BADANIE ZJAWISKA POWSTAWANIA CHAOSU W PROCESIE …tchie.uni.opole.pl/PECO14_2/PECO_2014_2_p3.pdf ·...

Proceedings of ECOpole DOI: 10.2429/proc.2014.8(2)064 2014;8(2)

Mariusz R. RZSA1 i Bolesaw DOBROWOLSKI1

BADANIE ZJAWISKA POWSTAWANIA CHAOSU W PROCESIE TWORZENIA SI KROPLI CIECZY

STUDY OF CHAOS PHENOMENON IN LIQUID DROP FORMATION PROCESS

Abstrakt: Artyku jest powicony badaniu procesu formowanie si kropli cieczy tworzcej si na dyszy. Dysza jest ustawiona pionowo, a krople odrywaj si od dyszy pod wpywem siy grawitacji. Gwnym celem pracy jest oszacowanie, jak bardzo moe by niestacjonarny proces formowania si kropli cieczy oraz czy mona go opisa znanymi reguami chaosu deterministycznego. Praca zawiera wyniki bada wskazujce na wystpowanie zjawisk chaotycznych w procesie formowania si kropli cieczy. Badania eksperymentalne i wyniki wizualizacji stanowiy podstaw do opracowania modelu matematycznego, opartego na bilansie si dziaajcych na kropl cieczy formujc si na wylocie z dyszy. Wyniki bada opracowano i przedstawiono w postaci atraktora oraz wykresw widma mocy. W pracy w sposb skrcony opisano algorytm tworzenia atraktora w oparciu o typowe procedury stosowane w opisie zjawisk chaosu deterministycznego. Okrelono przedziay wartoci parametrw, przy ktrych odstpy czasu pomidzy kolejnymi kroplami s nieregularne, a ich prezentacja w przestrzeni fazowej wskazuje na obecno zjawisk chaotycznych. W podsumowaniu wykazano, e wyniki oblicze numerycznych s porwnywalne z wynikami eksperymentu. W ten sposb udowodniono, e stosunkowo proste modele matematyczne mog symulowa niestacjonarne stany procesw fizycznych.

Sowa kluczowe: tworzenie si kropel, chaos, atraktory

Proces powstawania kropli ma miejsce w rnego rodzaju skraplaczach i skruberach. W ostatnim okresie prowadzone s prace nad skraplaniem wody znajdujcej si w spalinach z uwagi na zwikszenie sprawnoci kotw opalanych biomas. Niejednokrotnie procesy formowania si kropli cieczy wystpujce w urzdzeniach skraplajcych przebiegaj w sposb niestacjonarny. Tematem tego artykuu jest oszacowanie, jak bardzo moe by niestacjonarny proces formowania si kropli cieczy oraz czy mona go opisa znanymi reguami chaosu deterministycznego [1-3]. Ponadto jest opisanych wiele innych zagadnie z tematyki przepyww dwufazowych, w ktrych wystpuje chaos deterministyczny [4, 5].

Metodyka bada i stanowisko pomiarowe

Eksperyment polega na sprawdzeniu odstpw czasu pomidzy kolejno odrywajcymi si kroplami od wylotu dyszy i okreleniu przedziau utraty stabilnoci. Przeprowadzono seri dowiadcze majcych na celu pomiar odstpw czasu pomidzy kolejno odrywajcymi si kroplami wody od kocwki dyszy. Schemat stanowiska pomiarowego jest przedstawiony na rysunku 1. Zbiornik 1 umocowano w ten sposb, aby ciecz moga swobodnie wypywa poprzez rur o rednicy 30 mm. Na zakoczeniu rury zamontowano zawr regulacyjny 2, za pomoc ktrego regulowano natenie swobodnego wypywu cieczy ze zbiornika. Zawr zakoczono dysz, na ktrej formuje si kropla cieczy. Dysz wykonano z mosidzu. W pewnej odlegoci od kocwki dyszy osiowo

1 Wydzia Mechaniczny, Politechnika Opolska, ul. E. Mikoajczyka 5, 45-271 Opole, tel. 77 449 80 71, email: [email protected], [email protected] *Praca bya prezentowana podczas konferencji ECOpole13, Jarnotwek, 23-26.10.2013

Mariusz R. Rzsa i Bolesaw Dobrowolski

580

umieszczono fotokomrk, ktra w poczeniu z komputerowym systemem pomiarowym rejestruje kolejne czasy odrywania si kropli cieczy. Pomiar natenia przepywu przeprowadzono metod wagow przy uyciu zbiornika pomiarowego umieszczonego na wadze. Wartoci natenia przepywu obliczono na podstawie zalenoci:

t

qQ

= (1)

gdzie: q - przyrost ciaru cieczy gromadzonej w naczyniu podczas pomiaru [kg], t - czas pomiaru [min].

Rys. 1. Schemat stanowiska pomiarowego

Fig. 1. Experimental setup

Wykonano seri pomiarw dla rnych wartoci natenia przepywu. Pomiary przebiegay w sposb dyskretny, tzn. dla ustalonej wartoci natenia przepywu zebrano szereg odstpw czasu pomidzy kroplami (dla 3000-5000 kropel), po czym zwikszono przepyw i przeprowadzono nastpne pomiary. W wyniku otrzymano serie danych dla rnych wartoci natenia przepywu.

Wyniki pomiarw

Wyniki pomiarw eksperymentalnych maj posta szeregu czasowego, dla ktrego poszczeglne wartoci elementw cigu oznaczaj czas pomidzy kolejnymi kroplami. Rozrzut wartoci odstpw czasu pomidzy odrywajcymi si kroplami zaley od strumienia wypywajcej wody. Zmierzone cigi liczbowe poddano analizie widmowej. Na tej podstawie mona stwierdzi, czy w badanym cigu wystpuj jakie dominujce

Badanie zjawiska powstawania chaosu w procesie tworzenia si kropli cieczy

581

wartoci, ktre wiadczyyby o procesie zdeterminowanym [2]. Proces wyznaczania widma mocy oparto na dyskretnej transformacie Fouriera [1]. a)

0

100

200

300

400

500

0 24 49 73 98 123 148 173 198 223 248

b)

0

100

200300

400

500

0 15 30 45 60 76 91 106 122 137 152

c)

0

50100

150200

250

0 23 47 71 96 120 144 168 193 217 241

d)

0

50

100

150

0 11 23 35 47 59 70 82 94 106 118

Rys. 2. Widmo mocy dla: a) Re = 109,1, b) Re = 203,5, c) Re = 226,1, d) Re = 258,5

Fig. 2. Power spectrum for: a) Re = 109.1, b) Re = 203.5, c) Re = 226.1, d) Re = 258.5 Na rysunku 2 przedstawiono rozkad ilociowy prbek, gdzie n oznacza ilo prbek,

a t warto liczbow przedziau czasowego dla danego szeregu. Wyniki przedstawiono dla

n

n

n

n

t [ms]

t [ms]

t [ms]

t [ms]


582

rnych wartoci strumienia wody wypywajcej z dyszy, dla ktrych liczb Reynoldsa obliczono na podstawie zalenoci:

==

d

Qvd 4Re (2)

gdzie: v - prdko wypywu cieczy z dyszy [m/s], - lepko cieczy [Pas], d - rednica dyszy (d = 0.005 m), - gsto cieczy [kg/m3].

Na rysunku 2a przedstawiono rozkad widma mocy dla stabilnego procesu formowania si kropli cieczy. Rozkad wartoci czasw formowania si poszczeglnych kropel przypomina krzyw Gaussa. Zatem mona uzna, e rozbienoci mierzonych czasw s wynikiem bdw pomiaru. Widmo mocy dla przepywu bliskiego punktowi utraty stabilnoci przedstawiono na rysunku 2b. Widmo jest bardzo podobne do rozkadu dla przepyww stabilnych, aczkolwiek obserwuje si asymetri rozkadu mocy. Dla przepyww, przy ktrych wystpuje rozwinity chaos deterministyczny, widmo mocy ma kilka wyranie dominujcych przedziaw wartoci (rys. 2c i d) [7]. Stanowi to dowd na wielkowymiarowo procesu. Wraz ze zwikszaniem przepywu cieczy w widmie pojawia si coraz wicej prkw mocy, co w konsekwencji prowadzi do penej niestabilnoci ukadu i powstania chaosu, gdzie aden z parametrw procesu nie jest dominujcy. Powysze widma mocy pozwalaj na wyodrbnienie wartoci odstpw czasowych pomidzy formujcymi si kolejnymi kroplami, ktre s najbardziej prawdopodobne przy danym nateniu przepywu.

Dla wybranych wartoci strumienia cieczy przeanalizowano przebiegi kolejnych wyrazw cigu wartoci odstpw czasowych pomidzy kroplami (rys. 3). Na osi pionowej zaznaczono redni czas powstawania kolejnych kropel. O rzdnych oznacza liczb porzdkow tworzcej si kropli. Wraz ze zwikszaniem strumienia cieczy maleje czas powstawania kropel, jednak nieregularno tworzenia si kropel znacznie ronie. W celu porwnania otrzymanych wynikw wprowadzono parametr zwany dewiacj, ktrym jest procentowy stosunek przedziau wiarygodnoci do wartoci redniej:

%t

N

ttd

N

i

i

1001

1

minmax =

=

(3)

gdzie: tmax - warto maksymalna odstpu, tmin - warto minimalna odstpu, N - oznacza liczb danych.

Podczas pomiaru odstpw czasu pomidzy kroplami moe si zdarzy, e zostan zarejestrowane przypadkowe i bdne wartoci, tzn. bardzo odbiegajce od pozostaych z powodu przypadkowych zakce (drgania, haas). W zwizku z tym z kadej serii pomiarowej odrzucono 5% danych z przedziau najwikszych i najmniejszych wartoci. W celu przejrzystego zobrazowania zmian czasu dyskretne punkty odstpw czasowych poczono odcinkami.

Przeanalizowanie kolejnych rozkadw szeregw wartoci dla zwikszajcego si strumienia cieczy wypywajcej z dyszy pozwoli na uchwycenie mechanizmu powstawania chaosu. Rysunek 3a przedstawia cig wartoci odstpw czasowych pomidzy kroplami dla natenia przepywu, przy ktrym jeszcze nie wystpuje chaos. Wszystkie wartoci


583

zawieraj si w granicach wartoci redniej. Niewielkie odchyki od wartoci redniej s spowodowane zakceniami. Dobrze obrazuje to warto dewiacji, ktra wynosi 10,51%. Zwikszanie strumienia cieczy powoduje zwikszenie intensywnoci odrywania si kropel przy tym samym poziomie zakce. Rysunek 3b przedstawia przebieg krytyczny, przy ktrym nastpuje przejcie ze struktury uporzdkowanej w chaotyczn. Dostrzegalne jest stosunkowo regularne powstawanie kropel, ktrych czasy s znaczco mniejsze od wartoci redniej, a ich czasy odrywania si s zblione do siebie. Zgodnie z teori chaosu s to punkty bifurkacji [8].

a)

b)

c)

d)

Rys. 3. Rozkad wyrazw cigu odstpw czasowych dla: a) Re = 109,1 i d = 10,51%, b) Re = 203,5

i d = 37,85%, c) Re = 226,1 i d = 70,04%, d) Re = 258,5 i d = 112,2%

Fig. 3. Values of time intervals between the forming drops for: a) Re = 109.1 and d = 10.51%, b) Re = 203.5 and d = 37.85%, c) Re = 226.1 and d = 70.04%, d) Re = 258.5 and d = 112.2%

Kolejne wykresy (rys. 3c i 3d) przedstawiaj chaos deterministyczny. Trudno jest

dostrzec na podstawie przebiegu wyrazw cigu jakkolwiek regularno. Niemniej, nie


584

musi to oznacza braku uporzdkowania. W celu jednoznacznego stwierdzenia zachowania chaotycznego ukadu naleaoby przeprowadzi dalsze badania w dziedzinie atraktorw fazowych. Atraktory tego typu mona opisa za pomoc technik fraktalnych, ich parametry mona wyrazi za pomoc wymiarw stosowanych do okrelania parametrw fraktali [2]. Pojawienie si chaosu w procesie formowania si kropli cieczy wynika z faktu, e na krople cieczy dziaa zbir si, z ktrych adna nie jest dominujca. Ponadto chaos, cho jest nieprzewidywalny, jest jednak deterministyczny. To znaczy, e dwa identyczne ukady chaotyczne, pobudzone takim samym sygnaem, zachowuj si identycznie, cho nie jestemy w stanie przewidzie, jaki bdzie stan ukadu w danej chwili. Badajc zachowanie si ukadw zoonych, Bernard Derrid [9] udowodni, e gdy sia oddziaywania pomidzy wspzalenymi elementami ukadu ronie, ukad przechodzi fazowo od stanu uporzdkowanego do chaotycznego. Podobnie rzecz ma si z kroplami, nie mona przewidzie, jaki bdzie odstp czasu pomidzy konkretnymi nastpujcymi po sobie kroplami, ale mona okreli zbir wielkoci, w jakim bd zawarte.

Zaleno redniego czasu odstpu pomidzy kroplami od liczby Reynoldsa jest liniowa i odwrotnie proporcjonalna (rys. 4), natomiast wprost proporcjonalna od dewiacji. Chaos pojawia si dla wartoci liczby Reynoldsa powyej 200, co odpowiada dewiacji d > 35% i redniemu czasowi odstpu tS < 130 ms. Znajomo przedziaw tych wielkoci moe suy jako kryterium wystpienia chaosu. Punkt k jest punktem krytycznym, dla ktrego zachodzi zmiana zachowania si ukadu, a cilej mwic utrata stabilnoci ukadu, powyej ktrej ukad zaczyna zachowywa si chaotycznie.

Rys. 4. Zaleno redniego czasu odstpu i dewiacji od liczby Reynoldsa

Fig. 4. Relation between drop interval time and deviation and Reynolds number Jak wynika z powyszych charakterystyk, zmiana kta nachylenia linii dewiacji jest

miar wystpowania chaosu, a po przejciu przez punkt krytyczny obserwujemy zwikszony jej przyrost. Dla wartoci liczb Reynoldsa powyej punktu k obserwujemy nagy przyrost dewiacji przy niezmiennym spadku wartoci redniej czasu ts tworzenia si


585

kropli. Jest to dowd na utrat stabilnoci oraz pocztek obszaru wystpowania zachowa chaotycznych ukadu.

Wnioski

Na podstawie przeprowadzonej analizy wykazano wystpowanie kilku podstawowych cech chaosu deterministycznego w procesie formowania si kropli cieczy. Zaobserwowano, e po przekroczeniu pewnej wartoci krytycznej strumienia cieczy wypywajcej z dyszy proces tworzenia si kropel zmienia si z regularnego na chaotyczny. Po przekroczeniu punktu krytycznego widmo mocy zmienia si z prkowanego na cige szerokopasmowe, co jest cech charakterystyczn dla chaosu. Na podstawie dowiadczenia stwierdzono, e ukad zachowuje si chaotycznie dla liczb Reynoldsa wikszych od 200.

Literatura

[1] Bracewell RN. The Fourier Transform and Its Applications. 3rd ed., New York: McGraw-Hill Book Company; 2000.

[2] Schuster HG. Chaos deterministyczny - wprowadzenie. Warszawa: Wyd Nauk PWN; 1993. [3] Peitgen HO, Jrgens H, Saupe D. Granice Chaosu FRAKTALE. Warszawa: Wyd Nauk PWN; 2002. [4] Franca F, Acikgoz M, Lahey RTJr, Clausse A. The use of fractal techniques for flow regime identification.

Multiphase Flow. 1991;17(4):545-552. DOI: 10.1016/0301-9322(91)90049-9. [5] Lacy CE, Sheintuch M, Dukler AE. Methods of deterministic chaos applied to the flow of thin wavy films.

AIChE J. 1991;37(4):481-489. DOI:10.1002/aic.690370402. [6] Van Den Bleek CM, Schouten JC. Can Deterministic chaos create order in fluidized-bed scale-up. Chem

Eng Sci. 1993;48(13):2367-2373. DOI: 10.1016/0009-2509(93)81058-4. [7] czkowski R. Identyfikacja chaosu zdeterminowanego. Pomiary Automat Kont. 1990;8:159-163. [8] Szempliska-Stupnicka W. Chaos, bifurkacje i fraktale wok nas. Najkrtsze wprowadzenie. Warszawa:

OWPW; 2002. [9] Tambe SS, Kulkrnt BD. Intermittency route to chaos in a periodically forced model reaction system. Chem

Eng Sci. 1993;48(15):2817-2821. DOI: 10.1016/0009-2509(93)80193-T.

STUDY OF CHAOS PHENOMENON IN LIQUID DROP FORMATION PROCESS

Department of Mechanical Engineering, Opole University of Technology

Abstract: The subject matter of this paper involves the examination of the process of liquid drop formation at the outlet of a nozzle. The tested nozzle has vertical orientation and the drops are separated under the influence of gravitational force. The objective in this paper is the assessment of the non-stationary characteristics in the process of drop formation and the potential for describing it in terms of principles familiar from deterministic chaos. The paper contains the results of experiments which indicate that chaotic phenomena occur during the formation of liquid drops. Both experimental results and results of visualization offer a foundation for the development of a mathematical model based on the balance of forces acting on a liquid drop which is formed at the outlet of a nozzle. The results of the research are elaborated and presented in the form of attractors and power spectrum diagrams. The paper also contains an outline of the algorithm used for the development of the attractor based on standard procedures which are applied in the description of deterministic chaos. The ranges of the parameters are determined for which the time intervals between the successive drops tend to be non-stationary. Their presentation in the phase space has revealed the occurrence of chaotic phenomena. It was concluded that numerical calculations and the results gained from experiment offer comparable results. Consequently, it was indicated that relatively simple mathematical model can be used for simulation of the states of actual physical processes.

Keywords: drop formation, chaos, attractors


Marcin SKWARKA1, Natalia PERLICEUSZ1, Monika KOWALSKA-GRALSKA1 Magdalena SENZE1 i Tomasz SKWARKA1

CHARAKTERYSTYKA FIZYCZNA I CHEMICZNA WD W PARKACH MIEJSKICH WROCAWIA I WABRZYCHA

PHYSICAL AND CHEMICAL CHARACTERISTICS OF PARKS WAT ER OF WROCLAW AND WALBRZYCH

Abstrakt: Badaniom poddano wod z maych rezerwuarw wodnych zlokalizowanych w wybranych parkach miejskich Wrocawia i Wabrzycha na przestrzeni czterech pr roku na przeomie lat 2009/2010. W analizowanym materiale oznaczono twardo, odczyn, zasadowo, przewodnictwo elektrolityczne oraz koncentracj chlorkw, wapnia i magnezu. W parkowych zbiornikach wodnych zanotowano zgodne z normami prawnymi (Dz.U.2008.162.1008; Dz.U.2004.32.284) wartoci analizowanych parametrw fizykochemicznych wody. Na szczegln uwag zasuguj zbiorniki zlokalizowane w parkach: Brochowskim, Grabiszyskim, Kopernika, Szczytnickim i Topy (Wrocaw) oraz Nowe Miasto (Wabrzych), gdzie odczyty odbiegay od wynikw zgodnych z normami.

Sowa kluczowe: woda, parki miejskie, parametry fizykochemiczne, Wrocaw, Wabrzych

Wprowadzenie

Zasoby wodne s odnawialne, ale wyczerpywalne, dlatego te wana jest dbao o jako wd pyncych oraz tych o charakterze stagnujcym [1].

Zanieczyszczenie rodowiska wodnego wynika z wprowadzenia do wd substancji staych, ciekych lub gazowych w takich ilociach i o takim skadzie, e wywouj negatywne skutki w rodowisku. Dotyczy to przekroczenia norm stanu rodowiska lub dopuszczalnych wskanikw zanieczyszcze [2]. Te elementy w wodach pyncych mog ulec rozproszeniu, a wody - samooczyszczeniu. W przypadku rezerwuarw wd stojcych, zwaszcza maych, bezodpywowych zbiornikw wodnych (stawy, sadzawki, osadniki, wyrobiska z wod), stagnujca woda powoduje akumulacj zanieczyszcze, ktre s zagroeniem dla takiego ekosystemu [3].

Celem pracy bya fizykochemiczna ocena wd zbiornikw wodnych zlokalizowanych w wybranych parkach miejskich Wrocawia i Wabrzycha z uwzgldnieniem wpywu lokalizacji zielecw.

Materiay i metody

Pobrano i przebadano wod z rezerwuarw zlokalizowanych w wybranych parkach miejskich na terenie Wrocawia (parki: Szczytnicki, Topy, Kopernika, Brochowski, Poudniowy, Wschodni, Grabiszyski, Lenicki, Starachowicki i Zotnicki) oraz Wabrzycha i okolic (Piaskowa Gra, Poniatw, Rusinw i Nowe Miasto, Szczawno Zdrj, Lubomin, wiebodzice i Grzdy Grne).

Prbki byy zbierane sezonowo: wiosn (kwiecie 2009 r.), latem (lipiec 2009 r.), jesieni (listopad 2009 r.) oraz zim (luty 2010 r.). Woda zostaa pobrana z kadego 1 Zakad Hydrobiologii i Akwakultury, Instytut Biologii, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocawiu, ul. Chemoskiego 38C, 51-630 Wrocaw, email: [email protected] *Praca bya prezentowana podczas konferencji ECOpole10, Piechowice, 14-16.10.2010

Marcin Skwarka, Natalia Perliceusz, Monika Kowalska-Gralska, Magdalena Senze i Tomasz Skwarka

588

zbiornika w odlegoci ok. 0,5 m od brzegu, z gbokoci 0,2 m. Kadorazowo pobrano wod 3-krotnie, a prbki uredniono. In situ okrelono przewodnictwo elektrolityczne (CM 204 SLANDI; PN-EN 27888:1999) i odczyn (PH 204 SLANDI). W laboratorium zakadowym oznaczono: twardo ogln (PN-ISO 6059), zasadowo (PN-90/C-04540.03), koncentracj chlorkw (PN-EN ISO 5810:2002), wapnia (PN-ISO 6058) oraz magnezu [4-8].

Wyniki i dyskusja

Parametry fizykochemiczne wd z rezerwuarw wodnych zlokalizowanych w wybranych parkach miejskich Wrocawia oraz Wabrzycha i okolic przedstawione zostay odpowiednio w tabelach 1 i 2. Zestawiono je z wartociami normatywnymi wg rozporzdze ministra waciwego ds. rodowiska.

Tabela 1

Parametry fizykochemiczne wd ze zbiornikw z parkw wrocawskich

Table 1 Physicochemical water parameters from the reservoirs of the parks in Wroclaw

Parametr Sezon Topy Szczyt-nicki

Koper-nika

Wschodni

Bro-chowski

Poud-niowy

Grabi-szyski

Strachowicki

Le-nicki

Zot-nicki

Wiosna 139,2 221,3 217,8 449,8b 531,9b 171,4 357,0 160,7a 178,5 289,2 Lato 160,7 203,5 296,3 392,7 621,2b 149,9 435,5 506,9ab 217,8 232,1

Jesie 135,7 274,9 285,6 457,0b 524,8b 153,5 142,8a 217,8 185,6 274,9

Twardo oglna [mg

CaCO3dm3] Zima 335,5a b.d. 335,6 553,4 589,1 385,6a 396,3 428,4 264,2 349,9 Wiosna 70,1 85,1 95,1 135,1 195,2b 75,1 175,1 140,1 170,1 215,2b

Lato 50,0 170,1a 230,2a 370,3ab 330,3ab 101,1 340,3ab 250,2 190,2 290,2 Jesie 55,0 90,1 100,1 150,1 185,1b 55,0 70,1 135,1 85,1 125,1

Zasadowo [mg

CaCO3dm3] Zima 150,1a b.d. 110,1 180,1 190,2 155,1a 155,1 280,2b 120,1 130,1

Wiosna 7,7 8,1 7,8 7,9 7,9 7,9 7,5 8,4 9,2ab 7,4 Lato 7,7 7,4 7,9 7,7 7,6 7,4 7,3 7,7 8,2 7,4

Jesie 7,3 7,2 7,3 7,2 7,3 7,1 7,1 7,3 7,2 7,2 Odczyn

[-] Zima 7,0 b.d. 7,1 7,0 7,1 7,0 7,0 7,0 7,0 7,0

Wiosna 776,0 1184,0 1026,0 1076,0 1215,0 586,0 901,0 371,0b 645,0 743,0

Lato 913,0 1224,0 1125,0 1634,0b 1573,0 436,0 1608,0ab 834,0 888,0 1032,0

Jesie 1024,0 1518,0 1525,0 1536,0 1657,0 734,0a 627,0 809,0 913,0 1014,0

Przewod-nictwo elektro-lityczne

[S cm1] Zima 1618,0a b.d. 1528,0 1436,0 1623,0 1453,0a 1582,0a 1488,0a 1018,0 1103,0 Wiosna 35,8 52,9 72,9 137,3b 161,6b 40,0 98,7 47,2 65,8 94,4

Lato 25,7 55,8 90,1 118,7b 164,5b 38,6 140,1ab 70,1 67,2 90,1 Jesie 40,0 93,0a 88,7 105,9 177,3b 51,5 54,3 75,8 74,4 101,5

Wap [mgCadm3]

Zima 88,7a b.d. 93,0 164,5ab 170,2b 121,6a 123,0 121,6a 72,9 111,5 Wiosna 12,1 21,7 8,7 26,0 31,2b 17,3 26,9 10,4 3,5 13,0

Lato 23,4 15,6 17,3 23,4 51,2ab 13,0 20,8 80,6ab 11,1 1,7 Jesie 8,7 10,4 15,6 22,5 19,9 6,1 1,7 6,9 0,0 5,2

Magnez [mg Mgdm3]

Zima 27,8a b.d. 25,9a 34,7 39,9 19,9 21,7 30,4 19,9a 17,3a Wiosna 150,0 242,0b 176,0 98,0 88,0 84,0 72,0 30,0 72,0 66,0

Lato 134,0 148,0 116,0 88,0 64,0 36,0 104,0 34,0 60,0 64,0 Jesie 164,0 210,0b 210,0b 110,0 98,0 56,0 42,0 46,0 66,0 74,0

Chlorki [mg

Cldm3] Zima 208,0 b.d. 200,0 112,0 92,0 162,0a 188,0a 78,0a 88,0 96,0

a - rnice statystycznie istotne dla parku (p 0,01); b - rnice statystycznie istotne midzy parkami w danym sezonie (p 0,01); b.d. - brak danych

Charakterystyka fizyczna i chemiczna wd w parkach miejskich Wrocawia i Wabrzycha

589

Tabela 2 Parametry fizykochemiczne wd ze zbiornikw z parkw wabrzyskich

Table 2 Physicochemical parameters of water from the reservoirs of the parks in Walbrzych

Parametr Sezon Piasko

wa Gra

Ponia-tw

Rusi-nw 1

Rusi-nw 2

Nowe Miasto

wiebo-dzice

Szczaw-no

Zdrj

Lubo-min

Grzdy Grne

Wiosna 142,8 174,9 210,6 139,2 227,8 203,5 171,4 153,5 67,8 Lato 135,7 160,7 185,6 146,4 839,0ab 160,7 160,7 178,5 89,3

Jesie 135,6 171,4 171,4 164,2 753,3ab 178,4 153,5 139,2 71,4

Twardo oglna [mg

CaCO3dm 3] Zima 207,1 107,1 71,4 207,1 82,1 253,5 125,0 160,7 b.d. Wiosna 85,1 85,1 95,1 80,1 90,1 75,1 90,1 110,1 75,1a

Lato 80,0 90,1 115,1 95,1 335,3ab 75,1 75,1 90,1 49,0 Jesie 75,1 80,1 105,1 95,1 350,3ab 70,1 80,1 80,1 35,0

Zasadowo [mg

CaCO3dm3] Zima 95,2 55,0 45,0 100,1 50,0 95,1 60,1 75,1 b.d.

Wiosna 7,7 8,1 7,6 7,6 7,5 8,0 7,6 8,4 9,3 Lato 7,2 7,3 7,9 6,7 7,3 8,1 6,5 7,1 8,6

Jesie 7,4 7,3 7,1 7,2 7,1 7,1 7,1 7,1 7,1 Odczyn

[-] Zima 6,9 7,2 7,1 7,0 7,1 7,0 7,2 6,9 b.d.

Wiosna 290,0 3300,0b 4400,0b 510,0 280,0 420,0 320,0 260,0 120,0

Lato 310,0 5400,0ab 4800,0b 640,0 2210,0ab 480,0 440,0 370,0 190,0

Jesie 430,0 5100,0ab 6000,0ab 740,0 1910,0ab 570,0 620,0a 570,0 510,0a

Przewod-nictwo elektro-lityczne

[S cm1] Zima 430,0 2200,0b 1800,0b 710,0 120,0 680,0 250,0 350,0 b.d. Wiosna 35,8 34,3 40,0 35,8 46,8 37,2 55,8 31,5 20,0

Lato 25,7 38,8 42,9 30,0 298,9ab 44,3 35,8 25,7 15,7 Jesie 35,8 50,1a 48,6 37,2 134,4ab 58,6 54,3 37,2 20,0

Wap [mgCadm3]

Zima 38,6 22,9 17,2a 34,3 7,2b 71,5ab 18,6 25,7 b.d. Wiosna 13,0 21,7 26,9 12,1 26,9 26,9 7,8 18,2 4,3

Lato 17,3 14,7 19,1 15,3 22,6 12,1 17,3a 64,0ab 12,1a Jesie 12,1 12,1 28,0b 14,3 234,0ab 7,8a 4,3 12,3 5,2

Magnez [mg Mgdm3]

Zima 26,9 12,1 7,0a 29,9a 15,6 18,2 19,1a 23,4 b.d. Wiosna 16,0 44,0 24,0 58,0 74,0b 20,0 16,0 12,0 12,0

Lato 14,0 44,0 20,0 40,0 70,0b 38,0 17,0 4,0 15,0 Jesie 22,0 60,0 28,0 76,0 82,0 32,0 20,0 24,0 18,0

Chlorki [mg

Cldm3] Zima 22,0 36,0 30,0 72,0 24,0a 34,0 30,0 20,0 b.d.

a - rnice statystycznie istotne dla parku (p 0,01); b - rnice statystycznie istotne midzy parkami w danym sezonie (p 0,01); b.d. - brak danych

Twardo oglna

Wszystkie prbki wody zaklasyfikowano do II klasy czystoci [9]. rednia twardo wd pobranych z wrocawskich parkw zawieraa si w przedziale 170-340 mg CaCO3dm

3, co oznacza wod rednio tward. Jako wody z parkw usytuowanych w dzielnicach usugowo-mieszkalnych okrelono jako tward, a nawet bardzo tward (< 510 CaCO3dm

3 zanotowane w parku Brochowskim) [10]. Zauwaono istotnie znaczce (p < 0,01) zwikszenie twardoci wody w poudniowych dzielnicach Wrocawia w porwnaniu do pozostaych rejonw miasta.

Wody pochodzce z wikszoci parkw wabrzyskich zakwalifikowano do I klasy czystoci (wody o bardzo dobrej jakoci) i miay one charakter wody rednio twardej (230-350 mg CaCO3dm

3). Zaobserwowano znaczce (p < 0,01) podwyszenie twardoci


590

oglnej wd pobranej ze stanowiska Nowe Miasto w sezonach letnim i jesiennym. Tym samym jako wody ulega znaczcemu obnieniu do poziomu IV klasy czystoci [9].

Zasadowo

Wysokie wartoci zasadowoci wody z wrocawskich zbiornikw parkowych zanotowano w parkach Wschodnim i Brochowskim (dzielnica usugowo-mieszkalna Wrocawia) oraz parkach Grabiszyskim, Starachowickim i Zotnickim (strefa przemysowa miasta). Due stenie CaCO3 uwidaczniaa si w okresie letnim dla wikszoci zbiornikw. Wyjtek stanowi tutaj park Starachowicki, gdy najwiksza zasadowo (280,2 mg CaCO3dm

3) przypadaa na okres zimowy. Wody z parkw zlokalizowanych w rejonie Starego Miasta oraz rdmiecia wykazyway wartoci poniej 160 mg CaCO3dm

3, a ich jako okrelono jako III klas czystoci [9]. Zdecydowana wikszoci badanych stanowisk wabrzyskich posiadaa wody nalece

do I klasy czystoci (wody o bardzo dobrej jakoci). Wartoci zasadowoci nie przekraczay 200,00 mg CaCO3dm

3. Wody ze zbiornika z dzielnicy Nowe Miasto jako jedyne zaliczono do II klasy czystoci wd [9].

Odczyn

Pod wzgldem odczynu wody pochodzce z 9 na 10 parkw wrocawskich posiaday warto tego wskanika na poziomie 6,5-8,5 pH i zaliczono je do I klasy czystoci wd [9]. Do klasy V zaliczono wody ze zbiornika wodnego z parku Lenickiego zebrane w okresie wiosennym.

Zakresy odczynu dla wd byy wyrwnane dla wszystkich zbiornikw parkowych. Najwyszy odczyn dla wszystkich rejonw przypada na okres wiosenny zwizany ze wzrostem procesu fotosyntezy rolinnoci wodnej i pochanianiem przez nie duych iloci ditlenku wgla. Najnisza warto odczynu przypadaa na okres zimowy. Powodem tego stanu rzeczy bya dua zasobno rezerwuarw wodnych w jony wapnia [11]. Wyniki przeprowadzonych bada s zbiene z tymi, jakie uzyskano w latach wczeniejszych w badaniach wskanikw tlenowych [12, 13].

Wody z parkw miejskich Wabrzycha i okolicznych miejscowoci zaklasyfikowano do I klasy czystoci z wartoci pH w przedziale 6,50-8,50. Zbiornik Grzdy Grne w okresie wiosny wykazywa podniesiony odczyn wody (pH = 9,34). Przyczyn tego mg by intensywny rozwj rolinnoci wodnej, wzrost aktywnoci fotosyntetycznej i zwizane z tym dynamiczne zuycie CO2 [9].

Przewodnictwo elektrolityczne

Przewodno waciwa wd powierzchniowych na terenie Polski waha si w granicach 50-1000 Scm1 [14]. Zbliony zakres wartoci podaj rwnie Orlik i in. [15]. Wartoci przewodnictwa elektrolitycznego wd ze stanowisk badawczych wrocawskich i wabrzyskich zawieray si w ww. zakresie.

Wartoci parametru dla wd pochodzcych z parkw wrocawskich wynosiy 371-1657 Sdm1. Warto maksymaln, tj. 1657 Sdm1, zanotowano w parku Brochowskim w okresie jesiennym, natomiast minimaln - 371 Sdm1 w parku Starachowickim w okresie wiosennym. Zbiorniki wodne zlokalizowane w dzielnicy


591

usugowo-mieszkalnej Wrocawia charakteryzoway si najniszymi wartociami przewodnictwa elektrolitycznego w porwnaniu do wd z pozostaych stanowisk. Zaklasyfikowano je ponadto do II i III klasy czystoci [9]. W okresie zimowym warto przewodnictwa bya znaczco (p < 0,01) obniona. Dla tego okresu bada stan czystoci wody z tego rejonu okrelono jako klas IV (warto przewodnictwa na poziomie ok. 1200 Sdm1).

Wody pobrane ze zbiornikw Piaskowa Gra, Poniatw, Rusinw 1, Szczawno Zdrj, Lubomin oraz Grzdy Grne zaliczono do I klasy czystoci wd pod wzgldem wartoci przewodnictwa elektrolitycznego (< 500,00 Sdm1). Stanowiska pomiarowe wiebodzice oraz Rusinw 2 w tej klasyfikacji nale do II klasy czystoci wd, podczas gdy wody pochodzce ze zbiornika Nowe Miasto - do III klasy czystoci (przewodno elektrolityczna przekroczya 1000 Sdm1).

Wap

Wody pochodzce ze zbiornikw zlokalizowanych w parkach Wschodnim i Brochowskim zakwalifikowano do III klasy czystoci (koncentracja pierwiastka > 100 mg Cadm3), podczas gdy pozostae rezerwuary wodne do klasy II pod wzgldem zawartoci wapnia [9]. W okresie zimowym we wszystkich zbiornikach stwierdzono znaczco (p < 0,01) wysze stenie Ca. Jest to spowodowane prawdopodobnie wstpowaniem alkalicznych pozostaoci po szkieletach miczakw i skorupiakw w wodzie. Wysoko stenia Ca w okresie zimowym moe by rwnie efektem ograniczenia produkcji materii organicznej oraz niskim poziomem fotosyntezy, w wyniku ktrych Ca wystpujcy w zbiorniku nie jest wykorzystywany zim [16].

Wabrzyskie parkowe zbiorniki wodne: Piaskowa Gra, Poniatw, Rusinw 1, Rusinw 2, Szczawno Zdrj, Lubomin oraz Grzdy Grne posiaday wody zaklasyfikowane do I klasy czystoci pod wzgldem zawartoci w nich pierwiastka (koncentracja > 50,00 mg Cadm3).

Wody ze zbiornika wiebodzice zaklasyfikowano do II klasy, podczas gdy ze zbiornika Nowe Miasto - do III. Ten ostatni wykazywa znaczco (p < 0,01) wysz (powyej 400,00 mg Ca dm3) koncentracj wapnia w wodzie w porwnaniu do pozostaych wd.

Magnez

Koncentracja tego pierwiastka w wikszoci przebadanych zbiornikw wrocawskich bya niska, o kwalifikatorze I klasy czystoci [9]. W okresie zimowym zaobserwowano istotny (p < 0,01) wzrost koncentracji Mg2+ w porwnaniu do pozostaych okresw badawczych. Licznar i Licznar [17] zwracaj uwag na niskie poziomy pierwiastka wystpujce w zbiornikach wd stojcych, podczas gdy waciwa proporcja wapnia do magnezu w wodach powinna wynosi od 4:1 do 2:1 [18]. Przeprowadzone badania potwierdzaj stan niskiej poday Mg wraz z wod.

Zawarto magnezu w wodach z parkowych zbiornikw Wabrzycha i okolic zawieraa si w przedziale 7,23-74,76 mg Mgdm3. Wody zaklasyfikowano do I (wikszo stanowisk), II (Lubomin) lub III klasy czystoci (Nowe Miasto) [9]. Woda wikszoci


592

badanych zbiornikw posiadaa waciwy stosunek wapnia do magnezu na poziomie 2:1, z wyjtkiem stanowiska Lubomin, dla ktrego warto ta wynosia 1:1.

Chlorki

Najnisze koncentracje chlorkw zaobserwowano w wodach zbiornikw parkowych zlokalizowanych w dzielnicy usugowo-mieszkalnej i przemysowej Wrocawia, podczas gdy najwysze - w centrum miasta. Wody te zaklasyfikowano pod wzgldem zawartoci w nich chlorkw odpowiednio do I i III klasy stanu czystoci wd [9].

Stenie chlorkw znaczco (p < 0,01) wzrastao w okresie zimowym, co ma zwizek z bliskoci parkw wobec drg komunikacji drogowej i przenikania na ich teren soli uywanej przez suby drogowe do zwalczania oblodzenia ulic. Wysokie stenie jonw chlorkowych zwiksza korozyjno, ponadto koncentracje chlorkw powyej 250 mg Cldm3 jest szkodliwe dla rolin [19]. Takie zagroenie moe wystpi w parku Szczytnickim.

Pod wzgldem zawartoci chlorkw wody z parkowych zbiornikw Wabrzycha i okolic zaklasyfikowano do I klasy czystoci. Koncentracja chlorkw zawieraa si w granicach 15,00-64,00 mg Cldm3 [9]. Kozubek i in. podaj zakres stenie chlorkw w wodzie od 3,00 do 12,00 mg Cldm3 jako waciwy dla ekosystemw wodnych [20]. Orlik i in. [15] ograniczaj stenie chlorkw do zakresu 7,50-10,00 mg Cldm3. Nie zaobserwowano skutkw negatywnego oddziaywania chlorkw na roliny czy zwierzta w przebadanych zbiornikach pomimo znaczco (p < 0,01) wyszej koncentracji chlorkw ni podawane przez ww. autorw.

Podsumowanie

W zbiornikach wodnych parkw wrocawskich zanotowano wartoci wikszoci parametrw fizykochemicznych wody nieprzekraczajce norm prawnych. Z wyjtkiem twardoci oglnej nie zaobserwowano statystycznie istotnych (p < 0,01) rnic midzy strefami badawczymi.

W wodach z wabrzyskich parkowych zbiornikw wodnych zanotowano zgodne ze standardami prawnymi wartoci analizowanych parametrw fizykochemicznych wody. Na szczegln uwag zasuguje zbiorniki Nowe Miasto, gdzie odczyty odbiegay od wynikw normatywnych.

Literatura

[1] Van Loon GW, Duffy SJ. Chemia rodowiska. Warszawa: Wyd Nauk PWN; 2007. [2] Paluch J, Pulikowski K, Trybaa M. Ochrona wd i gleb. Wrocaw: Wyd AR we Wrocawiu; 2001. [3] Yuvanatemiya V, Boyd CE. Physical and chemical changes in aquaculture pond bottom soil resulting from

sediment removal. Aquacultural Eng. 2006;35(2):199-205. DOI:10.1016/j.aquaeng.2006.02.001. [4] PN-90/C-04540.03. Woda i cieki. Badanie zasadowoci. Oznaczenie zasadowoci oglnej metod

miareczkowania wobec wskanikw (oran metylowy). [5] PN-EN 27888:1999. Jako wody. Oznaczenie przewodnoci elektrycznej waciwej. [6] PN-EN ISO 5810:2002. Jako wody. Oznaczenie zawartoci chlorkw. Metoda Mohra. [7] PN-ISO 6058. Jako wody. Oznaczenie zawartoci wapnia. Metoda miareczkowania z EDTA. [8] PN-ISO 6059. Jako wody. Oznaczenie twardoci oglnej. Metoda miareczkowa z EDTA.


593

[9] Rozporzdzenie Ministra rodowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania stanu wd powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu interpretacji wynikw i prezentacji stanu tych wd (Dz.U.2004.32.284).

[10] Rozporzdzenie Ministra Zdrowia z dnia 29 marca 2007 r. w sprawie jakoci wody przeznaczonej do spoycia przez ludzi (Dz.U.2007.61.417).

[11] Kwaniak A. Wpyw Zbiornika Zaporowego Mciwojw na stenie miogenw i substancji organicznej w wodzie rzeki Wierzbaka. Zesz Nauk AR Wrocaw. 2001:65-72.

[12] Pczka M, Zyss E, Pulikowski K. Wartoci wskanikw tlenowych oraz stenia substancji biogennych w wodach staww parkowych we Wrocawiu. Gosp. Wod. 2005;6:246-251.

[13] Kowalska-Gralska M, Senze M, Dobicki W, Jastrzemska M. Accumulation of selected metals in the bottom sediments of the pond in Szczytnicki Park in Wrocaw. Ecol Chem Eng A. 2013;20(1):55-62. DOI: 10.2428/ecea.2013.20(01)006.

[14] Dojlido J. Chemia wd powierzchniowych. Biaystok: Wyd. Ekonomia i rodowisko; 1987. [15] Orlik T, Obrolak R. Analysis of water quality in fish pond in eroded basin of the Gielczew river. Acta

Agrophys. 2005;5(3):713-721. [16] Kajak Z. Hydrobiologia - limnologia. Warszawa: Wyd Nauk PWN; 1998. [17] Licznar SE, Licznar M. Oddziaywanie aglomeracji miejskiej Wrocawia na poziomy prchniczne gleb

Parku Szczytnickiego. Roczn Glebozn. 2005;56(1-2):113-118. [18] Kowal LA, widerska-Br M. Oczyszczalnie wody podstawy teoretyczne i technologiczne, procesy

i urzdzenia. Warszawa: Wyd Nauk PWN; 2007. [19] www.wodip.opole.pl/eko/eko_bialals3a.htm (dostp: 15.06.2014). [20] Kozubek M, Marek J. Metale cikie w Bystrzycy Dusznickiej i jej dopywach. Zesz Nauk AR Wroc Zoot.

2002; 447:89-91.

PHYSICAL AND CHEMICAL CHARACTERISTICS OF PARKS WAT ER OF WROCLAW AND WALBRZYCH

Section of Hydrobiology and Aquaculture, Institute of Biology, The Faculty of Biology and Animal Science, Wroclaw University of Environmental and Life Sciences

Abstract: The study involved water from small water reservoirs located in selected urban parks in Wroclaw and Walbrzych over four seasons of 2009-2010. In the analyzed material hardness, pH, alkalinity, conductivity, electrolytic, and concentration of chlorides, calcium and magnesium were determined. Majority of physicochemical water parameters from park ponds were in accordance with the Polish legal standards (Polish Journal of Laws: 2008.162.1008 and 2004.32.284) whereas tanks located in parks: Brochowski, Grabiszynski, Kopernika, Szczytnicki and Tolpy (Wroclaw) as well as Nowe Miasto (Walbrzych) - show readings differ from those quality standard.

Keywords: water, urban parks, physicochemical parameters, Wroclaw, Walbrzych


Daniel SY1 i Agnieszka STEC1

ANALIZA WARIANTW ZAOPATRZENIA W WOD WIELORODZINNEGO BUDYNKU MIESZKALNEGO

THE ANALYSIS OF VARIANTS OF WATER SUPPLY SYSTEMS IN MULTI-FAMILY RESIDENTIAL BUILDING

Abstrakt: Zmiany klimatu, niewaciwe korzystanie z zasobw wodnych, zanieczyszczenie wd powierzchniowych, a take zwikszajce si zapotrzebowanie na wod, ktre jest wynikiem rosncej populacji ludzi, powoduj, e w wikszoci krajw na wiecie, w tym take w Polsce, wystpuje wodny deficyt. Ze wzgldu na zanieczyszczenie wody do jej uzdatniania wymagane s coraz bardziej zaawansowane technologie, co w efekcie prowadzi do wzrostu cen jej zakupu. W zwizku z tym coraz czciej podejmowane s dziaania, ktrych celem jest ograniczenie zuycia wody wodocigowej m.in. poprzez wykorzystanie wd opadowych do spukiwania toalet, mycia samochodw, prania czy nawadniania terenw zielonych. W publikacji przedstawiono wyniki analizy Life Cycle Cost dla dwch wariantw zaopatrzenia w wod projektowanego budynku wielorodzinnego, ktry zlokalizowany jest w Rzeszowie. Zgodnie z metodologi LCC, obliczenia wykonano w penym cyklu istnienia obiektu budowlanego, uwzgldniajc zarwno pocztkowe nakady inwestycyjne przeznaczone na wykonanie instalacji wodocigowej, jak i koszty zwizane z jej eksploatacj. W pierwszym z analizowanych wariantw zaoono, e instalacja ta zasilana bdzie z miejskiej sieci wodocigowej. Natomiast w drugim wariancie dodatkowo zastosowano instalacj gospodarczego wykorzystania wd opadowych. Zmagazynowane w zbiorniku wody deszczowe zostan wykorzystane w instalacji sanitarnej do spukiwania toalet, co pozwoli obniy koszty zakupu wody wodocigowej, zmniejszy opaty za odprowadzanie wd opadowych do kanalizacji, i tym samym wpynie korzystanie na wyniki finansowe funkcjonowania rozpatrywanego obiektu mieszkalnego.

Sowa kluczowe: zaopatrzenie budynkw w wod, analiza Life Cycle Cost, systemy gospodarczego wykorzystania wody opadowej

Wprowadzenie

W dobie zmian klimatycznych i postpujcej urbanizacji zapewnienie odpowiedniej iloci i jakoci wody pitnej staje si coraz wikszym problemem na caym wiecie [1, 2]. Ponadto, intensywne procesy urbanizacji wpywaj na zwikszenie liczby mieszkacw miast [3]. Wedug danych United Nations Population Division, do 2030 roku przybdzie na wiecie prawie 1 750 000 000 osb zamieszkujcych tereny miejskie [4], a do 2050 roku oglna liczba ludnoci wiata wzronie do 9,3 biliona [5]. Urbanizacja, w wyniku ktrej nastpuje zmniejszenie powierzchni terenw zielonych, gruntw uprawnych i lasw oraz zmniejszenie biornorodnoci gatunkowej, powoduje take znaczne pogorszenie jakoci powietrza i wody nie tylko na poziomie lokalnym, ale rwnie regionalnym i globalnym [6, 7]. Urbanizacja jest gwn si napdow powodujc globalne zmiany i degradacj rodowiska naturalnego oraz wpywa na szybkie wyczerpywanie si jego zasobw [8, 9]. Dlatego te zarzdzanie zasobami rodowiska naturalnego, w tym zasobami wodnymi, powinno by realizowane w sposb zrwnowaony.

1 Katedra Infrastruktury i Ekorozwoju, Wydzia Budownictwa i Inynierii rodowiska, Politechnika Rzeszowska, al. Powstacw Warszawy 12, 35-959 Rzeszw, email: [email protected], [email protected] *Praca bya prezentowana podczas konferencji ECOpole13, Jarnotwek, 23-26.10.2013

Daniel Sy i Agnieszka Stec

596

Rosnce zapotrzebowanie na wod pitn, bdce wynikiem wzrostu liczby ludnoci wiata, oraz wyczerpywanie si zasobw wody sodkiej powoduje, e w wikszoci krajw, w tym take w Polsce, wystpuje wodny deficyt. Wedug wiatowej Organizacji Zdrowia, 884 miliony ludzi na wiecie nie ma dostpu do bezpiecznego rda wody pitnej [10], a kadego roku z powodu jej braku lub chorb wywoanych spoywaniem wody zej jakoci umiera ponad 5 milionw ludzi [11]. W zwizku z tym stale podejmowane s dziaania, ktrych celem jest ograniczenie zuycia zasobw wodnych wiata, m.in. poprzez ponowne wykorzystanie wd zuytych [12-15], monta oszczdnych urzdze [16] oraz wykorzystanie wd opadowych do spukiwania toalet, mycia samochodw, prania czy nawadniania terenw zielonych [17-20].

Systemy gromadzce i wykorzystujce wody stosowane s od wielu lat na caym wiecie. W zalenoci od kraju, warunkw klimatycznych, rodzaju budynku w ktrym zainstalowany jest system wykorzystujcy wody opadowe, oszczdno w zapotrzebowaniu na wod wodocigow moe siga nawet 60% [17]. Systemy tego typu zalecane s rwnie przez Komisj Europejsk do stosowania w instalacjach sanitarnych obiektw budowlanych [21]. Dziki temu, e mog ogranicza odpyw wd deszczowych do sieci kanalizacyjnych, a tym samym wpywa na ich hydrauliczne odcienie, stay si integraln czci zrwnowaonego zarzdzania wodami opadowymi [22].

W publikacji przedstawiono wyniki analizy Life Cycle Cost (LCC) dla dwch wariantw zaopatrzenia w wod projektowanego budynku wielorodzinnego, ktry zlokalizowany jest w Rzeszowie. W pierwszym z analizowanych wariantw zaoono, e instalacja ta zasilana bdzie z miejskiej sieci wodocigowej. Natomiast w drugim wariancie dodatkowo zastosowano instalacj gospodarczego wykorzystania wd opadowych. Zmagazynowane w zbiorniku wody deszczowe zostan wykorzystane w instalacji sanitarnej do spukiwania toalet, co pozwoli obniy koszty zakupu wody wodocigowej, zmniejszy opaty za odprowadzanie wd opadowych do kanalizacji, i tym samym wpynie korzystanie na wyniki finansowe funkcjonowania rozpatrywanego obiektu mieszkalnego.

Jak pokazuj liczne badania, woda deszczowa moe by wykorzystywana do spukiwania toalet nie tylko w budynkach mieszkalnych [23-25], ale rwnie w duych obiektach sportowych [26], w obiektach uniwersyteckich [27], w supermarketach [28] czy budynkach biurowych [29].

Problem badawczy

Badany wielorodzinny budynek mieszkalny zlokalizowany jest w Rzeszowie. Jest to obiekt 4-pitrowy podpiwniczony, ktry skada si z dwch segmentw. Na kadym pitrze zlokalizowane s mieszkania: po 3 na parterze, pierwszym i drugim pitrze dla kadego segmentu oraz 2 na trzecim pitrze dla segmentu I i trzy dla segmentu II.

Analiz finansow dla przyjtych wariantw zaopatrzenia w wod powyszego budynku wykonano na podstawie nastpujcych podstawowych danych: liczby mieszkacw: 81, powierzchni dachu: 455 m2, zapotrzebowania na wod do spukiwania toalet w budynku: 2,835 m3/d.

W obliczeniach wykorzystano archiwalne dane opadowe z 10 lat dla miasta Rzeszw. redni opad roczny w tym okresie wynosi 612 mm.

Analiza wariantw zaopatrzenia w wod wielorodzinnego budynku mieszkalnego

597

Model symulacyjny

Model obliczeniowy systemu obejmuje ukad zbierania, gromadzenia i zuywania wody opadowej. Sposb jego funkcjonowania determinowany jest m.in. przez wystpowanie opadw atmosferycznych, wielko zbiornika retencyjnego, objto wody zgromadzonej w zbiorniku, wielko powierzchni dachowej i wspczynnik spywu oraz zapotrzebowanie na wod o niszej jakoci. W sposb schematyczny model ten przedstawia rysunek 1.

Rys. 1. Model instalacji do zagospodarowania wd opadowych, Vd - objto dopywu wd opadowych do

zbiornika retencyjnego, Vk - objto odpywu wd opadowych do kanalizacji, Vu - objto dopywu wd opadowych ze zbiornika retencyjnego do instalacji, Vw - objto wody wodocigowej doprowadzanej do spuczek ustpowych, Vz - objto zbiornika retencyjnego

Fig. 1. Model of the system for utilization of rainwater, Vd - volume of precipitation water inflow to storage reservoir, Vk - volume of precipitation water outflow to sewage system, Vu - volume of precipitation water flow from storage reservoir to toilet flushing units, Vw - volume of tap water supplied to toilet flushing units, Vz - the capacity of storage reservoir

Sposb funkcjonowania systemu opisany jest nastpujcymi warunkami, ktre

okrelaj przebieg procesw dopywu wd opadowych, ich akumulacji i odpywu tych wd do instalacji sanitarnej oraz do kanalizacji: Napenianie i akumulacja wd opadowych w zbiorniku retencyjnym:

Jeeli Vrki + Vdi+1 > Vz, to Vi+1 = Vz, i = 1, 2, , n Jeeli Vrki + Vdi+1 Vz, to Vi+1 = Vrki + Vdi+1, i = 1, 2, , n

Pobr wody opadowej ze zbiornika retencyjnego przez instalacj: Jeeli Vrpi Vs < 0, to Vrki = 0 oraz Vui = Vrpi, i = 1, 2, , n Jeeli Vrpi Vs 0, to Vrki = Vrpi Vs oraz Vui = Vs, i = 1, 2, , n

Dopyw wody wodocigowej do zbiornika: Jeeli Vrpi > Vs, to Vwi = 0, i = 1, 2, , n Jeeli Vrpi Vs, to Vwi = Vs Vrpi, i = 1, 2, , n


598

Odpyw wd opadowych ze zbiornika retencyjnego do kanalizacji: Jeeli Vrpi + Vdi Vz, to Vki = 0, i = 1, 2, , n Jeeli Vrpi +Vdi > Vz, to Vki = Vrki + Vdi Vz, i = 1, 2, , n

gdzie: Vi - objto wody opadowej retencjonowanej w zbiorniku na koniec dnia i-tego [m3], Vdi - objto wody opadowej dopywajcej w i-tym dniu [m

3], Vrki - objto retencjonowanej wody opadowej w zbiorniku po poborze przez instalacj w i-tym dniu [m3], Vrpi - objto retencjonowanej wody opadowej w zbiorniku przed poborem przez instalacj w i-tym dniu [m3], Vs - objto wody zuywanej przez instalacj [m3], Vu - objto dopywu wd opadowych ze zbiornika retencyjnego do instalacji [m3], Vwi - objto wody wodocigowej doprowadzanej do instalacji w i-tym dniu [m

3].

Model finansowy

Analiza finansowa wariantw zaopatrzenia w wod budynku wielorodzinnego zostaa przeprowadzona z zastosowaniem metodologii Life Cycle Cost. Zgodnie z t metodologi, obliczenia wykonano w penym cyklu istnienia obiektu budowlanego, uwzgldniajc zarwno pocztkowe nakady inwestycyjne przeznaczone na wykonanie instalacji wodocigowej, jak i koszty zwizane z jej eksploatacj. Obecnie analiza kosztw LCC stosowana jest w rnych dziedzinach gospodarki, m.in. w energetyce, przemyle, transporcie, budownictwie, infrastrukturze czy te technice pompowej. Wykorzystywana jest gwnie jako narzdzie w procesie podejmowania decyzji i zarzdzania [30, 31]. Wyniki analizy LCC mog dostarczy cennych informacji i uatwi podjcie decyzji w trakcie oceny i porwnania alternatywnych rozwiza. W wielu krajach metodologia Life Cycle Cost jest prawnie wymagana przy realizacji nowych inwestycji, zwaszcza tych, ktre charakteryzuj si wysokimi nakadami pocztkowymi i dugim okresem eksploatacji.

Dla kadej z przyjtych w badaniach koncepcji zaopatrzenia w wod budynku wielorodzinnego oraz dla zaoonego okresu istnienia badanego obiektu koszty LCC wyznaczono z zalenoci:

( ) ET

ttINW

Kr

NLCC

++=

=1 1

1 (1)

gdzie: NINW - nakady inwestycyjne [z], KE - koszty eksploatacyjne [z], T - czas trwania analizy LCC, T = 30 lat, r - staa stopa dyskontowa, r = 0,05, t - kolejny rok uytkowania obiektu [-].

Analiz LCC przeprowadzono dla nastpujcych koncepcji doprowadzenia wody do instalacji sucej spukiwaniu toalet w badanym obiekcie mieszkalnym: koncepcja I - zasilanie wewntrznej instalacji wod doprowadzon tylko z sieci

wodocigowej, koncepcja II - zasilanie wewntrznej instalacji dodatkowo wod opadow zebran

z poaci dachu budynku i zgromadzon w zbiorniku zlokalizowanym w piwnicy. Na podstawie zapotrzebowania na wod do spukiwania toalet obliczono objto

zbiornika magazynujcego wody opadowe, ktra wynosi Vz = 22 m3. W kosztach eksploatacyjnych KEI dla pierwszej z analizowanych koncepcji

uwzgldniono koszty zakupu wody z sieci wodocigowej oraz koszty wynikajce


599

z odprowadzania caoci wd opadowych z dachu do systemu kanalizacyjnego. Koszty te obliczono zgodnie z zalenoci:

OWDZWWEI KKK += (2) gdzie: KEI - koszty eksploatacyjne dla I koncepcji zaopatrzenia w wod analizowanego budynku [z], KZWW - koszty zakupu wody wodocigowej do spukiwania toalet [z], KOWD - koszty odprowadzania wd opadowych do sieci kanalizacyjnej [z].

W drugim przypadku natomiast wzito pod uwag koszty eksploatacyjne KEII zwizane z zakupem wody wodocigowej przeznaczonej do uzupeniania zbiornika w sytuacji, gdy dopyw wd opadowych z dachu nie pokryje zapotrzebowania na wod do spukiwania toalet, oraz koszty odprowadzania nadmiaru wd deszczowych do sieci kanalizacyjnej. Uwzgldniono take koszty wynikajce z transportu pompowego wody ze zbiornika do misek ustpowych. Koszty eksploatacyjne KEII obliczono z formuy:

PWOWDZWWEII KKKK ++= (3) gdzie: KEII - koszty eksploatacyjne dla II koncepcji zaopatrzenia w wod analizowanego budynku [z], KPW - koszty transportu pompowego wody ze zbiornika do misek ustpowych [z].

Koszty eksploatacyjne KPW wynikajce z doprowadzania przez ukad pompowy wody do spukiwania toalet wyznaczono z zalenoci:

6106,3 =

p

WenPW

HgVcK

(4)

gdzie: cen - cena jednostkowa energii elektrycznej [z/kWh], VW - roczna objto wody transportowanej przez ukad pompowy ze zbiornika do misek ustpowych [m3/rok], - gsto ciekw [kg/m3], g - przyspieszenie ziemskie [m/s2], H - wysoko podnoszenia ukadu pompowego [m], p - sprawno ukadu pompowego [-].

W obliczeniach kosztw eksploatacyjnych dla kadej z przyjtych koncepcji zaopatrzenia w wod budynku uwzgldniono take coroczny wzrost cen zakupu wody wodocigowej i energii elektrycznej oraz cen za odprowadzanie wd opadowych do systemu kanalizacyjnego. Na podstawie prognoz ustalono nastpujce wartoci: wzrost cen zakupu wody z sieci wodocigowej, rw = 0,08; wzrost cen zakupu energii elektrycznej, re = 0,07; wzrost cen za odprowadzanie wd opadowych do kanalizacji, rd = 0,04.

W obliczeniach cakowitych kosztw budowy i uytkowania instalacji doprowadzajcych wod do spukiwania toalet wykorzystano ponadto nastpujce dane: cena zakupu 1 m3 wody wodocigowej, cw = 4,17 z; cena odprowadzenia 1 m3 wd opadowych do sieci kanalizacyjnej, cwd = 3 z; roczna ilo wody doprowadzanej do toalet: 1034,78 m3; roczna ilo wody deszczowej transportowana przez ukad pompowy do misek

ustpowych: 245,8 m3; cena zakupu energii elektrycznej, cen = 0,60 z/kWh.


600

Wyniki analizy Life Cycle Cost

Sformuowany model symulacyjny instalacji gospodarczego wykorzystania wd opadowych do spukiwania toalet w analizowanym budynku oraz przeprowadzona analiza kosztw LCC dla dwch koncepcji zaopatrzenia w wod tego budynku wykazaa, e dla przyjtych do oblicze danych tradycyjne zasilanie budynku w wod tylko z sieci wodocigowej jest rozwizaniem taszym. Otrzymane wyniki bada przedstawiono w tabeli 1.

Tabela 1

Zestawienie kosztw analizowanych koncepcji zaopatrzenia w wod wielorodzinnego budynku mieszkalnego

Table 1 Summary of the cost the analyzed concepts of water supply in multi-family building

Koszty eksploatacyjne KE [z] Koncepcja zaopatrzenia

budynku w wod

Nakady inwestycyjne

NINW [z] KZWW [z] KOWD [z] KPW [z]

Koszty LCC [z]

Koncepcja I 203 629 206 301,58 20 898,83 - 430 829,41 Koncepcja II 278 383 157 327,80 1 764,08 1441,84 438 916,72

Analizujc uzyskane wyniki bada, mona zauway, e koncepcja I charakteryzuje

si niszymi o 27% pocztkowymi nakadami inwestycyjnymi w stosunku do koncepcji II, natomiast koszty eksploatacyjne przewyszaj o 30% koszty eksploatacyjne rozwizania, w ktrym zastosowano instalacj gospodarczego wykorzystania wd opadowych. Wiksza warto nakadw inwestycyjnych dla koncepcji II spowodowana jest koniecznoci zastosowania dodatkowych elementw, takich jak: zbiornik magazynujcy, ukad pompowy, armatura i przewody, ktre w standardowej instalacji nie wystpuj. Najbardziej kapitaochonnym elementem instalacji gospodarczego wykorzystania wd opadowych jest zbiornik.

Biorc natomiast pod uwag cakowite koszty LCC, okazao si, i koncepcja II jest tylko o niecae 2% drosza w stosunku do koncepcji I. Z punktu widzenia inwestora zastosowanie koncepcji II dla przedmiotowego budynku nie jest obecnie opacalne, wic za jej wdroeniem musz przemawia inne aspekty, np. wynikajce z koniecznoci ograniczenia iloci wd opadowych odprowadzanych do przecionej sieci kanalizacyjnej lub wzgldy rodowiskowe.

Podsumowanie i wnioski

Gromadzenie i wykorzystanie wody deszczowej przynosi wiele korzyci dla zrwnowaonego rozwoju miast i wyania si jako kluczowy punkt strategii stosowanych w celu ograniczenia niedoborw wody w warunkach miejskich.

Przeprowadzona analiza LCC dwch koncepcji zaopatrzenia w wod wielorodzinnego budynku mieszkalnego wykazaa, i zastosowanie systemu gospodarczego wykorzystania wd opadowych w tym budynku pomimo bardziej zoonej instalacji, wymagajcej ponoszenia wikszych nakadw inwestycyjnych, moe by cenn alternatyw dla systemw konwencjonalnych zaopatrujcych budynki wycznie w wod dostarczan z systemw miejskich. Uzyskane efekty finansowe pozwalaj stwierdzi, e w duszej


601

perspektywie czasowej koszty cakowite tych wariantw instalacji s podobne. Oprcz tego zastosowanie systemw zbierania, gromadzenia i uytkowania wody deszczowej przynosi istotne efekty dla rodowiska. Przede wszystkim ogranicza wielkoci chwilowych odpyww wd opadowych ze zlewni i stanowi dodatkowych rezerwuar wody. Dodatkowo wpywa korzystanie na dziaanie oglnospawnych systemw kanalizacyjnych i oczyszczalni ciekw, a take poprawia efektywno finansow funkcjonowania systemw odwadniajcych miast.

Literatura

[1] Jenerette D, Larsen L. A global perspective on changing sustainable Urban water supplies. Global Planet Change. 2006;50:202-211. DOI:/10.1016/j.gloplacha.2006.01.004.

[2] Oki T, Kanae S. Global hydrological cycles and world water resources. Science. 2006;313:1068-1072. DOI: 10.1126/science.1128845.

[3] McDonald I. Global urbanization: Can ecologists identify a sustainable way forward? Front Ecol Environ. 2008;6(2):99-104. DOI: 10.1890/070038.

[4] United Nations Population Division. World Urbanization Prospects: The 2005 Revision. New York: 2005. [5] United Nations, Department of Economic and Social Affairs, Population Division. World Population

Prospects: The 2010 Revision, Volume II: Demographic Profiles. New York: 2011. [6] Duh D, Shandas V, Chang H, George A. Rates of urbanisation and the resiliency of air and water quality. Sci

Total Environ. 2008;400(1-3):238-256. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2008.05.002. [7] Kennedy C, Cuddihy J, Engel-Yan J. The changing metabolism of cities. J Ind Ecol. 2007;11(2):43-59. DOI:

10.1162/jie.2007.1107. [8] Huang L, Yeh C, Chang F. The transition to an urbanizing world and the demand for natural resources. Curr

Opin Environ Sustain. 2010;2:136-143. DOI: 10.1016/j.cosust.2010.06.004. [9] Yao M, Wang C, Zhang C, Chen K, Song P. The influencing factors of resources and environments in the

process of urbanization of China. Prog Geogr. 2008;27(3):94-100. [10] WHO/UNICEF. Drinking Water Equity, Safety and Sustainability: Thematic Report on Drinking Water

2011. Joint Monitoring Programme for Water Supply and Sanitation (JMP). Geneva, New York: 2011. [11] http://www.unic.un.org.pl/projekt_milenijny/oblicza_ubostwa.php [12] Hurlimann A, Dolnicar S, Meyer P. Understanding behaviour to inform water supply management In

developer nations - A review of literature, conceptual model and research agenda. J Environ Manage. 2009;91:47-56. DOI: 10.1016/j.jenvman.2009.07.014.

[13] Miller G. Integrated concepts in water reuse: managing global water Leeds. Desalination. 2006;187:65-75. DOI: 10.1016/j.desal.2005.04.068.

[14] Miller E, Buys L. Water-recycling in South East Queensland, Australia: what do men and women think. Rural Society. 2008;18(3):220-229.

[15] Zhang Y, Grant A, Sharma A, Chen D, Chen L. Alternative water resources for rural residential development in Western Australia. Water Resour Manage. 2010;24:25-36. DOI: 10.1007/s11269-009-9435-0.

[16] Lee M, Tansel B, Balbin M. Influence of residential water use efficiency measures on household water demand: A four year longitudinal study. Resour Conserv Recycl. 2011;56:1-6. DOI: 10.1016/j.resconrec.2011.08.006.

[17] Furumai H. Rainwater and reclaimed wastewater for sustainable urban water use. Phys Chem Earth. 2008;33:340-346. DOI: 10.1016/j.pce.2008.02.029.

[18] Jones M, Hunt W. Performance of rainwater harvesting systems in the southeastern United States. Resour Conserv Recycl. 2010;54:623-629. DOI: 10.1061/41009(333)30.

[19] Coombes P. Rainwater Tanks Revisited: New Opportunities for Urban Water Cycle Management. The University of Newcastle, Australia; 2003.

[20] Ghisi E, Tavares D, Rocha V. Rainwater harvesting in petrol stations in Brasilia: Potential for notable water savings and investment feasibility analysis. Resour Conserv Recycl. 2009;54:79-85.

[21] European Commission: Study on water performance of buildings. Reference Report 070307/2008/520703/ETU/D2, 2009.

[22] Butler D, Memon A, Makropoulos C, Southall A, Clarke L. Guidamce on Water Cycle Management for New Developments. CIRIA Report C690. London: CIRIA.


602

[23] Ghisi E, Oliveira S. Potential for potable water savings by combining the use of rainwater and greywater in houses in southern Brazil. Build Environ. 2007;42:1731-1742. DOI: 10.1016/j.buildenv.2006.02.001.

[24] Ghisi E. Potential for potable water savings by using rainwater in the residential sector of Brazil. Build Environ. 2006;41:1544-1550. DOI: 10.1016/j.buildenv.2005.01.014.

[25] Fewkes A. The use of rainwater for WC flushing: the field testing of a collection system. Build Environ. 1999;34:765-772.

[26] Zaizen M, Urakawa T, Matsumoto Y, Takai H. The collection of rainwater from dome stadiums in Japan. Urban Water. 1999;1:355-359.

[27] Appan A. A dual-mode system for harnessing roofwater for non-potable uses. Urban Water. 1999;1:317-321. [28] Chilton J, Maidment G, Marriott D, Francis A, Tobias G. Case study of rainwater recovery system in

a commercial building with a large roof. Urban Water. 1999;1:345-354. [29] Ward S, Memon FA, Butler D. Performance of a large building rainwater harvesting system. Water Res.

2012;46:5127-5134. DOI: 10.1016/j.watres.2012.06.043. [30] Bakis N, Kagiouglou M, Aouad G, Amaratunga D, Kishk M, Al-Hajj A. An Integrated Environment for Life

Cycle Costing in Construction. 2003. http://usir.salford.ac.uk/9970/1/300_Bakis_N_AN_INTEGRATED _ENVIRONMENT_FOR.pdf.

[31] Gluch P, Baumann H. The life cycle costing (LCC) approach: a conceptual discussion of its usefulness for environmental decision-making. Build Environ. 2004;39:571-580. DOI: 10.1016/j.buildenv.2003.10.008.

THE ANALYSIS OF VARIANTS OF WATER SUPPLY SYSTEMS IN MULTI-FAMILY RESIDENTIAL BUILDING

Department of Infrastructure and Sustainable Development, Faculty of Civil and Environmental Engineering Rzeszow University of Technology

Abstract: This publication presents results of Life Cycle Cost analysis of two variants of water supply systems designed for multi-family residential building situated in Rzeszw. In line with LCC methodology the calculations were made throughout the whole life-cycle of the building considering initial investment outlays intended for construction of water supply system as well as operation and maintenance costs. In the first of analyzed variants it was assumed that the system would be fed by municipal water supply network. In the second variant rainwater harvesting system for domestic use was additionally applied. Rainwater stored in the tank would be used in sanitary installation to flush toilets, what leads to lowering the costs of municipal water purchase, reducing fees for rainwater discharge to sewage system and consequently is beneficial for financial standing of the examined building.

Keywords: water supply in buildings, Life Cycle Cost analysis, rainwater harvesting systems


Katarzyna SOBCZYSKA-WJCIK1 i Magorzata RAFAOWSKA1

STENIA FOSFORU W WODZIE ZRENATURYZOWANYCH ZBIORNIKW NALE CYCH

DO SYSTEMU RZECZNO-JEZIORNEGO

THE CONCENTRATIONS AND ACCUMULATION OF PHOSPHORUS IN WATER OF RESTORED BODIES IN A RIVER-LAKE SYSTEM

Abstrakt: W przypadku wd dopywajcych do jezior zaobserwowano popraw w zakresie obnienia ste fosforu oglnego po ich przepyniciu przez akweny, a utrzymywanie si wysokich koncentracji Pog w wodach badanych jezior naley wiza take z ich polimiktycznym charakterem. Z dostawy zanieczyszcze (Pog) do zbiornikw ukadu paciorkowego wynika, i wody dopyww wnosz do jezior znaczne jego iloci, powodujc ponadnormatywne stenia Pog w wodzie akwenw i przyspieszajc w ten sposb procesy, ktre pogarszaj jej jako oraz funkcjonowanie jezior. rednie z trzech lat stenia fosforu - pierwiastka limitujcego produkcj pierwotn - mieciy si wic w zbiornikach systemu rzeczno-jeziornego w zakresie od 0,22 do 0,34 mg Pdm3. Sporzdzone obliczenia akumulacji Pog w wodzie badanych zbiornikw oraz analiza statystyczna wynikw wykazay, e wikszy wpyw na nagromadzenie biogenu miaa objto wody ni stenie substancji, wskazujc zatem na due moliwoci rozcieczania substancji przedostajcych si ze zlewni.

Sowa kluczowe: system rzeczno-jeziorny, jeziora polimiktyczne, akumulacja fosforu

rodowisko przyrodnicze obszarw modoglacjalnych charakteryzuje si wystpowaniem w nim specyficznych ukadw obiektw hydrograficznych, zwanych rzeczno-jeziornymi. Odcinki rzeczne czce jeziora s krtkie i maj najczciej charakter przeleww. Funkcjonujcy w ten sposb ekosystem wodny ma du zdolno do przechwytywania i przetrzymywania okresowo materii, ktra migruje ze zlewni, sam jednoczenie produkujc due iloci materii organicznej. Dopywajca rzeka wnosi do niego biogeny, przyczyniajc si do ich ponadnormatywnych ste w wodzie, przyspieszajc procesy, ktre pogarszaj jako wody i funkcjonowanie jezior. Obieg pierwiastkw biofilnych decyduje zatem o trofii wd [1, 2]. W ramach jednego systemu rzeczno-jeziornego jezioro moe by zarwno puapk dla fosforu, jak te jego eksporterem [3].

Fosfor, obok azotu i potasu, naley do trio chemicznego, czyli pierwiastkw, w stosunku do ktrych wymagania pokarmowe rolin s szczeglnie due [4]. Fosfor, nagromadzony jednak w nadmiernej iloci w rodowisku wodnym, jest gwnym czynnikiem powodujcym zwikszenie jego yznoci, czyli eutrofizacj.

Badania, ktre zostay przeprowadzone w zlewniach uytkowanych rolniczo, ukazuj problem wpywu antropopresji na stan troficzny odtworzonych zbiornikw wodnych.

Celem pracy bya charakterystyka zmian ste fosforu w odtworzonym okoo 30 lat temu ekosystemie rzeczno-jeziornym oraz ocena stopnia akumulacji tego biogenu w badanych zbiornikach.

1 Katedra Melioracji i Ksztatowania rodowiska, Wydzia Ksztatowania rodowiska i Rolnictwa, Uniwersytet Warmisko-Mazurski w Olsztynie, pl. dzki 2, 10-727 Olsztyn, tel. 89 523 39 92, email:[email protected] *Praca bya prezentowana podczas konferencji ECOpole12, Zakopane, 10-13.10.2012

Katarzyna Sobczyska-Wjcik i Magorzata Rafaowska

604

Materia i metody

Badaniami objto trzy zbiorniki wodne: jezioro Nowe Wki (skadajce si z dwch plos - basenu gwnego i zatoki pnocnej), jezioro Stalskie Due i jezioro Stalskie Mae, poczone strug Stal w jeden system rzeczno-jeziorny, pooone okoo 25 km na pnoc od Olsztyna w gminie Dywity (Pojezierze Olsztyskie). Omawiane akweny zostay osuszone w XIX wieku w wyniku przeprowadzonych kompleksowych prac melioracyjnych, a na ich miejscu utworzono uytki zielone. Jeziora te odtworzono na przeomie lat 70. i 80. XX wieku na skutek podpitrzenia wody na strudze. Wszystkie obiekty pooone s na Obszarze Chronionego Krajobrazu Doliny rodkowej yny.

Badana zlewnia ma powierzchni cakowit 883,82 ha i zostaa podzielona pocztkowo na 8 zlewni czstkowych o numeracji: I, IA, II, III, IIIA, IV, V, VI. Rozmieszczenie poszczeglnych zlewni wraz z punktami pomiarowymi przedstawiono na rysunku 1.

Rys. 1. Lokalizacja obiektw badawczych wraz z rozmieszczeniem punktw pomiarowych (skala 1:25 000)

Fig. 1. Location of the studied water bodies and measuring points (scale 1:25 000) Prbki wody do bada laboratoryjnych pobierano raz w miesicu przez okres trzech lat

(2005-2007). Badania obejmoway oznaczenie fosforu oglnego i fosforu fosforanowego. Analizy laboratoryjne wykonywano wedug powszechnie stosowanej metodyki Hermanowicza i in. [5]. Opracowania statystyczne wykonano w programie Statistica 7 oraz EXCEL.

Wyniki i dyskusja

Badane zbiorniki wodne, funkcjonujce w ukadzie kaskadowym, rniy si znacznie pod wzgldem ste fosforu ogem w kolejnych latach hydrologicznych. rednie koncentracje z caego okresu bada byy jednak zblione (z wyjtkiem zatoki pnocnej 431 jeziora Nowe Wki) i wyniosy one od 0,22 do 0,34 mg Pog

.dm3, przy bardzo

Stenia fosforu w wodzie zrenaturyzowanych zbiornikw nalecych do systemu

605

wysokich wahaniach ste w cigu trzech lat (od 0,03 do 2,27 mg Pogdm3). Warto

mediany ste w analizowanych zbiornikach zawieraa si w przedziale od 0,16 do 0,25 mg Pogdm

3 (tab. 1).

Tabela 1 Zmiany ste Pog w wodach obiektw badawczych w poszczeglnych latach hydrologicznych 2005-2007

[mg.dm3]. Analiz wariancji dla ukadw dwuczynnikowych (TWO - WAY ANOVA P 0,001) wykonano testem Duncana

Table 1 Annual variations in total P concentrations in the studied water bodies in hydrological years 2005-2007 [mgdm3].

A two-way analysis of variance (Two-Way Anova p _ 0.001) was performed using Duncans test

Pog 2005 2006 2007 2005-2007 Nazwa obiektu Punkt

pomiarowy rednia rednia wahania SD CV mediana Zbiorniki przepywowe

ciek polny (struga)

431A* 0,18 a 0,12 a 0,21 a 0,17 a 0,06-0,52 0,14 80 0,16

dren 431B - 0,11 a 0,28 a 0,29 ab 0,04-0,84 0,23 115 0,19 rw mel. 432A 0,23 a 0,31 a 0,33 a 0,29 ab 0,05-0,75 0,20 70 0,21

basen 431 0,20 a 0,24 a 0,31 a 0,25 ab 0,04-0,78 0,21 84 0,20 zatoka 432 0,24 a 0,41 b 0,35 a 0,34 b 0,04-2,27 0,38 112 0,25

Jezi

oro

No

we

W

ki

odpyw 433 0,31 a 0,25 a 0,27 a 0,28 ab 0,05-0,86 0,18 67 0,23

dopyw

434 0,25 a 0,19 a 0,34 a 0,26 ab 0,04-1,08 0,20 77 0,20

cz. wsch.

435

0,19 a 0,23 a 0,24 a 0,22 ab 0,03-0,48 0,13 60 0,18

cz. zach.

436

0,17 a 0,23 a 0,31 a 0,24 ab 0,06-0,97 0,17 71 0,21

Jezi

oro

Sta

lski

e

Du

e

odpyw

437 0,16 a 0,22 a 0,34 a 0,22 ab 0,03-0,62 0,13 59 0,20

Jezioro Stalskie Mae

438 0,16 a 0,23 a 0,27 a 0,22 ab 0,06-0,56 0,14 62 0,16

*Objanienia jak na rysunku 1 *Explanations the same as Figure 1 a, b, c. - rne symbole literowe oznaczaj grupy rednich w wodach badanych obiektw rnicych si istotnie statystycznie w tecie Duncana (Post-hoc) P 0,001 a, b, c... - superscript letters represent groups of means that differ statistically in Duncans test (Post-hoc) p _ 0.001 in flow-through water bodies

W wodach zasilajcych jezioro Nowe Wki statystycznie istotne nisze rednie

stenie fosforu ogem z trzech lat wystpio w dopywie cieku polnego 431A (Strugi) - 0,17 mg Pogdm

3. W przypadku wd odprowadzanych z pl zbieraczem drenarskim (431B) oraz wd odpywajcych rowem melioracyjnym (432A) ze zlewni uytkowanej rolniczo wraz z zabudow wiejsk rednie koncentracje Pog z okresu bada byy wysze o ponad 60% i wyniosy 0,29 mg Pogdm

3. Najwysza warto mediany zostaa obliczona dla rowu melioracyjnego 432A - 0,21 mg Pogdm

3 (tab. 1). Na tle zbiornikw funkcjonujcych w systemie rzeczno-jeziornym wyrane rnice w steniach Pog wystpiy pomidzy plosem gwnym (poudniowym) i pnocnym jeziora Nowe Wki. rednie stenie z okresu bada w basenie gwnym (431) wynioso 0,25 mg Pogdm

3 i byo nisze o ponad 30% (chocia statystycznie nieistotnie) ni w zatoce pnocnej (432).


606

W zatoce, gdzie woda charakteryzowaa si najwyszym wspczynnikiem zmiennoci w okresie bada - 112% przy wahaniach 0,04-2,27 mg Pogdm

3, rednie stenie wynioso 0,34 mg Pogdm

3. Ekstremalna warto stenia Pog (2,27 mg Pogdm3), podobnie jak

i N-NH4, zostaa odnotowana w marcu 2006 roku - podczas zalegania pokrywy lodowej. Powstay wwczas warunki sprzyjajce uwalnianiu fosforu z osadw do wody. Generalnie wysokie rednie koncentracje Pog w okresie bada w zatoce pnocnej jeziora Nowe Wki mog wskazywa na allochtoniczne rda fosforu, spord ktrych najwaniejsze stanowi spywy powierzchniowe z terenw zabudowanych [6]. Dostarczanie zwizkw biogennych do zbiornika jest przyczyn powstawania toksycznych, a nawet kancerogennych zakwitw sinicowych [7], ktre obserwowano take w zatoce badanego jeziora. Na odpywie z jeziora (punkt 433) i dopywie (434) do jeziora Stalskiego Duego rednie stenia fosforu oglnego byy nisze ni w zatoce i wyniosy odpowiednio: 0,28 i 0,26 mg Pogdm

3. W wodzie wschodniej czci (435) zbiornika Stalskiego Duego rednie stenia Pog z okresu bada byo nieco nisze (o okoo 8%) ni w jego czci zachodniej (punkt 436). W duej mierze mia tu wpyw rok 2007, w ktrym wystpiy intensywne opady deszczu. Potwierdzaj to take wysokie wwczas stenia fosforu w styczniu (0,965 mg Pogdm

3), czerwcu (0,395 mg Pogdm

3) oraz lipcu (0,415 mg Pogdm3), przy jednoczenie obfitych

opadach deszczu, wynoszcych odpowiednio: 122, 116 i 122 mm. Intensywne opady deszczu mog skutkowa tym, e w bardzo krtkim czasie nastpuje spyw znacznej czci rocznego adunku nutrietw [8]. W tej czci zbiornika zlewnia charakteryzuje si wikszymi spadkami terenu, co prawdopodobnie powodowao intensywniejszy dopyw gruntowy fosforu ze zlewni bezporedniej, w ktrej znajduj si domki letniskowe. We wschodniej czci (435) zbiornika wzdu linii brzegowej oprcz porastajcej j rolinnoci wodnej wystpuj liczne zakrzaczenia i zadrzewienia mogce ogranicza spyw ze zlewni. Na odpywie (437) z akwenu Stalskiego Duego rednia z trzech lat koncentracja fosforu utrzymywaa si na takim samym poziomie jak w zbiorniku. Jezioro Stalskie Mae charakteryzowao si identycznym rednim steniem z okresu bada Pog (0,22 mg Pogdm

3) jak wschodnia cz jeziora Stalskiego Duego. Jednak mediana stenia Pog (0,16 mg Pogdm

3) stanowia warto najnisz wrd badanych akwenw (tab. 1).

W przypadku wd dopywajcych do jezior zaobserwowano popraw w zakresie obnienia ste fosforu oglnego po ich przepynicie przez akweny, a utrzymywanie si wysokich koncentracji Pog w wodach badanych jezior naley wiza take z ich polimiktycznym charakterem. Jeziora pytkie, do ktrych nale badane akweny (o duym udziale dna czynnego), cechuje czste kontaktowanie si powierzchniowych mas wody z osadami dennymi, co sprzyja uwalnianiu zgromadzonego na dnie fosforu [2, 9].

Odnoszc si do wystpujcej w akwenach zmiennoci ste fosforu, gwnego pierwiastka limitujcego produkcj pierwotn, sporzdzono obliczenia akumulacji tego biogenu w wodzie badanych zbiornikw. Zawarto fosforu przy rednim stanie wd w badanej grupie zbiornikw przedstawiono w tabeli 2.

Wrd badanych akwenw przepywowych najwiksze iloci wszystkich rozpatrywanych skadnikw akumulowao jezioro Stalskie Due o najwikszej powierzchni lustra wody. Generalnie akumulacja Pog wzrastaa wraz z objtoci wody w akwenie. Tylko zatoka pnocna jeziora Nowe Wki gromadzia nieznacznie wiksze iloci fosforu ni jezioro Stalskie Mae (ktre posiada wiksz objto). Wynikao to


607

gwnie z wyszych ste tego pierwiastka o ponad 35% w zatoce pnocnej. Akumulacja fosforu w przeliczeniu na jednostk powierzchni zbiornika przybieraa nastpujcy ukad rosncy: jezioro Stalskie Mae < basen gwny jeziora Nowe Wki < zatoka pnocna jeziora Nowe Wki < jezioro Stalskie Due. Obcienie tym biogenem badanych jezior (w [gm2]), z wyjtkiem zatoki pnocnej, roso wraz ze wzrostem powierzchni akwenu. W przypadku zatoki pnocnej duy wpyw miaa jedna ze zlewni czstkowych (nr II), z ktrej nastpowa duy dopyw zanieczyszcze rowem melioracyjnym. Wysokie stenia badanego skadnika w wodzie zatoki wskazuj rwnie na due znaczenie procesw zachodzcych w obrbie samego zbiornika - uwalnianie z osadw (tab. 2).

Tabela 2

Akumulacja fosforu w wodzie zbiornikw systemu rzeczno-jeziornego (przy rednich stanach wd w okresie bada) [kg]

Table 2 Accumulation of phosphorus in water of the river-lake system

(at average level of water during the study period) [kg]

Akumulacja [kg zbiornik 1]

Skadnik Nowe Wki Basen g.

(431)

Nowe Wki Zatoka pn.

(432)

Stalskie Due

(435,436)

Stalskie Mae (438)

czna akumulacja w zbiornikach [kg]

Pog 57,98 23,12 233,81 22,67 337,57

Akumulacja [gm2 powierzchni zbiornika] Akumulacja [gm2] cznej pow.

zbiornikw Pog 0,4 0,5 0,5 0,2 0,5

Akumulacja [kgha1 zlewni]* Akumulacja

[kgha1] zlewni cakowitej Pog 0,35 0,06 0,33 0,03 0,42

* wielko zlewni narastajco dla kadego zbiornika * size of catchment - increasing for everyone bodies

W paciorkowym ukadzie zbiornikw najwicej Pog z 1 ha zlewni akumuloway basen

gwny jeziora Nowe Wki oraz jezioro Stalskie Due. Wynikao to z cech morfometrycznych zbiornikw (wikszej pojemnoci) oraz z kolejnoci pooenia w omawianym systemie. Jeziora gromadziy cznie z 1 hektara zlewni cakowitej 0,42 kg Pog (tab. 2). S to iloci fosforu mieszczce si w przedziale podawanym przez innych autorw dla terenw uytkowanych rolniczo [9].

Przeprowadzono rwnie analiz statystyczn, ustalajc zalenoci regresyjne pomidzy akumulacj fosforu oglnego a objtoci wody i steniami substancji w zbiornikach. Relacje pomidzy powyszymi cechami najlepiej wyraay funkcje potgowe (rys. 2a,b). Dowiedziono, e w jeziorach wystpujcych w ukadzie paciorkowym wspczynnik determinacji R2 by najwyszy dla zalenoci akumulacja substancji a objto wody w akwenie i wynis on 0,908 (rys. 2a). Bliski jednoci wspczynnik determinacji jednoznacznie wskazuje, e na akumulacj fosforu oglnego w wodzie zbiornikw miaa wikszy wpyw jej objto ni stenie substancji. W odtworzonych zbiornikach przepywowych wystpiy natomiast bardzo sabe zalenoci regresyjne pomidzy akumulacj a steniem substancji R2 - 0,005 (rys. 2b). Silne


608

powizanie akumulacja - objto wody wskazuje zatem na due moliwoci rozcieczania substancji przedostajcych si ze zlewni.

a)

y = 0,0008x0,9047

R2 = 0,9088

0

50

100

150

200

250

300

350

0 500000 1000000 1500000

objto wody [m3]

aku

mul

acj

a P

[kg

. zbi

orn

ik-1 ]

b)

y = 53,42e-0,287x

R = 0,005

0

50

100

150

200

250

300

350

0,00 0,20 0,40 0,60

stenie P [mg. dm-1

]

aku

mul

acj

a P

[kg

. zbi

orn

ik-1 ]

Rys. 2. Krzywe i rwnania regresji oraz wspczynnik determinacji R2 przedstawiajce (a) zaleno akumulacji

fosforu [kgzbiornik1] wzgldem objtoci wody w zbiornikach systemu rzeczno-jeziornego [m3] i (b) stenia substancji [mgdm3] w latach 2005-2007

Fig. 2. Curved lines, regression equation and coefficient of determination (a) of the dependence of accumulation of phosphorus relative to the volume of water in the bodies of lake-river system and (b) substance concentrations in 2005-2007


609

Wnioski

1. W przypadku wd dopywajcych do jezior zaobserwowano popraw w zakresie obnienia ste fosforu oglnego po ich przepynicie przez akweny, a utrzymywanie si wysokich koncentracji Pog w wodach samych jezior naley wiza z ich polimiktycznym charakterem - resuspensj osadw.

2. Wyranie na tle badanych akwenw wyrniaa si zatoka pnocna jeziora Nowe Wki, charakteryzujca si znacznie wyszymi steniami Pog i P-PO4, co wiadczy o znaczcej roli allochtonicznych rde fosforu (dopyw fosforu rowem melioracyjnym z terenw nieskanalizowanej wsi).

3. Analiza statystyczna wykazaa, e w wodach jezior systemu rzeczno-jeziornego akumulacja fosforu uzaleniona bya od objtoci wody w zbiorniku, a nie od stenia, co wskazuje na due moliwoci rozcieczania substancji przedostajcych si ze zlewni.

Literatura

[1] Kajak Z. Hydrobiologia: Limnologia. Ekosystemy wd rdldowych. Warszawa: Wyd Nauk PWN; 2001. [2] Hillbricht-Ilkowska A. Shallow lakes in lowland river systems. Role in transport and transformations of

nutrients and biological diversity. Hydrobiology. 1999;408-409:349-358. [3] Bajkiewicz-Grabowska E, Zdanowski B. Phosphorus retention in lake sections of Struga Siedmiu Jezior.

Limnol Review. 2006;6:5-12. [4] Jasiewicz C, Baran A. Rolnicze rda zanieczyszczenia wd - biogeny. J Elementol. 2006;11(3):367-377. [5] Hermanowicz W, Dojlido J, Doaska W, Koziorowski B, Zerbe J. Fizyczno-chemiczne badanie wody

i ciekw. Warszawa: Wyd Arkady; 1999. [6] Bajkiewicz-Grabowska E. Obieg materii systemach rzeczno-jeziornych. Warszawa: Wyd Uniwersytet

Warszawski Wydzia Geografii i Studiw Regionalnych; 2002. [7] Mankiewicz-Boczek J, Ggaa I, Kokociski M, Jurczak, T, Stefaniak K. Perennial toxi-genic Planktothrix

agardhii bloom inselected lakes of Western Poland. Environ Toxicol. 2011;26(1):10-20. DOI: 10.1002/tox.20524.

[8] Sobczyska-Wjcik K, Rafaowska M. An assessment of restored water bodies in a river-lake system based on phosphorus concentrations. Ecol Chem Eng A. 2011;18(11):1441-1457.

[9] Koc J, Sobczyska-Wjcik K, Skwierawski A. Dynamics of phosphorus concentrations in the water of recreated reservoirs in rural areas. Ecol Chem Eng. 2007;14(12):1261-1270.

THE CONCENTRATIONS AND ACCUMULATION OF PHOSPHORUS IN WATER OF RESTORED BODIES IN A RIVER-LAKE SYSTEM

Department of Land Reclamation and Environmental Management, Faculty of Environmental Management and Agriculture, University of Warmia and Mazury in Olsztyn

Abstract: As regards lake inflows, a decrease in total phosphorus levels was noted after passage through the water bodies, and high concentrations of total phosphorus could also result from the polymictic character of the studied lakes. The inflows to water bodies that form a chain system supply substantial amounts of total phosphorus to the lakes, leading to excessive phosphorus concentrations in water and speeding up processes which deteriorate water quality and lake functioning. Over a three-year experimental period, the average concentrations of phosphorus, an element limiting primary production, ranged from 0.22 to 0.34 mg Pdm3 in the water bodies within the analyzed river-lake system. Total phosphorus concentrations in the studied water bodies and a statistical analysis of the results suggest that the accumulation of this biogenic element was affected primarily by water volume, which points to the possibility of diluting the substances supplied from the catchment basin.

Keywords: river-lake system, polymictic lakes, phosphorus accumulation


Anna SZYMONIK1 i Joanna LACH1

WPYW ZMIAN pH I TEMPERATURY NA ADSORPCJ KWASU ACETYLOSALICYLOWEGO

NA PRZEMYSOWYCH W GLACH AKTYWNYCH

THE EFFECT OF pH AND TEMPERATURE ON ADSORPTION OF ACETYLSALICYLIC ACID FOR INDUSTRIAL ACTIVATED CA RBONS

Abstrakt: Obecno kwasu acetylosalicylowego stwierdzono m.in. w Wile (0,4 g/dm3), w Odrze (0,73 g/ dm3), w Wetawie (0,31 g/dm3). Kwas acetylosalicylowy zidentyfikowano rwnie w wodach pitnych (Francja - 19 ng/dm3, Niemcy - 10 ng/dm3). Przeprowadzono badania wpywu pH i temperatury nad sorpcj kwasu acetylosalicylowego z roztworw wodnych na przemysowych wglach aktywnych: WG-12, ROW-08, F-300. Badania prowadzono w zakresie pH od 2 do 10 i w temperaturze 20 i 30C. Najefektywniej adsorpcja przebiegaa na wglu aktywnym ROW-08. Najwicej czstek jest adsorbowanych przy niskich wartociach pH (pH = 2) i w niszej temperaturze (20C). Wraz ze wzrostem pH i temperatury wielko adsorpcji maleje.

Sowa kluczowe: kwas acetylosalicylowy, zanieczyszczenia, wody powierzchniowe, wgle aktywne, adsorpcja

Wstp

Kwas acetylosalicylowy nalecy do grupy niesteroidowych lekw przeciwzapalnych jest sabym kwasem organicznym, pochodn kwasu salicylowego. Jest nieodwracalnym inhibitorem enzymu cyklooksygenazy - izoenzymu COX-1, biorcego udzia w syntezie prostanoidw - mediatorw reakcji zapalnej. Wykazuje dziaanie przeciwblowe, przeciwgorczkowe, przeciwzapalne oraz przeciwzakrzepowe i jest stosowany jako lek wspomagajcy w chorobie niedokrwiennej serca. Naley do lekw z grupy OTC, czyli dostpnych bez recepty [1]. Dane firmy IMS Health wskazuj, e w Polsce od wielu lat najwicej sprzedaje si lekw dostpnych bez recepty, stosowanych m.in. w zwalczaniu blu, zwalczaniu objaww przezibienia i grypy, a kwas acetylosalicylowy, znany pod handlow nazw jako: Polopiryna, Aspirin, Acard, jest jednym z najczciej kupowanych lekw [2].

Kwas acetylosalicylowy i jego metabolit - kwas salicylowy - zostay zidentyfikowane w ciekach surowych i oczyszczonych w wodach powierzchniowych na terenie Polski, Niemiec, Szwajcarii, Holandii, Hiszpanii i Stanw Zjednoczonych [3, 4]. Stenie kwasu acetylosalicylowego w ciekach surowych oczyszczalni w Niemczech dochodzio do 1,5 mg/dm3, a w ciekach oczyszczonych 0,036 mg/dm3 [5, 6]. W oczyszczalniach ciekw na terenie Walii stenie kwasu acetylosalicylowego w ciekach surowych wynosio rednio 0,664 mg/dm3, a w ciekach oczyszczonych 0,027 mg/dm3 [7]. Usuwanie kwasu acetylosalicylowego na drodze adsorpcji na osadzie czynnym przebiega maksymalnie z 81% efektywnoci [5].

Niecakowita eliminacja kwasu acetylosalicylowego jest przyczyn przedostawania si tego leku do wd powierzchniowych. W Niemczech w wodach powierzchniowych

1 Instytut Inynierii rodowiska, Politechnika Czstochowska, ul. Brzenicka 60a, 42-200 Czstochowa, email: [email protected], [email protected] *Praca bya prezentowana podczas konferencji ECOpole14, Jarnotwek, 15-17.10.2014

Anna Szymonik i Joanna Lach

612

utrzymuje si na poziomie 340 ng/dm3, w rzece Taff w Walii wystpuje w steniach 10-13 ng/dm3, w rzece Wetawa w Czechach oznaczono kwas acetylosalicylowy w steniu 310 ng/dm3. W Polsce kwas acetylosalicylowy zidentyfikowano w rzekach: Wisa - pobr w Warszawie w steniu 400 ng/dm3 i Odra - pobr we Wrocawiu w steniu 730 ng/dm3 [5, 7, 8].

Poszukuje si wci nowych metod oczyszczania ciekw, ktre skuteczniej wyeliminuj zanieczyszczenie wd spowodowane farmaceutykami, szczeglnie na etapie ich uzdatniania. Jedn z takich metod jest adsorpcja na wglach aktywnych. Wgle aktywne s uniwersalnymi sorbentami dla wikszoci zwizkw organicznych. Charakteryzuj si wystpowaniem polidyspersyjnej struktury mikroporowatej, zgodnie z ktrym atomy wgla tworz paszczyzny zbudowane z piercieni aromatycznych o pewnym stopniu uporzdkowania [9, 10]. Wielko adsorpcji zaley od wielkoci powierzchni waciwej i porowatoci. Ilo zaadsorbowanego zwizku chemicznego zaley gwnie od: waciwoci chemicznych adsorbowanej molekuy, wielkoci powierzchni waciwej adsorbentu, rozmiaru jego porw, chemicznej budowy powierzchni [9, 11]. Adsorpcja zwizkw organicznych jest wynikiem oddziaywa dyspersyjnych (siy van der Waalsa), oddziaywa elektrostatycznych midzy jonowymi adsorbatami a powierzchni wgli aktywnych lub/i reakcji chemicznych. Na efektywno adsorpcji ma rwnie wpyw warto wspczynnika podziau n-oktanol/woda. Zwizki chemiczne o niskim wspczynniku n-oktanol/woda s hydrofilowe i polarne, a wic sabiej adsorbowane na wglach aktywnych [12]. Na wielko adsorpcji tych zwizkw decydujcy wpyw maj powierzchniowe tlenowe grupy funkcyjne obecne na powierzchni wgli aktywnych [13].

Celem bada bya ocena pojemnoci adsorpcyjnych trzech technicznych wgli aktywnych ROW-08 Supra, WG-12 i F-300 stosowanych w stacjach uzdatniania wody oraz wpywu pH roztworu i temperatury na skuteczno procesu adsorpcji kwasu acetylosalicylowego.

Metodyka bada

Badania adsorpcji kwasu acetylosalicylowego przeprowadzono na trzech wglach aktywnych: formowanym ROW 08 i WG-12 oraz ziarnowym F-300. Charakterystyk techniczn wybranych przemysowych wgli aktywnych zamieszczono w tabeli 1, a w tabeli 2 podano podstawowe waciwoci fizykochemiczne kwasu acetylosalicylowego.

Przed przystpieniem do bada odpopielano wgle aktywne za pomoc 10% HCl, a nastpnie wypukano je wod destylowan i suszono do staej masy w temperaturze 105C. Pojemno adsorpcyjn kwasu acetylosalicylowego wyznaczono na badanych wglach aktywnych przy wartociach pH roztworw modelowych wynoszcych: 2, 4, 6, 8, 10 oraz przy steniach pocztkowych: 0,25, 0,5, 1,0, 1,5, 2,5, 4 mmol/dm3. Wszystkie pomiary prowadzone byy z modelowych roztworw jednoskadnikowych o objtoci 250 cm3, do ktrych dodawano 1 g wgla aktywnego. Czas wytrzsania wynosi 10 godzin, a czas statycznego kontaktu 14 godzin. Po tym czasie oznaczono stenie kocowe roztworw metod oglnego wgla organicznego (OWO) na analizatorze Analyzer Multi N/C 2100.

Okrelon warto pH uzyskiwano przez dodanie do roztworu 0,1 molowego NaOH lub 0,1 molowego HCl.

Wpyw zmian pH i temperatury na adsorpcj kwasu acetylosalicylowego

613

Tabela 1 Waciwoci fizykochemiczne przemysowych wgli aktywnych [14]

Table1 Physicochemical properties of industrial activated carbons [14]

Wskanik WG-12 ROW-08 F-300 Powierzchnia waciwa [m2/g] 1005 805 800

Gsto nasypowa [g/dm3] 420 381 542 Nasikliwo wodna [cm3/g] 0,82 0,97 0,61

Wytrzymao mechaniczna [%] 98 98 93 pH wycigu wodnego 10,1 8,6 6,8

Liczba metylenowa [LM] 30 30 28 Adsorpcja jodu [mg/g] 1050 1098 1060

Wspczynnik jednorodnoci uziarnienia d60/d10

1,20 1,49 2,0

Objto kapilar [cm3/g] o uziarnieniu:


614

a)

b)

c)

Rys. 1. Wpyw pH roztworu na adsorpcj kwasu acetylosalicylowego na wglach aktywnych: a) ROW-08,

b) WG-12, c) F-300

Fig. 1. The influence pH of adsorption acetylsalicylic acid for activated carbons: a) ROW-08, b) WG-12, c) F-300

Wpyw zmian pH i temperatury na adsorpcj kwasu acetylosalicylowego

615

Adsorpcja wanderwalsowska jonw organicznych jest moliwa wtedy, gdy w roztworze o okrelonym pH dochodzi do cakowitej jonizacji elektrolitw. Jony nie wypieraj silnie zaadsorbowanych czsteczek niezjonizowanych. W roztworze wodnym kwas acetylosalicylowy ulega hydrolizie do reszty kwasu salicylowego i reaktywnej grupy acetylowej, ktra nastpnie przechodzi w mao reaktywn reszt kwasu octowego [16]. Po dysocjacji grupy COOH kwasu salicylowego adsorpcja zachodzi w zalenoci od pH, niezalenie od tego, czy w roztworze s obecne czsteczki zjonizowane. Ma miejsce jonizacja grupy OH i utworzenie jonw dwuwartociowych. Gdy w roztworze nie ma niezjonizowanych czsteczek, to wtedy zachodzi adsorpcja jonw aromatycznych. Kwas octowy jest adsorbowany zgodnie z mechanizmem wymiany jonowej.

W roztworach niezjonizowanych czsteczki wody s zatrzymywane na powierzchni grup tlenowych. W roztworach zjonizowanych dochodzi do cakowitej dysocjacji czsteczek. W takim przypadku za wielko sorpcji odpowiadaj powierzchniowe grupy tlenowe [17]. W tabeli 3 przedstawiono ilo powierzchniowych grup funkcyjnych wgli aktywnych oznaczonych metod Boehma.

Tabela 3

Ilo powierzchniowych grup funkcyjnych na wyjciowych wglach aktywnych oznaczona metod Boehma [14]

Table 3 Amount of surface functional groups on the starting activated carbons determined by Bohem method [14]

Grupy funkcyjne [mmol/g] Wgiel aktywny karboksylowe laktonowe fenolowe karbonylowe zasadowe kwasowe WG-12 0,182 0,209 0,110 0,085 0,467 0,501

ROW-08 0,163 0,12 0,309 0,021 0,434 0,592 F-300 0,138 0,048 0,326 0,060 0,544 0,512

Rys. 2. Wpyw temperatury na adsorpcj kwasu acetylosalicylowego na wglu aktywnym ROW-08

Fig. 2. Influence temperature of adsorption of acetylsalicylic acid for activated carbons ROW-08 Adsorpcja kwasu acetylosalicylowego najefektywniej zachodzi na wglu ROW-08

w porwnaniu do WG-12 i F-300, ale rnice nie s due. Ze wzgldu na wielko adsorpcji wgle aktywne mona uszeregowa nastpujco: ROW-08>F-300>WG-12. Takie


616

uszeregowanie wgli aktywnych dotyczy zarwno adsorpcji czstek zjonizowanych (pH 6, 8 i 10), j

BADANIE ZJAWISKA POWSTAWANIA CHAOSU W PROCESIE …tchie.uni.opole.pl/PECO14_2/PECO_2014_2_p3.pdf ·...

Documents

Transcript of BADANIE ZJAWISKA POWSTAWANIA CHAOSU W PROCESIE …tchie.uni.opole.pl/PECO14_2/PECO_2014_2_p3.pdf ·...