modelowanie numeryczne wpływu awarii sieci

MODELOWANIE NUMERYCZNE WPŁYWU AWARII SIECI KANALIZACJI
SANITARNEJ NA ŚRODOWISKO GLEBOWE
NUMERICAL MODELING OF SANITATION SYSTEM FAILURE EFFECT ON
SOIL ENVIRONMENT
Ireneusz Krukowski, Marcin K. Widomski, Małgorzata Iwanek
Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika Lubelska, 20-618 Lublin, ul. Nadbystrzycka 40 B,
e-mail: [email protected]
ABSTRACT
The aim of this paper was to create the numerical model of the sanitation system failure influence on the soil
environment. This model was built to show the contamination concentration distribution in the studied soil
profile. It can be useful in the estimation of the influence of exfiltration on the groundwater and soil
environment. Numerical research was conducted for the ground profile including the built-in pipe of the
sanitary gravitational sewage system – Nadstawna St., Lublin, Poland. The finite elements method based
software FEFLOW 5.2 was chosen to compile the studied model. Modeling research was based on the
parameterization of soil profile and information concerning concentration of the pollutant outflowing from
the damaged pipe. Phenol was chosen as the considered pollutant. Its concentration was set on the basis of
the research conducted by the Central Laboratory MPWiK Lublin. The reference data, the results of soil
parameter research and the results of the investigations of raw sewages inflow to sewage treatment Hajdów
allowed to choose boundary and initial conditions, required to numerical calculations. The obtained results of
calculations allowed the analysis of the influence of the waste water lines breakdown on the soil environment
and groundwater. The results of our studies should be empirically verified.
Key words: mathematical modeling, sanitary sewages system failure, exfiltration, the influence of
exfiltration on the environment, phenol.
WSTĘP
Jednymi z podstawowych zjawisk, które mają
wpływ na pracę sieci kanalizacyjnej oraz
oczyszczalni ścieków jest infiltracja wód
gruntowych
i przypadkowych do
sieci oraz eksfiltracja ścieków do gruntu.
W przypadku przewodów kanalizacyjnych
zjawisko eksfiltracji występuje
w
sytuacjach, gdy:
- uszkodzony
przewód
kanalizacji
grawitacyjnej posadowiony jest powyżej
poziomu zwierciadła wody gruntowej,
wówczas
następuje
wypływ
ścieków
bezpośrednio do gruntu;
uszkodzony
przewód
kanalizacji
grawitacyjnej posadowiony jest poniżej
poziomu zwierciadła wody gruntowej, a
ciśnienie wewnątrz przewodu pochodzące od
napływających ścieków jest wyższe niż
pochodzące od wód gruntowych.
Eksfiltracja ścieków z
nieszczelnych
przewodów kanalizacyjnych wywołuje szereg
negatywnych skutków takich jak (Kuliczkowski, i
in. 2002, 2005):
-
-
-
zmniejszenie ilości przepływających ścieków
przez kanał co może prowadzi do
pogorszenia parametrów
hydraulicznych
pracy sieci (konieczność częstszego płukania,
podniesienie kosztów eksploatacyjnych);
zwiększenie, stężenia i gęstości ścieków
przez co może występować problem z ich
oczyszczaniem;
przenikanie szkodliwych składników ze
ścieków do podłoża i w efekcie wody
gruntowej;
podniesienie zwierciadła wody gruntowej,
które może powodować zawilgocenia
budynków znajdujących się w bliskim
otoczeniu kanału;
rozluźnienie gruntu w obrębie nieszczelności,
połączone
z
jego
osiadaniem
i zapadaniem się terenu;
zmiana warunków posadowienia kanału co
prowadzi do zmiany spadku, deformacji,
pęknięć i w konsekwencji zawalenia kanału
szkodliwe oddziaływanie na przewody,
budowle na sieci i zabudowę na powierzchni
gruntu (np. powierzchnie ulic);
140
-
zmianę właściwości podłoża, skutkującą
zmianą
posadowienia
kanału,
odkształceniami, rysami, pęknięciami lub
zawaleniami (katastrofami kanalizacyjnymi).
Wydostające się ścieki
z nieszczelnych
przewodów po przedostaniu się do wód
gruntowych, a następnie do zbiorników mogą
stanowić także zagrożenie dla organizmów
wodnych np. ryb. Wydostające się z
uszkodzonego przewodu ścieki bogate są w
nawozowe jak azot, fosfor i potas, które po
przedostaniu się do wody powierzchniowej
powodują wtórne zanieczyszczenie odbiornika
(Beńko i in., 2007). W sprzyjających warunkach
zjawisko to objawia się masowymi zakwitami
glonów, na co szczególnie są podatne wody
stojące.
Wywołuje
to
trudności
przy
wykorzystaniu
tych
wód
na
potrzeby
wodociągowe oraz przyspiesza proces eutrofizacji
zbiorników wodnych (Wójcik i in., 2007).
Pierwiastkiem silnie zatruwającym wody
śródlądowe jest kadm, który poprzez ryby
przenika również do organizmów ludzi. Ścieki
eksfiltrujące z przewodów kanalizacyjnych są też
źródłem metali ciężkich w wodach gruntowych,
a w konsekwencji także głębinowych czy
powierzchniowych. Ścieki
bytowogospodarcze zawierają takie metale ciężkie jak
miedź i cynk, a kadm, rtęć, chrom czy nikiel
mogą być zawarte w ściekach przemysłowych
(Obarska-Pempkowiak i in., 2007).
W celu określenia zasięgu oddziaływania
nieszczelności przewodów sieci kanalizacyjnej na
środowisko glebowe i wody gruntowe tworzy się
matematyczne
modele
umożliwiające
wszechstronną symulację procesu przy różnych
warunkach brzegowych i początkowych.
Oprócz kosztownego monitoringu w terenie
wykorzystuje się także symulacyjne modele
matematyczne przeznaczone do prowadzenia
analiz wpływu awarii sieci kanalizacyjnej na
środowisko naturalne. Wyniki uzyskane dzięki
modelowi matematycznemu pozwalają na analizę
wpływu zagrożeń na środowisko glebowe i wody
gruntowe oraz ocenę ryzyka. Konieczne jest
dokonywanie oceny oddziaływania awarii sieci
kanalizacyjnej na środowisko w szczególności na
zasoby wód naturalnych, gdyż stanowią one
specyficzny rodzaj zasobów naturalnych, który do
niedawna występował we względnej obfitości i
czystości (Kowal, 2006).
Celem niniejszych badań było sporządzenie
modelu numerycznego wpływu awarii sieci
kanalizacji sanitarnej na środowisko naturalne z
wykorzystaniem uszkodzonego odcinka przewodu
kanalizacji sanitarnej grawitacyjnej w Lublinie na
ul. Nadstawnej.
METODA BADAWCZA
Jako podstawowe narzędzie służące do
modelowania
procesu
eksfiltracji
z uszkodzonego przewodu kanalizacji sanitarnej
oraz wpływu na środowisko glebowe i wody
gruntowe zastosowano program FEFLOW 5.2,
WASY GmbH Niemcy (Diersch i in., 2005,
Diersch i in., 2006, Trefry, 2007). Za
zanieczyszczenie
przedostające
się
z
uszkodzonego przewodu kanalizacji sanitarnej do
podłoża gruntowego przyjęto fenol. Stężenie
eksfiltrującego ze ściekami fenolu założono na
podstawie badań stężenia zanieczyszczeń w
ściekach
surowych
dopływających
do
oczyszczalni Hajdów przeprowadzonych przez
Centralne Laboratorium MPWiK Lublin w roku
2007. Z przeprowadzonych przez laboratorium
badań wynika, że stężenie fenolu w ściekach
surowych wynosi 0,1 mg·dm-3 i taką wartość
założono do obliczeń symulacyjnych.
LOKALIZACJA OBIEKTU BADAŃ
Do analizy wybrano odcinek przewodu
kanalizacji
sanitarnej
grawitacyjnej
zlokalizowany w ul. Nadstawnej w miejscowości
Lublin. Jest to kanał KS48210 o kształcie
okrągłym, kamionkowy o średnicy 250 mm
i długości 28,3 m łączący studzienki górną
SS51140 i dolną SS51141. Rzędna dna kanału w
studzience górnej 172,89 m n.p.m., natomiast w
studzience dolnej 171,01 m n.p.m. Zagłębienie
przewodu waha się od 2,24 m w studzience górnej
do 3,70 m w studzience dolnej.
PARAMETRY GRUNTOWO-WODNE
Przeprowadzone badania podłoża gruntowego
zalegającego
w
obrębie
przyjętego
do
modelowania jako źródło zanieczyszczenia
odcinka przewodu kanalizacji sanitarnej nie
wykazały występowania wody gruntowej.
Badania przeprowadzono do głębokości 5,20 m
pod powierzchnię powłoki asfaltowej i do tej
głębokości nie stwierdzono występowania wód
gruntowych.
Podłoże gruntowe drogi w ul. Nadstawnej,
w które wbudowany został kanał kanalizacji
sanitarnej pokryte jest szczelną warstwą
bitumiczną. Dlatego, też tak urządzone pokrycie
rozpatrywanego
podłoża
gruntowego
potraktowano jako szczelną powłokę, przez którą
nie przedostają się wody opadowe do ośrodka
gruntowego.
141
Tabela 1. Wyniki badań laboratoryjnych podłoża gruntowego.
Numer Numer Głębokość
otworu warstwy pobrania [m]
1
0,3 ÷ 2,0
2
2,0 ÷ 2,5
3
2,5 ÷ 3,0
4
3,0 ÷ 3,5
5
3,5 ÷ 4,3
6
4,3 ÷ 4,8
7
4,8 ÷ 5,2
2
Rodzaj gruntu i barwa
NN (Pg + K + cegła) nasyp niebudowlany - piasek
gliniasty
z domieszką kamienia i cegły c.
szarobeżowa
NN (G + cegła) nasyp niebudowlany - glina, cegła
c. szara
NN (Gh + K + cegła) nasyp niebudowlany - glina
humusowa
z domieszkami kamieni i cegły c.
szara
NN (Gπh + cegła) nasyp niebudowlany - glina pylasta
humusowa, cegła c. szara
NN (Gπh + Π + cegła) nasyp niebudowlany - glina
pylasta humusowa, pył, cegła c. szara
NN (Gπh + Π + cegła) nasyp niebudowlany - glina
pylasta humusowa, pył, cegła c. szara
Gπh glina pylasta humusowa, c. szara
Na podstawie wyników z przeprowadzonych
badań geologicznych gruntu wykonanych przez
Labdrog Laboratorium Drogowe i raportu z
przeprowadzonej inspekcji przez MPWiK Lublin
sporządzono profil wykorzystany do obliczeń
symulacyjnych. Składał się on z ośmiu warstw
przedstawionych w Tabeli 1. Szerokość
przyjętego profilu wynosiła 6,0 m, a jego
głębokość 5,2 m p.p.t. Rzędna terenu w miejscu
prowadzenia symulacji 174,71 m n.p.m. a dna
kanału 71,01 m n.p.m. Pozostałe dane dotyczące
przyjętego profilu na podstawie Rys. 1.
Na zbudowanym profilu założono siatkę
trójkątnych elementów skończonych.
Rys. 1. Schemat przyjętego profilu.
Wykorzystane w modelu wartości parametrów
opisujących
właściwości
fizyko-wodne
rozpatrywanego profilu pozyskano na podstawie
opracowań literaturowych, a ich wartości
zestawiono w Tabeli 2 (Basile i in., 2003, Van
Dam i in., 1997, Wessolek i in., 1994).
142
Tabela 2. Parametry fizyko-wodne poszczególnych warstw gruntu wykorzystane do obliczeń symulacyjnych.
Przepuszczalnoś
Maksymal
Nr
ć w stanie
ne
warstw
Parametry
y
Warstwa krzywej pF
nasycenia
Porowatość nasycenie
α [cm1
[-]
[cm]
]
n [-]
Ksat [m·s-1]
ε [-]
Ss [-]
Resztowe
nasycenie
Sr [-]
0
1
0 - 30 4,100 1,100
30 - 200 0,075 1,890
1,00·10-9
1,23·10-5
0,100
0,410
1,0
1,0
0,000
0,159
2
3
200 - 250 0,036 1,560
250 - 300 0,0065 1,325
2,89·10-6
1,78·10-7
0,430
0,430
1,0
1,0
0,181
0,000
4
5
300 - 350 0,019 1,310
350 - 430 0,019 1,310
7,17·10-7
7,17·10-7
0,410
0,410
1,0
1,0
0,232
0,232
6
7
430 - 480 0,019 1,310
480 - 520 0,019 1,310
7,17·10-7
7,17·10-7
0,410
0,410
1,0
1,0
0,232
0,232
W celu wyeliminowania dopływu wody do
profilu od góry przez nawierzchnię ulicy na jej
powierzchni zastosowano warunek (drugiego
rodzaju Neumanna) zakładając Flux = 0,0 m·d-1.
Co oznacza że powierzchnia ulicy jest szczelna i
nie następuje przesiąkanie przez nią wody do
podłoża. W dolnej części profilu przyjęto
warunek
gradientowy
(drugiego
rodzaju
Neumanna) zakładając Flux = -1,78·10-7 m·d-1,
który zapewnia swobodny odpływ wody poza
rozpatrywany obszar w głąb podłoża gruntowego.
Jest to warunek, dla którego przewodność
hydrauliczna jest funkcją wysokości ciśnienia pod
jakim występuje woda w glebie i wysokości
położenia. Rozumiany jest jako (Diersch, 2005):
q = −(K ⋅ ∇(Ψ + z )) ⋅ n , [m·d-1]
(1)
gdzie: K - współczynnik przewodnictwa hydraulicznego, [m·d-1], ∇ - wektorowy bezwymiarowy operator
Hamiltona, Ψ - wysokość ciśnienia pod jakim występuje woda w glebie [m], z - wysokość położenia [m],
n - wersor normalny dla operatora Hamiltona, [-].
W miejscu, gdzie znajduje się przewód
kanalizacji sanitarnej zastosowano warunek
(pierwszego rodzaju Dirichleta) zakładając Head
= 0,2 m. Oznacza to wypływ wody z
uszkodzonego przewodu kanalizacji sanitarnej
grawitacyjnej
do podłoża gruntowego o
potencjale 0,2 m rozumianym jako napełnienie
kanału grawitacyjnego.
PARAMETRY ADSORPCJI I DYSPERSJI
Wartości przyjętych parametrów adsorpcji i
dyspersji pozyskano na podstawie licznych
opracowań literaturowych i zestawiono je w
Tabeli 3 (Huyakorn i in., 1986, Hwang i in., 1986,
Naymik i in., 1981, Pang i in., 1998, Papadopulos
i in., 1978).
Założoną wartość stężenia fenolu wydostającego
się z uszkodzonego przewodu przyjęto do
obliczeń symulacyjnych zakładając warunek
(pierwszego
rodzaju
Dirichleta)
Mass = 0,1 mg·dm-3. Na poziomie ulicy
w rozpatrywanym przekroju założono warunek
(pierwszego
rodzaju
Dirichleta)
Mass = 0,0 mg·dm-3. Oznacza to, że powierzchnia
ulicy jest szczelna i nie następuje dopływ
zanieczyszczeń do podłożą w rozpatrywanym
profilu, a tym samym nie następuje dopływ
zanieczyszczeń z zewnątrz. Jako początkowe
stężenie zanieczyszczeń gruncie do obliczeń
symulacyjnych
przyjęto
wartość
zerową.
Pod rozpatrywanym kanałem na głębokości 54
cm założono trzy punkty referencyjne, nr 1
centralnie pod przewodem, a nr 2 i 3 po bokach
w odległościach od punktu centralnego
pokazanych na Rys. 2.
143
[g·cm-3]
[-]
Współczynni
k dyfuzji
molekularnej
Współczynni
k dyspersji
podłużnej
Współczynni
k dyspersji
poprzecznej
Czas
połowiczneg
o rozpadu
Współczynni
k rozpadu w
reakcji
pierwszego
rzędu
[cm]
Współczynni
k transportu
Warstwa
[-]
Gęstość
właściwa
gruntu
Współczynni
k sorpcji wg
Henry’ego
Nr warstwy
Tabela 3. Parametry opisujące zanieczyszczenie fenolem poszczególnych warstw gruntu przyjęte
do obliczeń symulacyjnych.
Kd
[ml·g-1] [m2·s-1]
[m]
[m]
t1/2 [d]
[s-1]
30-200
2,67
0,0267
0,010 1,0·10
4,00
0,5
7,0
1,146·10-6
2 200-250
2,70
0,1485
0,055 1,0·10-9 36,00
0,5
7,0
1,146·10-6
1
-9
3 250-300
2,54
0,1397
0,055 1,0·10
2,50
0,5
7,0
1,146·10-6
4 300-350
2,56
0,1408
0,055 1,0·10-9
1,50
0,5
7,0
1,146·10-6
5 350-430
2,56
0,1408
0,055 1,0·10-9
1,50
0,5
7,0
1,146·10-6
6 430-480
2,56
0,1408
0,055 1,0·10-9
1,50
0,5
7,0
1,146·10-6
0,1408
-9
1,50
0,5
7,0
1,146·10-6
7 480-520
2,56
-9
0,055 1,0·10
3
1
2
Rys. 2. Schemat profilu z założonymi punktami referencyjnymi do odczytu wyników symulacji.
Ruchu wody w ośrodku porowatym opisywany
jest w programie FEFLOW 5.2. za pomocą
równań Darcy oraz Richardsa (Zaradny, 1990).
Przewodnictwo
hydrauliczne
w
stanie
nienasyconym opisywane jest z wykorzystaniem
zmodyfikowanego równania Van Genuchtena w
postaci (Diersch, 2005):
1 m
 

m
K = K sat ⋅ S 1 − 1 − S  
 
 

l
porów, S - saturacja wielkość bezwymiarowa
określana jako:
S=
θ −θr
θs −θr
(3)
gdzie: θ - zawartość wody [m3·m-3],
θ r - resztowa zawartość wody [m3·m-3],
2
(2)
gdzie: K - współczynnik przewodnictwa
hydraulicznego w strefie nienasyconej [m·s-1],
K sat - współczynnik przepuszczalności szkieletu
gruntowego w stanie nasycenia [m·s-1], l bezwymiarowy wykładnik związany z układem
połączeń porów l=0,5, m = l – A/n, A=1wg
Mualema (Mualem, 1976), n - bezwymiarowy
współczynnik będący miarą rozkładu wielkości
θ s - zawartość wody dla pełnego nasycenia
[m3·m-3].
ANALIZA WYNIKÓW OBLICZEŃ
Do obliczeń symulacyjnych przyjęto trzy
warianty obliczeniowe różniące się między sobą
czasem trwania awarii. Dla każdego z wariantów
przyjęto warunek Head = 0,2 m dla przepływu
wody i warunek Mass = 0,1 mg·dm-3 dla
144
zanieczyszczenia
fenolem.
Każdorazowo
niezależnie od czasu trwania awarii symulację
prowadzono przez okres 7 dób (tygodnia).
W zależności od czasu trwania obliczeń
symulacyjnych i czasu trwania awarii uzyskano
różne rozkłady stężenia fenolu.
Stężenie fenolu w założonych punktach
referencyjnych gwałtownie rośnie od chwili
rozpoczęcia symulacji, a po przekroczeniu czasu
trwania awarii
z pewnym opóźnieniem spada.
W każdym z wariantów obliczeniowych stężenie
w punkcie referencyjnym 1, jako centralnie
położonym pod rozpatrywanym kanałem znacznie
szybciej rośnie i osiąga większe wartości, aniżeli
w punktach
2 i 3 leżących po jego prawej i
lewej stronie na tej samej głębokości. W profilu
tworzy się front zanieczyszczeń przemieszczający
się w jego głąb wraz ze wzrostem czasu trwania
symulacji. Najszybciej przemieszczają się
zanieczyszczenia zlokalizowane centralnie pod
rozpatrywanymooprzewodem.
Część zanieczyszczeń przemieszcza się w górę
profilu na
wskutek działania
podsiąku
kapilarnego.
Rozkłady stężenia fenolu [mg·dm-3] dla awarii trwającej 3 [d]
Czas= 0,5 [d]
Skala:
0
1m
Czas= 3,0 [d]
Czas= 2,25 [d]
Czas= 7,0 [d]
Rys. 3. Zależność stężenia fenolu [mg·dm-3] od czasu trwania awarii [d].
Maksymalne stężenie fenolu dla rozpatrywanego
profilu przy eksfiltracji trwającej 1 dobę Rys. 4.
zarejestrowano w punkcie referencyjnym 1 dla
czasu 1,126 doby o wartości 4,264 ·10-2 mg·dm-3.
Natomiast dla awarii trwającej 2 doby Rys. 5.
maksymalne stężenie fenolu wynosiło 4,744·10-2
mg·dm-3 dla czasu 2,141 doby od rozpoczęcia
symulacji.
Największe wartość stężenia fenolu o wartości
5,038·10-2 mg·dm-3 dla czasu 3,314 doby od
rozpoczęcia symulacji zarejestrowano dla
eksfiltracji trwającej 3 doby Rys. 6.
145
stężenie fenolu C [mg·dm -3]
5,0E-02
4,5E-02
4,0E-02
3,5E-02
3,0E-02
PUNKT 1
2,5E-02
PUNKT 2
2,0E-02
PUNKT 3
1,5E-02
1,0E-02
5,0E-03
0,0E+00
0,0E+00 1,0E+00 2,0E+00 3,0E+00 4,0E+00 5,0E+00 6,0E+00 7,0E+00 8,0E+00
czas trwania symulacji [d]
stężenie fenolu C [mg·dm -3]
Rys. 4. Zależność stężenia fenolu w punktach referencyjnych od czasu trwania symulacji dla awarii trwającej 1 [d].
5,0E-02
4,0E-02
3,0E-02
PUNKT 1
PUNKT 2
2,0E-02
PUNKT 3
1,0E-02
0,0E+00
0,0E+00
1,0E+00
2,0E+00
3,0E+00
4,0E+00
5,0E+00
6,0E+00
7,0E+00
8,0E+00
czas trwania symulacji [d]
Rys. 5. Zależność stężenia fenolu w punktach referencyjnych od czasu trwania symulacji dla awarii trwającej 2 [d].
stężenie fenolu C [mg·dm -3]
4,5E-02
4,0E-02
3,5E-02
3,0E-02
PUNKT 1
2,5E-02
PUNKT 2
2,0E-02
PUNKT 3
1,5E-02
1,0E-02
5,0E-03
0,0E+00
0,0E+00
1,0E+00
2,0E+00
3,0E+00
4,0E+00
5,0E+00
6,0E+00
7,0E+00
8,0E+00
czas trwania symulacji [d]
Rys. 6. Zależność stężenia fenolu w punktach referencyjnych od czasu trwania symulacji dla awarii trwającej 3 [d].
146
WNIOSKI
Reasumując należy stwierdzić, iż wyniki
przeprowadzonych
obliczeń
symulacyjnych
pozwalają
na
postawienie
następujących
wniosków:
1. Uzyskane wyniki obliczeń symulacyjnych
stężenia fenolu w glebie dostarczają
informacji, które mogą być wykorzystane do
analizy wpływu zjawiska eksfiltracji na
środowisko glebowe i wody gruntowe;
2. Na podstawie uzyskanych wyników stężenia
fenolu w rozpatrywanym profilu stwierdzono,
że wraz ze wzrostem czasu trwania awarii
stężenie fenolu w gruncie rośnie. Przy czym
dla eksfiltracji trwającej 3 d osiąga wartość
maksymalną 5,038·10-2 mg·dm-3 większą
o 15,4 % w stosunku do maksymalnej
wartości przy eksfiltracji trwającej 1 d;
3. Wyniki rozkładu stężenia fenolu w profilu
glebowym
wykazały,
że
ładunek
zanieczyszczeń
wydostający
się
z uszkodzonego przewodu odpływa pionowo
w głąb profilu;
4. Obliczenia
symulacyjne
pokazały,
że
zanieczyszczenie fenolem wydostające się
z uszkodzonego przewodu przedostaje się
także do wierzchnich warstw profilu.
Spowodowane jest to ciśnieniem ssącym
powodującym
powstawanie
podsiąku
kapilarnego;
5. W
celu
potwierdzenia
prawidłowości
przyjętych
warunków
brzegowych
i
początkowych
konieczne
jest
przeprowadzenie weryfikacji empirycznej.
LITERATURA
BASILE A., MELE G., TERRIBILE F., 2003, Soil
hydraulic behaviour of a selected benchmark soil
involved in the landslide of Sarno 1998, Geoderma,
117, 337–340.
BEŃKO P., STYKA W., 2007, Pozyskiwanie węgla
organicznego dla usuwania związków biogennych ze
ścieków miejskich, Gaz, Woda i Technika Sanitarna,
nr 9, 21-24.
DIERSCH H. J. G., FEFLOW 5.3 Finit Element
Subsurface Flow & Transport Simulation System,
User’s Manual, WASY GmbH, Berlin 2006.
DIERSCH H. J. G., FEFLOW 5.3 Finit Element
Subsurface Flow & Transport Simulation System,
Reference Manual, WASY GmbH, Berlin 2005.
HUYAKORN P., ANDERSON P., MOTZ F.,
GUVER O., MELVILLE J., 1986, Simulations of
two-well tracer tests in stratified aquifers at the
Chalk River and the Mobile sites, Water Resour.
Res., 22(7), 1016-1030.
HWANG H., HODFSON R., 1986, Degredation of
phenol and chlorophenols by sunlight and microbes
in estuarine water, Environ. Sci. Technol. 20(10),
1002-1007.
KOWAL A. L., 2006, Zanieczyszczenie wód
powierzchniowych i podziemnych, Gaz, Woda
i Technika Sanitarna, nr 9, 16-20.
KULICZKOWSKI A., ZWIERZCHOWSKI D.,
LISOWSKA J., Badanie infiltracji gruntowej do
nieszczelnych kanałów techniką video, 216-225,
w: Prace naukowe Instytutu Inżynierii Lądowej
Politechniki Wrocławskiej, Vol. 50, Konferencja 19,
Wrocław 2002.
KULICZKOWSKI A., LISOWSKA J., 2005,
Oddziaływanie na środowisko nieszczelnych
przewodów kanalizacyjnych, Aura Ochrona
Środowiska, nr 7, 22-25.
MUALEM Y., 1976, A new model for predicting the
hydraulic conductivity of unsaturated porous media,
Water Resources Res., 513-522.
NAYMIK
T.,
BARCELONA
M.,
1981,
Characterization of a contaminant plume in ground
water, Meredosia Illinois, Ground Water, 19(5),
517-526.
OBARSKA-PEMPKOWIAK H., GAJEWSKA M.,
OSTOJSKI A., BUTAJŁO W., 2007, Specjacja
metali ciężkich w osadach ściekowych powstających
w trakcie oczyszczania ścieków w reaktorach
systemu MUCT, Gaz, Woda i Technika Sanitarna,
nr 5, 25-28.
PANG L., CLOSE M., NOORAM M.,
RHODAMINE W., 1998, Bacillus subtilis transport
through an alluvial gravel aquifer, Ground Water,
36(1), 112-122.
PAPADOPULOS S., LARSON S., 1978, Aquifer
storage of heated water; II, Numerical simulation of
field results, Ground Water, 16(4), 242-248.
TREFRY, M.G. AND MUFFELS CH., 2007,
FEFLOW: a finite-element ground water flow and
transport modeling tool, Ground Water, 45(5), 525528.
VAN DAM J., HUYGEN J., WESSELING J.,
FEDDES R., KABAT P., VAN WALSUM P.,
GROENENDIJK P., VAN DIEPEN C., Theory of
SWAP version 2.0. Simulation
of water flow,
solute transport and plant growth in the Soil-Water
Atmosphere-Plant
environment,
Wageningen
Agricultural University and DLO Winand Staring
Centre, Wageningen 1997;
WESSOLEK G., PLAGGE R., LEIJ F., VAN
GENUCHTEN M., 1994, Analysing problems in
describing field and labolatory measured soil
hydraulic properties, Geoderma, 64, 102;
WÓJCIK W., ŻEGLIN-KURBIEL K., 2007,
Problematyka występowania i usuwania azotanów
z wód, Gaz, Woda i Technika Sanitarna nr 9, 28-32;
ZARADNY H. , Matematyczne metody opisu
i rozwiązań przepływu wody w nienasyconych
i nasyconych gruntach i glebach, Praca IBW PAN
23,1990.