifikowałyby węgiel odpadowy do odpadów niebezpiecznych. W USA każdy węgiel poddany regeneracji nigdy nie jest stosowany ponownie w uzdatnianiu wody ani w żadnych procesach związanych z produkcją żywności [Cornwell 2006]. Tylko świeżo wyprodukowany węgiel można stosować w uzdatnianiu wody. Pylisty węgiel aktywny jest stosowany do usuwania pestycydów i syntetycznych zanieczyszczeń organicznych, może też zawierać takie metale ciężkie jak: arsen, chrom i ołów, tak

więc zawsze powinien być unieszkodliwiany z osadami o podobnym składzie. W związku z tym, po zużyciu, także powinien być sprawdzany przy pomocy testu wymywalności – TCLP. Proces wymiany jonowej jest stosowany w zmiękczaniu i demineralizacji wody. W procesie tym usuwa się z wody związki powodujące twardość i zasolenie, w tym także rad, arsen, bar, selen, chrom, nadchloran i azotany. Odpadowa solanka charakteryzuje się wysokim stężeniem rozpuszczonych soli (do 130 tys. mg/L) zależnym od twardości zmiękczanej wody, stopnia demineralizacji i technologii regeneracji, oraz zdolności jonowymiennej złoża. Może ona także zawierać znaczne ilości azotanów (do 600 mg/L) [Snoeyink 1984]. Odpady są produkowane w trakcie płukania i regeneracji. Zazwyczaj na każdy kilogram usuniętej twardości powstaje 11–57 L solanki zawierającej sole i kationy usunięte z żywicy. Do regeneracji tej substancji stosuje się NaOH, a także aktywowany glin (mieszaninę gamma i amorficznego tlenku glinu) do usuwania F, As i Se. W popłuczynach występują F-, Al, As, Na, Mg, Ca, Cr, krzemionka i SO42– [Snoeyink 1984]. Coraz większą rolę w uzdatnianiu wody odgrywają procesy membranowe, a powstające odpady stanowią coraz większy problem i wyzwanie. Oddzielanie zanieczyszczeń od wody odbywa się metodą niskociśnieniową (głównie do usuwania zawiesin i patogenów) oraz przy pomocy membran demineralizacyjnych. Membrany niskociśnieniowe łatwo obniżają swą efektywność na skutek osadzania się na powierzchni i wewnątrz porów cząstek nieorganicznych (gliny, koloidów, wytrąconych metali ciężkich), organicznych (naturalna materia organiczna, polimery wspomagające koagulację) i biologicznych (błona biologiczna). Koniecznością więc staje się płukanie lub płukanie wspomagane chemiczne. Płukanie wspomagane chemicznie obejmuje dodatek chemikaliów celem utlenienia lub rozpuszczenia osadzonych ciał stałych oraz dla ograniczenia rozwoju błony biologicznej. Cząstki nie podda-


substancje szkodliwe w osadach i popłuczynach z uzdatniania wody

jące się płukaniu są usuwane w procesie chemicznego „czyszczenia”, co miesiąc lub w razie konieczności częściej. Do preparatów najczęściej stosowanych w czyszczeniu membran niskociśnieniowych zalicza się kwas cytrynowy, sodę kaustyczną, chlor i detergenty. Tak więc, produkowane w sposób okresowy, popłuczyny z procesów membranowych w zależności od jakości wody uzdatnianej i sposobu czyszczenia membran, mogą zawierać różnego rodzaju i w różnych stężeniach substancje niepożądane. Na skład popłuczyn ma także wpływ wybór technologii, t.j. rodzaj procesów poprzedzających np. koagulacja. Na typowy skład popłuczyn z niskociśnieniowego procesu membranowego składają się glony, cząstki stałe, pozostałości chemikaliów z płukania wspomaganego, zawiesiny w koncentracji zwiększonej od 7 – 50 razy, pozostałości Cl2 aż do 1000 mg/l, odczyn pH < 6 > 9, oraz zawartość OWO dwukrotnie większa a przypadku zastosowania koagulacji nawet 5-krotnie większa [AWWA 2003] . Pozostałości i popłuczyny z procesów membranowych są odprowadzane do sieci kanalizacyjnej, stawów i lagun sedymentacyjnych lub napowietrzanych, a następnie mieszane i neutralizowane chemicznie. Pozostałości stałe muszą zostać poddane testowi TCLP i w razie negatywnych rezultatów podlegają dalszym procedurom obowiązującym w przypadku odpadów niebezpiecznych, jednakże są to sporadyczne przypadki. Popłuczyny z odwróconej osmozy charakteryzują się wysokim zagęszczeniem wody uzdatnianej wynoszącym około 30%, co w rezultacie prowadzi do 3,3 krotnego wzrostu koncentracji metali w porównaniu z wodą uzdatnioną. Substancje odpadowe tzw koncentraty zawierają duże ilości metali ciężkich oraz radionuklidów, a także rozpuszczone i drobne cząstki w stężeniach będących funkcją ich stężeń w wodzie uzdatnianej, typu membran oraz efektywności procesu. Stężenia cząstek stałych nie przekraczają na ogół < 10 mg/L. Są to nieorganiczne: glina i osady w postaci koloidalnej lub zawiesiny, metale

(tlenki glinu, żelaza, manganu), osady słabo rozpuszczalnych soli (siarczanu baru, węglanu wapnia, siarczanu wapnia), krzemionka; organiczne: kwasy humusowe i fulwowe ; biologiczne: mikroorganizmy aktywnie kolonizujące powierzchnię membrany, egzopolimery, biofilm [Cornwell2006]. Inhibitory kamienia zapobiegające wytrącaniu osadów występują w solance w stężeniach < 30 mg/L.

4. Podsumowanie Właściwości fizyczne i chemiczne odpadów decydują o ostatecznych metodach ich zagospodarowywania. Rosnące wymagania stawiane jakości wody do picia, wymuszają stosowanie skomplikowanych procesów co skutkuje coraz większą ilością odpadów i popłuczyn o różnym stopniu szkodliwości. Istotny wpływ na zawarte w odpadach substancje niebezpieczne wywiera jakość wody uzdatnianej, stosowane reagenty i proces technologiczny Mimo, że osady powstające w trakcie uzdatniania wody uważa się zasadniczo za bezpieczne – w przypadku ich rolniczego zagospodarowywania muszą one zostać poddane ocenie pod względem możliwego działania toksycznego.

Literatura [1] Amy G., Edwards M., Brandhuber P., Mc Neill L., Benjamin M., Vagliasindi F., Carlson K., Chwirka J. 2000, Residuals Generation, Handling and Disposal. In Arsenic Treatment Options and Residuals Handling Issues. Denver col., AwwaRF and AWWA [2] AWWA 2003. Residuals Management for Low-Pressure Membranes. Committee Report. Jour. AWWA, 95 (6): 68 [3] Cornwell D. A., Koopers H. 1990. Slib, schlamm, sludge. Denver Col., AWWA [4] Cornwell D. A., Vandermeyden C., Dillow G., Wang M. 1992. Landfilling of water treatment plant coagulant sludges. Denver Colo.,: AwwaRF and AWWA [5] Cornwell D. A., Lee R. 1993. Recycle Stream Effects on Water Treatment. Denver Col., AwwaRF and AWWA [6] Cornwell D. A., Kinner N., Mc Tigue N. E. 1999. Assessment of GAC Adsorption for Radon Removed. Denver, Col. AwwaRF and AWWA [7] Cornwell D. A., Mac Phee M. J. 2001. Effects of Spent Filter Backwash Recycle on Cryptosporidium Removal. Jour. AWWA, 93 (4): 153

13

[8] Cornwell D. A., Mac Phee M. J., McTigue N., Arora H., DiGiovanni G., LeChevallier M., Taylor J. 2001. Treatment Options for Giardia, Cryptosporidium and other Contaminants in Recycled Backwash Water. Denver, Colo.: AwwaRF and AWWA [9] Cornwell D. A., Mutter R., Novak J., Edwards M. 2003. Disposal of Waste resulting from Arsenic Removal Processes. Denver Col., AwwaRF and AWWA [10] Cornwell D.A. 2006. Water Treatment Residuals Engineering. Publ. Awwa Research Foundation and AWWA, Denver Col. [11] Dixon K.L., Lee R. G., & Moser R.H., Water Treatment Plant Residuals: A Management Strategy for the Pennsylvania Region, American Water Works Service Company, Voorhees, N.J., 1988 [12] D y r e k t y w a R a d y U E 9 8 / 8 3 / E C z 3.11.1998; [13] Elliot H. A., Dempsey B. A., Hamilton D. W., De Wolfe J. R.: ‘’Land application of water treatment sludges: impacts and management, AWWA RF, Denver Colo., 1990 [14] EWC 2002, European Waste Catalogue. Commission Decision 200/532/EC [15] EEC Directive 91/689/EEC of 12 December 1991on Hazardous Waste, Official Journal of the European Community, L 377, 31 December, Brussels, Belgium, [16] MacPhee M., Charles G. E., Cornwell D. 2001. Treatment of Arsenic Residuals from Drinking Water Removal Processes. EPA/600/R-01/033. Cincinnati, Ohio, USEPA [17] MacPhee M., Cornwell D., Brown R. 2002. Trace contaminants in water treatment chemicals. Denver Col., AwwaRF and AWWA [18] MATiOŚ 1980. Tymczasowe wytyczne w sprawie klasyfikowania odpadów, Ministerstwo Administracji Terenowej I Ochrony Środowiska, Dep. Ochrony Środowiska, Warszawa [19] Suchy M. W: PIOŚ – Gospodarka osadami ściekowymi – Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Rzeszowie, Bibl. Monitoringu Środowiska, Rzeszów, 1998 [20] Schmidt C., Hall J. 1975. Analytical characterization of water treatment plant sludges. Jour. AWWA, 67 (1): 40 [21] Snoeyink V. L., Jongward C.K., Myers A.G., Richter S.K. 1984. Characteristics and Handling of Wastes from Grounwater Treatment Systems. AWWA Annual Conference, Dallas Texas June 10 [22] USEPA (U.S. Environmental Protection Agency); 1983; 40 CFR Part 261, 268. Identification and Listing of Hazardous Waste. April 1, 48 Fed. Reg. 14293, 14296. Washington, D.C.: USEPA [23] www.epa.gov/safewater/contaminants [24] www.nhmrc.gov.au/publications [25] www.hc-sc.gc.ca 2000 Review of contaminant occurrences in drinking water treatment chemicals. A summary report of NSF international results (1991 to 1999) ANSI/NSF Standard 60.

dr Małgorzata Leszczyńska Politechnika Poznańska Instytut Inżynierii Środowiska


14

nauka i technika

artykuł recenzowany

Problematyka bakteriologicznego skażenia wód Problems of bacteriological water contamination Michał Michałkiewicz Beata Mądrecka

Streszczenie Stan mikrobiologiczny wody odgrywa niezwykle istotną rolę w życiu człowieka. Pojawienie się lub stała obecność drobnoustrojów chorobotwórczych w wodach przeznaczonych do picia stwarza niebezpieczeństwo wystąpienia i roznoszenia licznych chorób zakaźnych i ma ważne znaczenie w procesach uzdatniania i dezynfekcji wody. Podczas dezynfekcji wody do picia istnieje bowiem możliwość wyeliminowania drobnoustrojów, zwłaszcza chorobotwórczych, które mogą wywoływać groźne epidemie. Skażenie wody może nastąpić u jej źródła, w miejscu czerpania lub produkcji wody, a także bezpośrednio w sieci wodociągowej. Epidemiom zapobiega się zwykle poprzez kontrolę jakości wody na różnych etapach jej produkcji, a także przez stały nadzór mikrobiologiczny nad wyprodukowaną wodą pitną, która dociera bezpośrednio do odbiorców. Obowiązujące w Polsce Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 29 marca 2007 roku (Dz. U. Nr 61, poz. 417) w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi określa, że kontrola mikrobiologiczna dotyczy wody [1]: pobieranej z urządzeń i instalacji wodociągowych; pobieranej z indywidualnych ujęć wody zaopatrujących ponad 50 osób lub dostarczających więcej niż średnio 10 m3 wody na dobę; pobieranej z indywidualnych ujęć wody, bez względu na ilość dostarczanej wody, jeżeli woda ta służy do działalności handlowej lub publicznej; pobieranej z cystern lub zbiorników; pobieranej ze zbiorników magazynujących wodę w środkach transportu lądowego, powietrznego lub wodnego; wprowadzanej do jednostkowych opakowań.

Abstract The production of healthy drinking water and the control of water quality in the water supply system are great importance for human life. Despite of using variety methods of water purification and disinfection, there is a risk of water contamination caused by bacteria, viruses and parasites. It can take place during breakdown of a water purification plant, in the water supply system, as a result of flood or bioterrorist attack. In such cases, the special procedures are undertaken. The causes of contamination should be quickly found and it’s necessary to stop the propagation of harmful biological factors in the water supply system. It’s also very important to inform people about water contamination immediately and to take proper steps to limit possibility of occurrence of water poisonings among consumers or even to prevent a local epidemic.

1. Woda do picia Zgodnie z aktualnym Rozporządzeniem Ministra Zdrowia w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. U. Nr 61, poz. 417), woda jest bezpieczna dla zdrowia ludzkiego, jeżeli jest wolna od mikroorganizmów chorobotwórczych i pasożytów w liczbie stanowiącej potencjalne zagrożenie dla zdrowia ludzkiego i spełnia m.in. wymagania mikrobiologiczne określone w odpowiednich załącznikach do rozporządzenia. Podstawowe wymagania mikrobiologiczne, jakim powinna odpowiadać woda mówią, że w 100 ml próbki wody nie może być bakterii Escherichia coli i enterokoków. Natomiast dodatkowe wymagania wskazują, że w 100 ml nie mogą być

wykrywane bakterie grupy coli oraz Clostridium perfringens (łącznie ze sporami), ale dopuszcza się w objętości 1 ml wody 50 kolonii (JTK – jednostki tworzące kolonie) bakterii mezofilnych – hodowanych w 36±2oC przez 48 h i 100 JTK bakterii psychrofilnych – hodowanych w 22±2oC przez 72 h. W przepisach jest jednocześnie klauzula, że dopuszcza się pojedyncze bakterie grupy coli wykrywane sporadycznie, ale nie w kolejnych próbkach (do 5% próbek w ciągu roku) i że bakterie Clostridium perfringens należy badać w wodzie pochodzącej z ujęć powierzchniowych i mieszanych, a w przypadku przekroczenia dopuszczalnych wartości, należy zbadać, czy nie ma zagrożenia dla zdrowia ludzkiego wynikającego z obecności innych mikroorganizmów chorobotwórczych np.: Cryptosporidium. Nieco inne wymagania mikrobiologiczne dotyczą wody wprowadzanej do jednostkowych opakowań (Escherichia coli, enterokoki i Pseudomonas aeruginosa – 0 JTK w 250 ml próbki wody oraz 20 JTK bakterii mezofilnych i 100 JTK bakterii psychrofilnych w 1 ml próbki wody) i wody w cysternach, zbiornikach magazynujących wodę w środkach transportu lądowego, powietrznego


problematyka bakteriologicznego skażenia wód

lub wodnego (Escherichia coli, enterokoki i Pseudomonas aeruginosa – 0 JTK w 100 ml próbki wody oraz 100 JTK bakterii mezofilnych w 1 ml próbki wody) [1]. Bakterie występujące w wodzie, w zależności od ich pochodzenia, można podzielić głównie na trzy podstawowe grupy: a) właściwe (typowe) bakterie wodne, b) bakterie glebowe, c) bakterie pochodzenia ściekowego. Do wody dostają się także chorobotwórcze bakterie, wirusy, cysty/ oocysty pasożytniczych protistów (pierwotniaków) jelitowych i jaja zwierząt pasożytniczych. Okres przeżywania tych patogenów w wodzie zależy m.in. od temperatury, odczynu pH i innych parametrów fizyczno-chemicznych wody. Typowe bakterie wodne i glebowe są na ogół nieszkodliwe dla zdrowia ludzkiego, natomiast chorobotwórcze bakterie ściekowe mają decydujące znaczenie sanitarno – higieniczne i epidemiologiczne. W przypadku mikrobiologicznego skażenia wody może dojść do wybuchu epidemii, której skutki są często tragiczne i trudne do opanowania. Skażona woda wywołuje najczęściej liczne choroby bakteryjne (m.in. dur brzuszny, dur rzekomy, salmonellozy, czerwonkę bakteryjną, cholerę), wirusowe (np.: żółtaczka zakaźna, Polio – choroba Heinego-Mediny, wirusowe biegunki), a także infekcje powodowane przez pasożytnicze protisty (pierwotniaki), czy zwierzęta pasożytnicze. Zakażenie człowieka następuje wówczas najczęściej przez wypicie skażonej wody lub spożycie produktów, które wcześniej miały z nią kontakt. Oprócz tego niektóre choroby przenoszone są przez wektory, które z wodą są związane. Dotyczy to m.in. niektórych krwiopijnych owadów lub gryzoni [2, 3].

2. Bakterie wskaźnikowe i chorobotwórcze W wodzie, kale i ściekach bytowo-gospodarczych występują liczne drobnoustroje. Zdecydowana więk-

szość z nich to normalna mikroflora bakteryjna, która żyje w jelitach ludzi i zwierząt, a część to bakterie chorobotwórcze (patogenne), których źródłem są chorzy ludzie lub zwierzęta. W przypadku skażenia wody ściekami, w wodzie takiej występują drobnoustroje chorobotwórcze, które są potencjalnym źródłem zakażenia ludzi. Bakteriologiczna analiza sanitarna wody ma na celu głównie wykrycie bakterii, które wskazują na skażenie wody fekaliami. Nie bada się wszystkich potencjalnych drobnoustrojów chorobotwórczych, tylko wykrywa się tzw. bakterie wskaźnikowe. Wykrycie w badanej próbce wody bakterii grupy coli lub Escherichia coli wskazuje na stosunkowo świeże zanieczyszczenie wody kałem, ściekami, skażoną glebą lub gnijącym materiałem roślinnym. Bakterie grupy coli to Gram-ujemne pałeczki jelitowe nie wytwarzające przetrwalników, rozwijające się w warunkach względnie beztlenowych, mające zdolność fer-

15

mentowania laktozy z wytworzeniem kwasu i gazu w temperaturze 36±2oC. Należą do nich bakterie m.in. z rodzaju Escherichia, Citrobacter, Enterobacter, Klebsiella, Proteus, Serratia. Paciorkowce kałowe (enterokoki) potwierdzają występowanie w wodzie świeżych zanieczyszczeń wywołanych kałem zwierzęcym, ludzkim lub ściekami pochodzącymi z ferm hodowlanych. Beztlenowe bakterie przetrwalnikujące Clostridium perfringens świadczą natomiast o dość odległym w czasie kałowym skażeniu wody. Bakterie te są dobrym wskaźnikiem odpowiednich zabiegów prowadzonych w procesach uzdatniania wody: koagulacji, sedymentacji i filtracji, zwłaszcza wówczas, gdy woda pochodzi z ujęć powierzchniowych. Drobnoustroje te powinny być wyeliminowane już na wstępnym etapie produkcji wody, gdyż są dość odporne na dezynfekcję, która odbywa się głównie na etapie wprowadzania wody do sieci [2, 4].

Tab. 1. Chorobotwórcze bakterie występujące w wodach i wywoływane przez nie choroby Gatunek (rodzaj) Salmonella typhi Salmonella enteritidis i Salmonella typhimurium

Wywoływane choroby dur brzuszny zapalenie jelita cienkiego i grubego (tzw. salmonellozy)

Chorobotwórcze szczepy Escherichia coli

związane m.in. z zakażeniem dróg moczowych, z zaburzeniami żołądkowo-jelitowymi, zapaleniem opon mózgowo-rdzeniowych

Shigella dysenteriae i inne gatunki Shigella

czerwonka bakteryjna (zakażenia jelitowe)

Vibrio cholerae Vibrio parahaemolyticus Morganella morgani Campylobacter jejuni i Campylobacter fetus Yersinia enterocolitica i Yersinia pseudotuberculosis Staphylococcus aureus Brucella abortus Bacillus cereus Clostridium spp. Proteus spp. Legionella pneumophila Klebsiella spp. Klebsiella pneumonia Enterobacter spp. Citrobacter spp. Pseudomonas aeruginosa Mycobacterium tuberculosis (prątek gruźlicy) Leptospira interrogans

cholera (zaburzenie funkcjonowania nabłonka jelita cienkiego) zatrucia pokarmowe, biegunki stany zapalne w przewodach żółciowych ostre zapalenie żołądka i jelit nieżyty żołądkowo-jelitowe zatrucia pokarmowe, zakażenia skórne zatrucia pokarmowe i uszkodzenia skóry zatrucia pokarmowe zatrucia pokarmowe infekcja układu moczowego oraz sepsa gorączka Pontiac, legionelloza i wodniste biegunki biegunki zapalenie opon mózgowych i zapalenie płuc zakażenia układu moczowego biegunki, szczególnie u dzieci zakażenia oportunistyczne zakażenie następuje głównie drogą kropelkową, ale w wodzie mogą przeżyć przez bardzo długi okres czasu uszkodzenie wątroby, naczyń, nerek


16

nauka i technika

Bakterie grupy coli, Escherichia coli, Clostridium perfringens i paciorkowce kałowe stanowią zatem grupę mikroorganizmów wskaźnikowych w badaniu wody. Drobnoustroje te występują w kale w dużych ilościach. W 1 gramie kału wykrywamy około 10 7-10 9 komórek Escherichia coli, 105-106 paciorkowców kałowych oraz 106-107 laseczek Clostridium perfrinens. Obecność bakterii wskaźnikowych w wodzie świadczy więc o jej fekalnym skażeniu. Konsekwencją tego może być fakt, że oprócz tych bakterii do wody przedostały się także inne, ale chorobotwórcze gatunki (rodzaje) mikroorganizmów, które zestawiono w tabeli 1 [2, 3, 5, 6, 7]: Bakterie grupy coli i Escherichia coli należą do rodziny Enterobacteriaceae i są to drobnoustroje pochodzenia kałowego, które normalnie mogą występować w przewodzie pokarmowym człowieka i zwierząt stałocieplnych nie wywołując objawów chorobowych. Należy jednak pamiętać, że wśród bakterii Escherichia coli są także szczepy enteropatogenne, enterotoksyczne i enteroinwazyjne. Szczególnie niebezpieczny dla człowieka jest szczep E. coli O157:H7, który może doprowadzić do zespołu hemolityczno-mocznicowego. Groźne są także szczepy produkujące toksyny, m.in. egzotoksynę, enterotoksynę i neurotoksynę. Na fotografii 1 przedstawiono kolonie bakterii grupy coli wyhodowane na agarze Endo. Clostridium perfringens – laseczka zgorzeli gazowej to szczególnie niebezpieczna bakteria mogąca wywołać masowe zatrucia pokarmowe, zwłaszcza wówczas, gdy przedostanie się do sieci wodociągowej lub do studni. Występuje ona powszechnie w ściekach, wodzie i glebie, może wywoływać zakażenie skóry, tkanki podskórnej i zgorzel gazową w głębokich, skażonych ranach. Dla człowieka najbardziej groźne są bakterie Clostridium perfringens typu A i F, które wytwarzają liczne toksyny powodujące szybkie objawy chorobowe, zatrucie i śmierć. Czynnikiem wywołującym toksyczność u Clostridium perfringens typu A jest silnie trująca enterotoksyna, która hamuje transport glukozy, powoduje utratę

artykuł recenzowany

białek i uszkodzenie nabłonka jelitowego. Toksyna ta uwalnia się ze spor podczas ich przekształcania w dojrzałe komórki bakteryjne, co ma miejsce zwykle w przewodzie pokarmowym (w jelicie cienkim i grubym) po spożyciu skażonej sporami żywności lub wypiciu skażonej wody. Wydziela się wówczas toksyna alfa (hydrolizująca lecytynaza), która ma silne właściwości nekrotyzujące (martwicze) i hemolityczne, powodując rozkład cennego białka transportowego lecytyny i białek krwi. Uszkadza także fosfolipidy błon, osłonek nerwowych i leukocytów. Toksyna kappa (kolagenaza) powoduje natomiast niszczenie tkanek w czasie trwania zgorzeli gazowej, a toksyna typu C wywołuje martwicze zapalenie jelita cienkiego w połączeniu z licznymi owrzodzeniami. Bakterie Clostridium perfringens są także potencjalną przyczyną bakteriemii, która objawia się obecnością laseczek zgorzeli gazowej w krwi obwodowej. Przekształcić się może ona w posocznicę, której towarzyszy niewydolność narządów i układów [5, 8]. Na fotografii 2 przedstawiono kolonie bakterii z rodzaju Clostridium na pożywce TSC-Agar. Enterokoki, czyli paciorkowce kałowe to kuliste lub owalne bakterie, które mogą występować jako dwoinki lub krótkie łańcuszki, a rzadziej jako formy pojedyncze. Są Gram-dodatnie, nie wytwarzają form przetrwalnych, wykazują ujemny test na katalazę i na ogół nie są chorobotwórcze. Obecnie bada się całą grupę paciorkowców kałowych (enterokoków), a ich wykrycie w wodzie pitnej świadczy o kontakcie badanej wody z zanieczyszczeniami typu kałowego. Taksonomicznie należą one do rodziny Enterococcaceae i rodzajów Enterococcus oraz Streptococcus. Większość paciorkowców charakteryzuje się znacznie dłuższą niż bakterie grupy coli przeżywalnością w wodzie. Paciorkowce kałowe powszechnie występują w kale ludzi i zwierząt stałocieplnych. Stwierdzono również, że niektóre enterokoki cechują się większą opornością na działanie chloru niż bakterie grupy coli. Oznaczenie tych bakterii pozwala określić świeży stopień skażenia kałowego wody i ścieków, dlatego mają one ważne znaczenie

w bakteriologii sanitarnej, podobnie jak oznaczenie bakterii grupy coli. Najbardziej znanymi przedstawicielami patogennych enterokoków są: Enterococcus faecalis i E. faecium [8, 9]. Na fotografii 3 przedstawiono kolonie paciorkowców kałowych wyhodowanych na pożywce Slanetz-Bartley Agar.

3. Skażenia wody Liczne doniesienia prasowe, radiowe i telewizyjne informują nas, że co pewien czas pojawiają się w Polsce mikrobiologiczne skażenia wody pitnej, powierzchniowej, podziemnej, a także kąpielisk i basenów kąpielowych. W przypadku zanieczyszczenia wód pitnych mieszkańcy pozbawiani są na pewien czas wody wodociągowej, która zwykle nie spełnia podstawowych wymogów bakteriologicznych. Głównymi przyczynami bakteriologicznego skażenia wód są: — nielegalne i niekontrolowane zrzuty ścieków do wód powierzchniowych, — spływy powierzchniowe (głównie rolnicze) z terenu zlewni, — wylewanie gnojowicy i odchodów na pola uprawne, — przesiąkanie odchodów przez nieszczelne szamba (doły chłonne) do wód podziemnych, — fekalia przedostające się do studni i ujęć wodnych, — zbyt słabo rozwinięta sieć kanalizacyjna, — stara sieć wodociągowa wykonana z różnych materiałów, — awarie sieci wodociągowej, — nieszczelność sieci wodociągowej i przesiąkanie ścieków do wody pitnej, — prace remontowo-budowlane sieci wodociągowych i SUW, — brak dezynfekcji wymienianych rur i remontowanych odcinków sieci wodociągowej, — nieprawidłowości na SUW (zbyt niskie dawki dezynfekanta, brak regularnych badań wody, rutynowe działania przy produkcji wody, brak przewidywalności skażenia wody), — zbyt małe strefy ochronne ujęć wody,


problematyka bakteriologicznego skażenia wód

Fot. 1. Kolonie bakterii grupy coli na agarze Endo

boratoryjnych (czas od poboru próbki wody do uzyskania wyniku z hodowli) trwa zwykle kilka dni. Najczęściej zdarza się taka sytuacja, że zakłady wodociągowe nie wiedzą od razu, że w sieci jest woda niezdatna do picia, a odbiorcy wody piją ją, przez co stwarzane jest niebezpieczeństwo zdrowotne ludzi. Dopiero wyniki badań z laboratorium (zwykle próbek pobranych 24-48 h wcześniej) informują zakład wodociągowy, że woda jest skażona pod względem mikrobiologicznym i, że może być ona niebezpieczna dla zdrowia i życia ludzi. Analizy fizyko-chemiczne, wykonywane także w ramach monitoringu, dają wyniki znacznie wcześniej, ale nie są one najczęściej w stanie wskazać, że nastąpiło mikrobiologiczne skażenie wody. Wyjątkiem są np. duże przecieki ścieków do wód, które powodują także zmianę licznych parametrów wody lub takie awarie i sytuacje, które daje się bezpośrednio zauważyć. Każdy stwierdzony przypadek skażenia wody (mikrobiologicznego, jak i chemicznego), to wielkie wy-

— klęski żywiołowe (powodzie, lokalne podtopienia), — skażenia wód jako następstwo ataku terrorystycznego. 3.1.

Procedury postępowania w przypadku skażenia wody

Konsekwencją mikrobiologicznego skażenia wody jest to, że w przypadku wypicia takiej wody, mieszkańcy miast i wsi są narażeni na występowanie choroby, a w skrajnych przypadkach na utratę życia. Nigdy bowiem nie wiemy, czy na skutek skażenia wody nie ma w niej drobnoustrojów chorobotwórczych, które mogą zagrażać zdrowiu i życiu ludzi. Najbardziej narażone są małe dzieci, osoby starsze, chore i o osłabionej odporności. Każde skażenie wody może w konsekwencji spowodować wystąpienie lokalnej epidemii. Rutynowe i kontrolne badania mikrobiologiczne wody mają właśnie na celu wykrycie bakterii wskaźnikowych, które mówią nam o potencjalnej obecności drobnoustrojów patogennych, które wywołują choroby. Bakteriologiczna analiza sanitarna wody wykonywana w warunkach la-

17

Fot. 2. Kolonie Clostridium na podłożu TSC-Agar


18

nauka i technika

artykuł recenzowany

Fot. 3. Paciorkowce kałowe na pożywce Slanetz-Bartley Agar

zwanie dla zakładów wodociągowych. Po pierwsze, faktu takiego nie należy ukrywać, tylko natychmiast należy powiadomić o tym odpowiednie służby sanitarne, a także odbiorców wody. Informować należy, że woda nie nadaje się do picia, a nawet na potrzeby gospodarcze. Najlepszym rozwiązaniem jest wstrzymanie dostaw wody lub ograniczenie jej zużycia do momentu ustalenia przyczyny i charakteru skażenia. Dodatkowo trzeba zapewnić ludziom bezpieczną wodę do picia i na podstawowe potrzeby życiowe. Przy niewielkich awariach sieci, lokalnych przerwach w dostawie wody, planowanych wyłączeniach wody – zakłady wodociągowe nie mają raczej wielkich problemów z dostarczeniem wody do picia przy pomocy beczkowozów. Przy dużych awariach lub nagłych skażeniach, zaczynają pojawiać się problemy natury logistycznej, gdyż najczęściej brakuje beczkowozów, albo źródła czystej, bezpiecznej wody. Należy przy tym pamiętać, że taka woda dostarczana ludziom też musi spełniać odpowiednie wymogi określone w rozporządzeniu Ministra Zdrowia. Idealnym rozwiązaniem jest posiadanie zapasów czystej wody butelkowanej w niewiel-

kich, 5-litrowych pojemnikach, którą dostarcza się mieszkańcom. Po informacji o skażeniu wody należy jak najszybciej ustalić jej przyczyny i określić źródło skażenia. Procedura postępowania najczęściej uzależniona jest od tego, jakie jest źródło wody (powierzchniowej czy podziemnej) i jakie technologie prowadzi się przy produkcji wody pitnej. Ważny jest także rodzaj procesu dezynfekcji i dawki środka dezynfekcyjnego, które stosuje się przy wprowadzaniu wody do sieci. Zdarzają się bowiem takie sytuacje, które nie są faktycznym skażeniem wody, tylko przez niewłaściwe procesy dezynfekcji doprowadzają do zwiększonej ilości mikroorganizmów w sieci wodociągowej. Ale najczęściej przyczyną są jednak skażenia wody wywołane przez ścieki bytowo-gospodarcze. Znalezienie źródeł i przyczyn skażenia wody jest często trudne i czasochłonne. Taka sytuacja ma zwykle miejsce wówczas, gdy do skażenia dochodzi np. na skutek wylania gnojowicy w bliskim sąsiedztwie strefy ujęcia wody podziemnej lub nielegalne odprowadzenie ścieków do wód powierzchniowych, z których korzysta się przy produkcji wody pitnej. Znane są liczne przypadki takich ska-

żeń i długotrwałe procedury mające na celu wykrycie przyczyn skażenia. Liczne, znane w Polsce przypadki zanieczyszczenia wód pokazują, jak długo i trudno jest ustalić przyczynę i źródło nagłego skażenia wody pitnej. Za każdym razem największe problemy dotyczą jednak ludzi, którzy z tej wody korzystają na co dzień. Każde skażenie wody powoduje bowiem sytuację, że część ludzi konsumowała wodę niezdatną do picia i narażała swoje zdrowie i życie na uszczerbek. Przy informowaniu ludzi o skażeniu wody należy zatem dodatkowo informować, że osoby, które odczuwają jakiekolwiek dolegliwości zdrowotne (głównie ze strony przewodu pokarmowego) powinny natychmiast skontaktować się z odpowiednimi służbami sanitarnymi i medycznymi. Tylko takie działanie może przyczynić się do wydania szybkiej diagnozy i ustalenia poprawnego sposobu leczenia. W przypadku skażenia wody zakłady wodociągowe muszą podjąć dalsze kroki mające na celu wstrzymanie przenoszenia mikroorganizmów patogennych. Po wstępnym ustaleniu przyczyn i źródła skażenia, należy (jeżeli to możliwe) zahamować dalsze przenikanie mikroorganizmów do SUW lub sieci wodociągowej. Jeżeli źródłem skażenia są awarie powodujące występowanie nieszczelności sieci przesyłowej, należy natychmiast usunąć przyczynę, a następnie przeprowadzić dezynfekcję i płukanie sieci. Aby proces dezynfekcji był skuteczny należy zastosować zdecydowanie wyższe dawki dezynfekanta, niż te, które stosuje się przy rutynowej dezynfekcji wody. Do dezynfekcji stosuje się zazwyczaj różne postacie chloru, gdyż oprócz właściwości dezynfekcyjnych, chlor utlenia także związki mineralne i organiczne, które dostały się do sieci na skutek skażenia. Proces dezynfekcji, płukania i/lub czyszczenia sieci powinien trwać stosunkowo długo, aby środek dezynfekcyjny dotarł do najdalszych odcinków sieci. W celu płukania sieci wykorzystuje się hydranty, przez które wylewa się zanieczyszczoną wodę. Proces należy prowadzić tak długo, aż z hydrantu poleci woda zawierająca podwyższoną dawkę środka dezynfekującego, który


problematyka bakteriologicznego skażenia wód

dozowany jest na SUW lub bezpośrednio na sieci. Po przeprowadzeniu dezynfekcji należy pobrać próbki wody na badanie bakteriologiczne i fizykochemiczne. Analizy fizyko-chemiczne są teoretycznie możliwe do wykonania w tym samym dniu, co pobór wody, więc podstawowe wyniki można mieć stosunkowo szybko. Badanie mikrobiologiczne trwa jednak kilka dni (najczęściej 2-3), gdyż należy sprawdzić metodą hodowli, czy w wodzie są obecne różne grupy drobnoustrojów, które informują nas o jakości wody. Badanie obejmuje zwykle określenie obecności bakterii grupy coli, Escherichia coli, paciorkowców kałowych, Clostridium perfringens, a także ogólną liczbę bakterii hodowanych w 22±2oC przez 72 h i 36±2oC przez 48 h. Stąd nie ma się co dziwić, że po skażeniu wody i przeprowadzeniu procedur mających na celu polepszenie jakości wody, musi minąć kilka dni, aż odpowiednie służby sanitarne wydadzą decyzję o dopuszczeniu wody do picia i na potrzeby gospodarcze. Zwykle po skażeniach przeprowadza się częstszą i dłuższą kontrolę mikrobiologiczną aby mieć pewność, że woda jest już bezpieczna i nie ulega wtórnemu zanieczyszczeniu. Po tych zabiegach wraca się zwykle do stosowania normalnych dawek dezynfekanta lub przez pewien okres czasu stosuje się nieco wyższe dawki dla skuteczniejszej dezynfekcji sieci [2, 3, 4].

4. Podsumowanie Zdrowie i życie ludzi uzależnione jest m.in. od jakości wody do picia i na potrzeby gospodarcze. Od czasów wprowadzenia dezynfekcji wody liczba epidemii wywołanych przez bakterie i wirusy przenoszone drogą wodną została znacznie ograniczona, a nawet praktycznie zlikwidowana. Nadal jednak istnieje niebezpieczeństwo pojawienia się lokalnych ognisk epidemii wywołanych przez pasożyty, które są w niewielkim stopniu podatne na dezynfekcję. Dotyczy to zwłaszcza wód, które produkowane są z ujęć wód powierzchniowych. Pomimo, że zarówno technologie produkcji bezpiecznej wody, jak i metody kontroli bardzo się

rozwinęły, to co pewien czas docierają jednak do nas wiadomości o skażeniu wody pitnej. Każdy przypadek nagłego skażenia wody należy potraktować jako sytuację nadzwyczajną i natychmiast trzeba przystąpić do działań zapobiegawczych i naprawczych. W przypadku skażenia wody pitnej (awarie, powodzie, bioterroryzm, broń biologiczna), trzeba jak najszybciej zamknąć dopływ skażonej wody i poinformować odbiorców wody o zaistniałej sytuacji. Do celów pitnych najlepiej używać jest wtedy wody butelkowanej lub dowożonej beczkowozami. W skrajnych przypadkach wodę można też odkazić przez gotowanie lub zastosowanie specjalnych preparatów. Należy jednak pamiętać, że odkażanie nie usuwa z wody zanieczyszczeń chemicznych, które w takiej wodzie mogą występować niekiedy w dużych stężeniach. Niektóre z nich (np. azotany) mogą wywoływać niebezpieczną dla życia niemowląt sinicę, dlatego niemowlęta i kobiety ciężarne powinny pić tylko wodę przebadaną i bezpieczną. Ostatnio dość często na niektórych terenach Polski pojawiają się skażenia wody pitnej wywołane przez lokalne powodzie i podtopienia. Obszary dotknięte powodziami zagrożone są epidemiami chorób przewodu pokarmowego szerzącymi się poprzez zakażoną wodę, skażoną żywność oraz z powodu nie przestrzegania podstawowych zasad higieny. W celu uniknięcia zakażenia należy odkażać wodę przeznaczoną zarówno do picia, jak i celów sanitarnych, trzeba przestrzegać podstawowe zasady higieny osobistej, a w przypadku dolegliwości jelitowych należy niezwłocznie skontaktować się z lekarzem. Nie wolno także spożywać produktów, które miały kontakt ze skażoną wodą, nawet wówczas, gdy były one szczelnie zamknięte. W celach ochrony zdrowia, jeżeli to możliwe, należy zaszczepić się przeciwko wybranym chorobom. Czysta woda potrzebna jest nie tylko do celów spożywczych i higienicznych, ale również do sprzątania po powodzi, dlatego najszybciej, jak to możliwe należy przystąpić do czyszczenia i dezynfekcji studni (jeśli gospodarstwo nie jest podłączone do

19

wodociągu). Preparaty do dezynfekcji (chloramina, wapno chlorowane, podchloryn sodowy) dostarcza zwykle SANEPID (poprzez wójtów i sołtysów). Po wykonaniu odkażania studnia powinna zostać przebadana przez stację sanitarno-epidemiologiczną. Studnie wiercone najczęściej oczyszcza się przez długotrwałe pompowanie. Trzeba pamiętać, że chlor jest środkiem trującym i przy dezynfekowaniu preparatami z jego zawartością należy zachować środki ostrożności – pracować w rękawicach i masce, chronić oczy, a przy dezynfekcji wewnątrz budynków dobrze wentylować pomieszczenia. W przypadku poważnych awarii sieci wodociągowych i skażeniu wody, należy niezwłocznie odciąć dopływ takiej wody do mieszkańców, powiadomić ludność o wystąpieniu awarii, zapewnić odbiorcom dostarczenie wody za pomocą beczkowozów lub pojemników z czysta wodą oraz przystąpić do usunięcia uszkodzenia. Po czynnościach naprawczych należy oczyścić, przepłukać i zdezynfekować sieć, a wodę poddać badaniu bakteriologicznemu i fizyko-chemicznemu. Dopiero wówczas, gdy wyniki badań będą zadowalające, można wodę dostarczyć mieszkańcom.

Literatura [1] [2] [3] [4] [5] [6] [7] [8] [9]

Rozporządzenie Ministra Zdrowia w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. U. Nr 61, poz. 417, 2007 r.). Schlegel H.G. 2004. Mikrobiologia ogólna. PWN, Warszawa. Nurkowska J., Kawalec M. 1997. Wodne epidemie. Wiedza i życie. Michałkiewicz M., Fiszer M. 2003. Biologia sanitarna. Ćwiczenia laboratoryjne. Wydawnictwo Politechniki Poznańskiej. Motak A. 1967. Mikrobiologia lekarska. PZWL, Warszawa. Juszczyk J. 1998. Choroby zakaźne. Wydawnictwo Medyczne Urban & Partner, Wrocław. Kunicki-Goldfinger W. 1971. Życie bakterii. PWN, Warszawa. Virella G. 2000. Mikrobiologia i choroby zakaźne. Wydawnictwo Medyczne Urban & Partner, Wrocław. Wieczyńska J., Kamińska W., Dzierżanowska D. 2001. Enterokoki – patogeny XXI wieku. Post. Mikrobiol., 40, 3, 258-278.

dr Michał Michałkiewicz mgr Beata Mądrecka Politechnika Poznańska Instytut Inżynierii Środowiska


20

nauka i technika

artykuł recenzowany

Flotacja w procesie oczyszczania wody Flotation in water treatment process Anna M. Anielak

Streszczenie Zawiesiny organiczne mogą mieć strukturę włóknistą o gęstości zbliżonej do gęstości wody. Natomiast mikroorganizmy wytwarzające w komórkach tlen mogą ulegać autoflotacji. W konsekwencji zanieczyszczenia wód powierzchniowych korzystniej jest usuwać w procesie flotacji niż sedymentacji. Pierwsze instalacje w skali technicznej do uzdatniania wody z procesem flotacji powstały w państwach skandynawskich. Obecnie stosowane są w wielu krajach Europy, w USA i Kanadzie. Dotychczasowa praktyka wykazuje, że flotacja może być stosowana do wód o barwie do 60 mg Pt/m3, mętności do około 10 NTU i o dużej zasadowości. W pracy przedstawiono różne rozwiązania techniczne stosowane w procesie flotacji.

Abstract Organic suspended matter that occurs in surface water can characterize with fibrous structure with density value comparable to water density. Some microorganisms that produce oxygen in their cells can be moved to the water surface as a result of autoflotation. Consequently, it is better to remove the pollutants occurring in the surface water in flotation process, than in sedimentation process. First technical-scale installations using flotation in water treatment were constructed in Scandinavian countries. Until now, they have been used in many European countries, USA and Canada. The practical experience shows, that flotation can be used for water that is characterized with colour of 60 g Pt/m3, turbidity of 10 NTU and high alkalinity. In this work many various technical solutions used in flotation process have been presented.

1. Wprowadzenie W środowisku wodnym, w wyniku stałych przemian chemicznych i biochemicznych, związki nieorganiczne są przekształcane w organiczne, a organiczne rozkładają się dając produkty nieorganiczne. Substancje organiczne mogą być pochodzenia naturalnego i antropogenicznego. Do naturalnych składników organicznych powszechnie występujących należą substancje humusowe, których stężenie w wodach jest bardzo różne i waha się w granicach od kilku do kilkudziesięciu mg/L. Substancje te nadają wodzie barwę i mętność (np. nierozpuszczalne huminy). Do typowych zanieczyszczeń organicznych naturalnych wód powierzchniowych należą bakterie, fitoplankton i inne mikroorganizmy. Zanieczyszczenia pochodzenia antropogenicznego to pestycydy, chlorowane związki aromatyczne, dioksyny, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne,

fenole, węglowodany i inne. Wody powierzchniowe są zazwyczaj mętne, przeciętnie w granicach od kilku do stu NTU. Zanieczyszczenia wywołujące mętność (organiczne i nieorganiczne) mogą w wyniku rozkładu stanowić wtórne zanieczyszczenie wody tworząc dobre podłoże do rozwoju mikroorganizmów, w tym chorobotwórczych. Na zanieczyszczeniach tych adsorbują się inne np. metale ciężkie. Ponadto organiczne substancje w procesie utleniania i dezynfekcji są prekursorami związków kancerogennych, mutagennych. Zanieczyszczenia organiczne rozpuszczone, koloidalne i quasi koloidalne muszą więc być usunięte z wody przeznaczonej na cele komunalne. Zawiesiny organiczne podobnie jak kłaczki pokoagulacyjne mogą mieć strukturę włóknistą o gęstości zbliżonej do gęstości wody. Natomiast mikroorganizmy podczas fotosyntezy wytwarzają w komórkach tlen, który zmniejsza ich wypadkowy ciężar wł. i utrudnia separację, w wyniku ich autoflotacji. W konsekwencji zanieczyszczenia wód powierzchniowych trudno lub w ogóle nie sedymentują, dlatego do usunięcia ich z wody dobrym procesem jest flotacja. Flotacja polega na wynoszeniu zdyspergowanych zanieczyszczeń hydrofobowych na powierzchnię roztworu. Rozróżnia się flotację pianową i bezpianową. Flotacja bezpianowa jest to wypływanie lekkich cząstek na powierzchnię roztworu dyspergującego (tzw. autoflotacja). Flotacja


floatacja w procesie oczyszczania wody

pianowa zachodzi w obecności drobnych pęcherzyków gazu, najczęściej powietrza, które łącząc się z zdyspergowanymi zanieczyszczeniami hydrofobowymi tworzą z nimi aglomeraty o wypadkowej gęstości mniejszej od gęstości roztworu. Aglomeraty takie wypływają na powierzchnię roztworu do warstwy piany utworzonej przez ciecz i pęcherzyki gazu. Pierwsze instalacje w skali technicznej do uzdatniania wody z procesem flotacji powstały w krajach skandynawskich, w Anglii i Afryce Południowej w połowie lat sześćdziesiątych XX wieku. Pod koniec lat 90. w Europie było już ponad 150 takich stacji uzdatniania wody [2]. W Stanach Zjednoczonych pierwszą instalację z flotacją próżniową oddano do eksploatacji w 1993 roku [1], w 1997 roku było ich już około 20. W Kanadzie do 1997 roku wybudowano około 8 przemysłowych instalacji [2]. W Polsce obecnie rozważa się zastosowanie flotacji do oczyszczania wody w Wodociągach Warszawskich. Proces ten z dużą skutecznością zastępuje sedymentację, jest wydajniejszy, a flotowniki wymagają znacznie mniejszej powierzchni od osadników terenowych. Flotację po raz pierwszy zastosowali ponad 2000 lat temu starożytni Grecy do rozdziału minerałów. Twórcą flotacji próżniowej (vaccum flotation) był Elmore w 1904. Obecnie znane są różne rodzaje flotacji, ciśnieniowa (pressure flotation), elektroflotacja, z mechaniczną dyspersją powietrza, sprężonym powietrzem, dyszowa, mikroflotacja, jonowa – w zależności

Rys. 1. Flotownik próżniowy ADKA

od sposobu dyspersji powietrza lub innego gazu uczestniczącego w procesie. Do oczyszczania wody stosuje się flotację z rozpuszczonym powietrzem (dissolved-air flotation –DAF). Powietrze może być rozpuszczone w warunkach atmosferycznych, wówczas wydzielane jest w wyniku rozprężania przy podciśnieniu (vaccum flotation) lub rozpuszczane jest w roztworze przy podwyższonym ciśnieniu (pressure flotation) a wydzielane jest w warunkach atmosferycznych. Do oczyszczania wody powierzchniowej stosuje się flotację ciśnieniową (pressure DAF) [2,3].

2. Techniki procesu flotacji Flotacja próżniowa jest jedną z najstarszych technik prowadzenia flotacji pianowej. Może być stosowana do usuwania zawiesiny o stężeniu do 250 mg/L. Woda napowietrzana jest w warunkach atmosferycznych, w wyniku jej turbulentnego mieszania np. mieszadłem mechanicznym przez 1-2 min. Pomiędzy komorą napowietrzania i flotacji jest komora odpowietrzająca, służąca do wydzielenia z roztworu dużych pęcherzyków nierozpuszczonego powietrza, utrudniających prawidłowy przebieg procesu. W komorze próżniowej w wyniku rozprężania następuje wydzielenie drobnych pęcherzyków uprzednio rozpuszczonego gazu. Zachodzi flotacja. Pianę flotacyjną z wyflotowanymi zanieczyszczeniami (tzw. flotat) usuwa się za pomocą ssawki próżniowej,

21

zapewniającej równocześnie w komorze odpowiednie podciśnienie. Wymagane podciśnienie ssawki i komory próżniowej utrzymywane jest za pomocą pompy próżniowej. Oczyszczona woda odprowadzana jest barometrycznym przelewem – rys. 1 [3]. Znacznie szersze zastosowanie ma ciśnieniowa DAF. Flotacja ciśnieniowa obecnie stosowana jest do oczyszczania ścieków przemysłowych (np. rafineryjnych, przemysłu spożywczego, włókienniczego, w górnictwie) do oczyszczania wody w stacjach uzdatniania (usuwanie substancji humusowych, alg, 5-7 µm Giarda oocyst, 4-5 µm Cryptosporidium oocyst, metali ciężkich i innych koloidalnych), zagęszczania osadu nadmiernego, do usuwania jonów z roztworów wodnych, do rozdziału minerałów, usuwania organicznych zanieczyszczeń, do zatężania olejów, lotnych substancji organicznych (volatile organic compounds – VOCs), rozpuszczonych toksycznych substancji itp. Znane są różne rozwiązania techniczne flotowników ciśnieniowych. Podstawowa zasada ich działania polega na napowietrzaniu wody przy podwyższonym ciśnieniu w komorze sprężania [9], a następnie w warunkach atmosferycznych rozprężaniu i wydzielaniu w postaci drobnych pęcherzyków uprzednio rozpuszczonego powietrza (rys. 2 i 3) [3]. Do napowietrzania recyrkulowana jest część wody uzdatnionej. Ilość wydzielonego powietrza zależy od temperatury wody i ciśnienia w komorze sprężania (napowietrzającej). Flotacja przebiega w wa-

Rys. 2. Flotownik o przekroju kołowym firmy Degremont


22

nauka i technika

Rys. 3. Flotownik firmy UCE (z mieszadłem)

runkach atmosferycznych. Typową instalację ciśnieniowej DAF z obiegiem wodno-ściekowym przedstawiono na rys. 4 [17]. Flotacja kolumnowa należy do cieszących się dużym zainteresowaniem [6,10,26], szczególnie w procesie rozdziału minerałów. Na rys. 5 przedstawiono schemat kolumny, w której flotacja zachodzi w obecności związków flotacyjnych, takich jak spieniacze, polielektrolity, zbieracze. Do wytworzenia pęcherzyków powietrza (piany) można zastosować dyszę zasysającą (zwężkę Venturiego), do której wprowadza się powietrze i substancje pianotwórcze oraz recyrkulowaną wodę. Wysokość kolumny flotacyjnej wynosi 2-3 m. Nadawa podawana jest z góry kolumny –rys. 6 [6]. Jest to tzw. flotacja dyszowa (nozzle flotation – NF).

Rys. 5. Kolumna flotacyjna Microcel

artykuł recenzowany

Rys. 4. Schemat obiegu wodno-ściekowego instalacji DAF

Inną konstrukcję flotownika z dyszą zasysającą (zwężką Venturiego) [5,10] przedstawiono na rys. 7. Do dyszy, celem utworzenia dwufazowej mieszaniny powietrza i wody, doprowadzana jest recyrkulowana oczyszczona woda. Powstające pęcherzyki powietrza są wielkości 400–800 µm. Flotowniki dyszowe charakteryzują się małym zużyciem energii i niskimi kosztami eksploatacyjnymi (małe zużycie części zamiennych ze względu na brak elementów ruchomych). Oddzielną grupę tworzą flotowniki z flotacją odśrodkową (centrifugal flotation – CF) [10]. W procesie tym komorą flotacyjną może być hydrocyklon (ASH – air sparged hydrocyklon) lub prosty cylinder (rys. 8). Powietrze jest wstrzykiwane do przewodu, którym recyrkulowana jest oczyszczona woda. Powietrze może być dysper-

Rys. 6. Flotacja kolumnowa dyszowa

gowane przez porowate ściany cylindrycznego dyfuzora (rys. 9) i rozbijane na małe pęcherzyki powietrza zawirowanym przepływem strugi cieczy. Jest to tzw. kontaktowa separacja przyspieszona (bubble accelerated flotation – BAF) [7]. Wytwarzane pęcherzyki powietrza mają średnicę 100-1000 µm. Ilość wprowadzanego powietrza nie zależy od jego rozpuszczalności i może być w proporcji do objętości wody nawet 0,15:1. Urządzenia w dużym stopniu przypominają flotowniki z powietrzem sprężonym, w których dyspersja gazu zachodzi w porowatych dyfuzorach o różnych kształtach. Zasadniczo są one zmodyfikowanymi hydrocyklonami [10]. Cząstki flotatu wytłaczane są w postaci produktu górnego poprzez wirowy przelew (rys.8). Rozwiązania techniczne dyspersji powietrza w wo-


floatacja w procesie oczyszczania wody

Rys. 7. Flotownik z dyszą dyspergującą powietrze

dzie są różne, np. z zastosowaniem membrany nieorganicznej pełniącej funkcję dyfuzora (rys.10), taka dyspersja może być zastosowana w procesie elektroflotacji, gdzie gaz dodatkowo wydziela się na elektrodach (np. na katodzie wodór a anodzie w obecności chlorków w zależności od pH roztworu chlor lub jony podchlorawe (rys. 11) [11].

Rys. 8. Flotacja odśrodkowa

z wody zawiesin lekkich i trudno sedymentujących. Dotychczasowa praktyka wykazuje, że flotacja może być stosowana do wód powierzchniowych o określonym składzie, charakteryzujących się barwą do 60 g Pt/m3, mętnością do około 10 NTU (dopuszczalna wartość 100 NTU) oraz dużą zasadowością,

obciążonych naturalną materią organiczną (NOM). Według autorów [27] flotacja DAF może być stosowana dla cząstek o średnicy od 10 do 2000 µm i stężeniu od 10 do 4000 mg/L. Przy obciążeniu hydraulicznym komór flotacji wynoszącym 10-12 m 3/m 2h można uzyskać zmniejszenie barwy o 93%, a mętności o 97%. W osad-

3. Flotacja w oczyszczaniu wody Flotację w procesie oczyszczania wody stosuje się zamiast sedymentacji. Zalecana jest ona do eliminacji Rys. 10. Dyspersja powietrza przez porowatą membranę

Rys. 9. Przyspieszona flotacja pęcherzykowa (BAF) [8]

23

Rys. 11. Elektroflotownik


24

nauka i technika

niku z osadem zawieszonym podobne efekty osiąga się przy obciążeniu 2 m3/m2h. Ponadto flotacja ciśnieniowa zapewnia 99% eliminacji oocyst Cryptosporidum parvum, gdy w procesie sedymentacji efektywność ich usunięcia jest zaledwie rzędu 90%. Flotacja może być wspomagana flokulacją. Znaczenie tego procesu jest jednak różne dla sedymentacji i flotacji. W procesie sedymentacji flokuły powinny być o średnicy powyżej 100 µm, a w procesie flotacji odwrotnie <100 µm. Czas flotacji przyjmuje się od 10 do 20 min. Średni gradient prędkości przepływu od 30 do 70 s-1 [2]. Wielkość pęcherzyków gazu powstających w procesie flotacji DAF jest w granicach od 10 do 120 µm, średnio 40 µm [4]. DAF jest technologią wdrożoną w wielu krajach europejskich. Flotacja z koagulacją jest stosowana szczególnie gdy wody zawierają rozpuszczony węgiel organiczny (substancje humusowe), są o małej lub umiarkowanej mętności oraz zawierają koloidalne frakcje zanieczyszczeń stałych [12]. Rodzaj koagulantu zależy od składu i temperatury wody. Badania przeprowadzone [12,13] dla wód: — Jezior Glen i Watrous, o wysokiej jakości, małej mętności i barwie z sezonowymi problemami glonowymi — Zbiornika Wachusett, o wysokiej jakości, małej mętności i barwie oraz o niewielkiej zawartości RWO (rozpuszczonego węgla organicznego) — Jeziora Schoolhouse, o dużej zawartości substancji humusowych i naturalnej barwie wykazały, że jony wapnia wspomagają proces koagulacji, obniżają wymaganą dawkę reagentu. Do usuwania RWO korzystniejszy jest siarczan glinu (III) od chlorku żelaza (III). Wymagana dawka chlorku żelaza jest czterokrotnie większa od dawki siarczanu glinu. Przy pH 5,5 zakres optymalnego dawkowania był bardzo mały, większy otrzymano przy pH 6,2. Wymagana dawka koagulantu dla sedymentacji i flotacji jest taka sama. W jednym i drugim procesie korzystne jest otrzymanie flokuł hy-

artykuł recenzowany

Rys. 12. Dysza Richtera

drofobowych o potencjale elektrokinetycznym bliskim lub równym zeru mV (w tzw. punkcie izoelektrycznym) [3]. Duże doświadczenie w stosowaniu flotacji do oczyszczania wody powierzchniowej ma Finlandia. Pierwsza stacja uzdatniania wody, w której zastosowano ciśnieniową flotację DAF powstała w 1965 roku. W latach 90. było ich już około 40. W 1992 roku 46 % uzdatnianej wody ujmowano z rzek i jezior. W większości stacji uzdatniania wody powierzchniowej stosowano DAF. Zakłady budowano z dużą rezerwą wydajnościową. We wszystkich zakładach przed flotacją stosuje się koagulację objętościową wspomaganą flokulacją. Gdy dozowanym koagulantem jest sól glinu pH waha się od 5,4 do 6,3, dozują sól żelaza stosuje się pH od 4,8 do 5,2. Często pH jest niższe latem i wyższe zimą [14,15]. Napowietrzona recyrkulowana woda do komory flotacyjnej wprowadzana jest dyszami Richtera, rys. 12. Ilość wody recyrkulowanej waha się w zależności od zakładu od 8 do 12%. Ciśnienie saturacji wyno-

si 0,58-0,65 MPa. Jest to stosunkowo duże ciśnienie, niektórzy autorzy zalecają stosowanie ciśnienia rzędu 0,45-0,5 MPa, uważają, że przy dużych wartościach ciśnienia zachodzi rozrywanie pęcherzyków gazu. Równocześnie, ze wzrostem ciśnienia saturacji maleje wielkość pęcherzyków wydzielanego gazu, co jest korzystne dla procesu. Im mniejsza jest średnica pęcherzyków gazu tym większa jest wydajność procesu. Efektywność oczyszczania wody powierzchniowej z zastosowaniem procesu flotacji przedstawiono w tabeli 1, na podstawie pracy stacji uzdatniania wody w Pori (1993 r.), w której flotacja DAF jest procesem wstępnym stosowanym przed infiltracją. Analiza wyników badań wskazuje, że średnie usunięcie substancji organicznych jest rzędu 30%, maksymalnie 50-65%. Koagulant dozowany do wody przed flotacją w dużych ilościach w niej pozostaje (razem z dawką koagulantu rośnie stężenie glinu w wodzie oczyszczonej). Dlatego zalecane jest stosowanie flotacji jako procesu wstępnego oczyszczania.

Tab. 1. Efektywność procesu flotacji w SUW w Pori Wskaźnik ChZTMn, mgO2/L

Mętność, NTU

Barwa, mg Pt/L

Glin, mgAl/L

Produkt woda surowa po flotacji efektywność % woda surowa po flotacji efektywność % woda surowa po flotacji efektywność % woda surowa po flotacji efektywność %

Średnia

Maksymalna

10,1 3,0 29,70 0,88 0,3 34,09 65 8 12,31 0,14 0,4 -

12,4 6,1 49,19 1,3 0,85 65,38 80 20 25 0,27 1,4 -


floatacja w procesie oczyszczania wody

Tab. 2. Usunięcie metali na koloidalnym Fe(OH)3 w procesie flotacji kolumnowej Kation

pH

Al Cd Cr Cu Ni Zn Pb P jako (HPO4)-2

6,8 8,5 6,4 6,6 8,9 7,5 7,3 7,1

Stężenie mg/L Początkowe

Końcowe

2,0 5,1 2,5 11,6 8,4 10,8 4,6 10,2

<0,1 0,2 <0,1 0,4 0,8 0,9 <0,1 0,1

Usunięcie % >95 96 >95 96 90 91 >99 99

25

rozpuszczone czy glony ale również z dużą efektywnością mikroorganizmy, np. bakterie gatunku Aeromonas i zarodniki Clostrida [19,20]. Do rozprowadzania wody nasyconej powietrzem Holendrzy stosują dysze specjalnej konstrukcji, które prowadzą do powstawania drobnych pęcherzyków gazu i są łatwe w konserwacji [21,35].

4. Podsumowanie W procesie flotacji kolumnowej (rys. 5) wspomaganej koagulacją FeCl3 można uzyskać ponad 90% usunięcie metali –tabela 2 [6]. W wyniku hydrolizy FeCl3 powstają ujemne hydroksokompleksy żelaza na których adsorbowane są kationy metali. Dobre efekty otrzymuje się również w procesie flotacji miedzi i molibdenu [21], a także kompleksów Cu(II)jony amonowe (CuNH32+, Cu(NH3)22+, Cu(NH3)32+, Cu(NH3)42+) [22,23]. W miejscowości Pietarsaari (Finlandia) wody powierzchniowe mają przykry zapach, zawierają metale pochodzące z siarczkowych rud i substancje humusowe spływające z okolicznych bagien (barwa 90 mg Pt/L, ChZTMn=15,2 mgO2/L)). Wody te są zanieczyszczane substancjami zakwaszającymi, mają wysokie stężenie glinu (0,4 mg/L), żelaza (1,3 mg/L) i manganu. W 1990 roku przeprowadzono modernizacją układu technologicznego uzdatniania wody. Obecnie zakład oczyszcza 600 m3/h wody, zgodnie z układem technologicznym przedstawionym na schemacie –rys.13. Woda koagulowana jest koagulantem przemysłowym Finnferri i wodorotlenkiem wapnia przy pH 4,5. Klarowanie wody jest prowadzone metodą DAF. Następnie woda jest alkalizowana do pH 9,0 i filtrowana przez złoże piaskowe (kwarcowe). Przed ozonowaniem pH jest obniżane ditlenkiem węgla. Dawka ozonu wynosi 2,5 g/m 3. Po ozonowaniu w złożu węgla aktywnego usuwane są powstałe w procesie uboczne organiczne produkty utleniania. Zdezynfekowana chlorem woda, po wyregulowaniu pH i usunięciu nadwyżki chloru amoniakiem kierowana jest do odbiorców [14].

Oczyszczona woda charakteryzuje się ChZTMn = 1,8 mgO2/L, barwą 4 mg Pt/L, stężenie żelaza i glinu jest mniejsze niż 0,05 mg/L. Efektywność oczyszczania wody jest więc dobra. Pierwsza holenderska SUW z DAF została zbudowana w 1979 roku w Zevenbergen (NV Drinking Watercompany North-West DAF). Obecnie jest już kilka stacji, w których stosowana jest koagulacja razem z flotacją. Jako koagulant głównie dozowany jest siarczan glinu, w okresie zimowym zmieniany na polichlorek żelaza (w celu lepszego usunięcia RWO – Dissolved Organic Carbon DOC). Wody powierzchniowe ujmowane w Holandii charakteryzują się podwyższoną zawartością związków fosforu co przyczynia się do dużego zakwitu glonów, znacznej mętności i dużej zawartości chlorofilu ( kanał Twente w 1992 roku stężenie chlorofilu 265 µg/L) [18]. Badania przeprowadzone w Holandii wykazały, że w procesie koagulacji i flotacji usuwane są nie tylko substancje organiczne

Flotacja jest procesem który może być stosowany do oczyszczania wody powierzchniowej w SUW. Flotowniki zajmują niewielką powierzchnię, są urządzeniami o prostej konstrukcji. W procesie tym usuwane są substancje organiczne, metale, zanieczyszczenia koloidalne. Substancjami wspomagającymi proces są flokulanty i koagulanty (sole glinu i żelaza). Flotacja jest procesem powszechnie stosowanym w państwach skandynawskich.

5. Literatura [1]

Sroka M.: „Badanie wpływu wstępnego uzdatniania wody z zastosowaniem flotacji ciśnieniowej na dawkę ozonu”. Ochrona Środowiska, 2004/3, s.21. [2] Ross Gregory, Thomas F. Zabel, James K. Edzwald ”Sedimentation and flotation”, McGraw-Hill, Inc. New York 1999. [3] Anielak A.M. Chemiczne I fizykochemiczne oczyszczanie ścieków”. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 2000, 2002. [4] Valade M.T., Edzwald J.K., Tobiason J.E., Dahlquist J., Hedberg T., Amato T. „Pe-

Rys. 13. Układ technologiczny uzdatniania wody w Pietarsaari


26

[5]

[6]

[7] [8]

[9]

[10]

[11]

[12]

[13]

[14]

[15] [16]

[17] [18]

[19]

nauka i technika

treatemnt effects on particle removal by flotation and filtration” JAWWA, 88 (12), 1996, n35-47. Gopalratnam C., Bennett G.F., Peters, R.W., „The simultaneous removal of oil and heavy metals from industrial wastewaters by joint precipitation and air flotation”, Environmental Progress 7, 84-92, 1988 Capponi F., Sartori M., Souza M.L., Rubio J.”Modified kolumn flotation of adsorbing iron hydroxide colloidal precipitates” Int. J. Miner. Process. 79,167-173, 2006 Filippov L.O., Joussemet R., Houot, R., „Bubble spargers in column flotation”, Minerals Engineering 13 (1), 37-51, 2000 Colic M., Morse D.E., Morse W.O., Matherly T.G, Carty S., Miller J.D., „From air-sparged hydrocyclone to bubble accelerated flotation: mineral industry technology sets stage for development of new wastewater treatment flotation”, UEF Conference, Tahoe City, 2001 Wąsowski J. “Application of dissolved ved air flotation for treatment of wasterwater from meat processing industry”. Wat.Sci. Tech.Vol.31, No.3-4,pp.341-344, 1995 Rubio J., Souza M.L., Smith R.W. “Overview of flotation as a wastewater treatment technique”. Minerals Engineering 15, 139-155, 2002. Sudilovskiy P.S., Kagramanov G.G., Kolesnikov V.A. “Use of RO and NF for treatment of copper containing wasterwaters in combination with flotation”. Desalination 221, 192-201, 2008. Bunker D.Q., Edzwald J.K., Dahlquist J., Gillbergt L., „Pretreatment considerations for dissolved air flotation: water type, coagulants and flocullations”, Water Science and Technology, Vol. 31, No. 3-4, pp. 63-71, 1995 Dempsey, B. A. and O’Melia, C. R., „Proton and calcium complexation of four fulvic acid fractions”. In: Aquatic and Terrestrial Humic Materials, R. F. Christman and E. T. Gjessing (Eds). Ann Arbor Science, Ann Arbor, Mich., pp. 239-273, 1983 Heinanen J., Jokela P., Ala-Peijari T., „Use of dissolved air flotation in potable water treatment in Finland”, Water Science and Technology, Vol. 31, No. 3-4, pp. 225-238, 1995. Heinanen, J., „Use of dissolved air flotation in potable water treatment in Finland. Aqua Fennica, 18(2), 113-123 (1988) Heinanen, J., „Flotation in potable water treatment”. Tampere University of Technology, Institute of Water and Environmental Engineering, Publication A 43, Tampere, 1990. Nicholas P. Cheremisinoff, Handbook of Water and Wastewater Treatment Technologies”Butterworth Heinemann, 2002. Puffelen J, Buijs P.J., Kuhn P., Hijnen W.M., „Dissolved air flotation in notable water treatment: The Dutch experience”, Water Science and Technology, Vol. 31. No. 3-4, pp. 149-157, 1995. Edzwald, J. K. and Paralkar A., „Algae, coagulation and ozonation Chemical Water and Wastewater Treatment 2”, Klute, R and Hahn, H. (Eds.), pp. 263-279, Springer-Verlag, 1992

artykuł recenzowany

[20] Vlaski, A., van Breemen, A. N. and Alaerts, G. J. F. R., „Algae and Water Treatment in The Netherlands”. IHE Delft and TU Delft, The Netherlands, 1993 [21] J.B. Yianatos, F.D.Henriquez. “Short-cut method for flotation rates modeling of industrial flotation banks”Minerals Engineering 19, 1336-1340, 2006. [22] Xiong Tong, Shaoxian Song, Jian He, Feng rao, Alejandro Lopez-Valdivieso, “Activation of high-iron marmatite in froth flotation by ammoniacal copper(II) solution. Minerals Engineering 20, 259263, 2007. [23] Senanayake.G, Analysis of reaction kinetics, speciation and mechanism of gold leaching and thiosulfate oxidation by ammoniacal copper(II) solution. Hydrometallurgy 75, 55-75, 2004. [24] Edzwald, J. K. and Malley, J. P., „Removal of humic substances and algae by dissolved air flotation”. Final research report

to the U.S. EPA, EPA/600/S2-89/032, Cincinnati, 1989. [25] Edzwald, J. K., Malley, J. P. and Yu, C., „A conceptual model for dissolved air flotation in water treatment”. Water Supply, 9, Jonkoping, pp. 141-150, 1990. [26] Itykumbul M.T., J.A.de Aquino, C.T.O’Connor, M.C.Harris.”Fine pyrite flotation in an agitated column cell. Int. J. Miner. Process, 58,167-178, 2000. [27] Viitasaari M., Jokela P., Heinanen J., „Dissolved air flotation in the treatment of industrial wastewater with a special emphasis on forest and foodstuff industries”, Water Science and Technology, Vol. 31, No. 3-4, pp. 299-313, 1995.

prof. dr hab. Anna M. Anielak Katedra Technologii Wody i Ścieków, Politechnika Koszalińska


artykuł sponsorowany

27

urządzenia firmy vogelsang

Pompy rotacyjne Vogelsang w technologii filtracji membranowej F

irma Vogelsang buduje od ponad 38 lat wyporowe pompy rotacyjne, które znajdują zastosowanie głównie przy pompowaniu osadów ściekowych i innych gęstych cieczy. Nasze pompy pracują przeważnie w warunkach erozyjnych dla wydajności do 600 m3/h i w zakresie ciśnień do 10 bar.

1. Filtracja i płukanie wsteczne przy użyciu tylko jednej pompy Mniej znanym faktem jest wieloletnie już zastosowanie pomp rotacyjnych Vogelsang w instalacjach uzdatniania wody metodą filtracji membranowej. W tej technologii pompy są instalowane po stronie produktu w procesie hiperfiltracji i ze względu na najczęściej znikome różnice ciśnień, podlegają w bardzo niewielkim stopniu obciążeniom mechanicznym. Czystość medium powoduje, że zużycie elementów korpusu i rotorów praktycznie nie występuje! Czynności konserwacyjne ograniczają się zatem z reguły do nadzorowania uszczelnień pompy i pracy napędu wraz z ich układami smarowania olejowego. W stosunku do innych systemów pompujących i dzięki symetrycznej budowie, pompy rotacyjne mogą pracować efektywnie w obu kierunkach, co pozwala ograniczyć węzeł tylko do jednego agregatu pompującego, podczas gdy inne systemy płukania i zasysania wymuszają zastosowanie kilku agregatów i bardziej złożonego układu zasuw. Wynika to ze specyfiki pomp należących do rodziny pomp wyporowych, których właściwości opisano bliżej w dalszej części artykułu. Firma Vogelsang od trzech pokoleń znajduje się w rękach jednej rodziny. Założona została w roku 1929 jako tartak. W latach siedemdziesiątych firma ewoluowała co raz bardziej, zmierzając w kierunku przedsiębiorstwa budowy maszyn, które w kolejnych latach wyspecjalizowało się w produkcji pomp rotacyjnych z rotorem pokrywanym gumą. Pompa rotacyjna znalazła pierwotnie szerokie zastosowane w rolnictwie i podlegała dalszemu rozwojowi, nim w końcu lat osiemdziesiątych została wdrożona w sektorach przemysłu i gospodarki komunalnej. Główna siedziba firmy Vogelsang znajduje się w Essen/Oldenburg w Dolnej Saksonii. Obecnie Vogelsang posiada filie w Europie i na całym świecie, a 360 pracowników produkuje rocznie ponad 5700 pomp w zakresie wydajności od 5 do 600 m3/h. Pompy sprzedawane są głównie producentom kompletnych instalacji. Podobnie jest w obszarze techniki fil-

Piotr Tarkowski

tracji membranowej, która przeżywa ostatnimi latami prawdziwy rozkwit i notuje ciągły wzrost, potwierdzony licznymi statystykami.

2. Gwałtowny rozwój instalacji filtracji membranowej Wykres na Rys. 1 pokazuje przykładowo zainstalowaną na całym świecie do roku 2001 wydajność instalacji filtracji membranowej w obszarze uzdatniania i przygotowania wody. Zaprezentowany skokowy i dynamiczny wzrost uzasadnia prowadzone prace rozwojowe i inwestycyjne w tym zakresie. Firma Vogelsang dostarcza od lat swoje pompy znanym producentom instalacji filtracji membranowych, jak np. Zenon System, Koch Membrantechnik, czy Siemiens. Jednym z większych zamówień było dostarczenie do Stacji Uzdatniania Wody w oczyszczalni Nordkanal niedaleko Gummersbach 10 pomp o łącznej

Rys. 1. Rosnące znaczenie technologii filtracji membranowej w procesie uzdatniania wody


28

urządzenia firmy vogelsang

Rys. 2. Oczyszczanie wody techniką filtracji membranowej – metoda konwencjonalna

maksymalnej wydajności w trybie ssawnym na poziomie 3500 m 3/h. Pompy zostały niedawno uruchomione w 2002 roku i pracują bezawaryjnie do chwili obecnej. W instalacji tej zdolności filtracyjne zostały rozdzielone na 10 kaset filtrujących, z których każda może pracować niezależnie. Prędkość obrotowa wszystkich pomp jest regulowana przy pomocy falownika. Pompy pracują w trybie ssawnym z wydajnością od 24 do 97 l/s (co daje wydatek od 86 do 350 m3/h). Podczas płukania zmienia się kierunek obrotu pompy, a wzrost prędkości obrotowej powoduje zwiększenie wydajności. Pojedyncza pompa płucze wówczas strumieniem 116 l/s (co daje wydajność 418 m3/h). Jeżeli przyjrzymy się dokładnie różnicom dzielącym proces filtracji membranowej w instalacji wyposażonej w konwencjonalną technikę i instalacji wyposażonej w pompę rotacyjną, wówczas uzyskamy następujące porównanie.

3. Tradycyjna technologia filtracji membranowej Na Rys. 2 pokazano szkic instalacji wyposażonej w konwencjonalną technikę pompową. Moduły filtracji membranowej są z reguły zanurzane w osadniku. Jedna pompa ssawna wytwarza konieczne podciśnienie w membranach rurowych, które napędza transport molekuł z zewnątrz do wewnątrz. Odseparowane cząstki pozostają na zewnętrznej stronie membrany. Płukanie powoduje ich usunięcie.

artykuł sponsorowany

Rys. 3. Oczyszczanie wody techniką filtracji membranowej – metoda z użyciem pompy rotacyjnej

Membrany zastosowane we wspomnianej oczyszczalni Nordkanal składają się z modułów wyposażonych w przewody membranowe o średnicy około 3 mm. W tradycyjnym procesie zastosowanie znajdują głównie pompy wirowe. Z reguły konieczna jest jedna pompa do odsysania oraz druga pompa do płukania. Proces odsysania trwa od około 15 do 20 minut. Po przesterowaniu zaworów można rozpocząć pracę pompy płuczącej. Ponieważ pompy najczęściej znajdują się wyżej niż moduł membranowy, konieczny jest dodatkowy agregat próżniowy, umożliwiający zassanie cieczy przez pompy wirowe. Wszystko to jest związane z wysokimi nakładami na układy sterujące. Prowadzenie rurociągów ze sterowanymi automatycznie zasuwami jest skomplikowane i wiąże się z dużym zapotrzebowaniem miejsca dla ich ułożenia.

4. Pompy rotacyjne w technologii filtracji membranowej W przeciwieństwie do zaprezentowanego wyżej wykonania zastosowanie pomp rotacyjnych upraszcza w istotny sposób układ pomp, wymagany w technologii filtracji membranowej (Rys. 3). Widzimy tu tylko jedną pompę, która przejmuje zadania związane zarówno z zasysaniem jak i płukaniem. Pompy rotacyjne pracują w obu kierunkach z taką samą charakterystyką tłoczenia. Zmiana kierunku obrotów

silnika elektrycznego wystarcza, aby uruchomić proces płukania. Odpada zatem przełączanie zasuw. Ponieważ w pompie wyporowej – jaką jest również pompa rotacyjna – przetłaczane ilości są proporcjonalne do prędkości obrotowej, istnieje możliwość dokładnego ustawienia ciśnienia ssania w kasecie filtracyjnej przy pomocy prostej regulacji prędkości obrotowej. Pożądana charakterystyka ciśnienie/czas podczas ssania może być precyzyjnie zachowana dzięki sterowaniu prędkością obrotową. Proces płukania może być również przeprowadzony z dopuszczalnym ciśnieniem wewnętrznym dla włókien membranowych. Z reguły płukanie odbywa się przy większej wydajności pompy.

5. Zasada działania pomp rotacyjnych Pompa rotacyjna jest wyposażona w dwa przeciwbieżnie wirujące rotory, które mogą być – jak pokazano poniżej – dwu- lub wielołopatkowe. Rotory są najczęściej pokryte z wszystkich stron gumą. Objętość zamknięta pomiędzy korpusem i rotorem jest przetłaczana ze strony ssawnej na tłoczną. Dzięki temu wydajność jest proporcjonalna do prędkości obrotowej. Proces tłoczenia jest realizowany na przemian przez dolny i górny rotor. Zmiana kierunku obrotu powoduje zmianę kierunku tłoczenia i jest to jedna z decydujących funkcji dla omawianego zastosowania.


pompy rotacyjne vogelsang w technologii filtracji membranowej

Rys. 4. Zasada funkcjonowania pompy rotacyjnej

Pod względem zasady działania jest to klasyczna pompa wyporowa, tzn. w przeciwieństwie do pompy wirowej nie wytwarza ona ciśnienia, lecz tylko przetłacza objętość. Oznacza to także, że pompa może również przetłaczać powietrze, czyli po stronie ssawnej wytwarzać próżnię i być dlatego pompą samozasysającą. Pompy rotacyjne mają silnie nachyloną charakterystykę ciśnienie/ wydajność, co oznacza, że przy zmianach ciśnienia – a w szczególności przy małych różnicach ciśnień występujących w technice filtracji membranowej – następuje znikoma zmiana przetłaczanej wydajności medium. Dotychczas tradycyjne pompy rotacyjne miały jedną istotną wadę. Nie tłoczyły bowiem dokładnie proporcjonalnie wraz ze zmieniających się kątem obrotu, tzn., że podczas jednego obrotu pojawiały się zmienne ilości przetłaczanej cieczy. Dla nieściśliwych cieczy wynikają z tego drgania i pulsacyjne wahania ciśnienia, które mogą mieć znaczny wpływ na mechaniczną trwałość oraz stabilność całej instalacji pompowej. W roku 1996 Vogelsang rozwiązał ten problem opracowując przestrzennie skręcony i wielołopatkowy rotor typu HiFlo®, gdzie następuje prawie ciągłe podawanie medium podczas pełnego obrotu. Na Rys. 5 pokazano istotę bezpulsacyjnej technologii HiFlo®.

6. Bezpulsacyjne tłoczenie dzięki sferycznie skręconym rotorom HiFlo® Na wykresie przedstawiono zmiany momentu obrotowego napędu, występujące podczas jednego obrotu tłoka.

29

Rys. 5. Rotory HiFlo® – praca bezpulsacyjna pompy rotacyjnej

Pomiar wykonano na pompie VX186130Q przy prędkości 500 obr/min i ciśnieniu 2,3 bar. Pompa tłoczyła wówczas około 140 m3/h wody. Ponieważ moment obrotowy jest dokładnie proporcjonalny do różnicy ciśnień, możemy bezpośrednio przejść z momentu obrotowego na przebieg ciśnienia. Rozważmy najpierw czerwoną krzywą dla tradycyjnego rotora 2-łopatkowego. Przy momencie nominalnym, wynoszącym dla tej pompy około 310 Nm, można zaobserwować wartości szczytowe wynoszące około 1000 Nm. W praktyce oznacza to, że ciśnienie robocze osiąga wartości szczytowe na poziomie 7,4 bar – co jest mocno zauważalne wobec nominalnego ciśnienia wynoszącego 2,3 bar. Wartości te występują przy 500 obr/min i częstotliwości 33 Hz, co stanowi duże wyzwanie w zakresie obciążeń dla wszystkich elementów układu napędowego. Interesujące są również minimalne wartości krzywej momentu obrotowego. Znajdują się one w zakresie wartości ujemnych. Opóźniony słup cieczy napiera na pompę. Poszarpany kształt krzywej pozwala stwierdzić, że po stronie tłocznej pompy została przekroczona granica kawitacji. W takich warunkach eksploatacyjnych pompa nie ma możliwości długotrwałego bezawaryjnego działania oraz nie nadaje się do zastosowania w instalacjach filtracji membranowej. Przy takich samych warunkach eksploatacyjnych wykonano pomiary identycznej pompy, w której zastąpiono prosty rotor sferycznie skręconym rotorem HiFlo®. Wynik został pokazany na zielonej krzywej. Momenty obrotowe wykazują nieznaczne wahania, a pompa pracuje znacznie spokojniej. Zastosowano rotor 4-łopatkowy. Trzy łopatki stanowią minimalną

ilość w przypadku skręconego rotora i standardowej obudowy o kącie opasania 180º. Ilość łopatek nie gra jednak roli dla efektu HiFlo, dopóki kąt skręcenia wynosi dokładnie połowę podziałki zazębienia. Widoczna na wykresie szczątkowa repulsacja rotora HiFlo ® była spowodowana niedokładnościami w ówczesnym wykonaniu rotora (koniec lat 90-tych). Obecna dokładność wykonania pozwoliła na jeszcze ponad dwukrotne zredukowanie resztek pulsacji, która stała się wartością pomijalną i zupełnie nieistotną.

7. Jakie są przyczyny pulsacji w pompach rotacyjnych? Przyczyna pulsacji w pompach rotacyjnych leży we względnym przemieszczeniu linii szczelności pomiędzy dwoma rotorami i płaszczyzną symetrii, utworzoną przez obie osie rotorów (Rys. 6). Gdy linia szczelności przemieszcza się w kierunku tłoczenia, wówczas tłoczona jest większa ilość cieczy. Gdy zaś linia szczelności przemieszcza się odwrotnie, wówczas tłoczona jest mniejsza ilość cieczy. Proces ten powtarza się wielokrotnie na każdy obrót rotora, a mianowicie przy rotorze 2-łopatkowym czterokrotnie, przy 3-łopatkowym sześciokrotnie itd. Jeżeli zapewni się, aby podczas obrotu rotorów zwiększona i zmniejszona ilość przetłaczanej cieczy wystąpiła jednocześnie, wówczas uzyska się jednorodny przebieg tłoczenia. Większa ilość zostanie skompensowana przez mniejszą. Dokładnie takie zjawisko pozwala uzyskać użycie geometrii HiFlo ®. Warunkiem jest


30

urządzenia firmy vogelsang

Rys. 6. Przyczyny pulsacji w pompach rotacyjnych

skręcenie rotora wzdłuż osi o pół podziałki łopatek. W przypadku rotora 3-łopatkowego z podziałką 120º konieczne skręcenie wynosi 60º. Wówczas wszystkie punkty 8-punktowej linii zazębienia znajdują się jednocześnie „w akcji” i tłoczenie jest całkowicie jednorodne. Tylko pompy rotacyjne wyposażone w bezpulsacyjną geometrię rotorów HiFlo® mogą być skutecznie stosowane w technice membranowej.

8. Pompy rotacyjne w warunkach ssania Rys. 7 pokazuje szczególne zalety pomp wyposażonych w rotory HiFlo® w warunkach ssania. Pierwszą istotną kwestią jest stabilny przebieg przetłaczanej ilości cieczy w zakresie ciśnienia ssania. Również w przypadku wysokich podciśnień przetłaczana ilość pozostaje stała. Podczas ssania przez filtr raz ustawiona ilość nie ulega zmianom. Z drugiej strony pompa pracuje ze stabilną charakterystyką, gdy konieczne są większe przeciwciśnienia. W przypadku instalacji filtracji membranowej istnieje możliwość podłączenia dłuższych przewodów tłocz-

artykuł sponsorowany

nych bez negatywnego wpływu na właściwości pompowania. Po trzecie pompa może być stabilnie eksploatowana aż do granicy kawitacji. Nawet w przypadku wystąpienia kawitacji szczelinowej, która będzie rozpoznawalna po syczących dźwiękach (obszar zaznaczony jaśniejszym kolorem), linia charakterystyki pozostaje stabilna. Dopiero przy wystąpieniu głośnych, stukających dźwięków następuje załamanie wydajności tłoczenia (kawitacja rozwinięta). Konieczna wartość NPSH [Net Positive Suction Head = różnica pomiędzy ciśnieniem napływu a najniższą wartością ciśnienia wewnątrz pompy, czyli naddatek antykawitacyjny] może zostać obniżona poprzez specjalne działania konstrukcyjne, takie jak np. obustronne podwójne ułożyskowanie wałów pompy. Efekt takiego rozwiązania technicznego pokazano na Rys. 8. W przypadku łożyskowania jednostronnego – na skutek działania różnicy ciśnień pomiędzy stroną ssawną i tłoczną – rotory będą odsuwane od siebie, co spowoduje powiększenie szczelin i wcześniejsze wystąpienie tak zwanej kawitacji strumienia powrotnego. Takie zjawisko nie występuje w przypadku łożyskowania obustronnego. Przy łożyskowaniu dwustronnym pompa pracuje ze stabilną charakterystyką, gdy potrzebne są większe przeciwciśnienia. Dla instalacji filtracji membranowej oznacza to możliwość podłączenia dłuższych przewodów tłocznych ciśnieniowych bez żadnych negatywnych skutków w zakresie tłoczenia. Pomimo wysokich prędkości obro-

Rys. 7. Zachowanie się pomp rotacyjnych w trybie ssania

towych podwójne łożyskowanie redukuje wymaganą wartość NPSH na pompie do zaledwie 1 m słupa wody (~0,1 bar).

9. Budowa szybkoserwisowa QuickService Pompa rotacyjna pracuje w instalacjach filtracji membranowej nie wykazując z reguły żadnego zużycia elementów roboczych (rotory, płyty, obudowa). Jeżeli pomimo tego wystąpiłyby nieoczekiwane awarie lub przestoje, to Użytkownik ma zapewniony szybki i łatwy dostęp do wnętrza pompy dzięki formie budowy z czołową pokrywą szybkoserwisową (Rys. 9). Po zdjęciu przedniej pokrywy zamykającej, poprzedzonym poluzowaniem 4 nakrętek, można w wygodny sposób przeprowadzić następujące prace konserwacyjne: — kontrola wizualna — wymiana płyt ochronnych — wymiana rotora — regulacja półskorup obudowy — wymiana uszczelnienia wału.

10. Woda kontra smarowanie uszczelnień Bardzo istotnym zagadnieniem jest odpowiednie dobranie zestawu uszczelnienia mechanicznego, aby nie doszło do skażenia olejem oczyszczanej i uzdatnianej wody. Stosowanie oleju wazelinowego do komory zaporowej jest w tym przypadku nie do końca zadawalającym rozwiązaniem ze względu na oczekiwane parametry wody. Dlatego zaleca się napełnianie lub płuka-

Rys. 8. Zachowanie się pomp rotacyjnych w trybie ssania


pompy rotacyjne vogelsang w technologii filtracji membranowej

31

rowych, jak i w wielkich instalacjach filtracyjnych.

12. Vogelsang w Polsce

Rys. 9. Budowa sybkoserwisowa pompy rotacyjnej

Rys. 10. Pompa z suchą komorą zaporową

nie komory zaporowej uszczelnienia wodą demineralizowaną. Nadal jednak będzie brakować wizualnej kontroli stanu uszczelnienia, a zewnętrzne systemy syfonowe i nadzorujące są raczej bardzo drogie. Z tego powodu nasza firma po konsultacjach z producentami instalacji membranowych zaproponowała nowoczesne rozwiązanie z tzw. „suchą komorą zaporową”. Komora zaporowa pozostaje nienapełniona cieczą zaporową (jest sucha) i zostaje połączona przez otwór spustowy z bezciśnieniowym zbiorniczkiem przecieków. Jeżeli w zbiorniczku pojawia się większa ilość medium lub oleju wazelinowego z przekładni pompy, oznacza to konieczność naprawy lub wymiany uszczelnienia. Para ślizgowa uszczelnienia mechanicznego musi zostać w tym przypadku wykonana z węglika wolframu i grafitu, co gwarantuje wysoką sprawność w eksploatacji bez środka smarującego. Na Rys. 10 przedstawiono zewnętrzny układ monitorujący stan pracy uszczelnienia ze zbiornikiem przecieków zamontowanym do konsoli pompy.

11. Zakres wydajności pomp rotacyjnych Vogelsang Pompy rotacyjne Vogelsang pokrywają w 3 typoszeregach zakres wydajności od 6 do 600 m3/h, co odpowiada strumieniowi od 100 do 10.000 l/min. Poszczególne typoszeregi różnią się od siebie rozstawem osi i średnicą rotora, zaś typy w obrębie jednego typoszeregu różnią się od siebie długością rotorów i komory roboczej. Rys. 11 pokazuje zakres pracy poszczególnych typów pomp produkcji firmy Vogelsang. Na osi x przedstawiono wydajność teoretyczną w skali logarytmicznej, a na osi y prędkość obwodową rotora. Na tym rysunku pominięto najmniejsze typy pomp z poszczególnych typoszeregów, których wydatek pokrywa się z zakresem największych typów pomp z mniejszego typoszeregu. Tak szeroka paleta modeli pomp pozwala firmie Vogelsang spełnić wszelkie wymagania, stawiane przez technologię membranową i to zarówno w małych instalacjach kontene-

Rys. 11. Zakres pracy pomp rotacyjnych Vogelsang

Firma jest obecna w Polsce od 1996 roku, a od 2006 reprezentuje ją własny oddział Vogelsang Sp. z o.o. z kapitałem zakładowym 1.600.000 PLN. Siedziba firmy mieści się we Wrocławiu, gdzie zlokalizowany jest również magazyn części zamiennych i warsztat serwisowy. Podstawowe części zamienne do pomp, tj. rotory, płyty ochronne, uszczelnienia i inne są na bieżąco do dyspozycji naszych klientów z możliwą dostawą w ciągu 24-48 h od momentu złożenia zamówienia. Dysponujemy specjalistycznym wyposażeniem narzędziowym i trzema serwisantami operującymi na terenie całego kraju. W kwestiach technicznych służymy chętnie naszym klientom pomocą i profesjonalnym doradztwem technicznym. Piotr Tarkowski

Rys. 12. Pompy Vogelsang na SUW w elektrowni


32

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

Stacja Uzdatniania Wody w Gostyniu Prezentacja, problemy eksploatacyjne i modernizacja Water treatment plant Łukasz Weber Adam Kajczyk

Streszczenie Stacja Uzdatniania Wody w Gostyniu jest obiektem uzdatniającym wodę głębinową o przekroczonej zawartości żelaza i manganu. Uzdatnianie polega na napowietrzaniu i filtracji wody. Z uwagi na znaczne zużycie techniczne urządzeń oraz występujące problemy technologiczne zdecydowano o modernizacji obiektu. Nowy Zakład został oddany do użytku w 2009 roku.

G

ostyń to ponad 20-tysięczne miasto powiatowe położone w południowej wielkopolsce. Zaopatrzenie w wodę jest realizowane poprzez system SUW rozmieszczonych na terenie całej gminy. Składa się on z 7 obiektów do których należą: SUW Gostyń – będąca największym zakładem uzdatniającym wodę i dalej odpowiednio SUW Gola, Tworzymirki, Ostrowo, Brzezie, Czajkowo oraz Kosowo. Przedmiotem artykułu jest największy i zarazem najciekawszy z prezentowanych obiektów – stacja miejska. Obiekt powstał w latach 70. i jak na tamte czasy był to bardzo nowoczesny i w pełni zautomatyzowany zakład. Ze względu na jakość wody surowej (która zostanie szczegółowo scharakteryzowana w dalszej części opracowania) charakteryzującą się przekroczoną zawartością żelaza oraz manganu zaprojektowany układ technologiczny opierał się o klasyczne napowietrzanie oraz filtrację otwartą. Urządzenia te, w praktycznie niezmienionej formie, eksploatowane były, aż do czasów obecnych – tj. do gruntownej modernizacji SUW.

1. Stacja Uzdatniania Wody w Gostyniu – stan pierwotny W układzie pierwotnym wodę surową tłoczono pompami głębinowymi do napowietrzalni otwartej, skąd dalej przepływała grawitacyjnie przez komory reakcji, filtry otwarte do zbiorników wody czystej. Ze zbiorników tych wodę tłoczono pompami drugiego stopnia do sieci wodociągowej (wcześniej w razie konieczności chlorując). Ogólny schemat technologiczny układu przedstawiono na rysunku 1, natomiast widok ogólny obiektu przed modernizacją na fotografii nr 1. Skład wody surowej docierającej na SUW jest zmienny; zależy od pracujących pomp głębinowych. Ujęcie opiera się o studnie czwartorzędowe, których całkowita wydajność wynosi ok 210,0 m3/h. Średnie wartości wybranych wskaźników jakości wody surowej mieszczą się na poziomie: — żelazo: 1,5 mg/L (maksymalnie do 2,0 mg/L) — mangan: 0,62 mg/L (maksymalnie 0,9 mg/L) — jon amonowy: 0,35 mg/L (maksymalnie 0,35 mg/L). Ponadto ujmowaną wodę cechuje znaczna twardość przekraczająca normę (dochodząca do 550-600 mgCaCO3/L) będąca w znacznej mierze twardością niewęglanową, spowodowaną przez siarczany wapnia i magnezu (które również nieznacznie okresowo przekraczają normę). Woda surowa jest napowietrzana czterema dyszami białostockimi, które inżektorowo podsysają powietrze. Mieszanina wody i powietrza trafia do kręgów betono-


stacja uzdatniania wody w gostyniu

Rys. 1. Pierwotny układ technologiczny uzdatniania wody na SUW w Gostyniu.

wych, skąd wylewa się na posadzkę i dalej korytarzowo spływa do zbiorników reakcji. Zadaniem dysz jest przede wszystkim uzyskanie odpowiednio wysokiego natlenienia wody surowej, a także jej odgazowanie. Skuteczna praca tego typu urządzeń zależy przede wszystkim od obciążenia dyszy. Jeśli jest ono zbyt małe, podciśnienie powstające na dyszy nie wystarcza dla zassania odpowiedniej ilości powietrza, w efekcie czego obserwuje się niższy stopień natlenienia wody. W związku z powyższym przy eksploatacji dysz białostockich zaleca się przede wszystkim regulację obciążenia dysz w zależności od

pracy ujęcia (przy zmniejszaniu ilości pracujących pomp głębinowych, należy zmniejszać ilość pracujących dysz). Kalibracja systemu powinna być przeprowadzona na podstawie badań technologicznych wykonywanych bezpośrednio na obiekcie. W początkowej fazie eksploatacji obiektu do napowietrzania wykorzystywano dysze amsterdamskie (ceramiczne), które ze względu na kłopotliwość eksploatacyjną zastąpiono dyszami białostockimi. Wygląd ogólny dysz białostockich oraz napowietrzalni na SUW Gostyń przed modernizacją przedstawiono na fot. 2.

Fot. 1. SUW w Gostyniu – stan obiektu przed modernizacją

33

Woda napowietrzona w zbiornikach reakcji jest przetrzymywana przez ok 45 min, co pozwala częściowo utlenić żelazo. W efekcie czego na filtry trafia głównie wodorotlenek żelazowy, czego bezpośrednim objawem jest znaczne zmętnienie wody, uniemożliwiające obserwację złoża filtracyjnego. Wg prowadzonych badań zawartość żelaza (III) w ogólnym żelazie obecnym w wodzie surowej wynosi ok 50–70%. Napowietrzona woda z utlenionym żelazem trafia na układ filtracji otwartej. Na stacji uzdatniania znajdują się cztery filtry otwarte o powierzchni ok 8,0 m2 każdy. Wszystkie w pierwotnym założeniu wypełniono złożem kwarcowym, które następnie, według relacji obsługi, wpracowywane było poprzez filtrację wody preparowanej wstępnie nadmanganianem potasu. Całkowita wysokość złoża w każdym filtrze wynosi ok. 1,8–2,0 m. Złoże w oryginalnym projekcie spoczywało na drenażu belkowym. Taka konstrukcja drenażu umożliwiała płukanie filtrów tylko przy użyciu wody. Woda surowa rozprowadzana jest nad każdym złożem dwoma korytami. Tymi samymi korytami odprowadzane są popłuczyny. Filtrat natomiast odpływa rurociągiem umieszczonym pod dnem drenażowym. Na rurociągu tym zamontowane zostały zasuwy, pozwalające półautomatycznie wyregulować przepływ wody przez filtr. Ponadto obok zasuw zamontowane zostały urządzenia do pomiaru przepływu wody uzdatnionej. Widok ogólny hali filtrów przed modernizacją zaprezentowano na zdjęciu nr 3. Woda uzdatniona kierowana jest do dwóch zbiorników wody czystej o łącznej pojemności ok. 1 000,0 m3. Poziom wody w zbiorniku tym jest utrzymywany w granicach od 2,00–2,80 m, co odpowiada objętości retencjonowanej wody równej 275,0 m3. Ze zbiornika woda tłoczona jest do miasta. Sterowanie pompami drugiego stopnia odbywało się ręcznie w zależności od ciśnienia wody w sieci, które jest utrzymywane na poziomie ok. 4,4 Atm. Poziom ciśnienia


34

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

Fot. 2. Napowietrzalnia przed modernizacja.

utrzymywany jest poprzez załączanie pomp o różnej wydajności. Wygląd pompowni II stopnia przed modernizacją przedstawia zdjęcie nr 6. Generalnie można stwierdzić, że zarówno z technicznego jak i technologicznego punktu widzenia stan obiektu był zły. O ile aspekt techniczny dotyczył przede wszystkim skorodowanej armatury oraz , „sypiącej” się budowlanki oraz starzejącej automatyki, o tyle technologiczne problemy dotyczyły głównie usuwania manganu oraz okresowo również żelaza,

Fot. 3. Filtry otwarte przed modernizacją.

co czyniło wodę warunkowo przydatną do spożycia Obiekt wymagał bezwzględnego podjęcia działań modernizacyjnych.

2. Problemy technologiczne w eksploatacji układu przed modernizacją W toku eksploatacji układu uzdat niania opartego na schemacie technologicznym opisanym powyżej,

zwrócono uwagę na kilka charakterystycznych elementów, wpływających na efektywność usuwania żelaza i manganu. Elementy te występują na wielu SUW opartych o filtrację otwartą, dlatego w części technologicznej artykułu przedstawiono kilka wniosków eksploatacyjnych na przykładzie SUW Gostyń. Przede wszystkim zwrócono uwagę na bezpośredni wpływ prędkości filtracji na efekty usuwania manganu z wody. Na tych samym złożach filtracyjnych, uzyskiwano różne efekty odmanganiania w zależności od ich obciążenia. Na rysunku 2 przedstawiono omawianą zależność opracowaną w toku testów technologicznych przeprowadzonych bezpośrednio na SUW. Skokowe zwiększanie prędkości filtracji (związane z załączaniem kolejnych pomp głębinowych) powodowało zrywanie zatrzymanych w górnych partiach złoża związków żelaza (kłaczków wodorotlenku żelazowego) oraz przede wszystkim zwiększenie wysokości strefy odżelaziania (migrację żelaza dwuwartościowego) Żelazo dwuwartościowe przedostające się w głąb złoża, sorbowało się na wytworzonych w toku wpracowania powłokach manganowych (MnO 2) powodując ich stopniową dezaktywację. Natomiast żelazo trójwartościowe (zrywane) przedostawało się do odpływu, po drodze w dolnych partiach złoża blokując powłoki katalityczne w sposób tymczasowy. Proces występował tym intensywniej, im większy był skok prędkości filtracji. Szczególnie niebezpieczna była sytuacja, gdy filtr znajdował się w końcowych godzinach cyklu, bowiem w złożu zatrzymane było bardzo dużo żelaza. Każdorazowe uderzenie hydrauliczne powodowało transport Fe w dolne partie złoża, jak również do filtratu. Dodatkowo zjawisko spotęgował fakt, iż filtracja odbywa się na złożach kwarcowych, które nie posiadają dużej pojemności masowej. Ponadto, co było widać gołym okiem, ziarna np. filtra nr III na skutek obrastania związkami żelaza i manganu miały znaczne rozmiary dochodzące nawet


35

stacja uzdatniania wody w gostyniu

Fot. 4. Pompownia sieciowa oraz pompownia płucząca.

czas drugiego stopnia płukania ze złoża jest usuwane żelazo świadczy o tym, iż dostaje się ono w głąb filtra. Potwierdza to tylko tezę, że w trakcie eksploatacji ujęcia, związanej ze skokowym dołączaniem kolejnych pomp głębinowych dochodziło do zrywania żelaza i jego migracji. Żelazo, które przedostaje się w dolne partie złoża, pokrywa powłoki z MnO2, co z kolei wpływa negatywnie na proces odmanganiania. Innymi słowy w toku eksploatacji kolejnych filtrów miało miejsce stałe pokrywania ziaren dolnej części zło-

niowo nabierać koloru czarnobrunatnego, co świadczyło o pojawieniu się w odpływie MnO2. — po pojawieniu się manganu, natychmiast zmniejszono intensywność płukania, przez co kolor czarno-brunatny zginął, i popłuczyny zaczęły się stopniowo klarować, aż do uzyskania satysfakcjonującej przejrzystości. Płukanie to również dostarcza informacji dotyczących procesów przebiegających na złożu w toku prowadzonej technologii. Fakt, że pod-

18,0

Zmiana stężenia manganu w zależności od prędkości filtracji 16,0 0,30

0,25 12,0

0,20

10,0

8,0

0,15

6,0

Stężenie manganu [mg/L]

14,0

Prędkośc filtracji [m/h]

do 4,0–5,0 mm. Stąd też pory pomiędzy ziarnami są większe. Tym samym stabilność hydrauliczna (oporność na zrywanie) zatrzymanych pomiędzy nimi kłaczków wodorotlenku żelazowego jest zdecydowanie mniejsza jak również wysokość strefy odżelaziania, która zależy bezpośrednio od uziarnienia materiału filtracyjnego, odpowiednio wyższa. Z doświadczeń eksploatacyjnych wiadomo, że w sytuacji gdy nastąpi jednorazowe zerwanie żelaza, wraz z jego przedostaniem się do filtratu następuje zatrzymanie części zerwanych osadów w dolnych partiach złoża. W sytuacji takiej powinno nastąpić niemal natychmiastowe odpłukanie tychże związków. Na pewno nie uwzględniano tego w toku eksploatacji SUW Gostyń. Płukanie w normalnym cyklu (bez płukania powietrzem), nie gwarantowało „odświeżenia” powłok katalizujących usuwanie Mn pokrytych Fe. W związku z czym zjawisko potęgowało się z każdym cyklem, tym silniej, im większe były nierównomierności w pracy pomp głębinowych i większe skoki obciążenia filtrów. Niska skuteczność procesu płukania wodą, była niwelowana przez eksploatatorów SUW poprzez dwustopniowe płukanie z różną intensywnością (sterowaną ręcznie przez pracowników) Proces ten wyglądał następująco: — po załączeniu pompy płuczącej nastąpił stopniowy wzrost ekspansji złoża wraz z którym powoli rozpoczęło się unoszenie zatrzymanego w górnej części złoża żelaza, — przez ok. 15 min trwało płukanie wodą – jest to czas do pełnego wyklarowania się popłuczyn nad złożem, — następnie obsługa podniosła wydajność pompy płuczącej co spowodowało zwiększenie ekspansji i tym samym ponowne pojawienie się związków żelaza w popłuczynach (wizualnie stwierdzono nawet, że w drugim stopniu płukania, popłuczyny były zdecydowanie bardziej zażelazione niż w pierwszym), po upływie ok. 3–5 min popłuczyny zaczęły stop-

0,10 4,0 0,05

2,0

Prędkośc filtracji

Stężenie manganu

0,0 0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

Godzina badania [h]

Rys. 2. Wpływ prędkości filtracji na efekty odmanganiania na wytypowanym złożu filtracyjnym.


36

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

ża, tlenkami żelaza, przez co strefa odmanganiania ulegała ciągłemu kurczeniu. Prawdopodobnie, w złożach nr III i IV (najdłużej działających) strefa odmanganiania ma niedużą wysokość (możliwą do określenia tylko poprzez pobór złoża z całej wysokości filtra), przez co jednocześnie skuteczność procesu usuwania Mn nie jest wystarczająca, zwłaszcza przy większych prędkościach filtracji, kiedy czas kontaktu uzdatnianej wody z powłokami dwutlenku manganu, katalizującymi usuwanie Mn jest niewielki. Jednym z podstawowych czynników wpływających na nierównomierność pracy SUW była przede wszystkim eksploatacja ujęcia na tzw. „szczyty energetyczne”. Polegała ona na napełnianiu zbiorników retencyjnych w godzinach w których energia była najtańsza, a następnie wyłączaniu pomp głębinowych w godzinach szczytu (najdroższej energii), by po „szczycie” ponownie załączyć wszystkie pompy, uzupełniając braki wody w zbiornikach. W efekcie czego bezpośrednio po „szczycie”, gdy istniała konieczność dopełnienia zbiorników prędkości filtracji były najwyższe (niejednokrotnie dochodziły do 15–16 m/h). Eliminacja „szczytów” oraz przede wszystkim wykorzystanie pojemności buforowej zbiornika retencyjnego (maksymalne możliwe obniżanie poziomu wody w zbiorniku z zachowaniem niezbędnych rezerw) pozwoliły wyrównać pracę filtrów (skoki obciążeń). Ponadto większą uwagę zwrócono na płukanie filtrów, intensyfikując w miarę możliwości ten proces (poprzez skokowe płukanie). W efekcie wprowadzonych zmian w krótkim czasie osiągnięto stabilizację efektów, które skutkowały uzyskaniem normy stężenia żelaza oraz manganu na eksploatowanych złożach kwarcowych.

oraz niska nowoczesność systemu sterowania i opomiarowania SUW. Również sam budynek SUW wymagał podjęcia szybkich działań naprawczych. W związku z powyższym podjęto decyzję o modernizacji SUW. Zgodnie z przyjętymi założeniami modernizacja w zakresie technologii miała obejmować: — wymianę dysz białostockich na nowe urządzenia (sam sposób napowietrzania pozostał nie zmieniony) — wymianę złóż filtracyjnych (na złoża antracytowo – kwarcowe) — wymianę drenaży w filtrach (na nowoczesne drenaże blokowe) — wprowadzenie systemu płukania filtrów powietrzem — wprowadzenie odpowiednio wydajnego systemu płukania filtrów wodą — wymianę pompowni drugiego stopnia na nowoczesny zestaw sterowany przetwornicą częstotliwości, — modernizację systemu dezynfekcji wody w oparciu o podchloryn sodu dozowany w postaci roztworu, — wprowadzenie automatycznego systemu sterowania pracą SUW obejmującego m.in.: automaty-

3. Modernizacja SUW Mimo, iż wprowadzone zmiany eksploatacyjne pozwoliły zwiększyć skuteczność technologiczną układu, nadal problemem pozostał zły stan techniczny poszczególnych urządzeń

Fot. 5. Napowietrzalnia po modernizacji

zację procesu sterowania pracą filtrów (utrzymania stałego poziomu wody nad złożem filtracyjnym – z wykorzystaniem układu echosonda – zasuwa z napędem elektrycznym) automatyzację procesu płukania, automatyzację pracy pompowni drugiego stopnia, pełen monitoring SUW i opomiarowanie w zakresie podstawowych parametrów technologicznych.

Modernizację prowadziła firma Hydro – Marko z Jarocina wraz z firmą SEEN Technologie. W zakresie napowietrzalni, jak wspomniano wcześniej dokonano przede wszystkim zmian budowlanych oraz wymiany dysz stalowych na dysze wykonane z winiduru. W efekcie czego zachowano dobrze sprawdzony, skuteczny system napowietrzania, wykorzystując nowe rozwiązanie materiałowe, które doskonale sprawdza się w systemach napowietrzania opartych na kaskadach napowietrzających (również wykonywanych z winiduru). Na zdjęciu 5 przedstawiono wygląd napowietrzalni po modernizacji. Największych zmian, mających wpływ na efekty uzdatniania wody,


stacja uzdatniania wody w gostyniu

Fot. 6. Drenaż blokowy podczas montażu.

dokonano w zakresie filtrów. Przede wszystkim wymieniono drenaż belkowy umożliwiający płukanie tylko wodą na drenaż blokowy, pozwalający skutecznie oraz bardzo równomiernie wypłukać filtry wodą oraz powietrzem. Zastosowany szczelinowy drenaż blokowy typ SL SELOP złożony z modułów wykonanych z polietylenu o wysokiej gęstości (PEHD) oraz nakładki wykonanej ze stali kwasoodpornej Moduły są łączone mechanicznie połączeniami samozatrzaskowymi, dzięki czemu montaż lub wymiana są szybkie i łatwe. Ciąg połączonych ze sobą modułów tworzy pojedynczy lateral. Laterale ułożone są bezpośrednio na dnie komory filtra w taki sposób, że pokrywają całą powierzchnię dna filtra. Drugim elementem drenażu jest nakładka szczelinowa wykonana ze stali kwasoodpornej. Konstrukcja nakładki pozwala na wyeliminowanie konieczności stosowania warstwy podtrzymującej. Widok ogólny drenażu w komorach filtrów SUW Gostyń podczas montażu przedstawiono na rysunku 9. Filtry zasypano złożem o następującej charakterystyce: — wierzchnia warstwa antracytowa o uziarnieniu 1,4–2,5 mm i wysokości 0,5 m

— warstwa piasku kwarcowego o uziarnieniu 0,8–1,2 mm i wysokości 1,0 m, — warstwa piasku kwarcowego – wpracowanego: o wysokości 15 cm. Do płukania wodą przewidziano zestaw trzech pomp (dwie czynne + jedna rezerwowa), który zapewnia intensywność procesu płukania wodą na poziomie 16 L/sm2. Dodatkowo za-

Fot. 7. Hala filtrów po modernizacji.

37

stosowani dmuchawy do płukania powietrzem z intensywnością 20 L/sm2. Zastosowana wysoka intensywność mediów płuczących pozwoli ograniczyć obrastanie ziaren złóż powłokami żelazowymi, ale przede wszystkim węglanowymi, które w warunkach podwyższonej twardości, z jakimi mamy do czynienia dla SUW Gostyń są szczególnie uciążliwe z eksploatacyjnego punktu widzenia. Poziom wody nad złożem filtracyjnym jest mierzony z wykrzystaniem echosondy, która podaje sygnał do sterownika i dalej na mechanizm zasuwy. Dzięki temu możliwa jest utrzymanie stałego poziomu wody nad złożem filtracyjnym bez względu na obciążenie filtra. Wygląd ogólny hali filtrów po modernizacji przedstawia fot. 7. Całkowitej modernizacji poddano pompownię. Wymieniono zestaw tłoczący wodę do sieci wodociągowej jak również pompy płuczące. Wygląd ogólny przedstawiono na zdjęciu 8. Najbardziej jednak spektakularne zmiany dotyczyły samego budynku SUW. Przeszedł on całkowitą rewitalizację. Praca architekta zaowocowała stworzeniem budynku nowoczesnego, estetycznego i doskonale wpisującego się w otaczający krajobraz.


38

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

rozpadający się obiekt, ze zniszczoną elewacją to jakież może mieć zaufanie do wody, którą się tam uzdatnia? Należy zatem docenić trud inwestorów, projektantów i wykonawców jaki włożyli w stworzenie Zakładu na miarę naszych czasów, który niewątpliwie jest wizytówką Zakładu Wodociągów i Kanalizacji w Gostyniu.

Adam Kajczyk Samodzielne stanowisko ds. technologii i ochrony środowiska ZWIK w Gostyniu Sp. z o.o. Łukasz Weber www.technologia-wody.pl Fot. 8. Pompownia po modernizacji.

Wykonane działania są szczególnie widoczne jeśli zestawi się wygląd budynku po modernizacji i przed modernizacją. Wygląd ogólny SUW po modernizacji został przedstawiony na zdjęciach 9 i 10, natomiast przed modernizacją na zdjęciu 1. Ocenę autorzy pozostawiają czytelnikowi.

4. Podsumowanie Przeprowadzone prace modernizacyjne nadały zupełnie inny charakter obiektowi SUW zarówno od strony technicznej, budowlanej jak i przede wszystkim technologicznej. Ponad wszelką wątpliwość należy stwierdzić, że SUW Gostyń jest obecnie obiektem pracującym w oparciu o najnowsze rozwiązania w zakresie technologii uzdatniania wody oraz energooszczędne urządzenia. Co ważne w całym procesie nie zapomniano o wyglądzie zewnętrznym budynku. Nadano mu nowoczesny charakter, a gospodarując teren wokół uzyskano porządek, czystość i dobrze pojętą „sterylność” Nie jest to bez znaczenia w przypadku obiektów SUW, bowiem to co widzi potencjalny klient, odbiorca wody pitnej – to przede wszystkim budynek Stacji. Jeśli zatem zobaczy

Fot. 9, 10. SUW Gostyń po modernizacji


39

z państwowego zakładu higieny i stacji sanitarno-epidemiologicznych

Ocena sanitarna wody przeznaczonej do spożycia: źródła zanieczyszczeń i aspekty analizy mikrobiologicznej Sanitary evaluation of drinking water Sources of contaminations and principles of microbiological analysis Mariusz Cycoń

Streszczenie Woda stanowi podstawowy składnik niezbędny do funkcjonowania człowieka. Jednakże, może ona stanowić potencjalne źródło zanieczyszczeń, zarówno chemicznych, jaki biologicznych. Te drugie obejmują różnorodne mikroorganizmy (np. Salmonell spp., Shigella sp. Mycobacterium sp.), będące przyczyną wielu poważnych chorób. Dlatego też, niezwykle istotna jest ocena sanitarna wody przeznaczonej do spożycia, co ma na celu uniknięcie zagrożenia epidemiologicznego wśród populacji ludzkiej. Parametry jakościowe, jakim powinna sprostać woda pitna określone są w odpowiednich Dyrektywach Unii Europejskiej i Rozporządzeniach Ministra Zdrowia. W niniejszym opracowaniu przedstawiono potencjalne źródła mikrobiologicznego zanieczyszczenia wody pitnej oraz podstawy analizy mikrobiologicznej opartej na wykorzystaniu „wskaźników bakteriologicznych”. Ponadto, omówiono czynniki mające istotny wpływ na wiarygodność wyników uzyskiwanych w trakcie analizy mikrobiologicznej próbek wody pitnej.

Abstract Water is a fundamental element for human life. However, it may be also a potential source of both chemical and biological contaminations. The latter may include various microorganisms (e.g. Salmonell spp., Shigella sp. Mycobacterium sp.) that may cause dangerous diseases. Therefore, the sanitary evaluation of drinking water is necessary to prevent of epidemiological consequences for human population. Qualitative parameters for drinking water are presented in suitable Directives of European Union and Disposition of Ministry of Health. This paper presents potential sources of microbial contaminations of drinking water, as well as principles of microbiological analysis based on the usage of „bacteriological indicators”. Moreover, the elements having significant effect on the validity of results obtained during microbiological analysis of drinking water are discussed

W

oda stanowi podstawowy składnik niezbędny do utrzymania życia na naszej planecie. Około 75% powierzchni Ziemi pokrywają morza i oceany. Ogólną objętość wody szacuje się na około 2 x 1018 m3, z czego 1,37 x 1018 m3 to wody mórz i oceanów, a zaledwie 0,025%, tj. 500 000 km3 to wody słodkie (podziemne i powierzchniowe). Krążenie wody w przyrodzie oraz to, iż jest ona dobrym rozpuszczalnikiem, powoduje, że woda w przyrodzie nie występuje jako czysty chemicznie związek. Jest ona zawsze rozcieńczonym roztworem soli, kwasów, zasad i gazów. Oprócz substancji rozpuszczonych mogą być w niej obecne związki koloidalne i zawieszone, a ich ilości w wodach naturalnych mogą być różne i zależą od czynników naturalnych i obcych. Wody powierzchniowe stanowią jeden z rezerwuarów wody przeznaczonej do spożycia i są drugim po glebie naturalnym środowiskiem bytowania mikroorganizmów. W wodach dominują bakterie, ale również występują w nich grzyby i ich zarodniki, wirusy i bakteriofagi. Mikroflorę wód dzieli się na dwie zasadnicze grupy, zależnie od ich pochodzenia

i możliwości rozwoju w środowisku wodnym, tj. mikroflorę autochtoniczną (miejscową) i mikroflorę allochtoniczną (naniesioną). Do pierwszej grupy zaliczamy te drobnoustroje, dla których woda jest normalnym środowiskiem bytowania i rozwoju. Należą tutaj przede wszystkim bakterie autotroficzne: foto- i chemosyntetyzujące, bakterie siarkowe oraz bakterie żelaziste. Do mikroflory autochtonicznej należą również bakterie heterotroficzne – saprofity o różnych właściwościach fizjologicznych, liczne gatunki z rodzaju Pseudomonas, Achromobacter, Vbrio. Drugą grupę stanowią głównie bakterie saprofityczne, mogą również występować organizmy pasożytnicze. Ścieki komunalne, a także niektóre rodzaje ścieków przemysłowych, np.


40

z państwowego zakładu higieny i stacji sanitarno-epidemiologicznych

z rzeźni, garbarni, mleczarni wnoszą do zbiorników wodnych poza mikroorganizmami saprofitycznymi wirusy i bakterie chorobotwórcze. Pochodzą one przede wszystkim z odchodów ludzkich i zwierzęcych. Typowymi przedstawicielami tej flory są Escherichia coli, Enterococcus faecalis, Clostridium perfringens oraz wiele innych bakterii i wirusów chorobotwórczych dla człowieka. Najbardziej groźnymi chorobami wirusowymi są choroba Heinego-Medina, zapalenie opon mózgowo-rdzeniowych, zapalenie mięśnia sercowego u noworodków, zapalenie jelita grubego, zapalenie wątroby. Najczęstszymi chorobami pochodzenia bakteryjnego, szerzącymi się przez zanieczyszczone wody są tyfus i paratyfus wywołane przez bakterie z rodzaju Salmonella, czerwonka wywołana przez pałeczki Shigella, gruźlica – Mycobacterium tuberculosis i cholera – Vibrio cholerae. Przeżywalność tych bakterii w wodzie i ściekach zależy głównie od rodzajów mikroorganizmów, a także od warunków fizycznych i chemicznych. Waha się ona od kilku do kilkunastu dni, a przetrwalników nawet do kilkudziesięciu lat. Poziom zanieczyszczenia ujmowanych wód, w tym obecność w nich trudnych do usunięcia i często szkodliwych dla ludzi zanieczyszczeń antropogenicznych i mikrobiologicznych, zmusza do doskonalenia układów technologicznych oczyszczania wody. Wiąże się to z koniecznością wdrażania nowych niekonwencjonalnych i wysokoefektywnych procesów. Rosnące wymagania dotyczące składu fizykochemicznego i bakteriologicznego wody są wynikiem poznania zagrożeń dla zdrowia człowieka wywołanych obecnością w wodzie substancji pochodzenia naturalnego i antropogenicznego oraz ciągle możliwym zagrożeniem epidemiologicznym. Parametry jakościowe wody przeznaczonej do spożycia określają odpowiednie przepisy Unii Europejskiej i Światowej Organizacji Zdrowia, a w Polsce Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 29 marca 2007r., w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi. Powyższe rozporzą-

dzenie podaje szczegółowe wytyczne co do parametrów fizykochemicznych i mikrobiologicznych jakimi powinna się charakteryzować woda pitna. Ponadto, przepisy te regulują również częstotliwość monitoringu i miejsca poboru wody w sieciach wodociągowych. Woda używana do picia oraz na potrzeby wielu gałęzi przemysłu spożywczego nie może zawierać szkodliwych drobnoustrojów, a zwłaszcza chorobotwórczych. Dlatego przed wprowadzeniem do sieci wodociągowej jest uzdatniana i odkażana, m.in. przez chlorowanie i ozonowanie. Skuteczność dezynfekcji wody sprawdzana jest przy pomocy tzw. „wskaźników bakteriologicznych”. Wykrywanie bakterii chorobotwórczych m.in. z rodzajów Salmonella i Shigella okazuje się dosyć praco– i czasochłonne. Identyfikacja tych bakterii obejmuje izolację czystych kultur, określenie ich właściwości biochemicznych i serologicznych, a czas badania trwa co najmniej 96 godzin lub dłużej. Z tych względów znaleziono możliwie szybki, prosty i niezawodny sposób wykrywania zanieczyszczenia wody odchodami ludzi i zwierząt. Do tego celu dogodna okazuje się naturalna mikroflora przewodu pokarmowego, jako wskaźnik zanieczyszczenia sanitarnego. Obejmuje ona trzy podstawowe gatunki, tj. Escherichia coli, Enterococcus faecalis i Clostridium perfringens. Wybór gatunku bakterii jako wskaźnika sanitarnego opiera się na trzech podstawowych kryteriach, tj. długości życia wymienionych gatunków w środowisku zewnętrznym w porównaniu z długością życia gatunków chorobotwórczych w tych samych warunkach; względnej ilości tych bakterii w przewodzie pokarmowym i stopniu trudności ich wykrywania. Clostridium perfringens poza przewodem pokarmowym zachowuje się w postaci przetrwalników bardzo długo, a czas ten jest nieporównanie dłuższy od możliwości utrzymania się przy życiu bakterii chorobotwórczych. Dlatego też C. perfringens nie pozwala wnioskować o świeżości zanieczyszczenia wody fekaliami, chociaż wskazuje, że fakt ten miał kiedyś miejsce. Bakterie z rodza-

ju Enterococcus, w przeciwieństwie do beztlenowców jelitowych, są mało wytrzymałe na warunki środowiska zewnętrznego. Wykazano, że niektóre gatunki z rodzaju Salmonella mogą żyć dłużej w wodzie niż paciorkowce kałowe. Escherichia coli jest stałym mieszkańcem jelita grubego, spełnia rolę komensala, przyczyniając się do rozkładu treści pokarmowej, a także uczestniczy w syntezie witamin z grupy B, K i C. Chorobotwórcze stają się wtedy, gdy kolonizują inne narządy poza przewodem pokarmowym. Wykazano, że czas przeżywania E. coil i bakterii z rodzaju Salmonella w wodach waha się w szerokich lecz stałych granicach. Stwierdzenie w wodzie obecności E. coli świadczy o niedawnym zakażeniu wody fekaliami oraz nasuwa podejrzenia możliwości zakażenia tej wody innymi bakteriami chorobotwórczymi. Zdecydowało to, że pałeczki z grupy coli stały się praktycznie uniwersalnym wskaźnikiem zanieczyszczenia wody odchodami. Na stopień skażenia wskazuje tzw. miano coli, czyli najmniejsza objętość badanej wody, w której stwierdza się obecność bakterii z grupy coli. Inny wskaźnik, tzw. index coli określa liczbę pałeczek z grupy coli w 100 ml badanej wody. Zgodnie z prawnymi wymaganiami obecność powyższych trzech mikroorganizmów wskaźnikowych w wodzie przeznaczonej do spożycia przez ludzi nie powinna mieć miejsca. Tym samych narzucone zostało stałe monitorowanie jakości wody pitnej, sieci wodociągowych oraz skuteczności procesów uzdatniania i dezynfekcji. Wszystkie wymogi mają na celu wyeliminowanie lub ograniczenie do minimum ryzyka związanego z piciem przez ludzi wody skażonej bakteriologicznie, a co za tym idzie bardzo poważnych skutków epidemiologicznych. Tak więc, analiza sanitarna wody, aczkolwiek dotyczy bakterii chorobotwórczych, to nie obejmuje jednak ich bezpośredniej izolacji. Liczba bakterii chorobotwórczych po przedostaniu się ze źródła zakażenia do wody maleje w bardzo krótkim czasie, a okres wylęgania się chorób zakaźnych wywoływanych przez te bakterie jest nieraz bardzo


ocena sanitarna wody przeznaczonej do spożycia

długi, tak że po tym okresie nie ma już tych drobnoustrojów w wodzie. Stąd też ocena stanu sanitarnego wody opiera się na stwierdzeniu obecności „bakterii wskaźnikowych”, stale bytujących w przewodzie pokarmowym. W związku z tym, że bakterie te przeważają ilościowo nad bakteriami chorobotwórczymi łatwiej są wykrywalne. Stwierdzenie obecności poszukiwanych mikroorganizmów wskaźnikowych, co na celu ma analiza mikrobiologiczna próbek wody, uzależnione jest od wielu czynników. Są one związane m.in. ze stanem sieci wodociągowej, samą próbką wody, techniką poboru, jej przechowywaniem, metodą analityczną, jak również z czynnikiem ludzkim. Jedną z podstawowych i najważniejszych kwestii jest zapewnienie środków ostrożności na każdym etapie postępowania z próbką, aby nie dopuścić do wtórnej kontaminacji próbek wody mikroorganizmami z zewnątrz, gdyż ostateczny wynik może nie być wiarygodny i odzwierciedlać faktycznego stanu sanitarnego wody. Na obecność bakterii w wodzie pitnej ma duży wpływ utrzymanie sieci wodociągowej w odpowiednim stanie technicznym. Okresowe stwierdzanie obecności bakterii wskaźnikowych w wodzie pitnej może być związane z zanieczyszczeniem ujęć wody fekaliami i niedostatecznym procesem jej uzdatniania i dezynfekcji. Bardzo ważną sprawą jest również kwestia tzw. biofilmu odkładającego się na wewnętrznej powierzchni rur instalacji sieci wodociągowej, w skład którego wchodzą m.in. bakterie. Procesowi temu może sprzyjać słaby przepływ lub zastój wody, a następnie wraz ze zwiększonym przepływem może dochodzić do odrywania się biofilmu i przedostawania bakterii do wody. Dlatego też, może to być przyczyną okresowego stwierdzania badanych mikroorganizmów w próbkach wody pitnej. Technika pobrania próbek wody do badań mikrobiologicznych ma istotny wpływ na wiarygodność końcowych wyników, a sam pobór jest częścią tzw. etapu przedanalitycznego i obejmuję również transport

oraz przechowywanie próbek w odpowiednich warunkach. Postępowanie w trakcie pobierania próbek wody pitnej do badań mikrobiologicznych regulują odpowiednie wytyczne i normy (m.in. PN-EN ISO 19458). Uważa się, że błędy popełnione na tym etapie mogą znacznie przewyższać te, które mogą się zdarzyć w trakcie samej analizy próbki. Podstawowym celem tego etapu powinno być uzyskanie próbki, która jest, tak dalece jak to możliwe, reprezentatywna dla badanej wody. W celu określenia parametrów jakościowych wody i ich zmian zachodzących w czasie próbki reprezentatywne dla rzeczywistych warunków jakościowo-ilościowych występujących w matrycy powinny być pobierane zgodnie z planami pobierania próbek. Punkty poboru próbek powinny być starannie wybrane i obejmować te miejsca, z których możliwe jest pobranie próbek reprezentatywnych dla warunków w najbardziej zagrożonych źródłach i miejscach, w szczególności w punktach, gdzie może potencjalnie dojść do zanieczyszczenia, takich jak niechronione źródła, obiegi zamknięte wody, zbiorniki, strefy instalacji pod niskim ciśnieniem, czy też strefy na skraju systemu. Punkty poboru próbek powinny być rozłożone równomiernie w systemach wodociągowych, mając również na względzie rozmieszczenie terytorialne ludności. Zapewnienie odpowiednich warunków transportu i przechowywania próbek wody pitnej jest niezwykle ważne, nie tylko dla stwierdzenia obecności poszukiwanego mikroorganizmu w określonej objętości wody, ale określenia jego liczebności, co ma decydujące znaczenie przy ocenie stopnia zanieczyszczenia mikrobiologicznego. Mikroorganizmy charakteryzują sie określoną przeżywalnością w wodzie, a nieodpowiednie warunki, tj. zbyt niska temperatura i długi czas od momentu pobrania mogą przyczynić się do ich zabicia. Z drugiej strony, zbyt wysoka temperatura może doprowadzić do namnożenia się poszukiwanych drobnoustrojów. W obu przypadkach uzyskany wynik może nie być wiarygodny i odzwierciedlać prawdziwego poziomu skażenia bak-

41

teriologicznego. Norma PN-EN ISO 19458 podaje warunki transportu i przechowywania, tj. czas i temperaturę, próbek wody przed analizą w zależności od badanego parametru mikrobiologicznego. Kolejnym etapem, który ma kluczowe znaczenie w ocenie sanitarnej wody przeznaczonej do spożycia jest analiza próbek w laboratorium. W celu zapewnienia wiarygodności wyników badań mikrobiologicznych wymagane jest, aby laboratoria badające wodę pitną miały wdrożony system jakości. Podstawowym dokumentem odniesienia dla laboratoriów mikrobiologicznych jest norma PN-EN ISO/IEC 17025 oraz wytyczne szczegółowe, tj. norma PN-EN ISO 7218 i dokument EA-04/10. Powszechnie wiadomo, że wyniki analizy mikrobiologicznej obarczone są dużą ilością błędów systematycznych i losowych, zależnych od niejednorodności badanej próbki, warunków wykonywania badań oraz umiejętności analityków. Nawet w technicznie bezbłędnej analizie margines błędu może być znaczący i w związku z tym do laboratorium należy obowiązek podejmowanie działań zmierzających do zminimalizowania przyczyn uzyskiwania nieprawdziwych wyników. Wybór konkretnej metody badawczej zależy od kilku czynników, w tym od fizycznych i chemicznych właściwości wody oraz od rodzaju poszukiwanych mikroorganizmów, ich prawdopodobnego zagęszczenia i wymaganej dokładności badania. W celu uzyskania wiarygodnych wyników laboratorium powinno stosować zwalidowane metody badawcze. Takie metody zawarte są w odpowiednich uznanych normach przedmiotowych, dotyczących określonego parametru mikrobiologicznego. Zastosowanie zwalidowanych metod nie zwalnia jednak laboratorium od ich sprawdzenia w konkretnych warunkach. Postępowanie zgodnie z taką metodyką pozwala na zachowanie stabilności procesu badawczego w określonym zakresie oraz uzyskiwanie powtarzalnych wyników. Nie oznacza to, że dane laboratorium nie może stosować innych, alternatywnych metod, przy


42

z państwowego zakładu higieny i stacji sanitarno-epidemiologicznych

czym musi dostarczyć obiektywnych dowodów (przeprowadzić pełną walidację metody), że zostały spełnione wymagania dotyczące konkretnego, zamierzonego zastosowania. Pomimo stosowania ogólnie przyjętych i sprawdzonych metod badawczych wpływ na końcowy wynik analizy mikrobiologicznej próbek wody pitnej, jak również innego materiału, ma czynnik ludzki i związane z tym błędy, zarówno ilościowe, jak i jakościowe. Błędy ilościowe powstają na przykład wówczas, gdy policzone mikroorganizmy należą do poszukiwanej grupy, lecz ostateczny wynik obliczeń jest niższy niż ich rzeczywista liczba. Niektóre błędy są niezależne od sposobu obliczania. W obecności zawieszonych w próbce cząstek mi kroorganizmy mogą zostać zaadsorbowane i nie dawać się oddzielić mimo energicznego wstrząsania. Błędy jakościowe występują, gdy pojawia się różnica między definicją poszukiwanego mikroorganizmu a identycznością tych, które zostały wyizolowane. Jeśli definicja jest precyzyjna jak w przypadku szczepów nale żących do danego rodzaju lub gatunku, wyjątkowo już pojedyncza obserwacja może dać dokładny wynik końcowy. W takim wypadku nie trzeba już przeprowadzać wszystkich dalszych testów wymaganych do identyfikacji. Oba rodzaje błędów mogą wystąpić jednocześnie. Dlatego też, w tym aspekcie niezbędne jest duże doświadczenie analityka przeprowadzającego badanie. Zasadniczą kwestią związaną z końcowym wynikiem analizy mikrobiologicznej, jak już wspomniano, jest stopień jej skażenia, a więc rozmieszczenie mikroorganizmów w próbce wody, które charakteryzuje tzw. rozkład Poissona. Każda metoda mikrobiologiczna, w której oznacza się liczebność bakterii, charakteryzuje się liniowością w pewnym zakresie oznaczania. Oznacza to, że w danym przedziale liczbowym poszukiwane mikroorganizmy są w miarę równomiernie rozmieszczone, a powtórzone analizy tej samej próbki wody będą dawały podobne wyniki. Inaczej dzieje się w przypadku kiedy oznaczana liczebność mikroorganizmów mieści

się poza dolnym lub górnym zakresem liniowości danej metody. Uzyskuje się wówczas nieprecyzyjne wyniki, pomiędzy którymi mogą wystąpić duże rozrzuty. Przykładem tego mogą być próbki wody o bardzo małym zanieczyszczeniu mikrobiologicznym. Jeżeli teoretycznie w próbce wody pitnej o objętości 500 ml mamy kilka bakterii (np. trzy), a do analizy metodą filtrów membranowych potrzebujemy 100 ml, to przy największej staranności nie uzyskamy równomiernego rozmieszczenia mikroorganizmów w tej objętości wody. Analizując pięciokrotnie wyjściową objętość wody i zakładając, że w każdych 100 ml będzie jedna bakteria to na pięć wyników otrzymamy trzy dodatnie i dwa ujemne. W praktyce możemy uzyskać wynik na poziomie 0, 1, 2 lub 3 bakterie na 100 ml wody. Dlatego też, laboratoria badające w tym samym czasie wodę z tego samego ujęcia mogą uzyskać bardzo odmienne wyniki. Nie oznacza to, że dane laboratorium jest niekompetentne i nieprawidłowo zanalizowało próbkę wody, ale jej poziom zanieczyszczenia nie pozwala na uzyskanie porównywalnych wyników. Jak wynika z powyższego opisu ocena stanu sanitarnego wody przeznaczonej do spożycia jest niezwykle ważna, ze względu na ograniczenie skutków epidemiologicznych związanych z możliwością wystąpienia wielu chorób wywołanych przez mikroorga-

nizmy. Ponadto, istnieje wiele czynników mających wpływ na przebieg analizy mikrobiologicznej. Jednakże, mając to na uwadze można uniknąć większości błędów decydujących o wiarygodności wyników.

Literatura [1]

[2] [3] [4] [5] [6] [7]

[8]

[9]

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 29 marca 2007r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz.U. Nr 61, poz. 417). PN-EN ISO 19458:2007 – Jakość wody. Pobieranie próbek do analiz mikrobiologicznych. PN-EN ISO/IEC 17025 – Ogólne wymagania dotyczące kompetencji laboratoriów badawczych i wzorcujących. Dokument EA-04/10 – Akredytacja laboratoriów mikrobiologicznych. PN-EN ISO 7218:2008 – Mikrobiologia żywności i pasz. Ogólne zasady badań mikrobiologicznych. PN-EN ISO 8199:2007 – Jakość wody. Ogólne wytyczne oznaczania liczby bakterii metodą hodowli. Kowal A.L., Świderska-Bróż M. Oczyszczanie wody. Podstawy teoretyczne i technologiczne, procesy i urządzenia. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, 2007. Libudzisz Z., Kowal K., Żakowska Z. (red.). Mikrobiologia techniczna, Tom 1: Mikroorganizmy i środowiska ich występowania. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, 2007. Virella G. Mikrobiologia i choroby zakaźne. Wydawnictwo Medyczne Urban &Partner, Wrocław, 2000.

dr n. med. Mariusz Cycoń Audytor Wewnętrzny Pracowni Mikrobiologicznej Zakład Inżynierii Środowiska EKO-PROJEKT


43

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

Parametry procesów odżelaziania i odmanganiania wód podziemnych w filtracyjnych złożach chalcedonitowych The paramethers of iron and manganese removal from groundwater in filtration process throught chalcedonit sand Łukasz Weber

Streszczenie W artykule przedstawiono wyniki badań. Celem badań było określenie efektywności usuwania żelaza i manganu w procesie filtracji przez chalcedonit piasku. Eksperymenty prowadzono na instalacji pilotowej składającej się z trzech kolumn filtracyjnych wypełnionych badane materiały filtracyjne. Instalacja została zaopatrzona w naturalnych wodach podziemnych. Autorzy dokonali oceny skuteczności filtracji, obliczyli masę możliwości i strat.

1. Wprowadzenie Podstawowym parametrem determinującym efekty uzdatniania wody w technologiach opartych na procesie filtracji, zarówno na etapie projektu jak i eksploatacji SUW, jest obciążenie hydrauliczne złóż wyrażone w m3 wody filtrowanej w ciągu jednej godziny przez każdy m2 powierzchni filtrów. Po uproszczeniu jednostek otrzymujemy powszechnie znany parametr – prędkość filtracji wyrażoną w [m/h], która dla określonej wysokości złoża odnosi się bezpośrednio do czasu kontaktu oczyszczanej wody z materiałem filtracyjnym. W zależności od tego co jest głównym celem uzdatniania wody, czy innymi słowy jakie substancje muszą być usunięte z wody surowej, by spełniała ona wymagania określone w normie, zalecane są różne prędkości filtracji. Przedmiotem artykułu jest usuwanie z wód podziemnych żelaza i manganu. Opierając się o dane literaturowe1, obciążenie filtrów przeznaczonych do tego typu procesów jest następujące: — odżelazianie – nie zaleca się vf < 10,0 m/h — odmanganianie, w zależności od wykorzystywanego materiału filtracyjnego, wg. jednych źródeł vf < 10,0 m/h, wg innych vf = 10,0 – 20,0 m/h,

1

A. L. Kowal: „Oczyszczanie wody”; PWN Warszawa – Wrocław 2000

Jak widać brak jest dokładnie sprecyzowanych wartości. Co więcej tylko na przykładzie podanych powyżej zakresów prędkości filtracji różnice w wyznaczonych w ten sposób powierzchniach filtrów są niebagatelne i wynoszą 100,0%. Wiąże się to bezpośrednio z wysokością poniesionych nakładów ekonomicznych na etapie realizacji i eksploatacji ZUW. Z punktu widzenia inwestora korzystna jest tendencja do zmniejszania powierzchni filtrów i zwiększania obciążenia złóż. W przypadku eksploatacji raczej jest odwrotnie. Doświadczenia praktyczne, wykazują, że znacznie łatwiej uzyskiwać jakość wody uzdatnionej zgodną z normami w układach niskoobciążonych. W tym miejscu warto zatem wprowadzić pojęcie nie maksymalnej, czy minimalnej ale optymalnej prędkości filtracji. Tak rozumiana parametr łączy w sobie zarówno zagadnienia techniczne, technologiczne jak i ekonomiczne (na etapie inwestycji i eksploatacji).

Joanna Jeż-Walkowiak


44

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

Na dobór, optymalnej prędkości filtracji, w układach odżelaziania i odmanganiania wody podziemnej wpływa cały szereg elementów, związanych ze składem jakościowym wody surowej, przygotowaniem wody przed filtracją, wykorzystanym materiałem filtracyjnym, elementami infrastruktury technicznej czy płukaniem. Najlepszym sposobem określenia wartości omawianego parametru są badania pilotowe prowadzone na etapie projektu – jako element ułatwiający właściwe zaprojektowanie powierzchni filtracji, jak i na etapie eksploatacji – w celu optymalizacji pracy układu technologicznego. Metodą pozwalającą ustalić wpływ obciążenia filtrów na uzyskiwane efekty odżelaziania i odmanganiania wody podziemnej jest prowadzenie procesu filtracji na wybranym złożu z różnymi prędkościami. Niniejszy artykuł przedstawia wyniki tego typu badań na przykładzie piasku chalcedonitowego. Jest to materiał filtracyjny, którego własności stwarzają szereg perspektyw różnorakiego wykorzystania w technologii uzdatniania wody, czyniąc go konkurencyjnym w stosunku do tradycyjnie stosowanych złóż kwarcowych, czy antracytowo-kwarcowych.

2. Cel i zakres prowadzonych badań Celem badań było określenie wpływu prędkości filtracji wody podziemnej na złożach chalcedonitowych na efekty usuwania związków żelaza i manganu. Prowadzone doświadczenia pozwoliły m.in. wyznaczyć czas naturalnego wpracowania złoża chalcedonitowego do usuwania manganu z wody podziemnej, wysokości złoża potrzebne do usunięcia żelaza (ustalenie aktywnych stref odżelaziania), określić pojemności masowe złóż filtracyjnych i odpowiadające im straty hydrauliczne. Pozwoliły również odnieść się do modelu Kittnera, dającego empiryczne podstawy do wyznaczenia prędkości filtracji dla układów odżelaziania wody podziemnej.

Filtrację prowadzono dla trzech różnych prędkości: 6,0, 9,0 i 12,0 m/h w cyklach nie dłuższych niż 7 dób. Do badań wykorzystano trzykolumnową instalację doświadczalną zasilaną wodą podziemną, wstępnie napowietrzoną, po komorze reakcji.

Tab. 1. Parametry granulometryczne złoża chalcedonitowego wykorzystanego do badań. Parametr

Jednostka

Złoże chalcedonitowe

dmin d10 d60 d90 dmax de WR

[mm] [mm] [mm] [mm] [mm] [mm] [-]

0,50 1,01 1,43 1,80 2,00 1,30 1,42

3. Złoże filtracyjne Chalcedonity wykorzystane do badań stanowią surowiec mineralny, którego skład chemiczny i fazowy, a także własności fizyczne stwarzają perspektywy różnorakiego i wielostronnego wykorzystania. Na charakterystykę chalcedonitów wpływają formy budujących je minerałów z grupy SiO2 a także typ i rodzaj transformacji fazowych zachodzących w ich obrębie pod wpływem oddziaływania wysokich temperatur. Unikalne złoże chalcedonitów „Teofilów” w Inowłodzu jest jedynym udokumentowanym nagromadzeniem tej kopaliny w Polsce. Stwierdzono, że w Teofilowie zalegają dwie odmiany tego minerału: niebieskawa – zwięzła oraz szara. Są to skały krzemionkowe powstałe syngenetycznie, wieku kelowejskiego (jura środkowa – Dogger). Makroskopowo chalcedonit jest skałą mlecznoniebieską zwięzłą, o przełamie nierównym, bardzo ostrym oraz szaro – niebieską o szorstkiej powierzchni, mniej zwięzłą. Miejscami występuje też chalcedonit czerwono –

brunatno – żółty z nalotami tlenków manganu. Gęstość właściwa chalcedonitu wynosi ok. 2,60 g/cm3, zaś nasypowa 1,0–1,1 g/cm3. Wykorzystany do badań materiał filtracyjny cechowała duża zawartość krzemionki bezpostaciowej, przy niskim udziale innych związków. Otrzymaną partię złoża, poddaną wcześniej obróbce mechanicznej zbadano pod względem granulometrycznym. Na tej podstawie wyznaczono krzywą przesiewu oraz określono średnice charakterystyczne i współczynnik równomierności. W tabeli 1 przedstawiono wartości wyznaczonych parametrów. Materiał poddany badaniom został starannie przygotowany. Cechował się niską zawartością pod– i nadziarnia. Próba oznaczona przez producenta jako „Piasek chalcedonitowy o uziarnieniu 0,8–2,0 mm” zawierała ponad 98,0% ziaren wskazanych w opisie.

Rys. 1. Krzywa przesiewu złoża chalcedonitowego.


parametry procesów odżelaziania i odmanganiania wód podziemnych...

4. Plan badań Plan badań zakładał prowadzenie filtracji na złożach chalcedonitowych z trzema różnymi prędkościami filtracji jednocześnie. Wynosiły one odpowiednio: — filtr pierwszy (FI): vf = 6,0 m/h, — filtr drugi (FII): vf = 9,0 m/h, — filtr trzeci (FIII): vf = 12,0 m/h. Filtrację prowadzono w cyklach, których długość determinowały następujące czynniki: — założona maksymalna długość cyklu filtracyjnego równa siedem dób, — przyrost strat hydraulicznych, do wartości ok. 2,50–3,00 mH 2O, uniemożliwiający filtrację z założoną prędkością. Do badań wykorzystywano głębinową wodę napowietrzoną o następującej zawartości podstawowych wskaźników jakości: — żelazo średnio ok. 1,0 mgFe/L — mangan średnio ok. 0,30 mg Mn/L. W trakcie cyklu filtracyjnego kontrolowano następujące parametry: a) stężenie żelaza; próby pobierano dwa razy w ciągu doby (co ok. 12,0 h) w następujących miejscach: – doprowadzenie wody napowietrzonej na instalację badawczą, – pięć różnych wysokości każdego złoża filtracyjnego, – woda przefiltrowana (po każdym z trzech filtrów).  Żelazo oznaczano kolorymetrycznie, przy użyciu spektrofotometru wykorzystując reakcję barwną żelaza z rodankiem amonu w środowisku kwaśnym. b) stężenie manganu; próby pobierano raz na dobę (co ok. 24,0 h) w następujących miejscach: – doprowadzenie wody napowietrzonej na instalację badawczą, – trzy różne wysokości każdego złoża filtracyjnego, – woda przefiltrowana (po każdym z trzech filtrów).

45

Mangan również oznaczano kolorymetrycznie, przy użyciu spektrofotometru, wykorzystując do tego celu gotowe testy firmy Merck. c) pH, stężenie amoniaku, twardość, zasadowość, tlen rozpuszczony, barwę, mętność, żelazo Fe (II), chlorki; próby pobierano incydentalnie, zaś analizy wykonywano metodami odpowiednimi do oznaczanego parametru (kolorymetryczne, przy użyciu odpowiednich sond, lub miareczkując względem wskaźnika), d) straty ciśnienia hydrostatycznego; co osiem godzin odczytywano wskazania piezometrów zamontowanych na każdej kolumnie filtracyjnej, zgodnie z opisem instalacji badawczej w dalszej części artykułu, e) prędkość filtracji przeliczana zgodnie ze wskazaniami rotametru, utrzymywana na stałym poziomie dzięki stabilizatorowi przepływu, zamontowanemu po rotametrze.

— szklane rurki piezometryczne, do pomiaru ciśnienia hydrostatycznego podłączone do kolumny na wysokości kurków probierczych, — drenaż w dolnej części kolumny badawczej (10,0 cm od dołu kolumny), — stabilizator przepływu, gwarantujący utrzymanie stałej prędkości filtracji, mimo przyrastających strat ciśnienia, — rotametry, do pomiaru przepływu wody filtrowanej oraz płuczącej, — hydrofor przeznaczony do płukania filtrów, — sprężarka – również do płukania filtrów.

Po zakończeniu cyklu filtracyjnego złoża płukano. Harmonogram płukania był następujący: — wstępne płukanie wodą – przez czas 5,0 min z intensywnością gwarantującą ok. 25,0% ekspansję, — płukanie powietrzem – przez czas ok. 2,0 min, — płukanie wodą – również z intensywnością gwarantującą ekspansje ok. 25,0% – przez czas gwarantujący uzyskanie klarownego odpływu.

5. Wyniki badań i ich interpretacja



4.1.

Instalacja doświadczalna

Realizacji postawionych celów służyła instalacja doświadczalna zlokalizowana na Stacji Uzdatniania Wody we Wrześni. Składała się ona z trzech kolumn wykonanych z pleksiglasu, o średnicy wewnętrznej – 8,2 cm i całkowitej wysokości równej 3,0 m. Kolumny zostały wyposażone w następujący osprzęt: — kurki probiercze, rozmieszczone równomiernie co 20,0 cm na wysokości dwóch metrów, licząc od dołu kolumny filtracyjnej,

Każdą kolumnę zasypano złożem chalcedonitowym. Całkowita wysokość materiału filtracyjnego wynosiła 180,0 cm z czego 160,0 cm stanowiła właściwa warstwa filtracyjna o uziarnieniu podanym w tabeli 1, zaś 20,0 cm warstwa podtrzymująca.

Uzyskane wyniki badań przedstawiono w następujących podrozdziałach: — odżelazianie; określono efekty usuwania żelaza dla danej prędkości filtracji oraz wysokość złoża potrzebną do zmniejszenia stężenia żelaza do wartości określonej w polskiej normie – wysokość aktywnej strefy odżelaziania, — odmanganianie; wpływ prędkości filtracji na czas naturalnego wpracowania złoża do usuwania manganu, — wpływ prędkości filtracji na uzyskiwaną pojemność masową w stosunku do żelaza i manganu — straty ciśnienia wywołane zatrzymanymi zawiesinami żelaza i manganu. 5.1.

Odżelazianie

Na wykresie 2 przedstawiono średnie efektywności usuwania żelaza w poszczególnych cyklach fil-


46

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

tracyjnych. Ze względu jednak, na różne długości trwania danego cyklu filtracyjnego nie ma możliwości bezpośredniego porównywania efektów pomiędzy złożami pracującymi z różną prędkością filtracji. Efekty w usuwaniu żelaza malały w miarę długości trwania cyklu filtracyjnego oraz rosły w miarę upływu sumarycznego czasu pracy poszczególnych złóż. Powyższą zależność widać wyraźnie na wykresach obrazujących rozkład stężenia żelaza na wysokości złoża filtracyjnego w poszczególnych godzinach pracy danych cykli filtracyjnych. Poniżej zaprezentowano wykresy dla różnych prędkości filtracji i dwóch wybranych cykli filtracyjnych. Punkt w którym linia obrazująca rozkład stężenia żelaza na wysokości złoża w poszczególnej godzinie cyklu filtracyjnego przecina wytłuszczoną pionową prostą oznaczającą stężenie żelaza zgodne z polska normą to wysokość aktywnej strefy odżelaziania. Trendy zmian wysokości tej strefy są następujące: — zwiększa się w miarę trwania danego cyklu filtracyjnego – im dłużej cykl trwa, tym większa wysokość złoża potrzebna na jego usunięcie do wartości <0,20 mgFe/L, — zmniejsza się w miarę upływu czasu pracy złoża filtracyjnego (w miarę jego stopniowego wpracowania) – im dłużej złoże pracuje, tym mniejsza jego wysokość jest potrzebna do usunięcia żelaza poniżej 0,20 mgFe/L, — zwiększa się wraz z prędkością filtracji – im wyższa prędkość filtracji, tym większa wysokość złoża potrzebna na usuniecie żelaza poniżej 0,20 mgFe/L. Ostatni z wymienionych trendów zmian jest widoczny szczególnie wówczas, gdy porównane zostaną średnie wysokości aktywnej strefy odżelaziania wyliczone dla każdego cyklu filtracyjnego, przy różnych prędkościach filtracji (6,0; 9,0 i 12,0 m/h). Na wykresie 9 wykreślono wysokości tychże stref wyznaczonych na

Rys. 2. Średnie efekty usuwania żelaza w poszczególnych cyklach filtracyjnych.

Rys. 3. Rozkład stężenie żelaza na wysokości złoża chalcedonitowego pracującego z prędkością filtracji równą 6,0 m/h. Cykl II.

Rys. 4. Rozkład stężenie żelaza na wysokości złoża chalcedonitowego pracującego z prędkością filtracji równą 6,0 m/h. Cykl VIII.

podstawie analizy uzyskanych wyników badań. Wpływ prędkości filtracji na wysokość złoża potrzebną do usunięcia żelaza do wartości zgodnych z polską

normą jest wyraźny. Na zamieszczonym wykresie widać również jak zmienia się średnia wysokość aktywnej strefy odżelaziania w miarę upływu czasu pracy złóż filtracyjnych


parametry procesów odżelaziania i odmanganiania wód podziemnych...

47

gdzie: H(Fe) – wysokość aktywnej strefy odżelaziania [cm] vf – prędkość filtracji [m/h]; Tf – czas pracy złoża [h]

Rys. 5. Rozkład stężenie żelaza na wysokości złoża chalcedonitowego pracującego z prędkością filtracji równą 9,0 m/h. Cykl II.

Rys. 6. Rozkład stężenie żelaza na wysokości złoża chalcedonitowego pracującego z prędkością filtracji równą 9,0 m/h. Cykl VIII.

Rys. 7. Rozkład stężenie żelaza na wysokości złoża chalcedonitowego pracującego z prędkością filtracji równą 12,0 m/h. Cykl II.

(z podobnym nachyleniem – wykładnikiem, niezależnie od prędkości filtracji). W związku z powyższym przybliżoną wysokość strefy odżelaziania

w złożu chalcedonitowym (o uziarnieniu z tabeli 1), określić można jednym wzorem empirycznym: H(Fe) = 30,5 ∙ vf0,56 ∙ e-0,00055Tf

[cm]

Tym, co trzeba wyraźnie podkreślić, jest fakt, iż wyznaczone z zaprezentowanego powyżej wzoru wysokości aktywnej strefy odżelaziania są średnimi wartościami dla cykli trwających ok. 7,0 dni. Należy zdawać sobie sprawę z tego, że w przypadku cykli, których długość jest większa od wspomnianej wysokość ta będzie rosła stosowanie do wydłużenia cyklu filtracyjnego. Element ten jest brakującą częścią powszechnie znanego wzoru Kittnera, który określa wprawdzie wpływ prędkości filtracji na wysokość złoża potrzebną do usunięcia żelaza do wartości ok. 0,10 mgFe/L, ale nie podaje jak ta wysokość zmienia się w miarę czasu trwania cyklu filtracyjnego. Trudno bowiem na podstawie wzoru Kittnera określić, czy wyznaczone na jego podstawie wysokość strefy odżelaziania odpowiada początkowym godzinom cyklu, czy też może końcowym. 5.2.

Odmanganianie

Złoża wykorzystane do badań, były złożami wcześniej nie eksploatowanymi – „świeżymi”, dlatego początkowo były bierne w stosunku do dopływającego wraz z wodą surową manganu (II). Z czasem jednak ich aktywność ulegała stopniowemu zwiększaniu – następowało naturalne wpracowanie do usuwania manganu. Ze względu na fakt, iż ziarna złoża chalcedonitowego posiadają porowatość wewnętrzną, można przypuszczać, że głównym czynnikiem wpływającym na ich szybkie wpracowanie jest łatwość zasiedlania złoża bakteriami manganowymi, które inicjują omawiany proces. Na wykresie 10 przedstawiono przebieg procesu wpracowania złoża chalcedonitowego do usuwania manganu dla różnych prędkości filtracji. Prowadzone badania wykazały, że w warunkach w jakich następował proces wpracowania złoża prędkość


48

praktyka wodociągowa i eksploatacyjna

filtracji nie miała znaczącego wpływu na czas po jakim osiągnięto stężenia manganu w filtracie poniżej 0,05 mgMn/L. Czas ten wynosił od 42 dni dla vf = 6,0 m/h do ok. 48,0 dni przy vf = 9,0 m/h. 5.3.

Pojemności masowe i straty ciśnienia

Zatrzymane w złożu związki żelaza i manganu, wytrącone w postaci tlenków Fe(III) i Mn(II) zmniejszały porowatość złoża, w wyniku czego wzrastała rzeczywista prędkość filtracji w złożu filtracyjnym. Przy wyższej prędkości przepływu wody w złożu wyraźnie rosły straty hydrauliczne. Na wykresie 11 przedstawiono wpływ ilości zatrzymanych w złożu zawiesin na wywołaną stratę ciśnienia. Przedstawione krzywe mają charakter potęgowy, co świadczy o tym, iż przyrost strat ciśnienia jest większy, w przypadku dużego zanieczyszczenia materiału filtracyjnego. Przedstawione na wykresie 11 krzywe można opisać jednym, uśrednionym równaniem, podającym z dość dobrym przybliżeniem wartość strat ciśnienia dla złoża chalcedonitowego (o uziarnieniu określonym w tabeli 1) przy różnej prędkości filtracji w zależności od ilości zatrzymanych związków żelaza i manganu. Uśrednione równanie przyjmie następującą postać: Hstr = (0,0031∙ e0,13∙vf) ∙ PM1,2

Rys. 8. Rozkład stężenie żelaza na wysokości złoża chalcedonitowego pracującego z prędkością filtracji równą 12,0 m/h. Cykl VIII.

Rys. 9. Wpływ prędkości filtracji na wysokość strefy odżelaziania w złożu chalcedonitowym (Wykres powstał w oparciu o cykle filtracyjne podobnej długości).

[cm]

gdzie: Hstr – strata ciśnienia [cm] vf – prędkość filtracji [m/h]; PM – ilość zatrzymanych związków żelaza i manganu (przeliczonych na tlenki Fe(III) oraz Mn(IV) Wyznaczone na wykresie 11 krzywe obrazują trendy zmian dla całego okresu badań (wszystkie cykle filtracyjne umieszczono na jednym wykresie). Istotnych informacji dostarcza jednak porównanie jednostkowego przyrostu straty ciśnienia spowodowanego przez daną ilość zatrzymanych zawiesin w trakcie trwania pojedynczego cyklu filtracyjnego. Po-

Rys. 10. Wpływ prędkości filtracji na czas wpracowania złoża chalcedonitowego do usuwania manganu.

równanie takie dla różnych prędkości filtracji przedstawiono na wykresie 12 (Cykl VIII dla każdego ze złóż) Na przykładzie wybranego cyklu filtracyjnego widać, jak w trakcie

jego trwania rośnie oporność ośrodka filtracyjnego zanieczyszczonego zatrzymanymi zawiesinami. Jest to bezpośredni dowód rosnącej wykładniczo rzeczywistej prędkości filtracji


parametry procesów odżelaziania i odmanganiania wód podziemnych...

49

donitowym dostarczyła analiza strat ciśnienia wywołanych zatrzymanymi zawiesinami (głównie wyflokulowanymi kłaczkami wodorotlenku żelaza (III)). Określono empiryczny wzór pozwalający wyznaczyć wysokość strat ciśnienia w zależności od ilości zatrzymanego żelaza oraz prędkości filtracji. Hstr = (0,0031∙ e0,13∙vf) ∙ PM1,2

Rys. 11. Wpływ zanieczyszczenia złoża na przyrost strat ciśnienia dla różnych prędkości filtracji.

Rys. 12. Wpływ prędkości filtracji i czasu trwania cyklu filtracyjnego na jednostkowy przyrost strat ciśnienia wywołany określoną ilością zatrzymanych zawiesin (związków żelaza i manganu).

w złożu, zwiększającej przyrosty strat ciśnienia w miarę jego kolmatacji.

6. Podsumowanie i wnioski Przeprowadzone badania wskazały na wyraźny wpływ prędkości filtracji na procesy usuwania żelaza z wody podziemnej. Wyznaczone na ich podstawie wysokości aktywnych stref odżelaziania można opisać jednym wspólnym wzorem: H(Fe) = 30,5∙ vf0,56 ∙ e-0,00055Tf

[cm]

który uzależnia (dla składu jakościowego wody wykorzystywanej w ba-

daniach) wysokość złoża chalcedonitowego, na której zostaje usunięte żelazo do wartości zgodnych z polską normą od prędkości filtracji oraz stopnia wpracowania złoża (czas jego pracy). Prowadzenie filtracji z różną prędkością (w zakresie badanych obciążeń hydraulicznych) nie wpłynęło znacząco na czas wpracowania złóż do usuwania manganu. Oscylował on w granicach 42 – 48 dni ciągłej filtracji. Aby stwierdzenie to można uznać za całkowicie pewne należało by powtórzyć badania. Istotnych informacji dotyczących hydrauliki filtracji na złożu chalce-

[cm]

Zgodnie z powyższym ta sama ilość zatrzymanych związków żelaza i manganu – przykładowo ok. 2000,0 g/m2 wywołała następującą stratę ciśnienia: vf = 6,0 m/h: Hstr = 61,8 cm, vf = 9,0 m/h: Hstr = 91,4 cm, vf = 12,0 m/h: Hstr = 135,0 cm Jednocześnie przeprowadzone badania wskazały na rosnący w trakcie trwania cyklu filtracyjnego przyrost strat ciśnienia spowodowany określoną ilością zatrzymanych zawiesin. Wszystkie z przebadanych prędkości filtracji pozwoliły na osiągnięcie efektu usuwania z wody żelaza i manganu, po upływie pewnego okresu wpracowania. Podstawowa różnica wiąże się jednak z hydrauliką pracy złoża filtrującego wodę z różną prędkością filtracji. Reasumując prowadzone badania pozwoliły określić efekty i skutki zatrzymywania żelaza i manganu z wody podziemnej na złożach chalcedonitowych dając wstępne podstawy projektowe i eksploatacyjne zastosowań tego typu złóż w technologii uzdatniania wody podziemnej.

dr inż. Joanna Jeż-Walkowiak Politechnika Poznańska Instytut Inżynierii Środowiska Zakład Zaopatrzenia w Wodę i Ochrony Środowiska mgr inż. Łukasz Weber www.technologia-wody.pl


50

artykuł sponsorowany

technologie firmy seen

Modernizacja systemów koagulacji i filtracji w układach uzdatniania wód powierzchniowych Modernization of coagulation and filtration systems in surface water treatment plants Marcin Kłos

Streszczenie Zmiany regulacji prawnych normujących jakość wody pitnej są przyczyną wielu problemów na stacjach uzdatniania wody powierzchniowej. Analiza pracy tych obiektów wykazuje zazwyczaj konieczność zwiększenia efektywności procesów flokulacji i filtracji pospiesznej. Można to osiągnąć w najszybszy i najbardziej efektywny sposób poprzez zastosowanie systemów kontroli i sterowania dawką koagulantu. Utrzymanie wymaganej mętności wody uzdatnionej (poniżej 1 NTU) wymaga z kolei modernizacji filtrów pospiesznych. Zakres tych działań powinien obejmować nie tylko wymianę złóż filtracyjnych, ale i systemów drenażowych pozwalających na prowadzenie procesu płukania wg wszystkich dostępnych procedur, zwłaszcza płukanie jednoczesne powietrzem i wodą oraz zapewniających bardzo wysoką równomierność rozdziału mediów płuczących.

P

rojektując nową stację uzdatniania wody mamy do wyboru szereg gotowych rozwiązań technicznych obecnych na rynku. W sytuacji, gdy należy przeprowadzić modernizację istniejącego układu technologicznego zakres ewentualnych modyfikacji uzależniony jest od eksploatowanej technologii i istniejących urządzeń, wymaganego stopnia usuwania zanieczyszczeń oraz kosztów przedsięwzięcia. W modernizowanych zakładach uzdatniania wody powierzchniowej jednym z najprostszych, a zarazem najbardziej ekonomicznie uzasadnionych sposobów poprawy skuteczności działania istniejącego układu technologicznego jest zmiana koagulantu. Ponieważ podczas uzdatniania wody istnieje niebezpieczeństwo zaburzeń hydraulicznych, które będą powodowały rozbicie zawiesiny pokoagulacyjnej, parametrem, który powinien być brany pod uwagę przy wyborze koagulantu jest wytrzymałość powstających kłaczków. Skutkiem rozbicia zawiesiny podczas transportu jest niewłaściwy przebieg procesu jej separacji w osadnikach oraz na filtrach pospiesznych. Wytrzymałość kłaczków jest również istotna podczas realizacji procesu koagulacji w układzie filtracji kontaktowej,

a także w urządzeniach wielofunkcyjnych np. w akcelatorze, gdzie zawiesina poddawana jest recyrkulacji wewnętrznej. Rozwiązaniem, które w znacznym stopniu pozwala ograniczyć skutki tych niekorzystnych zjawisk jest zastosowanie koagulantu. który umożliwi powstawanie najbardziej trwałych kłaczków. Jest to szczególnie ważne podczas uzdatniania wód o ponadnormatywnej barwie spowodowanej obecnością związków organicznych. Kłaczki powstające podczas koagulacji tych wód charakteryzują się o wiele mniejszą wytrzymałością w porównaniu do kłaczków powstających podczas uzdatniania wód mętnych. Niemniej sama zmiana koagulantu, aczkolwiek łatwa i w miarę tania, nie jest działaniem wystarczającym, pozwalającym na znaczący wzrost efektywności działania układu uzdatniania w zakresie uzyskania niskiej mętności produkowanej wody. Mętność jest wskaźnikiem, który pozwala na szybką i obiektywną ocenę stopnia zanieczyszczenia wody w oparciu o pomiar ilości światła rozpraszanego przez próbkę. Przeprowadzone w ostatnich latach nowelizacje przepisów normujących jakość wody pitnej oprócz obniżenia najniższych dopuszczalnych stężeń wielu specyficznych zanieczyszczeń, zaostrzyły także wymagania w stosunku do wskaźników podstawowych, w tym i do mętności. Znaczenie tego wskaźnika w ocenie jakościowej wody jest bardzo duże. Zalecenia Światowej Organizacji Zdrowia (WHO) wskazują na pomiar mętności jako wskaźnika bieżącej kontroli efektywności filtracji. Mętność wody po filtrach nie może przekraczać wg tych zaleceń 1 NTU (incydentalnie może osiągnąć wartość 5 NTU). Taka wartość gwarantuje dobre, na poziomie 99,9%, usunięcie wirusów i innych patogennych bakterii. Nie pozwala jednak na eliminację z wody oocyst Cryptosporidium i sporów


modernizacja systemów koagulacji i filtracji w układach uzdatniania wód powierzchniowych

Clostridium. W tym przypadku mętność wody po filtrach powinna być niższa niż 0,3÷0,5 NTU. Dla typowego zakładu uzdatniania wody całkowite usunięcie waha się w zakresie 1,3–4,3 log, a średnio wynosi ok. 2 log (99%) [1,2]. Znalazło to odzwierciedlenie w wytycznych wielu agencji rządowych zajmujących się uzdatnianiem wody np. amerykańskiej agencji ochrony środowiska (EPA), która zaleca, aby mętność wody po procesie filtracji pospiesznej kształtowała się na poziomie 0,1 NTU [2]. Dla poprawy efektów usuwania zanieczyszczeń, zarówno fizyczno – chemicznych jak i biologicznych, należy więc zwiększać efektywność systemów uzdatniania wód powierzchniowych w zakresie procesów separacji zawiesin pokoagulacyjnych. Biorąc pod uwagę ograniczone możliwości finansowe i techniczne przedsiębiorstw wodociągowych, spośród dwóch kierunków działań: budowa nowych systemów uzdatniania wody oraz modernizacji istniejących, eksploatowanych układów, właśnie ten drugi będzie częściej wybierany jako rozwiązanie realne. Zakres prac uzależniony jest od konkretnych problemów występujących na danej stacji uzdatniania i powinien zostać określony indywidualnie dla konkretnego przypadku. Bardzo często okazuje się, że analiza pracy układów uzdatniania wskazuje na konieczność poprawy działania układów koagulacji, zarówno w obszarze skuteczności dozowania reagentów jak i separacji zawiesin pokoagulacyjnych. Z uwagi na fakt, że cała odpowiedzialność za końcową jakość wody w aspekcie jej mętności spoczywa na filtrach pospiesznych, to właśnie ten element układu technologicznego należy poddać modernizacji w pierwszej kolejności. Dla zmniejszenia mętności wody przefiltrowanej do wymaganego poziomu w większości przypadków wystarcza zmniejszenie efektywnej średnicy złóż filtracyjnych. Jednak w rzeczywistości rozwiązanie tego problemu nie jest tak proste. Zastosowanie złóż o mniejszej średnicy efektywnej ziaren jest źródłem nowych problemów eksploatacyjnych.

Jednym z najważniejszych jest skrócenie długości cykli filtracyjnych oraz wzrost podatności złóż na tzw. „przebicie”. Aby przeciwdziałać tym niekorzystnym zjawiskom, zmniejszeniu efektywnej średnicy ziaren złóż filtracyjnych powinna towarzyszyć zmiana rodzaju złóż, która pozwoli na zwiększenie pojemności czynnej złoża, a więc i ich zdolności do zatrzymywania ładunku zawiesin. Można to zrobić poprzez np. poprzez zastąpienie piaskowych złóż filtracyjnych złożami dwuwarstwowymi: antracytowo – piaskowymi lub złożami trójwarstwowymi. Wprowadzenie dodatkowej warstwy antracytu pozwala nie tylko na proste zwiększenie zdolności akumulacji zawiesin, ale daje także nowe możliwości technologiczne. Pozwala na prowadzenie efektywnej, zarówno technologicznie jak i ekonomicznie, koagulacji powierzchniowej (w złożu), który to proces wymagał z reguły stosowania filtrów kontaktowych o konstrukcji odmiennej od typowych filtrów pospiesznych. Dzięki temu w wielu przypadkach, przy uzdatnianiu wód o stosunkowo niskiej mętności i znacznej ilości zanieczyszczeń organicznych, można poprawić zarówno efektywność jak i ekonomikę procesu. Jednak sama wymiana złoża filtracyjnego nie zawsze poprawia skuteczność pracy filtra. Dla uzyskania znaczącego wzrostu efektywności procesu uzdatniania, zwłaszcza efektywności ekonomicznej, konieczne jest często zwiększenie wysokości warstwy filtracyjnej. Drugim problemem, jaki należy rozwiązać podczas modernizacji układu filtracji jest zagadnienie płukania złóż. Wpływa ono nie tylko na sprawność technologiczną i techniczną filtrów, ale determinuje także w dużym stopniu koszty procesu uzdatniania, związane ze zużyciem wody płuczącej i koniecznością oczyszczania wód popłucznych. Dla prawidłowego działania filtry wymagają bardzo starannego oczyszczenia. W przypadku złóż wielowarstwowych może je zapewnić praktycznie jedynie jednoczesne płukanie powietrzem i wodą. Znaczna część filtrów piaskowych wyposażona jest w drenaże grzybko-

51

we z dyszami z tworzyw sztucznych. System ten jest znanym i sprawdzonym rozwiązaniem. Jednakże w przypadku modernizacji filtrów związanej z koniecznością wymiany złóż filtracyjnych jego przydatność jest mocno ograniczona. Konstrukcja podwójnego dna (przestrzeni poddennej) oraz ograniczona gęstość rozmieszczenia dysz filtracyjnych powoduje, że drenaże grzybkowe nie dają możliwości zwiększenia wysokości złoża filtracyjnego i nie zapewniają wymaganej równomierności rozdziału mediów płuczących. Alternatywą dla drenaży z dyszami filtracyjnymi jest zastosowanie systemów drenaży blokowych. Drenaże te składają się z laterali wykonanych z połączonych bloków z tworzywa sztucznego wyposażonych w nakładki szczelinowe ze stali kwasoodpornej. Systemy te pozwalają na realizację procesu płukania filtrów wg wszystkich dostępnych procedur, osiągając bardzo wysoką równomierność rozdziału mediów płuczących. Bez względu jednak na przyjęte rozwiązania docelowe modernizację stacji uzdatniania wody należy traktować jako rozwiązanie całościowe, w trakcie którego należy dokonać analizy wpływu przebiegu poszczególnych procesów jednostkowych na końcowy efekt technologiczny. Jedynie takie kompleksowe podejście do zagadnienia pozwala na osiągnięcie zakładanego efektu technologicznego przy akceptowalnych dla inwestora kosztach.

Literatura [1]

Leland D., McAnulty J., Keene W., Stevens G. A cryptosporidiosis outbreak in a filtered-water supply. J. AWWA, 1993. 85(6), pp.34-42. [2] US National Protection Agency. Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule. Turbidity Provisions. Technical Guidance Manual. EPA 816-R-04007. August 2004.

dr inż. Marcin Kłos Politechnika Śląska Instytut Inżynierii Wody i Ścieków Dział Badań i Rozwoju SEEN Technologie Sp. z o.o. tel. 22 460 88 99, www.seen.pl


52

reklama

Laminatowe przekrycia dachowe firmy Laminopol Laminopol Sp. z o.o.

L

aminopol Sp. z o.o. ze Słupska jest firmą znaną na rynku dostawców laminatowych przekryć dachowych przeznaczonych do hermetyzacji zbiorników komunalnych i przemysłowych od 1997 roku. Od 2005 roku podwykonawcą przekryć dachowych jest firma Laminopol Konstrukcje Sp. z o.o. z siedzibą w Postominie koło Słupska. Aktualna lista wykonanych przekryć przekracza 350 konstrukcji i obejmuje różnorodne pod względem kształtów, wielkości i zastosowania z punktu widzenia przeznaczenia zbiorników – piaskowniki, zagęszczacze, zbiorniki z biomasą, osadniki wstępne, zbiorniki z wodą pitną, zbiorniki z kwasem siarkowym i inne, jakie można spotkać na terenie oczyszczalni. Do szczególnych projektów zaliczamy zbiorniki zlokalizowane na terenie oczyszczalni w rafinerii, gdzie występują strefy zagrożenia wybuchem, a zatem, materiał użyty do wykonania przekryć (laminat) musi posiadać udokumentowane właściwości, w tym klasyfikację ogniową. Dzięki naszej wiedzy w zakresie projektowania takich konstrukcji, w roku 2008 zawarliśmy umowę z Grupą LOTOS SA na hermetyzację oczyszczalni ścieków i stacji pomp na terenie rafinerii, wraz z instalacją oczyszczania

Fot. 1. Przekrycie dachowe w strefie zagrożonej wybuchem

Fot. 2. Przekrycie dachowe składane w OŚ Czajka

powietrza metodą biologiczną (biofiltracją). Celem projektu jest eliminacja uciążliwości oczyszczalni dla otoczenia i spełnienie oczekiwań okolicznej społeczności, od wielu lat uskarżającej się na przykre dolegliwości zapachowe pochodzące z rafinerii. W roku 2009 rozpoczęła się także realizacja bardzo trudnego technicznie i nowatorskiego zadania, polegającego na hermetyzacji boksów magazynowych na terenie modernizowanej OŚ „Czajka” w Warszawie. Zadaniem laminatowych przekryć dachowych jest ograniczenie przestrzeni, do której następuje emisja zanieczyszczeń pochodzących z magazynowanych osadów. Zgodnie z wymaganiami Inwestora, każdy z 14 boksów o wymiarach 30 x 7.46 [m] zostanie wyposażony w ruchome zadaszenie z przekryć cienkościennych. Przekrycia będą otwierać się w sposób umożliwiający swobodne manewrowanie ładowarki wewnątrz boksu, a zastosowany materiał będzie odporny na warunki atmosferyczne, korozję i nierozprzestrzeniający ognia (NRO). Zespół 14 zblokowanych boksów magazynowych osadu tworzących konstrukcję


reklama

żelbetową o wymiarach w rzucie poziomym 110,4x30 [m] będzie zhermetyzowany przy użyciu laminatowych przekryć zgodnych z rozwiązaniami określonymi w Aprobacie Technicznej nr AT/2009-08-0108/A2 wydanej przez Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie dla Laminopol Sp. z o. o. Podstawowym elementem ruchomego przekrycia będzie element płaski usztywniony zespołem zamkniętych profili wykonanych z laminatu poliestrowo – szklanego. Przekrycie będzie składało się z 10 takich elementów. W pozycji zamknięcia zbiornika, wszystkie elementy będą spoczywały na konstrukcji żelbetowej zbiornika, a każdy z nich będzie oparty na czterech kółkach jezdnych, poruszających się bezpośrednio po nawierzchni betonowej. W trakcie procesu otwierania elementy będą poruszały się w kierunku na zewnątrz zbiornika, po nawierzchni betonowej w położeniu poziomym,

a następnie po odpowiednio wyprofilowanej prowadnicy. W trakcie ruchu po prowadnicy element dachowy będzie spoczywał na kółku obrotowym, a na skutek sił niezrównoważenia ciężaru dokona obrotu wokół osi kółka obrotowego i stopniowo przyjmie pozycję pionową. Pionowo ułożony element będzie przesuwany pod wpływem ciężaru własnego w kierunku słupów gdzie ulegnie zatrzymaniu na ograniczniku. Następne elementy w pozycji pionowej będą dosuwane do elementu poprzedniego. Po całkowitym odsłonięciu światła boksu wszystkie elementy, za wyjątkiem pierwszego licząc od strony bramy, będą znajdowały w miejscu odkładczym, w położeniu pionowym. Rozwiązanie konstrukcyjne ruchomych przekryć oparte jest w pewnej części na rozwiązaniu pod nazwą „Składana pokrywa dla luków okrętowych” opisanych opisem patentowym nr 33872 Urzędu patentowego Rzeczypospolitej Polskiej. Rozwiązanie

Konkurs fotograficzny Przyroda Ojczysta 2009

to było i jest powszechnie stosowane w okrętownictwie do zamykania luków okrętowych. Laminatowe przekrycia dachowe są projektowane, wykonywane i montowane przez Laminopol Sp. z o.o. zgodnie z Aprobatą Techniczną Nr AT/2004-08-0108/A2 wydaną przez Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie dla Laminopol Sp. z o.o. oraz zgodnie z systemem jakości według normy PN-EN ISO 9001:2001, wydanym przez Polskie Centrum Badań i Certyfikacji – Certyfikat Systemu Jakości nr 930/1/2003 – potwierdzającym, że Laminopol Sp. z o.o. w zakresie „Projektowania i produkcji wyrobów z laminatów poliestrowo szklanych” spełnia wymagania normy PN-EN 9001:2001.

Laminopol Sp. z o.o. ul.Szczecińska 58b, 76-200 Słupsk centrala@laminopol.com www.laminopol.com.pl

Zgłoszenia do konkursu przyjmowane są w dwóch kategoriach wiekowych: do 18 lat i powyżej 18 lat. Prace konkursowe można nadsyłać do dnia 30 listopada 2009 roku. Po tym terminie jury wybierze od 30 do 50 fotografii, które wezmą udział w ścisłym finale - zostaną poddane ocenie internautów. Głosowanie przez Internet potrwa do 05 stycznia 2010 roku. W każdej kategorii wiekowej przyznane zostaną nagrody za trzy pierwsze miejsca. ***

W

ystartowała druga edycja konkursu fotograficznego „Przyroda Ojczysta 2009” organizowanego przez portal popularnonaukowy www.ekologia.pl.

„Przyroda Ojczysta 2009” to druga edycja konkursu fotograficznego, którego celem jest promocja piękna polskiej przyrody. Strona konkursu znajduje się pod adresem: http:// www.przyrodaojczysta.ekologia.pl Przed jego uczestnikami stoi wyzwa-

53

nie prezentacji tajemniczych zakątków naszego kraju lub przedstawienie powszechnie znanych miejsc w nietuzinkowy sposób. Udział w konkursie jest bezpłatny, a jedynym warunkiem jest zgłoszenie własnych fotografii wykonanych na terenie Polski.

ekologia.pl – Polski Portal Ekologiczny to tematyczny portal popularnonaukowy. Ideą jego funkcjonowania jest dostarczanie najnowszych i rzetelnych informacji z obszaru prawdziwej ekologii. Dodatkowe informacje: Jakub K. Wojtachnio Menedżer ds. komunikacji i PR tel. + 48 505-507-501 jakub.wojtachnio@ekologia.pl


54

nauka i technika

Dobór pomp głębinowych do wymaganych parametrów pracy układu pompowego studni Deep pumps selection to the required operating parameters of wells pumping system Marian Strączyński

Streszczenie Podstawowym, a jednocześnie najważniejszym zagadnieniem z punktu widzenia eksploatacji pomp głębinowych jest właściwy dobór parametrów pompy do pracy w układzie pompowym, eksploatowanym w danej studni ujęcia. Właściwy dobór pompy głębinowej gwarantuje uzyskiwanie wysokich wskaźników sprawności energetycznej w przyszłej eksploatacji głębinowego agregatu pompowego oraz zapewnia jego długotrwałą i bezawaryjną pracę na ujęciu. Zagadnienia związane z doborem pomp głębinowych wymagają wiedzy po stronie techniki pompowej, elektrotechniki oraz hydrogeologii.

1. Dobór pomp głębinowych Na rys.1. pokazano jak powinien być zbudowany i opomiarowany układ pompowy pompy głębinowej. Ogólnie można przyjąć, że wysokość podnoszenia pompy głębinowej w układzie pompowym wyrażona jest wzorem: Hp = Hd + h2 + ∆hstr przy czym: ∆hstr = ∆hsa + ∆hsL gdzie: Hd – położenie zwierciadła dynamicznego wody [m], liczone od osi poziomego rurociągu odprowadzającego wodę z układu pompowego, h2 – wartość ciśnienia [m] zmierzonego na manometrze zainstalowanym, na odpływie wody z układu pompowego, ∆hstr – suma strat przepływu [m] w pionowym odcinku rurociągu tłocznego pompy oraz start przepływu w armaturze układu pompowego,

∆hsa – suma strat przepływu [m] w armaturze studziennej, ∆hsL – suma liniowych strat przepływu [m] w pionowym rurociągu tłocznym, Położenie zwierciadła dynamicznego wody w studni Hd oraz wartość ciśnienia h2 odpowiadać ma wydajności Q, dla której dobieramy pompę. Wartość ciśnienia h2 określa warunki odpływu, które mogą być bardzo zróżnicowane – np.: pompowanie wody na pobliski zbiornik, praca bezpośrednio na sieć, transport wody na znaczną odległość w terenie górzystym itp. O ile wartość położenia zwierciadła wody Hd oraz ciśnienia h2 mierzymy w układzie pompowym podczas pracy poprzedniej pompy lub podczas pompowania próbnego, o tyle sumę start przepływu musimy wyliczyć bądź oszacować wg dostępnych nomogramów bądź programów komputerowych. Problemu nie ma z określeniem strat w armaturze studziennej – ∆hsa gdyż jest to różnica wskazań manometrów [m]; ∆hsa = h1 – h2. Gdy armatura jest dobrana prawidłowo i gdy nie występuje dławienie wydajności pompy, różnica h1 – h2 jest minimalna i może wynosić co najwyżej kilka metrów. Straty przepływu w pionowym rurociągu tłocznym pompy głębinowej można oszacować z dostępnych nomogramów lub programów, przy czym uwzględnia się tu zarówno średnicę rurociągu jak i jego długość odpowiadającą głębokości zabudowy pompy. Na wielkość tych strat ma zasadniczy wpływ prędkość przepływu wody w rurociągu oraz jego


55

dobór pomp głębinowych do wymaganych parametrów pracy układu pompowego studni

ct – prędkość przepływu wody w rurociągu – wyrażona w [m/s], przyspieszenie ziemskie (g = 9,81 m/s2) przy czym: ct =

Q F

gdzie: Q – wydajność pompy – wyrażona w [m3/s], F – pole przekroju rurociągu – wyrażone w [m2] Na rys. 2. pokazano dla przykładu przekrój typowego układu pompowego z zaznaczonymi, przykładowymi danymi – parametrami obrazującymi pracę tego układu. Przedstawiono też poglądową charakterystykę katalogową typu pompy, która spełnia warunek dostosowania wydajności Q. W celu doboru pompy, która spełni wymagania przykładowego układu pompowego należy w pierwszej kolejności wyznaczyć orientacyjną wysokość podnoszenia dla szukanej pompy wiedząc, że: Hd = 44 m, h2 = 25 m, h1 = 28 m, tak więc: ∆hsa = h1 – h2 = 28 – 25 = 3 m Lp = 60 m Dp = 80 mm = 0,08 m Q = 20 m3/h = 0,00555 m3/s Rys. 1. Budowa i opomiarowanie pompy głębinowej.

długość i jakość stanu powierzchni wewnętrznej rury. Dla układów pompowych pomp głębinowych zaleca się by prędkość przepływu wody w rurociągu nie przekraczała 2,5–2,7 m/s Trzeba też uwzględnić fakt, że pompy głębinowe wydobywają na ujęciach tzw. wodę surową, która po niedługim okresie czasu odkłada osad na wewnętrznych powierzchniach rur. Dla orientacyjnego-szacunkowego wyznaczenia wartości strat przepływu w pionowym rurociągu tłocznym pompy głębinowej można posłużyć się wzorem:

∆hsL = λ

∆hsl = λ

F=

Lp c2t ⋅ Dp 2g

gdzie: λ – współczynnik strat liniowych (bezwymiarowy, w przybliżeniu) dla rur stalowych z widocznymi śladami osadu – do widocznego zmniejszenia średnicy wewnętrznej rury szacunkowo można przyjąć; λ = 0,025 – 0,032, Lp – głębokość zabudowy pompy – długość rurociągu tłocznego, wyrażona w [m], Dp – średnica wewnętrzna rurociągu – wyrażona w [m],

F=

Lp c2t ⋅ Dp 2g

πD2p 4

3,14 ⋅ 0, 082 = 0, 005 m2 4 ct =

ct =

Q F

0, 005555 = 1,11 m/s 0, 005

∆hsL = 0, 032

60 (1,11)2 ⋅ = 1, 2 m 0, 08 2 ⋅ 9, 81

∆hstr = ∆hsa + ∆hsL


56

nauka i technika

Zgodnie normą PN-G-02318:1994 średnica wewnętrzna studni Ds powinna spełniać warunek: Ds ≥ a ⋅ Da gdzie: Ds – średnica wewnętrzna studni, Da – średnica zewnętrzna głębinowego agregatu pompowego, a – współczynnik przy czym: a = 1,1 dla głębokości zabudowy pompy Lp 50 m, a = 1,2 dla głębokości zabudowy pompy Lp > 50 m.

Rys. 2. Przekrój typowego układu pompowego z zaznaczonymi przykładowymi parametrami obrazującymi pracę tego układu.

∆hstr = 3 + 1,2 = 4,2 m Hp = Hd + h2 + ∆hstr Hp = 44 + 25 + 4,2 = 73,2 m tak więc orientacyjna wysokość podnoszenia dobieranej do przykładowego układu pompowego pompy głębinowej wynosi w przybliżeniu Hp = 73,2 m. W celu doboru odpowiedniej pompy z zamieszczonej na rys.2. charakterystyki przykładowego typu pompy, która posiada dla wydajności Q = 20 m3/h najwyższą sprawność, przeprowadzamy dla wysokości podnoszenia równej 73,2 m poziomą linię i dla wydajności Q = 20 m3/h szukamy najbliższego przecięcia się tej linii z charakterystyką danej ilości stopni pompy. Najbliżej poszukiwanej wysokości podnoszenia jest charakterystyka pompy 9 -cio stopniowej, która w przybliżeniu ma podnoszenie H = 74 m i tym samym spełnia nasz warunek. Do doboru konkretnego typy pompy możemy wykorzystać też występujące na rynku programy komputerowe opracowane przez producentów pomp głębinowych lecz i tak wcześniej musimy wyznaczyć wyso-

kość podnoszenia poszukiwanej pompy dla określonej wydajności. W przypadku gdy pompowana woda jest w wyraźnym stopniu zanieczyszczona piaskiem – piaszczenie powyżej 50 mg/l lub gdy występuje wyraźne przekroczenie związków chemicznych w tym głównie: żelaza, magnezu czy też chlorków bądź siarczanów należy fakt ten bezwzględnie uwzględnić podczas doboru pompy głębinowej – głębinowego agregatu pompowego. Producenci posiadają tzw. wykonania specjalne w tym zakresie lecz muszą być wcześniej poinformowani o wszelkich zmianach występujących w pompowanym medium. Przed wyborem konkretnego typu pompy spełniającej warunek wysokości podnoszenia należy sprawdzić czy średnica studni umożliwia zabudowę wybranego głębinowego agregatu pompowego i właściwą jego eksploatację. Uwzględniamy średnicę głębinowego agregatu pompowego, a nie samej pompy, tak więc uwzględniamy gabaryt największej średnicy wraz z prowadzeniem przewodu – kabla zasilającego silnik głębinowy.

Wg normy PN-G-02318:1994 prędkość przepływu wody w przestrzeni między pompą głębinową, a rurą studzienną nie powinna przekraczać 2,0 m/s. Po sprawdzeniu w/w warunków zabudowy głębinowego agregatu pompowego należy zapoznać się z danymi elektrycznymi – energetycznymi silnika głębinowego, zwracając szczególną uwagę na moc znamionową, prąd znamionowy dla danego napięcia zasilającego, współczynnik mocy oraz sprawność silnika. Dobrze jest gdy silnik posiada wyraźną kilkuprocentową rezerwę mocy w stosunku do mocy pobieranej przez pompę głębinową w punkcie jej maksymalnego obciążenia (maksymalnego poboru mocy).Wartość tej rezerwy zależy od kilku czynników przy czym podstawowym jest parametr wydajności, przy której pompa głębinowa będzie pracowała oraz fakt czy praca ta będzie często przerywana bądź stała. Rezerwę mocy można omówić z producentem gdyż wpłynie ona na trwałość silnika w konkretnych warunkach eksploatacji. Należy sprawdzić też czy silnik wymaga zachowania wymaganej prędkości opływu podczas jego eksploatacji. W przypadku niespełnienia tego warunku należy rozważyć zastosowanie tzw. „ płaszcza chłodzącego „.Ważnym jest zwrócenie uwagi na długość oraz przekrój przewodu – kabla wyprowadzonego z silnika. Właściwe opomiarowanie układu pompowego z jednej strony zapewnia możliwość prowadzenia prawidłowego nadzoru eksploatacyjnego studni


57

dobór pomp głębinowych do wymaganych parametrów pracy układu pompowego studni

2. Wnioski Znane powiedzenie w praktyce pompowej – jaki dobór pompy taka późniejsza jej eksploatacja jest szczególnie ważne dla pomp głębinowych. Wiadomo, że koszty zabudowy pompy głębinowej niejednokrotnie przekraczają cenę samego agregatu pompowego, a koszty energii elektrycznej zdecydowanie wpływają na cenę wydobycia 1 m3 wody na ujęciu. Dokładność doboru pomp głębinowych posiada więc zdecydowany wpływ na optymalizację eksploatacji ujęć.

3. Literatura [1]

Strączyński M., Sprawność energetyczna układu pompowego pompy głębinowej. Forum Eksploatatora, 2/2007. [2] Strączyński M., Pakuła G., Urbański P., Solecki J. Podręcznik Eksploatacji Pomp w Wodociągach i Kanalizacji. Izba Gospodarcza Wodociągi Polskie, Wydawnictwo „Seidel-Przywecki” Sp. z o.o. Warszawa 2007. [3] Strączyński M., Badania kontrolne głębinowych agregatów pompowych. Forum Eksploatatora, 5/2009. [4] Strączyński M., Eksploatacja pomp głębinowych w systemach zaopatrzenia w wodę. Technologia Wody, 1/2009.

Dr Marian Strączyński ul. Dzika 38, 97-400 BEŁCHATÓW tel. +48 44 635 0110 tel./fax. +48 44 632 3946 tel. kom. +48 601 29 26 32 e-mail: mast@mast.com.pl • www.mast.com.pl

SYSTEMY KOMPUTEROWE automatyka – monitoring • System komputerowy monitoringu i sterowania SYNDIS – SEGAP – program komputerowy typu scada SYNDIS RV, – program komputerowy prowadzący eksploatację ujęć SEGAP, – system komputerowy sterujący próbami pomp SEGAP – SP. • Urządzenia monitoringu i sterowania systemu SYNDIS – SEGAP – dedykowane sterowniki z cyfrową diagnostyką pomp głębinowych USD 2, – kompletne układy automatyki, sterowania i monitoringu procesów technologicznych w przedsiębiorstwach wodociągowych, – koncentratory pomiarowe oraz sterowniki stacji prób pomp, – szafy zasilająco-sterownicze, szafy automatyki.

POMPY I SILNIKI GŁĘBINOWE Głębinowe agregaty pompowe oraz ich części zamienne – – – –

modułowe pompy głębinowe systemu MS-T RITZ, silniki głębinowe 8 cali – 16 cali, wypożyczalnia – leasing pomp głębinowych, łożyska poosiowe silników głębinowych.

SYSTEMY EKOLOGICZNE energia odnawialna w przedsiębiorstwach wodociągowych • słoneczne suszarnie osadów ściekowych, • pompy ciepła, – kolektory słoneczne, fotowoltaika, – siłownie wiatrowe, • kolektory słoneczne, fotowoltaika, • siłownie wiatrowe.

KONSULTING dr Marian Strączyński MAST, Bełchatów www.mast.com.pl

– oceny energochłonności pracujących układów pompowych, – szkolenia techniczne – SZKOŁA EKSPLOATACJI POMP

www.mast.com.pl

i pompy głębinowej natomiast z drugiej strony generuje niezbędne dane i parametry umożliwiające dokonywanie właściwych doborów pomp. Ważnym jest by dobór pomp prowadzony był w oparciu o rzeczywiste parametry agregatów pompowych wyznaczone podczas badań kontrolnych na stacji prób. W systemie komputerowym SEGAP zarówno w programie gromadzącym i przetwarzającym parametry eksploatacyjne jak i w konfiguracji monitoringu pracy pomp głębinowych, możliwe jest przeprowadzenie szybkiego i precyzyjnego doboru pomp do poszczególnych studni ujęć. Dalsza modelowa ocena pracy głębinowych agregatów pompowych na ujęciu zapewnia pełną optymalizację systemu ich eksploatacji.


58

historia wodociągów

Ewolucja systemu zaopatrzenia w wodę w XIX-wiecznym Wrocławiu The evolution of water supply system in Wrocław in 19 century Miron Urbaniak

Streszczenie Do momentu budowy centralnego systemu wodociągowego w latach 1866–1871 Wrocław był zaopatrywany w wodę z rzeki Odry przez kunszty wodne. W sierpniu 1871 r. uruchomiono zakład wodociągowy „Na Grobli”, zaprojektowany przez inż. Johna Moore’a i Carla Zimmermanna. Wodociąg wyposażono w maszyny parowe, które pompowały do miasta wodę z Odry. Pod koniec XIX w. jakość wody odrzańskiej uległa pogorszeniu i dlatego rozpoczęto poszukiwania wody gruntowej. Znaleziono ją na Świątnikach, gdzie w latach 1902-1904 zbudowano ujęcie wody gruntowej oraz stację pomp parowych. Od 1904 r. Wrocław był zaopatrywany wodą gruntową ze Świątnik, którą uzdatniano w zakładzie „Na Grobli”.

Abstract Wrocław was supplied with a water from Odra river through water-mills until the central system of waterworks was built in 1866-1871. In August 1871 were put into operation new waterworks “Na Grobli” designed by engineers John Moore and Carl Zimmermann. The Waterworks were equipped in steam machines, that pumped water to city from Odra. At the end of 19 century, the quality of water from Odra got worse, so they were started looking for a groundwater. They were found it in Świątniki, where in years 1902-1904 were built a new intake of groundwater and new steam pumping station. Since 1904 Wrocław was supplied with groundwater from Świątniki, and it conditioned in waterworks “Na Grobli”

Fot. 1. Kompleks wodociągowy „Na Grobli”, na pierwszym planie filtr powolny, w głębi wieża wodna z kominem zachodnim (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)


ewolucja systemu zaopatrzenia w wodę w xix-wiecznym wrocławiu

W

ciągu XIX w. Wrocław, jako stolica Śląska, stał się olbrzymim ośrodkiem, którego ludność wzrosła z 59 000 w 1806 r. do ponad 500 000 w 1909 r1. Olbrzymie miasto, będące jedną z trzech stolic państwa pruskiego, stało się nie tylko centrum administracji państwowej (stolica prowincji śląskiej i rejencji wrocławskiej), ale także prężnym ośrodkiem przemysłowym i ważnym węzłem komunikacyjnym2. To sprawiło, że jednym z najważniejszych zadań samorządu w dziedzinie infrastruktury technicznej miasta było zapewnienie mieszkańcom, instytucjom oraz przemysłowi odpowiednich ilości wody. Woda ta początkowo czerpana była kunsztami wodnymi z rzeki, później zbudowano centralny system wodociągowy, bazujący jednak w dalszym ciągu na wodzie Odry. W miarę pogarszania się jej jakości podjęto działania na rzecz budowy ujęcia wód gruntowych. Proces ewolucji zaopatrzenia w wodę w XIX-wiecznym Wrocławiu jest zarazem rozwiązaniem modelowym, charakterystycznym dla dużych ośrodków miejskich Prus położonych

nad rzekami. Zaobserwować go można choćby w pobliskim Poznaniu3. Na początku XIX w. we Wrocławiu funkcjonowały tzw. kunszty wodne (czerpalnie), pochodzące ze średniowiecza i XVI w. Wśród nich można wspomnieć: „Kunszt Macieja” (Mathiaskunst), „Kunszt Koci” (Kätzelkunst), czy „Stary Wielki Kunszt” (alte grosse Kunst)4. Kunszty (pompownie wody odrzańskiej, napędzane kołami wodnymi) zasilały sieci wodociągowe, zaopatrujące w wodę tylko wybrane dzielnice miasta. W pierwszym ćwierćwieczu XIX w. ich wydajność była już niewystarczająca. Dlatego też 1

2

3

4

T. Kulak, Historia Wrocławia. Od twierdzy fryderycjańskiej do twierdzy hitlerowskiej, Wrocław 2001, t. 2, s. 28, 169; VerwaltungsBericht der Städtischen Betriebswerke zu Breslau für das Geschäftsjahr 1908, Breslauer Statistik, Breslau 1909, s. 35. Szerzej zob.: T. Kulak, Historia Wrocławia…, op. cit. Zob.: M. Urbaniak, Parowe i gazowe napędy pomp w Wodociągach Poznańskich, „Pompy Pompownie” 2004, nr 4, s. 42. E. Grahn, Die Städtische Wasserversorgung im Deutschen Reiche, München–Leipzig [1898/99], t. 1, s. 89–90.

Fot. 2. Widok na filtry powolne odkryte, w głębi Oława (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)

59

w 1823 r. miejski radca budowlany Heermann skierował do magistratu memorandum, w którym skrytykował stare kunszty, jako przestarzałe i nieskuteczne źródło zaopatrzenia mieszkańców w czystą wodę5. Remedium na tę sytuację widział w instalacji maszyny parowej, mającej zwiększyć wydajność miejskich wodociągów. Podjął więc rozmowy z dyrektorem Królewskiej Odlewni Żeliwa w Gliwicach – Holtzhausenem6. Maszyna parowa wraz z pompą tłokową miała być zainstalowana w budynku czerpalni Macieja na Tamce (Matthiasinsel). W czerwcu 1823 r. magistrat zezwolił Heermannowi na jej zamówienie w gliwickich zakładach. Okazało się jednak, że odlewnia nie może zrealizować natychmiast zlecenia, a w międzyczasie (1824 r.) spłonął „Kunszt Macieja” i Heermann został zmuszony do przygoto5

6

V. Schneider, Die Wasserversorgung Breslau’s früher und jetzt, Festschrift zur XIII Versammlung des Deutschen für öffentliche Gesundheitspflege der Stadt Breslau, Breslau 1886, s. 72. Ibidem, s. 72.


60

historia techniki

że druga (po Magdeburgu – 1819 r.) w komunalnych zakładach wodociągowych ówczesnych Niemiec11. Stacja pomp przy dawnej „Czerpalni Macieja” zlikwidowała problemy na krótki okres, rosnące bowiem zaludnienie wywołało wzrost zapotrzebowania na wodę12. Równolegle ze wzrostem zaludnienia postępowała też industrializacja ośrodka13. Dlatego samorząd podjął decyzję o bu11

12

13

Fot. 3. Duże ujęcie zatokowe przy wieży wodnej „Na Grobli” (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)

S. Baer, Von der Stadtwasserkunst zum Wasserwerk, „Das Gas– und Wasserfach“ 1934, nr 50, s. 867. T. Kulak, Historia Wrocławia…, op. cit., s. 169. J. G. Knie, Alphabetisch-statistisch-topographische Uebersicht der Dörfer, Flecken, Städte, und anderen Orte, Breslau 1845, s. 804.

wania projektu budowy nowej stacji pomp w pobliżu spalonej czerpalni7. Tymczasem w Berlinie wystawiono na licytację starą maszynę parową z Królewskiej Manufaktury Porcelany. Wrocławscy rajcy zdecydowali, iż należy wykorzystać nadarzającą się okazję i maszynę kupiono za 1000 talarów8. W 1826 r. monter Wutke ukończył montaż silnika w nowej pompowni. Okazało się jednak, iż pokładane w nim nadzieje przyniosły bardzo szybko rozczarowanie. Poważnie wyeksploatowane elementy konstrukcyjne oraz usterki kotła parowego uniemożliwiały pracę bez przestojów, a we wrześniu 1827 r. pękł wał korbowy. Usterkę szybko usunięto i 25 października 1827 r. silnik ponownie ruszył. Dzień ten stał się datą graniczną dla wrocławskich wodociągów, bowiem oznaczał wprowadzenie regularnego ruchu parowego w zakładzie 9. Warto podkreślić, iż była to jedna z pierwszych maszyn parowych działających we Wrocławiu10, a tak7 8

9

10

Ibidem, s. 73. C. Matchoss, Die Einführung der Dampfmaschine in Deutschland (1780–1830), „Zeitschrift des Vereines Deutscher Ingenieure“ 1905, nr 22, s. 904; C. Matchoss, Die Entwicklung der Dampfmaschine, Berlin 1908, t. 1, s. 180. V. Schneider, Die Wasserversorgung…, op. cit., s. 73–74. C. Matchoss, Die Entwicklung…, op. cit., s. 180.

Fot. 4. Słynne parowe zespoły pompowe Ruffera (1879 r.) w wieży „Na Grobli” (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)


ewolucja systemu zaopatrzenia w wodę w xix-wiecznym wrocławiu

61

Fot. 5. Przekrój podłużny wieży, kotłowni wschodniej i zachodniej oraz tzw. pompowni wody rzecznej zakładu „Na Grobli” (Die Betriebswerke der Stadt Breslau. Die Wasserwerke, Industrie und Ingenieurwerke in Mittel– und Niederschlesien. Festschrift, Breslau 1911)

dowie nowej, centralnej pompowni, która miała zastąpić stare kunszty. W latach 1842–1845 wzniesiono pod kierownictwem miejskiego radcy budowlanego Studta tzw. „Nowy Kunszt” (neue grosse Kunst), który uruchomiono 19 sierpnia 1845 r. Jego wydajność, w zależności od poziomu wody w Odrze (woda była ujmowana w dalszym ciągu z rzeki), wahała się od 13 300 do 17 800 m3 dziennie14. Już 2 lata po uruchomieniu „Nowego Kunsztu” pojawiły się kłopoty z wodociągami. Na posiedzeniach rady miejskiej ścierały się dwie koncepcje: wybudowanie nowej stacji pomp w pobliżu tzw. Młynów Przednich (Vordermühlen), albo zainstalowanie drugiego silnika parowego w stacji pomp przy „Kunszcie Macieja”. Ostatecznie podjęto decyzję o realizacji zupełnie nowego zakładu wodociągowego15. 28 grudnia 1860 r. na posiedzeniu rady miejskiej magistrat wysunął propozycję wydatkowania 700 talarów na prace wstępne i opracowanie planu 14 15

E. Grahn, Die Städtische…, op. cit., s. 90. V. Schneider, Die Wasserversorgung…, op. cit., s. 78.

budowy centralnego wodociągu16. Po dyskusjach, 6 maja 1861 r. zatwierdzono ostatecznie proponowaną kwotę. Prace nie przyniosły oczekiwanych rezultatów i w sprawie budowy wodociągu zwrócono się do dr. inż. Johna Moore’a z Berlina. Równocześnie do miasta napłynęły projekty od kilku innych biur inżynieryjnych. Kontrolę nadesłanych planów powierzono miejskiemu radcy budowlanemu Carlowi Zimmermannowi, który zaopiniował pozytywnie projekt przedłożony przez Moore’a (listopad 1864 r.). Zakładał on budowę wodociągu dla miasta o 200 000 ludności (przy dobowym zużyciu wody 18 540 m3) z ujęciem wody z Odry i jej oczyszczaniem na trzech filtrach powolnych. Zakład zamierzano zlokalizować w pasie lądu pomiędzy Odrą a groblą i wyposażyć w 2 duże parowe zespoły pompowe oraz kotły parowe. Zarówno agregaty pompowe, jak i kotły miały znaleźć się w specjalnej wieży ciśnień (budowla oparta na rzucie kwadratu, z wnętrzem podzielonym dwoma ścianami działowymi na 4 nierówne przedziały, z których 2 mniejsze miały

pełnić role maszynowni, pozostałe zamierzano wykorzystać jako kotłownię i magazyn węgla). Maszyny parowe miały posiadać po dwie pompy: jedną do wody rzecznej na filtry, drugą do wody czystej do zbiornika wieżowego lub bezpośrednio do sieci17. Koncepcja Moore’a została skorygowana przez radcę Zimmermanna. Kluczowe zmiany dotyczyły wieży ciśnień – kotłownia powstała w osobnym budynku zwartym z wieżą, ściany działowe podzieliły wnętrze trzonu na 4 równe hale. Po poprawkach naniesionych przez Zimmermanna i wielu dyskusjach projekt przyjęto ostatecznie 11 maja 1865 r18. Z początkiem 1867 r. rozpoczęła się budowa wodociągu „Na Grobli” (Am Weidendamme), która w zasadzie dobiegła końca w 1869 r. W pierwszych miesiącach 1870 r. przystąpiono do obmurowywania kotłów w kotłowni, na wieży położono dach i wstawiano ostatnie okna. Do czerwca 1870 r. ukończono budowę dwóch basenów filtrów powolnych, natomiast w maszynowni postępowała instalacja 17

16

Ibidem, s. 79.

18

Ibidem, s. 80–82. Ibidem, s. 83–84.


62

historia wodociągów

i gromadził 2000 m3 wody. W latach 1879–1881 zbudowano drugie, większe ujęcie zatokowe o pojemności 8000 m3 wody, również na wschód od budynku wieży21. Wodę odrzańską poddawano oczyszczeniu mechanicznemu na odkrytych filtrach powolnych. Były to głębokie murowane baseny wypełnione warstwami żwiru o zmiennej gradacji ziaren. Z chwilą uruchomienia zakładu istniały dwa tego typu filtry – o powierzchni 3950 i 3850 m2. W 1874 r. uruchomiono filtr nr 3 o powierzchni 4000 m 2, natomiast w 1882 r. nr 4 – największy, o powierzchni 4900 m2. W 1893 r. do ruchu wszedł ostatni filtr – nr Fot. 6. Zbiornik wody czystej z lat 90. XIX w. w zakładzie „Na Grobli” (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)

21

Ibidem, s. 95.

agregatów pompowych i dźwigarów kratownicowych dla zbiornika wieżowego. Roboty związane z położeniem sieci wodociągowej zainicjowano w maju 1869 r., w lipcu następnego roku dotarły już do przedmieść, a w listopadzie 1870 r. ukończono kładzenie rurociągów w centrum miasta. W roku 1870 wojna francusko-pruska spowodowała kłopoty z siłą roboczą (mobilizacja), w następstwie czego prace zostały częściowo przerwane. Do 22 grudnia 1870 r. zdołano jednak zamocować zbiornik wieżowy. 31 lipca 1871 r. dokonano napełnienia sieci wodociągowej wodą, a 1 sierpnia rozpoczął się rozruch i regularna praca nowych wodociągów19. Budowa wrocławskich wodociągów była olbrzymią inwestycją, która pochłonęła łącznie 2 473 166 marek20. Zakład zlokalizowano powyżej samego miasta, na lewym brzegu Odry (przy ujściu Oławy). Takie usytuowanie umożliwiło uniknięcie zanieczyszczeń sanitarnych odprowadzanych przez mieszkańców do Odry z powodu braku kompleksowej kanalizacji. Powyżej wieży ciśnień „Na Grobli” wykopano i wyłożono okładziną z ciosów granitowych niewielką zatoczkę (ujęcie zatokowe) połączoną z Odrą. Basen miał powierzchnię ok. 1550 m2 19 20

Ibidem, s. 85–86. E. Grahn, Die Städtische…, op. cit., s. 94.

Fot. 7. Prace wiertnicze przy jednej ze studni ujęcia wody gruntowej „Świątniki” (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)


ewolucja systemu zaopatrzenia w wodę w xix-wiecznym wrocławiu

Fot. 8. Kompleks wodociągowy „Świątniki” wkrótce po uruchomieniu (Die Betriebswerke der Stadt Breslau. Die Wasserwerke, Industrie und Ingenieurwerke in Mittel- und Niederschlesien. Festschrift, Breslau 1911).

5 (ogólna powierzchnia filtracyjna wszystkich jednostek wyniosła 20 700 m2)22. Wodę pobierano z Odry za pomocą ujęcia zatokowego. Zatoka stanowiła jednocześnie osadnik wstępny, w którym następowała sedymentacja większych elementów niesionych 22

E. Grahn, Die Städtische…, op. cit., s. 92, 96.

przez rzekę. Na końcu zatoki znajdował się rurociąg ssawny podłączony do pomp tłokowych pierwszego stopnia (niskociśnieniowych). Pompy (tzw. filtrowe) były poruszane przez maszyny parowe i tłoczyły wodę na 2 odkryte filtry piaskowe. Notabene taki sposób oczyszczania wody (filtry odkryte) wywołał kontrowersje, ponieważ w owym czasie nie był jeszcze

63

powszechnie znany w Niemczech23. Woda po przejściu przez złoża piaskowe spływała do zbiornika wody czystej umieszczonego pod budynkiem biurowym. Stąd zasysały ją pompy drugiego stopnia (wysokociśnieniowe) i tłoczyły do zbiornika wieżowego o pojemności 4125 m 3, umieszczonego w głowicy wieży wodnej 24. Ze zbiornika woda płynęła grawtacyjnie do sieci miejskiej i poszczególnych odbiorców. Uruchomiony w 1871 r. centralny system wodociągowy, bazujący na wodzie z Odry, był sukcesywnie rozbudowywany do końca XIX w., choć od początku lat 90. XIX w. administracja samorządowa czyniła starania o przejście z wody rzecznej na gruntową lub źródlaną. Przyczyną tych działań była groźba wybuchu epidemii cholery, której zarazki mogły być przyniesione wodą z rzeki do miasta, a następnie przepompowane przez wodociąg do sieci miejskiej. O zmianę systemu ujęcia apelował do samorządu prof. Carl Flügge z Uniwersytetu Fryderyka Wilhelma we Wrocławiu, rozumie23

24

R. H. Debusmann, Die Entwicklung der Breslauer Wasserwerke, „Das Gas– und Wasserfach“ 1927, nr 1, s. 6. E. Grahn, Die Städtische…, op. cit., s. 92.

Fot. 9. Przekrój podłużny kompleksu składu węgle, kotłowni parowej, stacji pomp oraz studni zbiorczej wodociągu „Świątniki” (Die Betriebswerke der Stadt Breslau. Die Wasserwerke, Industrie und Ingenieurwerke in Mittel- und Niederschlesien. Festschrift, Breslau 1911).


64

historia wodociągów

Fot. 10. Parowe zespoły pompowe stacji pomp wodociągu „Świątniki” (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)

jący doskonale niebezpieczeństwo tkwiące w wodzie rzecznej25. Dlatego w 1893 r. magistrat przedłożył radzie miejskiej wniosek o wyasygnowanie 5000 marek na poszukiwania wody gruntowej w okolicy miasta26. W wyniku badań i szeroko zakrojonych wierceń zlokalizowano bogatą warstwę wodonośną w południowowschodniej części miasta, w niecce utworzonej w widłach Odry i Oławy. Znaleziona woda posiadała dużo żelaza i CO2, jednocześnie charakteryzowała się stałą temperaturą i brakiem bakterii oraz węglanu wapnia. Poproszony o opinię królewski radca budowlany Adolf Thiem z Lipska, jeden z największych specjalistów w dziedzinie wodociągów ówczesnych Niemiec, wyraził się pozytywnie o możliwości realizacji ujęcia wody gruntowej w widłach Odry i Oławy. Jednocześnie przygotował główne wytyczne do budowy ujęcia. Zakładały one realizację ciągu studni o długości ok. 3,6 km od Bierdzan do Radwanic, a woda ze studni do zakładu „Na Grobli” miała płynąć rurociągami o długości ok. 3 25

26

Szerzej o budowie ujęcia wody gruntowej na Świątnikach zob.: M. Urbaniak, Powstanie ujęcia wody gruntowej na wrocławskich Świątnikach w latach 1902–1904, Amator Scientiae, pod red. R. Sachsa, Wrocław 2004, s. 293–317. „Journal für Gasbeleuchtung und Wasserversorgung“ 1893, nr 5, s. 98.

km. Z powodu dużej zawartości żelaza w wodzie gruntowej postulował również budowę odżelaziacza27. W połowie 1897 r. magistrat złożył do rady miejskiej wniosek o rozpoczęcie budowy nowego ujęcia wody w dolinie Oławy. Radni poparli propozycję i zdecydowali się powierzyć realizację prac Adolfowi Thiemowi. Początkowo miał wykonać jedynie 25

studni w celu umożliwienia próbnego pompowania. W sierpniu 1897 r. w wyniku powodzi dolina została jednak zalana i prace przy studniach zainicjowano dopiero jesienią 1897 r28. Po ich wykonaniu rozpoczęto trzymiesięczne pompowanie, które miało ustalić wydajność warstwy wodonośnej. Podczas pompowania Thiem szczegółowo dokumentował zmiany poziomu wody w gruncie, natomiast Flügge wykonywał badania bakteriologiczne. Pokazywały one zupełny brak zarazków, w związku z czym, na prowizorycznym odżelaziaczu, rozpoczęto próby wytrącania żelaza. Wykazały one całkowitą przewagę odżelaziacza nad filtrem piaskowym wody odrzańskiej. Wydajność tego pierwszego była niemal 15-krotnie większa. Na podstawie doskonałych wyników Thiem wyliczył, że realizacja 310 studni ujęcia pozwoli na pozyskanie 60 000 m3 wody/dobę i tym samym umożliwi pokrycie zapotrzebowania Wrocławia29. Zakończone sukcesem prace wstępne skłoniły samorząd do przekazania Thiemowi zlecenia na wykonanie kompleksowego projektu zespołu wodociągu gruntowego wraz z ujęciem. W koncepcji z 1898 r. radca 28

27

Ibidem; Die Wasserversorgung von Breslau, „Gesundheits-Ingenieur“ 1895, nr 17, s. 283; Verwaltungs-Bericht des Magistrats des Königlichen Haupt– und Residenzstadt Breslau für die Etatsjahre vom 1. April 1895 bis 31.März 1898, Breslau 1900, s. 565.

29

„Journal für Gasbeleuchtung und Wasserversorgung“ 1899, nr 10, s. 171; Ueber die Vorarbeiten für die neue Grundwasserversorgung der Stadt Breslau, „Journal für Gasbeleuchtung und Wasserversorgung“ 1899, nr 7, s. 115. Ueber die Vorarbeiten…, op. cit., s. 115.

Fot. 11. Sprężarka parowa, w głębi parowy zespół prądotwórczy w maszynowni wodociągu „Świątniki” (Archiwum MPWiK we Wrocławiu).


ewolucja systemu zaopatrzenia w wodę w xix-wiecznym wrocławiu

zaproponował budowę ciągu studni rurowych równolegle do koryta Odry oraz nowej stacji pomp, tłoczącej wodę z ujęcia gruntowego do zakładu „Na Grobli”, gdzie miała być dystrybuowana. Koszty przedsięwzięcia szacował na 2,5–3 mln marek. Zespół budowlany stacji pomp zamierzał wznieść na sztucznie podwyższonym Świątnickim Wzgórzu, aby zabezpieczyć go przed powodzią. Oprócz pompowni z kotłownią parową, domu dla czterech rodzin obsługi i budynku studni zbiorczej, na wzniesieniu miał powstać także odżelaziacz. Thiem uważał bowiem, że przed przepompowaniem wody do zakładu „Na Grobli” powinna zostać ona odżelaziona30. W październiku 1899 r. Thiem przedstawił samorządowi gotowy projekt, który od razu wywołał kontrowersje. Dotyczyły one kosztów, rozwiązań technicznych oraz skromnej architektury. W efekcie magistrat przekazał projekt samorządowym komisjom i wydziałom technicznym, które przystąpiły do gruntownej korekty. Zredukowano liczbę studni do 315, wprowadzono inne rozwiązania techniczne wyposażenia stacji pomp parowych (znacznie nowocześniejsze i bardziej rozbudowane) oraz kotłowni parowej, a sama architektura zabudowań otrzymała bogaty eklektyczny wyraz, w którym historyzujący detal przeplatał się z uproszczoną secesją, a zastosowanie fragmentów muru pruskiego stanowiło ukłon w stronę rodzimych motywów architektonicznych. Zrezygnowano również z odżelaziacza na Świątnikach i zdecydowano o jego wzniesieniu „Na Grobli”, miały powstać też dwie studnie zbiorcze31. Skorygowany projekt radni zatwierdzili 12 grudnia 1901 r. Na wiosnę 1902 r. przystąpiono do robót. Zbudowano prowizoryczne budynki mieszkalne dla kadry technicznej nadzorującej inwestycję oraz kantynę 30 31

Ibidem, s. 115. Zur Wasserversorgung von Breslau, „Journal für Gasbeleuchtung und Wasserversorgung“ 1902, nr 22, s. 386; Archiwum MPWiK we Wrocławiu, A. Thiem, Erläuterungsbericht zum Projekte der Grundwasserversorgung der Stadt Breslau, Leipzig – Breslau 1901, s. 9–10 i in.

Fot. 12. Wieża ciśnień dla Przedmieścia Południowego Wrocławia, wzniesiona w latach 1903–1904 według projektu Karla Klimma z Wrocławia (Archiwum MPWiK we Wrocławiu)

dla robotników. Wybrukowano drogę prowadzącą na teren ujęcia, aby łatwo transportować budulec. Zamówiono też ponad 2034 tony rur o łącznej długości ponad 13 km. Inwestycja trwała do 1904 r. (koniec prac przy studniach nastąpił dopiero w 1906 r.) i była przerywana mroźną pogodą oraz wielką lipcową powodzią w 1903 r. Po ustąpieniu powodzi, w sierpniu przystąpiono do budowy stacji pomp z kotłownią parową, robót nie przerwano nawet w zimie, choć była nader mroźna. Po jej ustąpieniu, w 1904 r. rozpoczęto zwożenie ziemi na wzgórze, aby sztucznie je podwyższyć. Prowadzono też prace wykończeniowe na terenie zespołu budowlanego i ujęcia. W lipcu nastąpił odbiór techniczny kotłowni parowej, w sierpniu uruchomiono próbnie pierwszy parowy zespół pompowy, a we wrześniu nastąpił rozruch dynamomaszyn, które miały wytwarzać energię elektryczną

65

na potrzeby zakładu i mieszkańców wzgórza. Pod koniec roku kontynuowano intensywne prace przy budowie magistral przesyłowych wody ze Świątnik do zakładu „Na Grobli”. Aby zdążyć do końca 1904 r., roboty prowadzono w dzień i w nocy32. 23 grudnia 1904 r. woda gruntowa ze Świątnik popłynęła pierwszy raz na odżelaziacz „Na Grobli”. W tym dniu Wrocław otrzymał jeszcze mieszankę wody gruntowej z rzeczną. 29 grudnia stacja pomp na Świątnikach zaczęła tłoczyć wodę także północną magistralą i zakład wodociągowy „Na Grobli” podjął niemal całą produkcję w oparciu o wodę gruntową. Olbrzymia inwestycja kosztowała 4,6 mln marek i pozwoliła na uniezależnienie wrocławskiego systemu wodociągowego od niebezpiecznej bakteriologiczne wody rzecznej33. To uniezależnienie trwało krótko, bowiem w marcu 1906 r. doszło do katastrofy manganowej (do zakładu „Na Grobli” przepompowano wodę gruntową z olbrzymią zawartością żelaza i manganu) i w efekcie trzeba było podjąć znów pobór wody z Odry. Natychmiast jednak podjęto działania udoskonalające system ujęcia gruntowego (wprowadzanie od 1907 r. stawów infiltracyjnych), co w efekcie pozwoliło na ponowne odejście od wody rzecznej34. Ponad półmilionowe miasto nie mogło pozwolić już sobie na groźbę epidemii i zrobiło wszystko, aby trwająca 100 lat ewolucja jego systemu wodociągowego zabezpieczyła skutecznie ludność przed zagrożeniem. 32

33

34

M. Urbaniak, Powstanie ujęcia wody…, op. cit., s. 310–315. Verwaltungs-Bericht des Magistrats des Königlichen Haupt– und Residenzstadt Breslau für das Geschäftsjahr 1904, Breslauer Statistik, Breslau 1906, z. 3, s. 259; Verwaltungs-Bericht der Städtischen Betriebswerke zu Breslau für das Rechnungsjahr 1905, Breslauer Statistik, Breslau 1909, z. 3, s. 193. Die Betriebswerke der Stadt Breslau. Die Wasserwerke, Industrie und Ingenieurwerke in Mittel- und Niederschlesien. Festschrift, Breslau 1911, s. 84–85.

dr Miron Urbaniak Historyk przemyslu i techniki


66

zagadnienia prawne i ekonomiczne

Służebność przesyłu. Wybrane zagadnienia prawne Servitude of conveyance. Selected legal aspects Maciej Szambelańczyk

W

dniu 3 sierpnia 2008 r. weszła w życie ustawa z dnia 30 maja 2008 r. o zmianie ustawy – Kodeks cywilny oraz niektórych innych ustaw, która wprowadziła do polskiego porządku prawnego instytucję służebności przesyłu. Celem nowelizacji kodeksu cywilnego było stworzenie podstaw prawnych do lokowania urządzeń przesyłowych (w tym sieci wodociągowo-kanalizacyjnych) na gruntach osób trzecich.

1. Służebność przesyłu przed nowelizacją kodeksu cywilnego Fakt, iż zamierzeniem ustawodawcy było uregulowanie tytułu prawnego do gruntów pod urządzeniami sieciowymi nie oznacza, iż w dotychczasowym stanie prawnym możliwość taka nie była brana pod uwagę. Instytucja swego rodzaju służebności przesyłu była bowiem przedmiotem analiz w doktrynie prawa oraz wypowiedzi judykatury. Jednym z pierwszych orzeczeń w tym zakresie było rozstrzygnięcie Sądu Najwyższego z dnia 31 grudnia 1962 r., II CR 1006/62 (OSPiKA 1964, nr 5, poz. 91), zapadłe jeszcze na gruncie prawa rzeczowego. W orzeczeniu tym SN stwierdził, że „w prawie rzeczowym brak jest przepisu uprawniającego do ustanowienia służebności gruntowej polegającej na dopuszczeniu ustawienia na nieruchomości urządzeń koniecznych dla przeprowadzenia linii elektrycznej. Nie stanowi w szczególności podstawy prawnej dla ustanowienia takiej służebności art. 33 prawa rzeczowego zezwalający na ustanowienie służebności drogi koniecznej. Jednakże społeczno-gospodarcze względy, które legły u podstaw dyspozycji tego przepisu, a które uzasadniają też potrzebę korzystania z energii elektrycznej, usprawiedliwiają ocenę, że w drodze

analogii do powyższego przepisu należy uznać za dopuszczalne ustanowienie przez sąd odpowiedniej służebności gruntowej umożliwiającej doprowadzenie linii elektrycznej do nieruchomości, która nie jest przyłączona do sieci elektrycznej”. Tym samym Sąd Najwyższy stworzył podstawy do ustanawiania quasi służebności przesyłu z wykorzystaniem dostępnych instytucji prawnych służebności gruntowych. Stanowisko to Sąd Najwyższy potwierdził w uchwale z dnia 3 czerwca 1965 r., III CO 34/65 (OSNCP 1966, nr 7-8, poz. 109). Wskazał w niej, że „dopuszczalne jest ustanowienie przez sąd służebności gruntowej obciążającej nieruchomość mającą bezpośrednią łączność z siecią wodociągową i polegającej na doprowadzeniu od tej sieci przewodów wodociągowych do nieruchomości, która nie jest do sieci przyłączona i nie ma z nią bezpośredniej łączności”. Również w nowszym orzecznictwie dopuszczono ustanawianie służebności gruntowych w celu przeprowadzenia infrastruktury sieciowej. Sąd Najwyższy w uchwale z dnia 30 sierpnia 1991 r., III CZP 73/91, wskazał, iż „okoliczność, że nieruchomość pozbawiona dostępu do sieci energetycznej jest nie zabudowana nie stoi na przeszkodzie ustanowieniu na rzecz tej nieruchomości – jeżeli przemawiają za tym potrzeby społeczno-gospodarcze – służebności gruntowej umożliwiającej doprowadzenie linii elektrycznej” (OSN 1992, nr 4, poz. 53). Sąd wskazał, iż „rozwój cywilizacyjny oraz postęp techniczny spowodowały […], że w stosunkach własnościowych, stanowiących jeden z istotnych elementów rzeczywistości gospodarczej, coraz częściej zaczęły powstawać sytuacje wyizolowania nieruchomości nie tylko od sieci dróg publicznych, ale także od linii energetycznych, wodociągowych, kanalizacyjnych, gazowych lub telekomunikacyjnych.” SN, powołując się na potrzeby społeczno-gospodarcze, potwierdził możliwość i dopuszczalność stosowania w tych wypadkach instytucji służebności drogi koniecznej w drodze analogii. Wreszcie w uchwale z dnia 17 stycznia 2003 r., III CZP 79/02 (Rejent 2003, nr 3, s.


służebność przesyłu

122), Sąd Najwyższy dopuścił możliwość umownego (a więc nie w drodze orzeczenia sądowego) ustanowienia służebności gruntowej na rzecz nieruchomości władnącej, która wchodzi w skład przedsiębiorstwa przesyłowego. Pomimo tak ukształtowanego orzecznictwa, dostrzegano jednak potrzebę wprowadzenia odrębnej regulacji, która w sposób jednoznaczny uregulowałaby tytuł prawny do gruntu pod urządzeniami infrastruktury sieciowej. Opisana wyżej linia orzeczeń Sądu Najwyższego spotykała się bowiem również z krytyką. Wskazywano m.in., że zasadniczo każda służebność gruntowa powinna zwiększać użyteczność nieruchomości, na rzecz której jest ustanawiana (nieruchomości władnącej). Tymczasem trudno doszukiwać się takiego „zwiększenia użyteczności” w przypadku służebności przesyłu. Służebność ta nie zwiększa bowiem użyteczności jakiejkolwiek nieruchomości, lecz służy prowadzeniu przedsiębiorstwa sieciowego. Ponadto stosowanie, per analogiam, instytucji służebności gruntowej powodowało konieczność wskazywania w każdym wypadku nieruchomości władnącej. W praktyce oznaczało to, iż nieruchomością władnącą była nieruchomość, na której zlokalizowana została siedziba przedsiębiorstwa sieciowego – częstokroć oddalona o wiele kilometrów od nieruchomości obciążonej. Konsekwencją takiego stanu rzeczy była decyzja ustawodawcy o wprowadzeniu trzeciego, obok służebności gruntowej i osobistej, rodzaju służebności, tj. służebności przesyłu.

2. Służebność przesyłu w świetle nowelizacji kodeksu cywilnego Zgodnie z treścią art. 3051 kodeksu cywilnego nieruchomość można obciążyć na rzecz przedsiębiorcy, który zamierza wybudować lub którego własność stanowią urządzenia, o których mowa w art. 49 § 1, prawem polegającym na tym, że przedsiębiorca

może korzystać w oznaczonym zakresie z nieruchomości obciążonej, zgodnie z przeznaczeniem tych urządzeń. W pierwszej kolejności zwraca uwagę fakt, iż służebność przesyłu ustanawia się na rzecz przedsiębiorcy w rozumieniu art. 431 kodeksu cywilnego, a zatem na rzecz osoby fizycznej, prawnej lub jednostki organizacyjnej, która prowadzi we własnym imieniu działalność gospodarczą lub zawodową. Należy uznać, iż zamiarem ustawodawcy było, aby podmiotami uprawnionymi do korzystania ze służebności przesyłu byli przedsiębiorcy prowadzący profesjonalnie działalność sieciową (np. przedsiębiorstwa wodociągowo-kanalizacyjne). Oznacza to w konsekwencji, iż zasadniczo tego rodzaju służebności nie będzie można ustanawiać na rzecz odbiorców usług wodociągowokanalizacyjnych. W praktyce może to dotyczyć np. kwestii uregulowania statusu prawnego nieruchomości położonych pod przyłączami kanalizacyjnymi. Teoretycznie można rozważać ustanowienie służebności przesyłu na rzecz odbiorcy, który jest przedsiębiorcą. Wydaje się jednak, iż takie rozwiązanie nie było zamysłem ustawodawcy. W praktyce może się zatem okazać, iż będzie ono kwestionowane przez sądy. Kolejną istotną kwestią wynikającą z analizy art. 3051 kodeksu cywilnego, jest zagadnienie własności urządzeń przesyłowych. Zgodnie z treścią omawianego przepisu służebność przesyłu może zostać ustanowiona wyłącznie na rzecz przedsiębiorcy, który zamierza wybudować urządzenia infrastruktury technicznej, lub które stanowią jego własność. Oznacza to w praktyce, iż żądanie przedsiębiorcy o ustanowienie służebności przesyłu będzie wymagało wykazania albo tytułu prawnego do sieci albo – w przypadku nowych inwestycji – uprawdopodobnienia zamiaru jej realizacji. Ustawodawca nie wskazał jakimi dokumentami należy w tym wypadku się posłużyć. Kwestia ta może zatem budzić w praktyce pewne wątpliwości. Zwraca uwagę również to, iż możliwość ustanowienia służebności przesyłu ogranicza się

67

wyłącznie do sieci stanowiących własność przedsiębiorcy. Tym samym wykluczono możliwość zastosowania omawianej instytucji do tych przypadków, w których przedsiębiorca korzysta z sieci cudzej (np. w wypadku, gdy przedsiębiorstwo wodociągowo-kanalizacyjne dzierżawi sieć od gminy).

3. Przedmiot służebności przesyłu Zgodnie z art. 3051 kodeksu cywilnego przedmiotem służebności przesyłu może być nieruchomość, przez którą przebiega określona infrastruktura sieciowa. Powstaje jednak pytanie, czy jest możliwe ustanowienie służebności przesyłu również na gruntach, na których sieci nie są zlokalizowane, jeżeli korzystanie z tych gruntów jest konieczne do właściwego korzystania z infrastruktury sieciowej. W praktyce może tu chodzić o nieruchomości sąsiednie, bez których dostęp do sieci nie jest możliwy. Wydaje się, że w takiej sytuacji również należy dopuścić możliwość ustanowienia służebności przesyłu. Przepis art. 3051 kodeksu cywilnego nie wskazuje, że służebność przesyłu może być ustanowiona wyłącznie na gruncie, przez który przebiegają sieci. Ponadto za taką tezą przemawia cel tej instytucji, tj. umożliwienie swobodnego dostępu do urządzeń przesyłowych. Odrębnym zagadnieniem są pojawiające się w piśmiennictwie wątpliwości, czy służebność przesyłu może obciążać również prawo użytkowania wieczystego. W tym zakresie również należy opowiedzieć się za dopuszczalnością ustanawiania służebności przesyłu. Przemawia za tym m.in. orzecznictwo Sądu Najwyższego zapadłe w odniesieniu do służebności gruntowych. W wyroku 2 października 1968 r. (III CZP 98/68) Sąd Najwyższy wskazał, iż „z charakteru [prawa użytkowania wieczystego], zbliżonego raczej do prawa własności aniżeli do wymienionego prawa użytkowania, wynika, że w tym


68

zagadnienia prawne i ekonomiczne

wypadku należy odpowiednio stosować przepisy tytułu I dotyczące treści i wykonywania prawa własności, a więc również przepisy normujące zagadnienia związane z sąsiedztwem gruntów, a zatem m.in. kwestię tzw. służebności drogi koniecznej.” Wydaje się zatem, iż z uwagi na charakter i funkcję użytkowania wieczystego należy dopuścić możliwość ustanawiania służebności przesyłu również na tym prawie. Również kształtująca się praktyka sądów oraz notariuszy potwierdza tę tezę.

4. Tryb ustanowienia służebności przesyłu Artykuł 3052§1 kodeksu cywilnego stanowi, iż jeżeli właściciel nieruchomości odmawia zawarcia umowy o ustanowienie służebności przesyłu, a jest ona konieczna dla właściwego korzystania z urządzeń, o których mowa w art. 49 § 1, przedsiębiorca może żądać jej ustanowienia za odpowiednim wynagrodzeniem. Jednocześnie zgodnie z §2 tego przepisu, jeżeli przedsiębiorca odmawia zawarcia umowy o ustanowienie służebności przesyłu, a jest ona konieczna do korzystania z urządzeń, o których mowa w art. 49 § 1, właściciel nieruchomości może żądać odpowiedniego wynagrodzenia w zamian za ustanowienie służebności przesyłu. Z treści powyższych regulacji wynika, iż roszczenie o ustanowienie służebności przesyłu służy zarówno przedsiębiorcy sieciowemu jak i właścicielowi nieruchomości. Oczywiście wystąpienie z roszczeniem nie będzie konieczne w sytuacji, gdy obie strony wyrażą zgody na zawarcie umowy o ustanowienie służebności przesyłu. W braku zgody jednak, konieczne jest dochodzenie roszczeń na drodze sądowej, z zastosowaniem trybu postępowania nieprocesowego. W każdej z omawianych sytuacji ustawodawca przesądza, iż ustanowienie służebności przez sąd musi nastąpić „za odpowiednim wynagrodzeniem”. Nie jest zatem możliwe domaganie się przed sądem ustanowie-

nia służebności przesyłu nieodpłatnie. Przepisy nie regulują sposobu określenia wysokości wynagrodzenia należnego właścicielowi nieruchomości. Ocena w tym zakresie pozostawiona jest sądowi, który w konkretnej sytuacji będzie musiał wziąć pod uwagę całokształt okoliczności sprawy. Dotyczy to m.in. takich kwestii jak lokalizacja nieruchomości, jej wartość rynkowa, zakres obciążeń wynikających ze służebności etc. Wymóg ustanowienia odpłatnej służebności przez sąd nie wyklucza jednak ustanowienia tego prawa nieodpłatnie na mocy umowy pomiędzy stronami. W przypadku przedsiębiorstw sieciowych (a zatem z reguły monopolistów naturalnych) należy jednak w każdym wypadku badać, czy nieodpłatne uzyskanie omawianego prawa nie stanowi naruszenia przepisów antymonopolowych.

5. Regulacja istniejących stanów faktycznych Walorem służebności przesyłu jest to, iż może być ona stosowana nie tylko do takich sytuacji, w których urządzenia przesyłowe mają być wybudowane, lecz również do tzw. zaszłości, czyli istniejącej już infrastruktury sieciowej, która została posadowiona bez tytułu prawnego do gruntu. W tym zakresie warto zwrócić uwagę na ciekawą wymianę poglądów, jaka miała miejsce w ostatnich miesiącach w piśmiennictwie. W pierwszej kolejności wyrażono pogląd, że nowe regulacje nie znajdą zastosowania do już istniejących urządzeń przesyłowych. Ma to jakoby wynikać m.in. z art. 118 kodeksu cywilnego, zgodnie z którym roszczenia majątkowe przedawniają się z upływem dziesięciu lat, a roszczenia związane z prowadzeniem działalności gospodarczej po upływie trzech lat (większość „zaszłości” stanowią starsze sieci). Powołano się tu na wyrok Sądu Najwyższego z 13 grudnia 2007 r. (I CSK 364/07), zgodnie z którym kwestia przedawnienia odnosi się również do roszczeń o zawarcie umo-

wy. Tym samym podniesiono, iż po upływie okresu przedawnienia żadna ze stron nie będzie mogła skutecznie domagać się przed sądem ustanowienia służebności przesyłu (Piotr Wojnarski, „Służebność przesyłu: niedopracowana instytucja”, „Rz” z 16 września 2008 r.). Pogląd ten szybko spotkał się z polemiką. Wskazano, że roszczenie przedsiębiorcy o ustanowienie służebności przesyłu jest roszczeniem majątkowym i podlega przedawnieniu. Jednakże nie można przyjąć, że roszczenie to podlegało dotychczas przedawnieniu, jeśli w ogóle nie było przewidziane w dotychczasowych przepisach. Skoro ustawodawca 3 sierpnia 2008 r. wprowadził przepis przewidujący roszczenie o ustanowienie służebności przesyłu, to z tym dniem ma rozpoczynać bieg przedawnienia (Gerard Bieniek, „Służebność przesyłu, czyli temat prawniczych dyskusji”, „Rz” z 25 września 2008 r.). Oczywiście należy się zgodzić z tezą, iż nie jest możliwe rozpoczęcie biegu przedawnienia w sytuacji, gdy roszczenie, które przedawnieniu miałoby ulec jeszcze nie powstało (z braku stosownej regulacji). Wydaje się jednak, iż również nie jest trafne spostrzeżenie, iż bieg przedawnienia roszczenia o ustanowienie służebności przesyłu rozpoczął się z dniem wejścia w życie nowelizacji kodeksu cywilnego. W tym kontekście warto zwrócić uwagę na przedstawiony pogląd, zgodnie z którą nie przedawnia się roszczenie przedsiębiorcy sieciowego, który jest właścicielem urządzeń przesyłowych posadowionych na cudzym gruncie (Jakub Pokrzywniak, „Kiedy przedawnia się roszczenie o przymusowe ustanowienie służebności przesyłu, „Rzeczpospolita” z 5 lutego 2009 r.). Wskazano bowiem – moim zdaniem słusznie – iż istnienie na cudzym gruncie urządzeń przesyłowych jest pewnym stanem faktycznym o charakterze ciągłym. W efekcie bieg terminu przedawnienia musiałby się rozpoczynać każdego dnia na nowo. Z kolei ustanie tego stanu faktycznego (tj. utrata własności sieci położonej na cudzym grun-


służebność przesyłu

cie) powoduje skutek dalej idący niż przedawnienie, gdyż przedsiębiorca w ogóle traci roszczenie o ustanowienie służebności przesyłu. W efekcie należy uznać, iż roszczenie o ustanowienie służebności przesyłu powstało z dniem wejścia w życie nowelizacji kodeksu cywilnego (3 sierpnia 2008 r.) i jako takie nie ulega przedawnieniu.

6. Ustanowienie służebności przesyłu a zasiedzenie służebności Tak jak wskazano wyżej, służebność przesyłu umożliwia regulację tytułu prawnego do nieruchomości również w wypadku istniejącej już sieci przesyłowej. Oznacza to możliwość wystąpienie do sądu o ustanowienie służebności de facto w każdym

czasie. Stawia to pod znakiem zapytania celowość analizy kwestii zasiedzenia służebności przesyłu, skoro zasiedzenie wymaga wykazania nieprzerwanego posiadania przez okres 20 lub 30 lat. Wbrew pozorom jednak zasiedzenie służebności przesyłu, może mieć istotny walor praktyczny. O ile bowiem ustanowienie służebności przesyłu na podstawie art. 3052 kodeksu cywilnego zawsze musi nastąpić za wynagrodzeniem, o tyle możliwe jest zasiedzenie tej służebności nieodpłatnie. Pozostaje jeszcze do rozstrzygnięcia zagadnienie, od kiedy należy liczyć bieg terminu zasiedzenia służebności przesyłu. Wydaje się, iż zasadnym jest twierdzenie, iż bieg ten powinien rozpocząć się od momentu powstania tej instytucji prawnej, tj. od dnia wejścia w życie nowelizacji kodeksu cywilnego. Odmienne zdanie jednak zajął w tym zakresie Sąd Najwyższy w wyroku z dnia 7 paź-

69

dziernika 2008r. (III CZP 89/08). SN wskazał, iż „ustanowiona na rzecz przedsiębiorstwa (w znaczeniu podmiotowym) służebność gruntowa lub nabyta przez przedsiębiorstwo w drodze zasiedzenia taka służebność, jako prawo korzystania z nieruchomości obciążonej w zakresie związanym z działaniem tego przedsiębiorstwa (art. 285 k.c.), odpowiada funkcji i treści nowo kreowanej służebności przesyłu.” Tym samym sąd uznał, iż na poczet okresu zasiedzenia przedsiębiorca może zaliczyć okres posiadania nieruchomości jeszcze przed wprowadzeniem instytucji służebności przesyłu do kodeksu cywilnego.

Maciej Szambelańczyk Radca Prawny w Kancelarii WKB Wierciński, Kwieciński i Baehr, Poznań m.szambelanczyk@wkb.com.pl

Strona przeznaczona dla wszystkich osób zajmujących się technologią uzdatniania wody Zapraszamy • pracowników wodociągów: technologów, kierowników, mistrzów, brygadzistów SUW; • pracowników uczelni wyższych kierunków bezpośrednio i pośrednio związanych z uzdatnianiem wód; • studentów; • przedsiębiorstwa produkcyjne działające w branży wodociągowej; • pracowników biur projektowych i firm wykonawczych. Celem strony jest wymiana doświadczeń, rozwiązywanie problemów, prezentacja najnowszych technologii i rozwiązań stosowanych w uzdatnianiu i odnowie wód,. Szczególny nacisk jest kładziony na eksploatację Stacji Uzdatniania Wody na poziomie technologów i obsługi bezpośredniej oraz aktualności z kraju w zakresie branży „wodnej”. „Z wizytą na SUW” to dział, w którym zamieszczane są reportaże z ciekawych obiektów wodociągowych, ilustrowane zdjęciami i schematami. Działy „Problemy technologiczne” i „Praktyka” to cenne wskazówki pomocne we właściwej eksploatacji Stacji Uzdatniania Wody, analizy ciekawych przypadków technologicznych, propozycje badań badań technologicznych pozwalających diagnozować i rozwiązywać na bieżąco występujące problemy. W dziale „Teoria” prezentowane są aktualne wyniki badań naukowych, eksperymentów technicznych oraz artykuły z materiałów konferencyjnych, szkoleń i seminariów tematycznych. „Forum technologa” to miejsce wymiany doświadczeń i kontaktów. Wszystkie zagadnienia w zamyśle będą ilustrowane zdjęciami, zebranymi w „Galerii “. I niespodzianka dla osób zainteresowanych historią wodociągów: – zdjęcia wież ciśnień, zabytkowych budynków i obiektów nierozerwalnie związanych z uzdatnianiem wody.

Zapraszamy do współtworzenia strony! Pracowników naukowych do prezentacji wyników swoich badań, technologów, eksploatatorów SUW do wspólnego omawiania i rozwiązywania problemów, przedsiębiorstwa produkcyjne do zamieszczania oferty, firmy projektowe i wykonawcze do prezentacji swoich sztandarowych obiektów.


70

komunikat

Politechnika Śląska Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki Instytut Inżynierii Wody i Ścieków oraz

Sekcja Membran Polskiego Towarzystwa Chemicznego KOMITET NAUKOWY: Przewodniczący: Prof. dr hab. inż. Michał Bodzek Prof. dr hab. inż. Anna Maria Anielak Prof. dr hab. inż. Jolanta Bohdziewicz Dr hab. inż. Marek Bryjak Doc. dr hab. inż. Andrzej Chwojnowski Dr hab. inż. Roman Gawroński Dr hab. inż. Małgorzata Kabsch-Korbutowicz Prof. dr hab. inż. Władysław Kamiński Dr hab. inż. Andrzej Kołtuniewicz Prof. dr hab. inż. Krystyna Konieczny Prof. dr hab. inż. Andrzej Noworyta Prof. dr hab. Lucjan Pawłowski Dr hab. inż. Wojciech Piątkiewicz Prof. dr hab. inż. Czesława Rosik-Dulewska Prof. dr hab. inż. Marek Sozański Prof. dr hab. inż. Krzysztof Szewczyk Prof. dr hab. inż. Maria Szpakowska Prof. dr hab. inż. Maria Tomaszewska Dr hab. inż. Marian Turek Prof. dr hab. inż. Witold Wacławek Prof. dr hab. inż. Tomasz Winnicki Prof. dr hab. inż. Romuald Wódzki KOMITET ORGANIZACYJNY: Przewodniczący: Prof. dr hab. inż. Krystyna Konieczny Dr inż. Irena Korus Dr inż. Jacek Pelczar Dr inż. Mariusz Dudziak Dr inż. Mariola Rajca PATRONAT MEDIALNY:

mają zaszczyt zaprosić do udziału w

VIII Konferencji Naukowej

Membrany i Procesy Membranowe w Ochronie Środowiska która odbędzie się w dniach 9-12 czerwca 2010 roku w Zakopanem Celem konferencji jest dokonanie przeglądu osiągnięć w zakresie wykorzystania procesów membranowych w ochronie środowiska i innych dziedzinach techniki Przedmiotem obrad będą następujące zagadnienia: • wytwarzanie i charakteryzowanie membran pod kątem zastosowań w ochronie środowiska, • modelowanie procesów membranowych i inne zagadnienia inżynieryjne, • odsalanie wód i ścieków z wykorzystaniem technik membranowych, • membrany w technologii oczyszczania ścieków i uzdatniania wód, • membranowe procesy hybrydowe, • perwaporacja, destylacja membranowa, separacja gazów, • ogniwa paliwowe, • reaktory membranowe, • wykorzystanie membran w biotechnologii, • membrany w monitoringu środowiska. Przewidywany koszt uczestnictwa w konferencji (materiały, wyżywienie, noclegi): ok. 1500 zł Szczegółowe informacje na temat Konferencji można uzyskać: Krystyna Konieczny lub Irena Korus Politechnika Śląska, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki, Instytut Inżynierii Wody i Ścieków ul. Konarskiego 18, 44–100 Gliwice, tel.: 32 237 29 81, fax.: 32 237 23 68, e–mail: membrany@polsl.pl

www.ise.polsl.pl/membrany.html


71

moja oczyszczalnia

KOMPLEKSOWE ANALIZY WODY PITNEJ BADANIA WÓD I ŚCIEKÓW KOMUNALNYCH OSADÓW ŚCIEKOWYCH GLEB I GRUNTÓW

AKREDYTOWANE LABORATORIA BADAWCZE Szybka realizacja pełnego zakresu badań

Akredytowany pobór w dowolnym miejscu w kraju wskazanym przez Klienta

Minimalizacja kosztów

Nowoczesna logistyka transportu

Wydawnictwo Seidel-Przywecki Sp. z o.o. ul. Królowej Marysieńki 25B 02-954 Warszawa lub fax: 022 877 31 88 lub redakcja@seidel-przywecki.pl

Wrocław

tel. 032 449 25 00

Poznań

e-mail: biuro@eko-projekt.com.pl

Nowa Sarzyna

www.eko-projekt.com.pl

Warszawa

Zamawiam ....... sztuk prenumeraty rocznej dwumiesięcznika „Technologia wody”. Koszt jednej prenumeraty wynosi 90,00 zł brutto. Dane do faktury

W przypadku rezygnacji należy przesyłać ją do 15 listopada każdego roku.

Oddziały Regionalne:

Pszczyna

Zamówienie prenumeraty

Nazwa firmy: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Imię i nazwisko osoby kupującej: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Adres firmy, kod pocztowy, miasto: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ................................................................. NIP: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

Dane do wysyłki

UWAGA! Po przesłaniu tego zamówienia prenumerata będzie automatycznie przedłużana na lata następne.

SIEDZIBA GŁÓWNA:

Nazwa firmy: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Imię i nazwisko osoby kupującej: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Adres firmy, kod pocztowy, miasto: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ................................................................. e-mail, tel. kontaktowy: . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .


72

reklama • prenumerata ㄰

  㤵 㜵

㈵ 㔀  

Warunki prenumeraty Koszt jednej prenumeraty wynosi 90,00 zł brutto. Cena obejmuje koszty wysyłki. Czasopismo wysyłamy przesyłką pocztową, listem zwykłym. Zamawiający zobowiązuje się dokonać płatności na podstawie faktury VAT przesłanej wraz z pierwszym zamówionym egzemplarzem czasopisma.

technologia uzdatniania wody jako autonomiczna dyscyplina nauki 21 / zarządzanie rozwojem ZUW 32

1/2009 (01) zł (w tym 7% VAT)

15

Wyrażam(y) zgodę na przetwarzanie danych osobowych w celach marketingowych i promocyjnych przez Wydawnictwo Seidel-Przywecki Sp. z o.o. zgodnie z przepisami ustawy z Dn. 29.08.1997 o ochronie danych osobowych (Dz. U. Nr 133, poz. 833 za zmianami). Wyrażam(y) również zgodę na otrzymywanie drogą elektroniczną informacji o konferencjach i seminariach organizowanych przez Wydawnictwo Seidel-Przywecki Sp. z o.o. i firmy współpracujące z Wydawnictwem.

systemy zaopatrzenia w wodę / ogólnopolski kwartalnik dla profesjonalistów

www.technologia-wody.pl

ZAOPATRZENIE W WODĘ W CYWILIZACJACH STAROŻYTNYCH Pierwsze udane próby zastosowania inżynierii wodnej dla potrzeb rolniczych sięgają czasów neolitu (ok. 57002800 r. p.n.e.). Miały one miejsce w Egipcie i Mezopotamii. Pozostałości prehistorycznych systemów nawadniania pól zachowały się do dnia dzisiejszego... ISSN 2080-1467

Podpis i/lub pieczątka firmy

Powołane do życia w 2009 roku, przez grupę specjalistów, jedyne czasopismo w Polsce o tak głębokiej tematyce.

 

www.seidel-przywecki.pl

 


Profile for Seidel-Przywecki

Technologia Wody 02  

temat numeru: problematyka bakteriologiczna skażenia wód

Technologia Wody 02  

temat numeru: problematyka bakteriologiczna skażenia wód

Advertisement