BUDOWNICTWO I GEODEZJA ›
GAZ, WODA I TECHNIKA SANITARNA ›
2010-11 |
| |
|
Publikacja: Stacja uzdatniania wody podziemnej od badań technologicznych do jej uruchomienia
Autor: Paweł Pruss  Alina Pruss
Aby dostarczyć ludziom czystą i bezpieczną wodę pitną należy wybrać
właściwe źródło wody, optymalną technologię jej uzdatniania, zaprojektować
oraz prawidłowo wykonać i uruchomić obiekty oraz urządzenia do produkcji
wody. Każdy z powyższych elementów jest równie ważny, a błąd popełniony
na dowolnym etapie może skutkować nieosiągnięciem celu, jakim
jest woda pitna o jakości zgodnej z obowiązującymi przepisami [1,2,3,4].
W ostatnich kilku latach całość zagadnień technologiczno-technicznych
związanych z realizacją Stacji Uzdatniania Wody (SUW) musi być wykonywana
z uwzględnieniem polskiego prawa zamówień publicznych oraz wymogów
instytucji współfinansujących realizację, związanych z funduszami
Unii Europejskiej [5,6,7].
W artykule, na przykładzie stacji uzdatniania wody o wydajności
20 000 m3/d dla miasta Słupska, przedstawiono przykładową kolejność
działań umożliwiających prawidłową realizację inwestycji, prezentując jednocześnie
jej wybrane aspekty technologiczne.
2. Wstępne koncepcje, opinie, przetarg
Po decyzji o budowie stacji uzdatniania wody Inwestor wykonał szereg
działań mających na celu określenie warunków przetargu publicznego na
jej realizację.
- w 2004 r. wykonanie badań technologicznych uzdatniania wody w wyniku,
których zaproponowano technologię uzdatniania opartą na ciśnieniowej
filtracji pośpiesznej
- w 2005 r. zlecenie niezależnej opinii lokalizacyjno-technologicznej,
w której zaproponowano technologię uzdatniania opartą na filtracji pośpiesznej
na filtrach otwartych
- w 2006 r. zlecenie opracowania wielowariantowej koncepcji rozwiązań
technicznych, z której jeden z wariantów posłużył do określenia warunków
technicznych do przetargu [8].
- również w 2006 roku ogłoszono przetarg publiczny na kompleksową
realizację SUW zgodnie z przyjętą technologią uzdatniania wody, jednocześnie
zobowiązując generalnego wykonawcę do jej potwierdzenia
i ustalenia parametrów procesowych przez wykonanie badań technologicznych.
Prz[...]
|
Prenumerata
|
|
Aktywność fosfataz w rzece Rabie
|
|
|
Jacek Grzyb Krzysztof Frączek
|
Głównym czynnikiem odróżniającym wody płynące od wód stojących jest
ciągły przepływ wody, powodujący większe zróżnicowanie ekosystemów, zarówno
przestrzenne, jak i czasowe. Jednocześnie w wodach płynących następuje
dużo większa wymiana materii i energii między wodą a lądem. Kluczową rolę
w procesach krążenia mineralnej i organicznej materii w każdym środowisku
wodnym pełnią mikroorganizmy, szczególnie bakterie. Od aktywności i tempa
procesów metabolicznych mikroorganizmów wodnych zależy obieg szeregu
pierwiastków, nie tylko w określonym ekosystemie, ale także w skali globalnej.
Oprócz warunków fizyko-chemicznych środowiska wodnego, głównymi czynnikami
wpływającymi na rozwój i aktywność mikroorganizmów heterotroficznych
są dostępność i skład materii organicznej.
W skłąd materii organicznej w wodach wchodzi wiele różnych związków
fosforowych, zarówno mineralnych, jak i organicznych. Większość związków
organicznych produkowanych przez organizmy żywe, zawierających
w swoim składzie związki fosforu stanowią estry kwasu ortofosforowego.
Dla mikroorganizmów bezpośrednio dostępny jest jon ortofosforanowy, natomiast
fosfor obecny w estrach kwasu ortofosforowego staje się dostępny
dopiero po enzymatycznej hydrolizie estrów. Ortofosforany są uwalniane
w wyniku transformacji biologicznych, powodowanych w głównej mierze
przez niespecyficzne fosfatazy, które są związane z zewnętrznymi powierzchniami
błon komórkowych lub też występują w postaci wolnej w środowisku,
uwolnione przez drobnoustroje (Chróst i Overbeck 1987, Jansson
1988, Vrba i in. 1995, Zohary i Robarts 1998, Siuda i Chróst 2001).
Obecność fosfataz stwierdzono w komórkach glonów, bakterii, grzybów,
pierwotniaków, skorupiaków planktonowych, jak również u roślin wyższych
i zwierząt (Aaronson i Patni 1976, Boavida i Heath 1984, Siuda 1984).
Wybrana rzeka - Raba - stanowi modelowy obiekt badawczy z racji tego,
że była już wcześniej wielokrotnie badana pod względem hydrobiologicznym
(B[...]
|
|
|
|
Badania laboratoryjne procesu usuwania azotanów z wody na drodze denitryfikacji heterotroficznej w układzie złoża stacjonarnego
|
|
|
Marek Apolinarski Karolina Dzierżanowska Elżbieta Pajor Marek Sękiewicz
|
Zanieczyszczenie wód, a zwłaszcza wód podziemnych azotanami jest poważnym
problemem dotyczącym rejonów o intensywnej produkcji rolniczej
gdzie woda pobierana jest do picia z płytkich warstw wodonośnych [1,2].
Do usuwania nadmiernej zawartości azotanów z wód mogą być stosowane
metody biologiczne i metody fizykochemiczne. Najczęściej stosowane procesy
biologiczne to denitryfikacja heterotroficzna [3,4], denitryfikacja autotroficzna
wodorowa [5], denitryfikacja autotroficzna, siarkowa [6]. Z metod
fizykochemicznych należy wymienić proces wymiany jonowej [7,8] odwróconej
osmozy i elektrodializy [9], redukcji katalitycznej [10] oraz redukcji
z zastosowaniem katalitycznego żelaza [11]. Zarówno procesy biologiczne
jak i procesy fizyko-chemiczne są stosowane w chwili obecnej na skalę techniczną.
Stosunkowo najbardziej rozpowszechniony jest proces wymiany jonowej
ze względu na prostotę instalacji. Niestety powstają znaczne ilości
odcieków poregeneracyjnych wymagających skomplikowanego oczyszczania.
Procesy biologiczne, zwłaszcza proces denitryfikacji heterotroficznej
jest bardzo skuteczną metodą usuwania azotanów z wód przeznaczonych do
picia, nie zmieniającą składu wody, tak jak to ma miejsce w przypadku wymiany
jonowej. Niestety następuje zanieczyszczenie bakteriologiczne wody
wymagające jej doczyszczania na drodze filtracji, a następnie dezynfekcji.
W praktyce proces denitryfikacji może być prowadzony w układzie złóż stacjonarnych
[12] lub fluidalnych [13]. Złoża stacjonarne charakteryzują się
mniejszymi obciążeniami hydraulicznymi i wymagają okresowego usuwania
nadmiaru błony biologicznej (płukania). W Polsce zrealizowano układ
technicznej stacji do usuwania azotanów z wody podziemnej na drodze denitryfikacji
heterotroficznej [14].
2. Metodyka badań
Badania procesu usuwania azotanów z wód przeznaczonych do picia na
drodze denitryfikacji heterotroficznej w układzie złoża stacjonarnego prowadzono
w skali laboratoryjnej [15]. Układ bada[...]
|
|
|
|
Budowa gazociągów pod przeszkodami terenowymi metodą wiercenia kierunkowego
|
|
|
Andrzej Barczyński Henryk Grabowski
|
Obecnie powszechnie stosowany jest podział technologii bezwykopowych
wg International Society for Tranchless Technology
(ISTT) - Międzynarodowego Stowarzyszenia Technologii Bezwykopowych
[18].
ISTT obejmuje następujące grupy metod bezwykopowej budowy:
 przeciski pneumatyczne przebijakiem, tzw. kretem (Impact Moling),
 pneumatyczne wbijanie rur stalowych (Impact Ramming),
 przewierty sterowane (Guided Boring) oraz wiercenia kierunkowe
(Directional Drilling),1)
 przeciski hydrauliczne (Pipe Jacking),
 mikrotunelowanie (Microtunnelling).
W związku z powyższym pojęcia:
 przewierty sterowane,
 wiercenia kierunkowe,
 horyzontalne przewierty sterowane - HDD (Horizontal Directional
Drilling) można traktować zamiennie.
Natomiast zgodnie z normą PN-EN 1594 [4] przy budowie gazociągów
przy przejściach przez przeszkody terenowe, tak jak np.
linie kolejowe, drogi lądowe, przeszkody wodne, lasy można stosować
następujące metody bezwykopowe:
 wykopywanie ręczne
 wypłukiwanie strumieniem
Budowa gazociągów pod przeszkodami terenowymi
metodą wiercenia kierunkowego
Andrzej Barczyński, Henryk Grabowski *)
1) Wg ISTT wiercenie kierunkowe jest technologią stosowaną do przekroczeń
głębszych i dłuższych przeszkód terenowych. Jednakże nie podaje się granicznych
wartości średnicy, długości czy głębokości wbudowywanego rurociągu
lub ewentualnie maksymalnej siły uciągu wiertnicy, wg których rozróżniało
by się, iż dana technologia to przewiert sterowany albo wiercenie
kierunkowe. Sama technologia wbudowania rurociągu tymi metodami jest
identyczna. W literaturze fachowej (np. w wydawnictwach "Inżynieria bezwykopowa",
"Technologie bezwykopowe") często pojęcia te stosuje się wymiennie.
Metody te nazywane są również jako horyzontalne przewierty sterowane",
gdyż płaszczyzną odniesienia dla projektowanych otworów wiertniczych
jest płaszczyzna pozioma.
 wykopywanie mech[...]
|
|
|
|
Czy stężenie siarczanów ma istotny wpływ na korozję siarczanową? Część I. Podstawy prognozowania
|
|
|
Wojciech Dąbrowski
|
Kanalizowanie coraz to większych obszarów na terenach nizinnych
prowadzi nieuchronnie do konieczności budowy ciśnieniowych rurociągów
przerzutowych. Ponieważ w Polsce krótka jest tradycja budowy i eksploatowania
takich rurociągów, a klimat jest umiarkowany, więc projektanci
mało uwagi poświęcają zagrożeniom związanym z korozją siarczanową,
która wynika z redukcji siarki ze stopnia utlenienia +6 do -2 w rurociągu
ciśnieniowym, a głównie w biofilmie pokrywającym ściany wewnętrzne rurociągu.
Tymczasem straty spowodowane korozją siarczanową betonowych
przewodów kanalizacyjnych są dotkliwe, a sposoby przeciwdziałania im
kosztowne. W Polsce znanych jest już kilka przypadków kilkudziesięciotysięcznych
miast, w których w okresie 5-15 lat kanalizacja została całkowicie
zniszczona przez korozję siarczanową. Literatura omawiająca badania
i prognozowanie wydzielania się siarkowodoru w ciśnieniowych, jak również
niektórych grawitacyjnych, kanałach ściekowych jest obszerna i podaje
często sprzeczne ze sobą równania empiryczne. Aby przeprowadzić obliczenia
należy dokonać wyboru odpowiednich równań, co nie jest zadaniem
prostym i stanowi przedmiot przedstawionych dalej rozważań.
Problem do rozwiązania
Zagadnienie prognozowania korozji siarczanowej, a w szczególności
oceny wpływu na to zjawisko stężenia występujących w ściekach siarczanów
zostanie omówione na przykładzie istniejącego 70. tysięcznego polskiego
miasta, którego ścieki przerzucane są do oczyszczalni oddalonej o dziesięć
kilometrów, a transport prawie w połowie odbywa się rurociągiem ciśnieniowym,
a następnie ścieki przepływały w przybliżeniu sześć kilometrów
betonowym kanałem grawitacyjnym zbudowanym z rur Betras. Pomimo
wysokiej jakości tych rur po sześciu latach doszło do pierwszych zawaleń,
a po dziesięciu został on wymieniony na przewód samonośny z tworzyw
kompozytowych z uwagi na utratę nośności kanału pierwotnego. W części
wykonano te prace jako renowację metodą bezwykopową, w[...]
|
|
|
|
Inspekcja przewodów kanalizacyjnych z użyciem systemów skanujących – wybrane zagadnienia
|
|
|
Bogdan Przybyła
|
Inspekcja video jest jednym z podstawowych narzędzi warunkujących
prawidłową eksploatację sieci kanalizacyjnej wraz
z utrzymaniem niezawodnego jej funkcjonowania. Typowy system
służący do badań przewodów kanalizacyjnych, niezależnie od
celu tych badań, składa się z zestawu kamerowego (kamera wraz
z oświetleniem i napędem), kabla z kołowrotem (windą kablową),
urządzeń do sterowania zestawem i służących rejestracji wyników
inspekcji (pulpit sterowniczy, monitory, komputer z oprogramowaniem,
elektronika umożliwiająca współpracę urządzeń) oraz źródła
energii (zestaw akumulatorów, generator prądu). Systemy tego typu
upowszechniały się na rynku od lat dziewięćdziesiątych XX wieku,
a ich popularność wynikała z powstania kamer wykorzystujących
półprzewodnikowe elementy CCD, zamieniające światło na sygnał
elektryczny. Obecnie sprzęt tego typu jest znany i dostępny, również
sposób prowadzenia badań przewodów z jego użyciem był szeroko
opisywany i jest znany w branży.
Po 2000 r., na rynku pojawiły się alternatywne urządzenia służące
do inspekcji video przewodów, które w tym artykule przyjęto
nazywać systemami lub kamerami skanującymi. Ponieważ w polskiej
literaturze technicznej nie były one dotychczas pełniej opisane
(pomimo 10-letniego ich funkcjonowania na rynku), wydaje się
celowe przybliżenie tego zagadnienia czytelnikowi. Informacje na
temat kamer skanujących można było znaleźć przede wszystkim
w publikacjach promujących rozwiązania firmy IBAK prezentowanych
na łamach "Inżynierii Bezwykopowej" np. [1]. Szerzej opisano
je również w podręczniku [2].
W tradycyjnym zestawie do inspekcji video, kamera ma możliwość
obrotu w dwóch prostopadłych osiach, ponadto posiada
funkcję zoom, regulację ostrości obrazu i intensywności oświetlenia.
Pozwala to na dokładne oględziny interesującego miejsca
w przewodzie, z możliwością dostosowania obrazu do lokalnych
warunków. Inspekcja przewodu prowadzona jest w tzw. trybie
"stop-and-go". Oznacza to, że[...]
|
|
|
|
Kompostowanie osadów ściekowych - charakterystyka procesu oraz analiza jakości kompostu
|
|
|
Dorota Kulikowska Magdalena Moszczyńska
|
Nowe regulacje prawne dotyczące osadów ściekowych zdecydowanie
ograniczają możliwość ich deponowania na składowiskach
odpadów komunalnych, co jest obecnie stosowane na szeroką skalę.
Jednym z rozwiązań tego problemu, zwłaszcza w przypadku małych
i średnich oczyszczalni, może być unieszkodliwianie osadów w wyniku
kompostowania. Kompostowanie jest procesem wielofunkcyjnym,
zapewniającym stabilizację osadów, zniszczenie organizmów
chorobotwórczych, redukcję masy i uwodnienia. Kompost może
być wykorzystywany jako materiał nawozowy, strukturotwórczy
i rekultywacyjny.
Osady powstające w oczyszczalniach ścieków charakteryzują
się wysokim uwodnieniem i małą porowatością, co powoduje, że
uzyskanie odpowiedniej struktury oraz wilgotności kompostowanej
masy wymaga wprowadzenia materiałów strukturotwórczych. Charakteryzują
się też niskim, niekorzystnym dla procesu kompostowania,
stosunkiem C/N. Dane literaturowe wskazują, że stosunek
ten powinien wynosić 22-35:1 (Jokela i in. 1997). Taką optymalną
wartość można uzyskać przez wymieszanie bogatych w azot osadów
ściekowych z odpadami organicznymi bogatymi w węgiel (trawa,
słoma, papier). Ponadto, z uwagi na konieczność minimalizacji
zagrożeń, głównie sanitarno-higienicznych, konieczne jest uzyskanie
całkowitej higienizacji wsadu surowcowego.
Z danych GUS wynika, że obecnie kompostowaniu poddawanych
jest jedynie ok. 7-8% wytwarzanych osadów ściekowych,
a najczęściej stosowaną technologią jest kompostowanie na pryzmach.
W niniejszej pracy proces kompostowania prowadzono
w układzie dwustopniowym, w którym 1o stanowił napowietrzany
bioreaktor, gdzie następowała mineralizacja materii organicznej
oraz higienizacja osadów ściekowych a 2o okresowo przerzucana
pryzma, w której następowało dojrzewanie kompostu i humifikacja
materii organicznej.
Do tej pory, podczas kompostowania materiałów odpadowych
procesy zachodzące zarówno w fazie mineralizacji jak i humifikacji
analizowano głównie na podstawie[...]
|
|
|
|
Modelowanie spływu ścieków opadowych ze zlewni miejskiej przy wykorzystaniu programu SWMM. Część I. Kalibracja modelu
|
|
|
Marek Zawilski Grażyna Sakson
|
Zanieczyszczenie wód przez ścieki opadowe nadal stanowi poważny
problem ekologiczny. Dlatego też właściwa ocena ilości
i składu tych ścieków jest niezbędna przy podejmowaniu decyzji
o inwestowaniu w obiekty ochrony wód przed zanieczyszczeniem.
Prognozowanie ilości ścieków opadowych może być dokonywane
przy pomocy rozmaitych modeli matematycznych wykorzystujących
pomiary terenowe ilości ścieków [1,2,3]. Jednym z popularnych modeli
komputerowych jest SWMM (Stormwater Management Model) opracowany
przez Amerykańską Agencję Ochrony Środowiska (EPA), będący
obecnie programem ogólnie dostępnym i bezpłatnym [4]. Model
SWMM jest także stosowany jako wzorcowy w wielu innych implementacjach
komercyjnych. Obecnie (rok 2010) dostępna jest wersja 5.018.
Jego wykorzystanie jest możliwe pod warunkiem wprowadzenia szeregu
parametrów obliczeniowych. Parametry te można wprowadzić na podstawie
danych literaturowych lub podanych w instrukcji do programu,
jednak uzyskanie wiarygodnej dokładności obliczeń jest możliwe dopiero
po kalibracji modelu wg pomiarów na zlewniach rzeczywistych.
W pierwszej części artykułu dla przygotowanego w programie
SWMM modelu cyfrowego rzeczywistej zlewni i sieci kanalizacyjnej
dokonano jego kalibracji, wykorzystując dane pomiarowe opadów
i odpływu ścieków.
W drugiej części artykułu zostaną przedstawione wyniki weryfikacji
modelu, uzyskane dla dwóch innych zlewni miejskich. Pozwoli to
na ocenę możliwości i warunków wykorzystania programu SWMM
do określania ilości ścieków oprowadzanych ze zlewni miejskich
w przypadku, gdy nie są dostępne dane do jego kalibracji.
Charakterystyka modelu SWMM
Model SWMM jest uproszczonym modelem deterministycznym,
pozwalającym na obliczanie wielkości odpływu ścieków opadowych
ze zlewni o dowolnym charakterze, zadanej przez użytkownika
w postaci wielokąta o automatycznie obliczanej powierzchni
i wyposażonej w sieć kanalizacyjną o dowolnym przebiegu i dowolnych
przekrojach poprzecznych. Dla[...]
|
|
|
|
Technologie usuwania azotu z wód pofermentacyjnych Część II. Zastosowanie metody osadu czynnego w warunkach ograniczonego stężenia tlenu
|
|
|
Katarzyna Bernat Magdalena Zielińska Agnieszka Cydzik-Kwiatkowska Dorota Kulikowska Irena Wojnowska-Baryła
|
Usuwanie azotu ze ścieków jest od wielu lat obiektem zainteresowań
zarówno badaczy, jak i praktyków. Zmiany w ustawodawstwie polskim
(Dz. U. Nr 212 poz. 1799, Dz. U. Nr 168 poz. 1763) zdecydowanie zaostrzyły
dopuszczalne stężenie azotu całkowitego w ściekach oczyszczonych.
W oczyszczalniach ścieków komunalnych powyżej 2000 RLM maksymalne
jego stężenie w ściekach oczyszczonych nie powinno przekraczać
15 mg Nog/dm3, a powyżej 100 000 RLM - 10 mg Nog/dm3. W związku
z powyższym wiele oczyszczalni stoi przed problemem dostosowania
technologii do wymogów środowiskowych. Polskie oczyszczalnie, mimo
wciąż malejącej ilości doprowadzanych ścieków, są w większości przeciążone,
w szczególności ładunkiem azotu. Spowodowane jest to najczęściej
wysokimi stężeniami azotu w wodach pofermentacyjnych. Istotne wydaje
się być rozpoznanie charakterystyki wód pofermentacyjnych oraz rozważenie
możliwości poprawy jakości ścieków odprowadzanych do odbiornika
poprzez oczyszczanie odcieków z odwadniania osadów ustabilizowanych.
Wody pofermentacyjne mogą zawierać nawet do 1000 mg N/dm3 (Head,
Oleszkiewicz 2000). W wielu rozwiązaniach technologicznych są kierowane
na początek układu oczyszczania ścieków, gdzie stanowią istotną część
dopływającego ładunku azotu. Wprowadzanie wód pofermentacyjnych do
GAZ, WODA I TECHNIKA SANITARNA ■ LISTOPAD 2010 29
głównego ciągu technologicznego obniża stosunek związków organicznych
do azotowych (ChZT/N), co negatywnie wpływa na efektywność denitryfikacji.
Jednocześnie wysokie stężenie azotu amonowego ogranicza aktywność
bakterii nitryfikacyjnych osadu czynnego (Udert i wsp. 2003 cyt. za
Dombrowski 1991).
W niektórych oczyszczalniach ścieków stosuje się utlenianie azotu amonowego
z wód pofermentacyjnych w strumieniu bocznym ciągu technologicznego,
skąd ścieki o wysokim stężeniu azotu azotanowego (III) i (V) są
kierowane do ciągu głównego. Zabieg ten powoduje jednak zmniejszenie
stosunku ChZT/N w ciągu głównym i w efek[...]
|
|
|
|
Twój Profil
Twój koszyk
