Page 1 Page 2 Page 3 OPINIODAWCY prof. dr hab. Marcin

Transkrypt

OPINIODAWCY
prof. dr hab. Marcin DramiĔski
prof. dr hab. Jerzy Gaca
dr hab. Tomasz Kowalkowski, prof. nadzw. UMK
dr hab. Przemysáaw Niedzielski, prof. nadzw. UAM
dr hab. inĪ. Tadeusz Siwiec, prof. nadzw. SGGW
REDAKTOR DZIAàOWY
dr inĪ. Krzysztof Pawáowski
Opracowanie redakcyjne i techniczne
mgr Aleksandra Górska, mgr Dorota ĝlachciak
Projekt okáadki
mgr inĪ. Daniel MorzyĔski
© Copyright
Wydawnictwa Uczelniane Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego
Bydgoszcz 2012
Utwór w caáoĞci ani we fragmentach nie moĪe byü powielany
ani rozpowszechniany za pomocą urządzeĔ elektronicznych, mechanicznych,
kopiujących, nagrywających i innych bez pisemnej zgody posiadacza praw autorskich.
ISBN 978-83-61314-47-9
Wydawnictwa Uczelniane Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego
Redaktor Naczelny
prof. dr hab. Józef Flizikowski
ul. Ks. A. Kordeckiego 20, 85-225 Bydgoszcz, tel. 52 3749482, 52 3749426
e-mail: [email protected]
http://www.wu.utp.edu.pl
Wyd. I. Nakáad 100 egz. Ark. aut. 14,6. Ark. druk. 16,5.
Zakáad Maáej Poligrafii UTP Bydgoszcz, ul. Ks. A. Kordeckiego 20
SPIS TREĝCI
Leonard Boszke, Justyna ĝliwiĔska
Morze Baátyckie pod wpáywem antropogenicznej rtĊci
przenoszonej drogą atmosferyczną .........................................................
The Baltic Sea under the influence of anthropogenic mercury
transmitted through the atmosphere
7
ħródáa rtĊci w organizmach ludzi nienaraĪonych zawodowo
na jej związki .......................................................................................... 23
Mercury exposure routes in humans not occupationally exposed
to the its compounds
Stanisáaw Borsuk, Edward Kujawski, Marcin Borsuk
Naturalny osad denny (NOD) jako potencjalne Ĩródáo
ekologicznej energii odnawialnej ............................................................ 43
Natural bottom sediment (NBS) as a potential source of
renewable energy environmental
Mariusz ChalamoĔski, Magdalena Nakielska
Modele matematyczne kominów sáonecznych ........................................ 53
Mathematical models of solar chimneys
Jacek CieĞciĔski, Jerzy K. Garbacz
Badania osadów dennych zbiornika zaporowego ĩur ............................ 63
Investigation on bottom sediments in the ĩur reservoir
Jerzy K. Garbacz, Mieczysáaw Stachowiak
Opis fizycznej adsorpcji gazów na ciaáach staáych –
wybór metody a zasób informacji o modelu ............................................ 73
Description of physical adsorption of gases on solids –
dependence between the method selected and the information
content on the model under consideration
Rafaá Pasela, Jan Klugiewicz
Ksztaátowanie wartoĞci wskaĨników zuĪycia wody do celów bytowych
w wybranych miastach województwa kujawsko-pomorskiego ............... 89
Development of index values of water use for domestic
and economic purposes in chosen towns of Kuyavian-Pomeranian
voivodeship
Prognozowanie zuĪycia wody w budownictwie mieszkalnym
wielorodzinnym z wykorzystaniem modeli regresji .............................. 103
Prediction water consumption in multi-family residential buildings
using regression models
Piotr Pocztóá, Marian Granops
Badanie ĞcieralnoĞci chalcedonitu w procesie filtracji ciĞnieniowej ..... 119
Chalcedonit abrasin test in the pressure filtration
Czesáaw Rzekanowski
Technologia nawadniania roĞlin sadowniczych w Polsce.
Potrzeby, zasady i metody sterowania ................................................... 129
Technology of irrigation of the pomology plants in Poland.
The needs, principles and the methods of scheduling
Mieczysáaw Stachowiak, Jerzy K. Garbacz
Problemy związane ze sporządzaniem projektów planów zadaĔ
ochronnych dla obszarów Natura 2000 .................................................. 147
Problems with creating projects of conservation tasks
for Natura 2000 sites
Justyna ĝliwiĔska, Leonard Boszke
Wykorzystanie wysokosprawnej chromatografii jonowej (HPIC)
w badaniach efektywnoĞci usuwania skáadników jonowych
z wody wodociągowej za pomocą filtrów dzbankowych ...................... 157
The use of high performance ion chromatography (HPIC)
in studies of the removal efficiency of the ionic components of
tap water using a filter jugs
Zbigniew Tokarski, Edward Kujawski,
Agnieszka Grucka, Karol Grucki
Wpáyw drogi na zanieczyszczenie Ğrodowiska haáasem ........................ 173
The road influence on the environmental noise pollution
Zbigniew Tokarski, Edward Kujawski
Transfer innowacyjnych technologii stosowanych przy budowie
autostrad jako element wspomagający ochronĊ Ğrodowiska .................. 187
The transfer of innovative practical technologies using
to the construction of highways as the helping element of
environmental protection
Innowacyjne technologie w recyklingu materiaáów do budowy
dróg jako element polityki zrównowaĪonego rozwoju .......................... 209
Innovative technologies in recycling materials using
to the construction of roads as the element of a sustainable
development policy
GraĪyna Totczyk, Ryszard OkoĔski, Leonard Boszke
Uzdatnianie wody podziemnej do celów kotáowych
z zastosowaniem odwróconej osmozy ................................................... 229
Underground water treatment for boiler purposes
applying reverse osmosis
Janusz KwiecieĔ, Kinga SzopiĔska
Koncepcja wykorzystania strategicznej mapy akustycznej
w procesie tworzenia miejscowych planów zagospodarowania
przestrzennego ....................................................................................... 237
The concept of using the strategic noise map
in the process of local land use plans
Technologia GIS w tworzeniu strategicznej mapy akustycznej ............. 247
GIS technology in creating noise strategic map
MORZE BAàTYCKIE POD WPàYWEM
ANTROPOGENICZNEJ RTĉCI
PRZENOSZONEJ DROGĄ ATMOSFERYCZNĄ
Leonard Boszke, Justyna ĝliwiĔska*1
Streszczenie. Morze Baátyckie oraz obszar jego zlewni objĊty jest silnym
wpáywem antropogenicznym związanym z intensywnym rolnictwem, ale
takĪe z przemysáem i urbanizacją. W wyniku niekontrolowanego uwalniania do Ğrodowiska róĪnego rodzaju szkodliwych substancji chemicznych
w ostatnich dekadach ubiegáego wieku warunki ekologiczne w Morzu Baátyckim ulegáy drastycznemu pogorszeniu. PoĞród róĪnych krajów basenu
Morza Baátyckiego Polska postrzegana jest jako jeden z najwiĊkszych trucieli w tym regionie, w tym równieĪ rtĊcią i jej związkami. Kluczową rolĊ
w transporcie i przemianach tego pierwiastka odgrywa powietrze atmosferyczne. Wynika to z jednej strony z lotnoĞci rtĊci i niektórych jej poáączeĔ,
a z drugiej – z licznych przemian, jakim ulega ona w powietrzu atmosferycznym. Mimo iĪ ostatnich latach stan zanieczyszczenia rtĊcią w Morzu
Baátyckim zostaá lepiej rozpoznany, to jednak ze wzglĊdu na naturalną
zmiennoĞü, zarówno stĊĪeĔ, jak i form fizyczno-chemicznych, pierwiastek
ten jest przedmiotem coraz wiĊkszego zainteresowania Ğrodowiska naukowego i opinii publicznej. Celem pracy jest analiza aktualnego stanu wiedzy
dotyczącej wielkoĞci emisji, poziomu stĊĪeĔ i strumieni depozycji rtĊci
w rejonie Morza Baátyckiego, ze szczególnym uwzglĊdnieniem Polski jako
kraju o potencjalnie najwiĊkszych emisjach rtĊci ze Ĩródeá antropogenicznych.
Sáowa kluczowe: rtĊü, emisja, transport atmosferyczny, depozycja, trendy
czasowe, Morze Baátyckie
WPROWADZENIE
SpoĞród róĪnych substancji wprowadzanych do Ğrodowiska rtĊü uwaĪana
jest za szczególnie niebezpieczną. Wynika to ze specyficznej natury tego pierwiastka, zdeterminowanej mnogoĞcią Ĩródeá zanieczyszczenia, lotnoĞcią, ruchliwoĞcią, trwaáoĞcią i duĪą toksycznoĞcią jej poszczególnych form chemicznych, gáównie metylortĊci i rtĊci pierwiastkowej. Ulega ona ponadto biomagnifikacji áaĔcuchu troficznym, stwarzając realne zagroĪenie dla zdrowia czáowieka [20]. Szczególnie wraĪliwe na zanieczyszczenie rtĊcią i jej związkami jest
Ğrodowisko wodne, a zwáaszcza estuaria i strefy brzegowe mórz [5-11].
WĞród systemów sáonowodnych Morze Baátyckie jest najwiĊkszym Ğródlądowym akwenem, którego zlewniĊ zamieszkuje 85 milionów ludzi, z czego
* dr hab. Leonard BOSZKE, prof. nadzw. UTP, mgr inĪ. Justyna ĝLIWIēSKA, Wydziaá
Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e-mail: [email protected]
8
InĪynieria i ochrona Ğrodowiska
15 milionów mieszka w 10 km strefie przybrzeĪnej [15]. Obszar zlewni objĊty
jest zarówno intensywnym rolnictwem, ale takĪe jest silnie uprzemysáowiony
i zurbanizowany. Znajduje siĊ na nim 11 miast, które przekraczają 0,5 miliona
mieszkaĔców. Wysoki poziom gospodarczy krajów nadbaátyckich i koncentracja duĪych aglomeracji miejskich w strefie brzegowej morza sprawiają, Īe
z lądu rzekami i atmosferą oraz ze Ğciekami przemysáowymi, komunalnymi
i odpadami przedostają siĊ do morza substancje chemiczne. ZewnĊtrzny dopáyw
soli odĪywczych, halogenowanych związków organicznych, metali toksycznych
– w tym równieĪ związków rtĊci – sprawiá, Īe Baátyk uwaĪany jest za akwen
silnie zanieczyszczony [3, 14, 15, 26, 31].
W ostatnich latach w literaturze anglosaskiej oraz w raportach HELCOM
[2, 3, 15, 50] przedstawia siĊ PolskĊ jako jednego z najwiĊkszych „trucicieli”
Morza Baátyckiego, w tym równieĪ związkami rtĊci. PogáĊbiona analiza aktualnego stanu wiedzy dotyczącej wielkoĞci emisji, poziomu stĊĪeĔ i strumieni
depozycji rtĊci jest niezbĊdna, aby przeprowadziü rzeczywistą ocenĊ oddziaáywania Polski na warunki Ğrodowiskowe w Morzu Baátyckim, akwenie postrzeganym jako najbardziej zanieczyszczony w Europie.
CZY Z TERYTORIUM POLSKI POCHODZI NAJWIĉKSZA
EMISJA RTĉCI DO ATMOSFERY W EUROPIE?
Antropogeniczne Ĩródáa rtĊci w Europie związane są gáównie z procesami
spalania paliw kopalnych, wĊgla kamiennego i brunatnego. Caákowitą emisjĊ
rtĊci w Europie w procesach spalania wĊgla oszacowano na 112 ton/rok, wobec
sumarycznej emisji rtĊci ze wszystkich Ĩródeá wynoszącej 239 ton/rok [34].
W procesach spalania wĊgla emitowane są równieĪ najwiĊksze iloĞci rtĊci pierwiastkowej (Hg0 – 56 ton/rok), w postaci jonowej (Hg(II)g – 45 ton/rok)
i związanej w aerozolach (Hg(p) – 11 ton/rok) [34]. W latach 90. zaobserwowano gwaátowny spadek emisji rtĊci związany ze zmniejszeniem aktywnoĞci
przemysáowej w krajach byáego Bloku Wschodniego (gáównie w Niemczech
Wschodnich i Polsce), (rys. 1).
Cyrkulacja mas powietrza ma decydujące znaczenie w przemieszczaniu siĊ
zanieczyszczeĔ z obszarów Ĩródáowych, gdzie związki rtĊci w postaci gazowej
i aerozolowej wprowadzane są do atmosfery. Nad Morzem Baátyckim dominują
masy powietrza napáywające z poáudniowego zachodu (26%) i poáudnia (9%)
[42]. Stąd sektor poáudniowo-zachodni naleĪy uznaü za najwaĪniejszą trasĊ
przepáywu mas powietrza docierającego nad Baátyk. Wyliczenia wskazują, Īe
25% emisji metali do atmosfery z terytorium Zachodniej Europy, a wiĊc z krajów oddalonych od Baátyku, moĪe ulegaü depozycji do Baátyku [24].
Morze Baátyckie pod wpáywem antropogenicznej rtĊci...
9
1000
900
500
DziaáalnoĞü przemysáowa
42
700
600
Inne Ĩródáa
50
800
42
460
388
400
390
300
200 350
100
0
1980
Spalanie paliw
296
1985
59
93
195
1990
186
1995
26
99
15
114
90
2000
85
2005
Rys. 1. Zmiany emisji rtĊci (tony/rok) w Europie w latach 1960-2005 [33, 34]
Fig. 1. Changes in mercury emissions (tons/year) in Europe in the years 1960-2005 [33, 34]
SpoĞród krajów europejskich najwiĊkszy udziaá w emisji do atmosfery rtĊci pochodzenia antropogenicznego ma: Federacja Rosyjska (europejska czĊĞü),
Polska, Niemcy i Hiszpania [33]. Wobec caákowitej europejskiej emisji rtĊci ze
Ĩródeá antropogenicznych (239 ton/rok), udziaá tych krajów wynosiá odpowiednio: 66, 26, 23 i 23 ton/rok [33]. Rozpatrując wielkoĞü emisji ze Ĩródeá antropogenicznych w zaleĪnoĞci od poáoĪenia geograficznego, okazuje siĊ, Īe kraje
basenu Morza Baátyckiego (Federacja Rosyjska, Polska i Niemcy) wnoszą okoáo 48% caákowitej emisji rtĊci ze Ĩródeá antropogenicznych, z czego najwiĊkszy
udziaá miaáa Federacja Rosyjska (28%), a Polska (11%) [33]. W przypadku
lotnej rtĊci pierwiastkowej, jonowej i związanej z aerozolami, udziaá Polski
w caákowitej europejskiej emisji wynosiá odpowiednio: 9, 13 i 15% [33].
W krajach Basenu Morza Baátyckiego wielkoĞü emisji rtĊci ze Ĩródeá antropogenicznych wyraĨnie siĊ obniĪa (tab. 1). W porównaniu ze strumieniem
rtĊci emitowanej w 1990 roku spadek ten wynosiá 42% do 2004 roku [15] czy
45% do 2006 roku [2]. Najbardziej restrykcyjnie zmniejszono emisjĊ rtĊci do
atmosfery w Niemczech – z 19,2 ton w roku 1990 do 2,8 ton w roku 2006
(o 86%) oraz w Szwecji w latach 1990-2004 (aĪ o 83%). Polska w latach 1990-2006 zmniejszyáa roczną emisjĊ rtĊci z 33,3 do 21,3 ton. Litwa, àotwa, Estonia
oraz Szwecja utrzymują obecnie emisjĊ rtĊci do atmosfery na poziomie
<1 ton/rok [3, 15].
W Polsce, podobnie jak w innych krajach europejskich, gáównym Ĩródáem
emisji rtĊci są procesy spalania paliw kopalnych (tab. 1). W roku 2000 antropogeniczną emisjĊ rtĊci w Polsce oszacowano na 25,6 ton, z czego 60% udziaá
w emisji rtĊci stanowiáo spalanie kopalin, a 29% produkcja cementu. Kilkuprocentowy udziaá w emisji rtĊci miaáa produkcja i przerób stali i Īelaza, przemysá
chemiczny i spalanie odpadów [18]. W Polsce ze spalania wĊgla w przydomowych paleniskach do atmosfery dostaje siĊ rocznie 1100 kg rtĊci, tj. okoáo 10%
rtĊci emitowanej ogóáem podczas spalania kopalin [18]. Z powyĪszej analizy
wynika, Īe na tle krajów HELCOM Polska wyróĪnia siĊ pod wzglĊdem emisji
rtĊci. Mimo stopniowego obniĪania emisji Hg do atmosfery od lat 90. nie udaáo
siĊ osiągnąü spektakularnego wyniku. NaleĪy to przypisaü stale utrzymującemu
siĊ wysokiemu udziaáowi paliw kapalnych w pozyskiwaniu energii.
10
Tabela 1. Emisja rtĊci ze Ĩródeá antropogenicznych (tony/rok) z krajów HELCOM,
w latach 1990-2006 [2]
Table 1. Emissions of mercury from anthropogenic sources (tons/year), from the
HELCOM countries in the years 1990 to 2006 [2]
1990
Dania
3,2
Estonia
1,1
Finlandia 1,1
Niemcy 19,2
àotwa
0,3
Litwa
0,0
Polska
33,3
Rosja
15,6
Szwecja
1,6
HELCOM 76
1991
3,5
1,0
0,9
13,3
0,2
0,0
32,7
13,4
1,3
66
1992
3,3
0,8
0,7
8,4
0,2
0,0
31,9
11,4
1,3
58
1993
3,3
0,6
0,6
5,3
0,2
0,0
32,5
11,8
1,1
56
1994
2,4
0,6
0,7
2,8
0,2
0,0
32,4
10,4
1,2
51
1995
2,4
0,6
0,7
2,4
0,2
0,2
32,3
10,4
1,1
50
1996 1997 1998 1999
2,5 2,0 1,9 2,0
0,6 0,6 0,5 0,5
0,8 0,6 0,5 1,1
2,5 2,5 2,6 2,4
0,2 0,1 0,1 0,1
0,2 0,2 0,2 0,3
33,6 33,0 29,5 27,1
10,1 9,6 9,4 9,9
1,1 1,0 0,9 0,9
52 50 46 44
2000
1,2
0,6
0,6
2,7
0,1
0,3
25,6
10,0
0,8
42
2001
1,3
0,5
0,7
2,7
0,0
0,5
23,2
10,1
0,7
40
2002
1,2
0, 5
0,7
2,8
0,0
0,3
19,8
10,2
0,7
36
2003
1,3
0,6
0,8
2,9
0,0
0,4
20,2
11,4
0,8
38
2004
1,1
0,5
0,7
2,8
0,0
0,4
19,8
11,9
0,8
38
2005
1,4
0,5
0,9
2,7
0,0
0,4
20,1
14,0
0,7
41
2006
1,3
0,5
1,0
2,8
0,0
0,4
21,3
14,0
0,6
42
CZY RTĉû W POWIETRZU ATMOSFERYCZNYM NAD
MORZEM BAàTYCKIM POCHODZI Z ODLEGàYCH,
POZAEUROPEJSKICH ħRÓDEà EMISJI?
Atmosfera stanowi bardzo waĪne ogniwo w cyklu biogeochemicznym rtĊci, a przemiany, którym podlega, determinują wielkoĞü strumienia, jaki przenika
do ekosystemów wodnych, gleby oraz Īywych organizmów [17]. Wysoka prĊĪnoĞü par rtĊci oraz niewielka, jakkolwiek bardzo istotna toksykologicznie rozpuszczalnoĞü w wodzie sprawia, Īe jej czas przebywania w powietrzu atmosferycznym wynosiü moĪe od 6 do 24 miesiĊcy [28]. WzglĊdnie dáugi okres przebywania w powietrzu powoduje, Īe Hg(0) moĪe byü transportowana na bardzo
duĪe odlegáoĞci. Stąd teĪ obecnoĞü rtĊci pochodzenia antropogenicznego
stwierdza siĊ praktycznie we wszystkich niezanieczyszczonych pierwotnie rejonach naszego globu [13, 16].
Mimo Īe w ostatnich dwóch dekadach nastąpiá trzykrotny spadek emisji
rtĊci w krajach Unii Europejskiej, to w latach 2003-2005 zaobserwowano wyraĨny wzrost stĊĪenia rtĊci w powietrzu atmosferycznym i opadzie mokrym.
Zdaniem Pacyny i in. [33], wytáumaczeniem tego zjawiska moĪe byü napáyw
rtĊci z innych, nieeuropejskich krajów, a w szczególnoĞci z krajów azjatyckich,
takich jak Chiny, które mają najwiĊkszy udziaá w Ğwiatowej emisji rtĊci. Związane jest to z dynamicznym rozwojem gospodarczym tego kraju i energetyką
opartą na wĊglu kamiennym [54]. Caákowitą emisjĊ rtĊci w Chinach szacuje siĊ
na 536 (±236) ton rocznie [54] lub 605 ton [32], co stanowi okoáo 28% udziaáu
w caákowitej globalnej emisji rtĊci ze Ĩródeá antropogenicznych [32]. Przekáada
siĊ to na wyraĨnie wyĪszy Ğredni poziom stĊĪenia lotnej rtĊci pierwiastkowej
w Chinach w porównaniu z powietrzem nad Europą oraz Oceanem Spokojnym
(rys. 2).
StĊĪenie TGM (ng/m 3)
3,5
Chiny
3,0
Europa
2,5
11
O = 20 0 0E
O = 110 0 E
O = 170 E
2,0
1,5
Pacyfik
1,0
0,5
0
5
20
35
50
65
SzerokoĞü geograficzna
85
Rys. 2. Profile zmian stĊĪeĔ caákowitej rtĊci gazowej (TGM) w powietrzu
atmosferycznym póákuli póánocnej [49]
Fig. 2. Profile changes in concentrations of total gaseous mercury (TGM)
in the atmosphere of the northern hemisphere [49]
Potwierdzeniem zjawiska migracji rtĊci na znaczne odlegáoĞci mogą byü
oszacowania Ryaboshapko i in. [40]. Wskazano, iĪ w caákowitej emisji rtĊci
z obszaru Polski udziaá Ĩródeá antropogenicznych wynosi zaledwie 60%. Na
pozostaáą czĊĞü rtĊci obecnej w powietrzu atmosferycznym skáada siĊ rtĊü pochodząca z innych krajów europejskich, a takĪe rtĊü emitowana w Polsce ze
Ĩródeá naturalnych. SpoĞród krajów europejskich analizowanych przez Ryaboshapko i in. [40] najmniejszy udziaá w emisji rtĊci z wáasnych Ĩródeá miaáy Wáochy (30%). Z kolei w Wielkiej Brytanii na emisjĊ rtĊci ze Ĩródeá antropogenicznych zlokalizowanych w innych krajach przypadaáo jedynie od 5 do 15%. Wynika to z peryferyjnego poáoĪenia geograficznego obu krajów i cyrkulacji atmosferycznej z przewagą wiatrów zachodnich. Badania modelowe wykazaáy
równieĪ, iĪ 85-90% brytyjskiej i tyle samo wáoskiej, a 70-75% polskiej emisji
rtĊci ze Ĩródeá antropogenicznych opuszcza kraj pochodzenia [40]. Rozpatrując
wartoĞci bezwzglĊdne, masy rtĊci emitowanej do atmosfery ze Ĩródeá antropogenicznych w Polsce (25,6 ton/rok), Zjednoczonego Królestwa (8,5 ton/rok)
i Wáoch (9,8 ton/rok) [34], okazuje siĊ, Īe spoĞród tych trzech krajów Polska
emituje poza granice najwiĊksze iloĞci rtĊci (18-19 ton/rok), a znacznie mniej
Wáochy (8,3-8,8 ton/rok) i Zjednoczone Królestwo (7,2-7,7 ton/rok).
JAK KSZTAàTUJE SIĉ ZMIENNOĝû STĉĩENIA RTĉCI
W POWIETRZU NAD POLSKĄ W ODNIESIENIU
DO OBSZARU EUROPY?
Wyemitowana do powietrza rtĊü ulega dyspersji, reakcjom chemicznym
i usuwaniu. W atmosferze Hg wystĊpuje w postaci form i związków zawartych
w fazie gazowej oraz związanych z aerozolami. W rejonach nieuprzemysáowionych dominującą formą jest rtĊü pierwiastkowa (Hg0) (ang. Total Gaseous Mercury – TGM), która moĪe stanowiü 95-99% caákowitej zawartoĞci rtĊci w at-
12
mosferze. Pozostaáa czĊĞü to rtĊü w formie jonowej Hg(II), która związana jest
z cząstkami aerozoli (Hg(II)p) (ang. Total Particulate Mercury – TPM) i/lub
wystĊpuje jako gaz (Hg(II)g) (ang. Reactive Gaseous Mercury – RGM). W formie organicznej rtĊü wystĊpuje w atmosferze w Ğladowych stĊĪeniach i gáównie
jako monometylortĊü (CH3Hg+) oraz dimetylortĊü ((CH3)2Hg) [47, 43].
Wedáug najnowszych pomiarów TGM szacuje siĊ, Īe naturalne stĊĪenie táa
wynosi 1,2-1,8 ng/m3 [52]. Natomiast za naturalny poziom TPM przyjmuje siĊ
stĊĪenia od 1 do 100 ng/m3 [21, 53]. Podobnie jak TGM, rtĊü związana z aerozolami moĪe ulegaü przemieszczeniu na dalekie odlegáoĞci, nawet 500-800 km
[52, 53]. Z kolei RGM, która w rejonach niezanieczyszczonych stanowi tylko
3-5% rtĊci caákowitej iloĞci wystĊpującej w atmosferze jest stosunkowo szybko
usuwana przez absorpcjĊ na kropelkach chmur lub przez opadające hydrometeory. Decyduje o tym jej reaktywnoĞü i bardzo dobra rozpuszczalnoĞü w wodzie, co najmniej 105 razy lepiej niĪ Hg0 [27, 43]. Oszacowano, Īe czas przebywania RGM w atmosferze wynosi od kilku dni do paru tygodni [27, 43].
Badania przeprowadzone przez Wängberga i in. [52] wskazaáy na podobieĔstwo stĊĪeĔ TGM w Europie. Na podstawie wyników z 10 stacji pomiarowych zakres stĊĪeĔ Hg(0) mieĞciá siĊ od 1,6 do 3,2 ng/m3. StĊĪenie rtĊci pierwiastkowej w powietrzu atmosferycznym nad Morzem Baátyckim wynosiáo
Ğrednio 1,6 ng/m3 i mieĞciáo siĊ w zakresie 1-2 ng/m3 [25]. WartoĞü stĊĪenia
Hg(0) w powietrzu atmosferycznym w poáudniowo-zachodniej czĊĞci Baátyku
byáa tego samego rzĊdu i w latach 1990-2003 niewiele siĊ zmieniaáa: od 1,59 do
1,66 ng/m3 [22]. W tym samym okresie na stacji w Mace Head w Irlandii równieĪ
stwierdzono niewielką zmiennoĞü stĊĪeĔ TGM, od 1,65 do 1,79 ng/m3 [22].
W rejonie Baátyku Poáudniowego stĊĪenia rtĊci wystĊpowaáy w szerszym
zakresie 1,8-7,5 ng/m3 latem i 0,8-4,44 ng/m3 zimą [29]. WiĊksze stĊĪenia
zmierzone w okresie lata niĪ zimy badacze wiąĪą z reemisją rtĊci z wody do
atmosfery. IntensywnoĞü tego procesu narasta wraz ze wzrostem temperatury
wody i powietrza. W nieuprzemysáowionym regionie na poáudniu Polski stĊĪenie TGM w okresie letnim wynosiáo 1,63 ± 0,35 ng/m3 i byáo niĪsze niĪ w regionie nadmorskim, natomiast w okresie zimowym poziom stĊĪenia byá wyĪszy
(4,15 ± 1,33 ng/m3) [55]. W aglomeracji miejskiej w uprzemysáowionym regionie Górnego ĝląska zakres zmian stĊĪenia TGM wynosiá od 4,1 do 9,1 ng/m3
[39]. Zmierzone nad poáudniową Polską wiĊksze wartoĞci stĊĪenia TGM wystĊpujące w okresie zimowym związane byáy z wyĪszą emisją rtĊci z przydomowych kotáowni [38]. W strefie brzegowej poáudniowego Baátyku i nad
otwartym morzem sytuacja jest odwrotna, wieksze stĊĪenia RGM obserwuje siĊ
w okresie letnim, niĪ zimą [45]. W Europie wiĊksze wartoĞci TGM obserwowane są zwykle w sąsiedztwie kopalni rtĊci i jej przerobu oraz w strefach aktywnoĞci geotermalnej [36].
W Europie wystĊpują przestrzenne róĪnice w poziomie stĊĪeĔ reaktywnej
rtĊci gazowej (RGM). Wynika to z obecnoĞci RGM w powietrzu ze Ĩródeá antropogenicznych, jak i naturalnych. W przypadku tych ostatnich Ĩródeá znaczący udziaá wydaje siĊ mieü Ğrodowisko morskie ze wzglĊdu na obecnoĞü
13
wzglĊdnie wysokich stĊĪeĔ halogenkowych utleniaczy w powietrzu atmosferycznym nad morzami. W badaniach modelowych przyjmuje siĊ, Īe wartoĞü táa
RGM rzĊdu 5 pg/m3 (zakres 2-18 pg/m3) [40, 39]. Wängberg i in. [52] na stacjach pomiarowych zlokalizowanych w póánocnej czĊĞci Europy wyznaczyli
stĊĪenia RGM na poziomie 10-32 pg/m3, a w rejonie Morza ĝródziemnego od
36 do 65 pg/m3.
Podobną zmiennoĞcią jak RGM charakteryzowaáy siĊ stĊĪenia rtĊci związanej w aerozolach (TPM) i Ğrednio w zaleĪnoĞci od sezonu wystĊpowaáy
w zakresie od 30 do 40 pg/m3 [52]. W Szwecji, podczas poáudniowo-wschodniej
adwekcji mas powietrza, stĊĪenie TPM moĪe osiągaü 100 pg/m3, co jest okoáo
10-krotnie wiĊkszą wartoĞcią niĪ stĊĪenie naturalnego táa w tym rejonie [51].
JednoczeĞnie ci sami autorzy podkreĞlają, Īe obecne stĊĪenie rtĊci związanej
w aerozolach, wynoszące ~10 pg/m3, jest wartoĞcią 4-krotnie niĪszą od notowanych w koĔcu lat osiemdziesiątych.
W polskiej strefie brzegowej poáudniowego Baátyku w roku 2008 Ğrednie
stĊĪenie TPM wynosiáo 20 pg/m3, a zakres zmiennoĞci wahaá siĊ od 2 do 142
pg/m3 [4]. W tym samym regionie kolejne pomiary przeprowadzone od IV 2008
do IV 2009 daáy uĞrednioną roczną wartoĞü stĊĪenia Hg w aerozolach maáych
równą 3,5 pg/m3, zaĞ w duĪych – 24,3 pg/m3, natomiast zimą na przeáomie 2008
i 2009 roku Ğrednie stĊĪenie TPM0.7 i TPM2.2 wzrosáo w stosunku do lata
i wyniosáo odpowiednio 4,1 ± 6,7 pg/m3 oraz 35,5 ± 28,5 pg/m3 [46]. Zakáadając, Īe Ğrednie stĊĪenie TGM wynosi 2 ng/m3 [4], wyliczono, Īe zimą stosunek
TPM/HgTot moĪe wzrosnąü nad morzem z 0,2 % dla maáych aerozoli do 1,8%
dla duĪych czastek w efekcie spalania paliw. Tak nikáy udziaá TPM w caákowitym stĊĪeniu rtĊci w atmosferze wskazuje, Īe strefa brzegowa Baátyku jest oddalona od przemysáowych Ĩródeá emisji tego metalu. Kilkaset kilometrów na
poáudnie od Baátyku, w rejonach nieuprzemysáowionych Polski, stĊĪenia TPM
rosną w kaĪdym sezonie. Latem stĊĪenie TPM wynosiáo 110 ± 50 pg/m3, natomiast zimą rosáo do Ğredniego stĊĪenia 1050 ± 180 pg/m3 [55]. Są to wartoĞci
wyĪsze od notowanych w innych krajach europejskich, w których Ğrednie stĊĪenie TPM utrzymuje siĊ w zakresie 20-30 pg/m3 [51]. Wskazuje to na dodatkowe Ĩródáa TPM związane prawdopodobne z niską emisją z przydomowych
palenisk [55]. Przykáadowo, w aglomeracji miejskiej uprzemysáowionego rejonu Górnego ĝląska w okresie od paĨdziernika 2006 do kwietnia 2007 roku
Ğrednie stĊĪenie Hg w maáych aerozolach PM2.5 wyniosáo 100 pg/m3, natomiast
w duĪych PM10 osiągnĊáo wartoĞü 160 pg/m3 [38]. Autorka ustaliáa, iĪ w tym
okresie udziaá frakcji zawieszonej w stosunku do TGM wahaá siĊ od 4,6 do
14,0%, a najwyĪsze wartoĞci proporcji TPM/HgTot wystapiáy w grudniu 2006
i styczniu 2007 roku, co naleĪy áączyü z intensywnym spalaniem paliw kopalnych w paleniskach domowych. W tych miesiącach notowano równieĪ epizody
wysokich stosunków TPM/TGM, nawet 40%.
14
OPADY ATMOSFERYCZNE
Ogniwami áączącymi atmosferyczną oraz lądowo-morską czĊĞü obiegu rtĊci są opady mokre, które najefektywniej oczyszczają powietrze. Udziaá mokrej
depozycji rtĊci w stosunku do caákowitej depozycji rtĊci pochodzenia atmosferycznego zaleĪy przede wszystkim od wysokoĞci opadów, intensywnoĞci i czĊstoĞci ich wystĊpowania oraz od temperatury, a takĪe od poziomu stĊĪeĔ róĪnych form fizyczno-chemicznych rtĊci w powietrzu atmosferycznym [27].
Szacuje siĊ, Īe naturalne caákowite stĊĪenie rtĊci wodzie deszczowej wynosi od 2,0 do 15 ng/dm3 [48]. W rejonach, gdzie opady wystĊpują epizodycznie, bardziej istotnym mechanizmem usuwania rtĊci z powietrza atmosferycznego bĊdzie sucha depozycja, jednak mokra depozycja jest gáównie odpowiedzialna za usuwanie z atmosfery rozpuszczalnych poáączeĔ rtĊci, gáównie
związków rtĊci pochodzenia antropogenicznego [43]. W rejonie Morza Baátyckiego sucha depozycja stanowi zaledwie <10% w okresie wiosennym i <30%
w okresie letnim [35], aczkolwiek w rejonie Zatoki GdaĔskiej udziaá ten moĪe
mieĞciü siĊ w szerszych granicach, Ğrednio od 0,7% w okresie letnim do 21%
w okresie zimowym [30]. StĊĪenie rtĊci w mokrym opadzie atmosferycznym,
podobnie jak stĊĪenie rtĊci pierwiastkowej, wykazuje tendencjĊ malejącą
w kierunku póánocnym: w Berlinie wynosiáo 17,15 ng/dm3 (1,93 ng Hg0/m3),
a na stacji pomiarowej zlokalizowanej w Szwecji 11,17 ng/dm3 (1,54 ng Hg0/m3)
[48]. Ebinghaus i in. [12] w opadzie mokrym z poáudniowo-zachodniego
Baátyku wyznaczyli Ğrednie stĊĪenie rtĊci na poziomie 58 ng/dm3 (zakres 20-110 ng/dm3). Tego samego rzĊdu wielkoĞü (52 ng/dm3) otrzymamy, jeĞli zaáoĪyü, Īe istnieje korelacyjna zaleĪnoĞü liniowa pomiĊdzy caákowitym stĊĪeniem
rtĊci a wartoĞcią pH opadu (Hg = -26,31pH + 170,34; r = -0,41, p = 0,001;
n = 60; [23]) oraz Īe wartoĞü oczynu wody tworzącej chmury wynosi Ğrednio
pH = 4,5 [1], co jest wartoĞcią przyjmowana w wielu badaniach modelowych
[39, 40]. W opadzie mokrym pobranym nad wybrzeĪem poáudniowego Baátyku,
ze zurbanizowanej i uprzemysáowionej aglomeracji trójmiejskiej rtĊü wystĊpowaáa w zakresie stĊĪeĔ od 8,6 do 118 ng/dm3, z medianą rzĊdu 39,3 ng/dm3 [45].
WielkoĞü dopáywu atmosferycznej rtĊci zmienia siĊ w bardzo szerokich
granicach jako pochodna fluktuacji rocznych wysokoĞci opadu atmosferycznego i regionalnych róĪnic stĊĪeĔ rtĊci w opadzie. DepozycjĊ rtĊci z atmosfery oszacowano w przedziale od 8,2 ng/m2/dzieĔ w póánocnej czĊĞci Póáwyspu
Skandynawskiego do 96 ng/m2/dzieĔ w jego czĊĞci poáudniowej, a duĪy strumieĔ rtĊci deponowany w Poáudniowej Skandynawii táumaczono udziaáem Europy Wschodniej [19]. W kolejnych badaniach w Szwecji depozycjĊ rtĊci okreĞlono w zakresie 49,3-87,7 ng/m2/dzieĔ [53], natomiast w borealnym ekosystemie leĞnym w Finlandii w zakresie 35,6-46,6 ng/m2/dzieĔ [37]. Na podstawie
prac prowadzonych w rejonie poáudniowego Baátyku w latach 2006-2009 oszacowano strumieĔ depozycji rtĊci w opadzie mokrym na 76,7 ng/m2/dzieĔ (zakres 13,3-193 ng/m2/dzieĔ) [45]. UwzglĊdniając 10% udziaá suchej depozycji
w caákowitej depozycji, strumieĔ rtĊci oszacowaü moĪna na 85,3 ng/m2/dzieĔ
15
2
(zakres 14,8-215 ng/m /dzieĔ). Przyjmując tĊ wartoĞü jako typową dla pozostaáych rejonów Morza Baátyckiego, roczną masĊ rtĊci deponowaną z opadem
suchym i mokrym oszacowaü moĪna na 13,2 ton (zakres 2,2-32,6 ton). Podobnego rzĊdu wielkoĞü depozycji rtĊci z atmosfery otrzymaü moĪna, jeĞli zaáoĪyü,
Īe wielkoĞü stĊĪenia rtĊci w opadzie mokrym otrzymanym przez Ebinghausa
i in. [12] jest prawdziwa dla caáego Morza Baátyckiego (58 ng/dm3, zakres 20-110 ng/dm3), a wielkoĞü Ğredniorocznego opadu mokrego dla Baátyku wynosi
625 mm/rok (cyt. za [45]) oraz Īe 10% depozycji ogóáem stanowi sucha depozycja, to dopáyw rtĊci z atmosfery z opadem mokrym i suchym wynosiü bĊdzie
Ğrednio 110 ng/m2/dzieĔ (38-207 ng/m2/dzieĔ), tj. 17 ton/rok (5,8-32 ton/rok).
Oszacowana masa rtĊci deponowana drogą atmosferycznym do wód Baátyku jest wartoĞcią znacznie wiĊkszą aniĪeli otrzymana w raporcie HELCOM
[15]. W raporcie tym oszacowano, iĪ w 2004 roku z 38 ton emitowanej rtĊci do
atmosfery z krajów HELCOM zaledwie 2,9 tony rtĊci ulegáo depozycji w wodach Morza Baátyckiego, a z tego wiĊkszoĞü, bo aĪ 1,5 tony (52%), ulegáo depozycji w rejonie Baátyku WáaĞciwego [15]. Pole powierzchni Baátyku WáaĞciwego wynosi 211069 km2, co stanowi 51% powierzchni caáego morza, i jeĞli
przyjąü, iĪ wartoĞci stĊĪeĔ rtĊci otrzymane przez Siudek i in. [45] i Ebinghausa
i in. [12] są reprezentatywne dla poáudniowej czĊĞci morza Baátyckiego, to masa rtĊci rocznie deponowana w tym rejonie morza bĊdzie wynosiü odpowiednio:
ponad 6,1 tony/rok i 8,5 tony/rok, co jest okoáo 4-6-krotnie wiĊkszą wartoĞcią
od oszacowaĔ przedstawionych w raporcie HELCOM [15].
Wedáug Raportu Komisji HelsiĔskiej [3] kraje nadbaátyckie przekazują do
Baátyku via atmosfera od kilku do kilkunastu procent wyemitowanych na swoim terytorium metali. Udziaá rtĊci deponowanej w Morzu Baátyckim w roku
2006 z krajów naleĪących do HELCOM wynosiá zaledwie 21% z caákowitej
emisji rtĊci z tychĪe krajów. Dla krajów Europy objĊtych europejskim monitoringiem atmosfery (EMEP) udziaá ten oszacowano na 8% [3]. Z caákowitej masy rtĊci deponowanej na powierzchniĊ wody aĪ 71% byáa to rtĊü emitowana
z odlegáych Ĩródeá, naturalnych emisji oraz reemisji [3]. Transport na duĪe odlegáoĞci rtĊci deponowanych na powierzchniĊ wody dowodzi zjawiska o wielkiej skali przestrzennej i nadaje mu wiĊkszą rangĊ w zanieczyszczeniu Morza
Baátyckiego od cyrkulacji o charakterze lokalnym [3].
PROGNOZA EMISJI RTĉCI W POLSCE I EUROPIE
DO ROKU 2020
Polska wstĊpując do Unii Europejskiej zobligowana zostaáa do przestrzegania jej dyrektyw dotyczących m.in. redukcji wielkoĞci emisji przemysáowych
zanieczyszczeĔ oraz zwiĊkszania udziaáu odnawialnych Ĩródeá energii. W zaleĪnoĞci od opracowanego scenariusza wielkoĞü rocznej emisji rtĊci przez PolskĊ do roku 2020 winna ulec istotnemu obniĪeniu. Wedáug scenariusza opartego
na: obecnych trendach czasowych (BUS – Business as Usual Scenario) do 14,4
16
ton na rok; restrykcyjnym przestrzeganiu dyrektyw Unii Europejskiej (POT –
Policy Target Scenario) do 8,1 i najbardziej restrykcyjnego – okreĞlanego mianem „zielonego” (DEG – Deep Green Scenario) nawet do 2,7 ton rocznie [34].
Prognozy wielkoĞci rocznej emisji rtĊci wedáug róĪnych scenariuszy dla pozostaáych krajów Unii i innych krajów europejskich przedstawiono w tabeli 2.
Tabela 2. Zmiany wielkoĞci rocznej emisji rtĊci w wybranych krajach europejskich
w zaleĪnoĞci od przyjĊtego scenariusza (tony/rok) [34]
Table 2. Changes in the size of annual mercury emissions in selected European coun
tries, depending on the scenario (tons/year) [34]
Kraj
Federacja
Rosyjska
Ukraina
Niemcy
Hiszpania
Polska
Wáochy
Francja
Rumunia
Turcja
W. Brytania
Caáa Europa
2005
BAU
2010
2020
2005
POT
2010
2020
2005
DEG
2010
2020
41,3
38,2
34,0
41,3
38,2
34,0
36,4
26,0
21,3
26,0
24,8
23,5
20,1
13,1
11,7
10,6
8,5
7,6
226,5
24,0
22,3
23,5
17,4
12,9
9,5
9,7
7,5
6,6
207,2
2,0
17,2
23,8
14,4
12,6
6,6
8,0
7,0
5,1
179,6
26,0
26,6
19,8
15,1
12,9
9,3
8,9
8,5
7,5
212,7
24,0
23,5
7,1
10,2
9,3
4,1
4,2
7,2
5,6
162,0
20,0
12,6
3,9
8,1
5,8
3,5
2,8
5,6
3,8
125,3
22,7
21,2
11,6
12,4
10,8
6,1
5,4
8,5
6,3
171,8
13,1
16,5
5,1
6,2
6,5
3,1
2,7
5,2
4,8
109,9
10,4
8,0
1,6
2,7
2,7
1,5
1,0
1,8
2,7
64,4
Podsumowanie scenariuszy emisji rtĊci w Europie do 2020 roku z podziaáem na kategorie przedstawiono na rysunku 3.
-1
Emisja Hg (tony rok )
DEG
POT
BAU
250
200
150
100
50
0
2005
2010
2020
2005
Inne Ĩródáa
2010
2020
Lata
Lata
Produkcja cementu
Produkcja chloru
2005
2010
2020
Lata
Wytwarzanie energii
Rys. 3. Scenariusze emisji rtĊci w Europie do 2020 roku [34]
Fig. 3. Scenarios of mercury emissions in Europe by 2020 [34]
17
Najbardziej restykcyjny scenariusz emisji rtĊci, w którym zakáada siĊ, Īe
do roku 2020 emisja rtĊci ma wynosiü zaledwie 2,7 tony/rok, wydaje siĊ bardzo
maáo prawdopodobny. Jak wynika z danych przedstawionych w tabeli 1,
w Polsce w latach 2004-2006 emisja rtĊci z ze Ĩródeá antropogenicznych wykazaáa tendencjĊ wzrostową – z 19,8 do 21,3 ton/rok. Ponadto w Polsce wytwarzanie energii nadal oparte jest przede wszystkim na spalaniu wĊgla kamiennego i brunatnego, a rozwój energetyki jądrowej, ze wzglĊdu na obawy i protesty
spoáeczne, raczej nie bĊdzie miaá miejsca. Zakáadajc nawet, iĪ nastąpi znaczna
redukcja emisji rtĊci ze spalania paliw kopalnych, z jednej strony w wyniku
zainstalowania bardziej nowoczesnych instalacji wyáapujących bardziej skutecznie rtĊü z gazów odlotowych, a z drugiej – zmniejszonego zuĪycia tych
paliw przede wszystkim w indywidualnych gospodarstwach domowych (na
rzecz energii solarnej), to nadal emisja tego pierwiastka ze spalania paliw kopalnych bĊdzie znaczna. Nie wydaje siĊ równieĪ, aby znacznie ograniczona
zostaáa emisja rtĊci w procesach produkcji cementu, zwaĪywszy na sytuacjĊ
gospodarczą, tj. nadrabiania zalegáoĞci infrastrukturalnych, jak i indywidualnego budownictwa mieszkaniowego. Najprawdopodobniej najwiĊksze ograniczenia związane bĊdą z wykorzystaniem tego pierwiastka w celach przemysáowych.
PODSUMOWANIE
Atmosfera stanowi bardzo waĪne ogniwo w cyklu biogeochemicznym rtĊci, a przemiany, którym podlega, determinują wielkoĞü strumienia, jaki przenika
do ekosystemów wodnych, gleby oraz Īywych organizmów. W przypadku Morza Baátyckiego i jego zlewni moĪna pokusiü siĊ o stwierdzenie, iĪ transport
rtĊci drogą atmosferyczną nie tylko Īe jest waĪny, ale odgrywa wrĊcz kluczową
rolĊ w nanoszeniu tego pierwiastka, tak ze Ĩródeá antropogenicznych, jak i naturalnych. Na podstawie opublikowanych danych w piĞmiennictwie naukowym
moĪna równieĪ siĊ pokusiü o stwierdzenie, iĪ iloĞü rtĊci deponowana droga
atmosferyczną jest niedoszacowana.
LITERATURA
[1] Acker K., Moller D., Wieprecht W., Kalass D., Auel R., 1998. Investigations of
ground-based clouds at the Mt. Brocken. Fresenius J. Anal. Chem. 361, 59-64.
[2] Atmospheric emissions of heavy metals in the Baltic Sea region. HELCOM Indicator Fact Sheets 2008 (online: 17.11.2009).
[3] Atmospheric supply of nitrogen, lead, cadmium, mercury and dioxins/furans to the
Baltic Sea in 2006, HELCOM, 2008.
[4] Beádowska M., Saniewska D., Falkowska L., Lewandowska A., 2012. Mercury in
particulate matter over Polish zone of the southern Baltic Sea. Atmos. Environ. 46,
397-404.
[5] Boszke L., 2005. Estimation of fluxes and mass balance of mercury in the Puck
Bay, Southern Baltic, Poland: an overview. Oceanologia 47, 1-26.
18
[6] Boszke L., Astel A., 2007. Fractionation of mercury in sediments from coastal
zone inundated by tsunami and in freshwater sediments from rivers. J. Environ.
Sci. Health, Part A, 42, 847-858.
[7] Boszke L., GáosiĔska G., Siepak J., 2002. Some aspects of speciation of mercury
in a water environment. Polish J. Environ. Stud. 11, 285-298.
[8] Boszke L., Kowalski L., 2007. Mercury fractionation in sediments of the Lower
Vistula River (Poland). Oceanol. Hydrobiol. Stud. 36, 79-99.
[9] Boszke L., Kowalski A., GáosiĔska G., Szarek R., Siepak J., 2003. Environmental
factors affecting the speciation of mercury in the bottom sediments: an overview.
Polish J. Environ. Stud. 12, 5-13.
[10] Boszke L., Kowalski A., SzczuciĔski W., Rachlewicz G., Siepak J., 2006. Assessment of mercury availability by fractionation method in sediments from
coastal zone inundated by the 26 December 2004 Tsunami in Thailand. Environ.
Geol. 51, 527-536.
[11] Boszke L., Siepak J., Falandysz J., 2003. Total mercury contamination of selected
organisms in the Puck Bay, Baltic Sea, Poland. Polish J. Environ. Stud. 12, 275-283.
[12] Ebinghaus R., Kock H.H., Jennings S.G., McCartin P., Orren M., 1995. Measurements of atmospheric mercury concentrations in north western and central Europe
– comparison of experimental data and model results. Atmos. Environ. 29,
3333-3344.
[13] Fitzgerald W.F., Engstrom D.R., Mason R.P., Nater E.A., 1998. The case for atmospheric mercury contamination in remote areas. Environ. Sci. Technol. 32, 1-7.
[14] Halpern B.S., Walbridge S., Selkoe K.A., Kappel C.V., Micheli F., D'Agrosa C.,
Bruno J.F., Casey K.S., Ebert C., Fox H.E., Fujita R., Heinemann D., Lenihan
H.S., Madin E.M.P., Perry M.T., Selig E.R., Spalding M., Steneck R., Watson R.,
2008. A global map of human impact on marine ecosystem. Science 15, 948-52.
[15] Heavy metal pollution to the Baltic Sea in 2004, 2007. HELCOM Baltic Sea Environmental Proccending 108.
[16] Hermanson M.H., 1998. Anthropogenic mercury deposition to arctic lake sediments. Water Air Soil Pollut. 101, 309-321.
[17] Háawiczka S., 2008. RtĊü w Ğrodowisku atmosferycznym. Instytut Podstaw InĪynierii ĝrodowiska PAN Zabrze.
[18] Háawiczka S., Fudaáa J., 2003. Distribution of Cd, Pb and Hg emissions among
sectors of economy in Poland and the emission assessment for the years 1990-2000. [W:] Environmental Engineering Studies, Polish Research on the Way to
the EU, Kluwer Academic, Plenum Publishers, New York, 1-11.
[19] Iverfeldt A., 1991. Occurence and turnover of atmospheric mercury over the
Nordic countries. Water Air Soil Pollut. 56, 251-265.
[20] Kabata-Pendias A., Pendias H., 1999. Biogeochemia pierwiastków Ğladowych.
PaĔstwowe Wydawnictwo Naukowe PWN Warszawa.
[21] Keeler G., Glinsorn G., Pirrone N., 1995. Particulate mercury in the atmosphere:
its significance, transport, transformation and sources. Water Air Soil Pollut. 80,
159-168.
[22] Kock H.H., Bieber E., Ebinghaus R., Spain T.G., Thees B., 2005. Comparison of
long-term trends and seasonal variations of atmospheric mercury concentrations at
the two European coastal monitoring stations Mace Head, Ireland, and Zingst,
Germany. Atmos. Environ. 39, 7549-7556.
19
[23] Kowalski A., Boszke L., Kurzyca I., 2005. One year observation of mercury in wet
precipitation of PoznaĔ City (Poland). Polish J. Environ. Stud. 14, Suppl V, 37-42.
[24] Krüger O., 1996. Atmospheric deposition of heavy metals to North European
marginal seas: Scenarios and trends for lead. GeoJournal 39, 117-131.
[25] Kuss J., Schneider B., 2007. Variability of the gaseous elemental mercury sea-air
flux of the Baltic Sea. Environ. Sci. Technol. 41, 8018-8023.
[26] Lehtonen K.K., Schiedek D., 2006. Monitoring biological effects of pollution in
the Baltic Sea: Neglected – but still wanted? Mar. Pollut. Bul. 53, 377-386.
[27] Lindberg S.E., Stratton W.J., 1998. Atmospheric mercury speciation: concentration and behaviour of reactive gaseous mercury in ambient air. Environ. Sci.
Technol. 32, 49-57.
[28] Lindqvist O., Rodhe H., 1985. Atmospheric mercury - a review. Tellus 37B, 136-159.
[29] Marks R., Beádowska M., 2001. Air-sea exchange of mercury vapour over the Gulf
of GdaĔsk and southern Baltic Sea. J. Mar. Sys. 27, 315-324.
[30] Murawiec D., Gajecka A., Beádowska M., Falkowska L., 2007. Investigation on
mercury concentration levels in coastal and offshore qaters of the GdaĔsk Basin.
Oceanol. Hydrobiol. Stud. 36, 83-97.
[31] Niemirycz E., 2006. Halogenowane związki organiczne w ekosystemach rzecznych i odpáyw tych związków do Morza Baátyckiego. IMGW Warszawa.
[32] Pacyna E.G., Pacyna J.M., Steenhuisen F., Wilson S., 2006. Global anthropogenic
mercury eminssion inventory for 2000. Atmos. Environ. 40, 4048-4063.
[33] Pacyna J.M., Pacyna E.G., Aas W., 2009. Changes of emissions and atmospheric
deposition of mercury, lead, and cadmium. Atmos. Environ. 43, 117-127.
[34] Pacyna M., Pacyna J., Fudala J., Strzelecka-Jastrząb E., Háawiczka S., Panasiuk D.,
2006. Mercury emissions to the atmosphere from anthropogenic sources in
Europe in 2000 and their scenarios until 2020. Sci. Total Environ. 370, 147-156.
[35] Petersen G., Iverfeldt A., Munthe J., 1995. Atmospheric mercury species over
central and northern Europe. Model calculations and comparison with observations
from the Nordic air and precipitation network for 1987 and 1988. Atmos. Environ.
29, 47-67.
[36] Pirrone N., 2001. Mercury research in Europe: towards the preparation of the EU
air quality directive. Atmos. Environ. 35, 2979-2986.
[37] Porvari P., 2003. Sources and fate of mercury in aquatic ecosystems. Monographs
of the Boreal Environment Research, 23. Finnish Environment Institute, Finland,
Helsinki.
[38] Pyta H., Rosik-Dulewska C., Czaplicka M., 2009. Speciation of Ambient Mercury
in the Upper Silesia. Water Air Soil Pollut. 197, 233-240.
[39] Ryaboshapko A., Bullock Jr O.R., Christensen J., Cohen M., Dastoor A., Ilyin I.,
Petersen G., Syrakov D., Travnikov O., Artz R.S., Davignon D., Draxler R.R.,
Munthe J., Pacyna J., 2007. Intercomparison study of atmospheric mercury
models. 1. Comparison of models with short-term measurements. Sci. Total
Environ. 376, 228-240.
[40] Ryaboshapko A., Bullock Jr O.R., Christensen J., Cohen M., Dastoor A., Ilyin I.,
Petersen G., Syrakov D., Travnikov O., Artz R.S., Davignon D., Draxler R.R.,
Munthe J., Pacyna J., 2007. Intercomparison study of atmospheric mercury models: 2. Modelling results vs. long-term observations and comparison of country
deposition budgets. Sci. Total Environ. 377, 319-333.
20
[41] Schmolke S.R., Schroeder W.H., Kock H.H., Schneeberg D., Munthe J.,
Ebinghaus R., 1999. Simultaneous measurements of total gaseous mercury at four
sites on 800 km transect: spatial distribution and short-time variability of total gaseous mercury over central Europe. Atmos. Environ. 33, 1725-1733.
[42] Schneider B., Ceburnis D., Marks R., Munte J., Petersen G., Sofiev M., 2000.
Atmospheric Pb and Cd onput into the Baltic Sea: a new estimate based on
measurements. Mar. Chem. 71, 297-307.
[43] Schroeder W.H., Munthe J., 1998. Atmospheric mercury-an overview. Atmos.
Environ. 32, 809-822.
[44] Sekulic B., Vertacnik A., 1997. Comparison of antropological and „natural” imput
of substances through waters into Adriatic, Baltic and Black Sea. Wat. Res. 31,
3178-3182.
[45] Siudek P., Falkowska L., Urba A., 2009. Bimodal variation in mercury wet deposition to the coastal zone of the southern Baltic. Atmos. Chem. Phys. Discuss. 9,
22773-22801.
[46] Siudek P., Falkowska L., Urba A., 2011. Temporal variability of particulate
mercury in the air over the urbanized zone of the southern Baltic. Atmos. Pollut.
Res. 2, 484Ǧ491.
[47] Slemr F., Seiler W., Schuster G., 1985. Distribution, speciation, and budget of
atmospheric mercury. J. Atmos. Chem. 3, 434-436.
[48] Stein E.D., Cohen Y., Winer A.M., 1996. Environmental distribution and
transformation of mercury compounds. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 26, 1-43.
[49] Travnikov O., 2005. Contribution of the intercontinental atmospheric transport to
mercury pollution in the Northern Hemisphere. Atmos. Environ. 39, 7541-7548.
[50] Waterborne inputs of heavy metals to the Baltic Sea. HELCOM Indicator Fact
Sheets 2008 (online: 17.11.2009).
[51] Wängberg I., Munthe J., Ebinghaus R., Gärdfeldt K.A, Iverfeldt A., Sommar J.,
2003. Distribution of TPM in Northern Europe. Sci. Total Environ. 304, 53-59.
[52] Wängberg I., Munthe J., Pirrone N., Inverfeldt A., Bahlman E., Costa P.,
Ebinghaus R., Feng X., Ferrara R., Gärdfelt K., Kock H., Lanzillotta E., Mamane Y.,
Mas F., Melamed E., Osnat Y., Prestbo E., Sommar J., Schmolke S., Dpain G.,
Spovieri F., Tuncel G., 2001. Atmospheric mercury distribution in Northern
Europe and in Mediterranean region. Atmos. Environ. 35, 3019-3025.
[53] Wängberg I., Schmolke S., Schager P., Munthe J., Ebinghaus R., Iverfeldt Å.,
2001.Estimates of air-sea exchange of mercury in the Baltic Sea. Atmos. Environ.
35, 5477-5484.
[54] Zhang L., Wong M.H., 2007. Environmental mercury contamination in China:
sources and impacts. Environ. Int. 33, 108-121.
[55] Zielonka U., Háawiczka S., Fudala J., Wängberg I., Munthe J., 2005. Seasonal
mercury concentrations measured in rural air in Southern Poland Contribution
from local and regional coal combustion. Atmos. Environ. 39, 7580-7586.
THE BALTIC SEA UNDER THE INFLUENCE OF
ANTHROPOGENIC MERCURY TRANSMITTED THROUGH
THE ATMOSPHERE
Abstract. During the last century ecological conditions of the Baltic Sea have
dramatically changed due to riverine and atmospheric input of chemical
substances that have originated from intensive agricultural and industrial
development and ecological disasters in territories of European countries.
Since the state of the Baltic is extremely important for the population of
Europe, the distribution of polluting elements in the sea has been a subject of
very detailed studies. The state of the mercury pollution, in comparison to
other heavy metals, is relatively worse recognized but in in last years have
been observed signicantly interst in mercury pollution problem in the Baltic
Sea area. The aim of this study is to analyze the current state of knowledge
concerning the emission level of concentration and deposition of mercury in
the catchment of the Baltic Sea region, with particular emphasis on the
Poland, as the country with the greatest potential mercury emissions from
anthropogenic sources.
Keywords: mercury emission, atmospheric transport, deposition, fluxes,
trends, scenarios, catchment, Baltic Sea
21
ħRÓDàA RTĉCI W ORGANIZMACH LUDZI
NIENARAĩONYCH ZAWODOWO NA JEJ ZWIĄZKI
Leonard Boszke, Justyna ĝliwiĔska*1
Streszczenie. Znaczenie rtĊci jako pierwiastka skaĪającego Ğrodowisko naturalne wynika ze specyficznej natury tego metalu, zdeterminowanej mnogoĞcią Ĩródeá zanieczyszczenia, lotnoĞcią, ruchliwoĞcią, trwaáoĞcią i duĪą toksycznoĞcią jego poszczególnych form chemicznych. Dla ludzi nienaraĪonych
zawodowo na dziaáanie związków rtĊci oraz punktowe Ĩródáa zanieczyszczenia tym pierwiastkiem najwaĪniejszymi Ĩródáami rtĊci ogólnie dla populacji
ludzkiej jest rtĊü zawarta we wdychanym powietrzu atmosferycznym, spoĪywanej wodzie i w poĪywieniu, a takĪe w materiaáach stomatologicznych
i medycznych. O ile stĊĪenia rtĊci w niezanieczyszczonym powietrzu atmosferycznym i wodzie pitnej, a takĪe ĪywnoĞci, z wyjątkiem ryb i owoców morza, są relatywnie niewielkie, dlatego masa pobierana dziennie przez czáowieka tymi drogami jest relatywnie maáa. NajwaĪniejszymi Ĩródáami naraĪenia na dziaáanie rtĊci wydają siĊ byü spoĪywane ryby i owoce morza (metylortĊü – CH3Hg(I)), stomatologiczne wypeánienia amalgamatowe (rtĊü pierwiastkowa: pary rtĊci i rtĊü metaliczna) i tiomersal w szczepionkach i produktach kosmetycznych (etylortĊü – C2H5Hg(I)).
Sáowa kluczowe: rtĊü, metylortĊü, naraĪenie Ğrodowiskowe, poĪywienie,
amalgamatowe wypeánienia dentystyczne, tiomersal
WSTĉP
RtĊü znana jest ludzkoĞci od ponad 4000 lat i juĪ staroĪytni ChiĔczycy
i Hindusi uĪywali cynobru (czerwony HgS) jako skáadnika farb lub maĞci do
malowania skóry [53]. Znajdowana byáa równieĪ w grobowcach staroĪytnych
Egipcjan, a Fenicjanie uĪywali jej do pozyskiwania záota [38]. Hindusi wierzyli,
Īe rtĊü ma cechy afrodyzjaku, a Rzymianie i Grecy uĪywali jej do celów leczniczych [38]. Wierzono, Īe mimo toksycznoĞci moĪe ona byü panaceum na wiele
dolegliwoĞci zdrowotnych [10]. JuĪ w staroĪytnoĞci zdawano sobie sprawĊ
z toksycznoĞci tego pierwiastka. Na terenie imperium rzymskiego jego wydobywaniem zajmowali siĊ niewolnicy, których Ğredni czas Īycia w kopalni wynosiá okoáo 6 miesiĊcy mimo stosowania Ğrodków ochronnych w postaci prymitywnych masek ochronnych [10]. ChociaĪ na przestrzeni wielu wieków rtĊü
byáa znana i uĪywana przez wiele kultur, to jej uĪycie do koĔca XV wieku byáo
wzglĊdnie niewielkie. Po tym czasie daáo siĊ zauwaĪyü zwiĊkszone wykorzystywanie rtĊci w róĪnych dziedzinach Īycia czáowieka. Powszechnie zaczĊto ją
stosowaü do pozyskiwania srebra tzw. metodą zimnej amalgamacji, a takĪe
* dr hab. Leonard BOSZKE, prof. nadzw. UTP, mgr inĪ. Justyna ĝLIWIēSKA, Wydziaá
Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e-mail: [email protected]
24
w urządzeniach takich jak barometry i termometry. Na masową skalĊ rtĊü stosowano w ówczesnej medycynie jako Ğrodek antyseptyczny, przeciwzapalny,
przeciwpasoĪytniczy, moczopĊdny i przeczyszczający [54]. Najbardziej jednak
zasáynĊáa w leczeniu skórnych objawów syfilisu, trądu i tyfusu. Na uwagĊ zasáuguje fakt, Īe rtĊü wykorzystywano w leczeniu syfilisu aĪ do roku 1940, praktycznie do czasu powszechnego stosowania penicyliny [54]. Skutkiem ubocznym stosowania związków rtĊci w syfilisoterapii, szczególnie związków rtĊcioorganicznych, byáy czĊste przypadki poronieĔ [2]. TĊ wáaĞciwoĞü związków
rtĊcioorganicznych wykorzystywano w ówczesnych dopochwowych Ğrodkach
antykoncepcyjnych [2, 43]. W dziewiĊtnastym wieku powszechne byáy zatrucia
rtĊcią wĞród wytwórców kapeluszy, którzy uĪywali azotanu rtĊci w procesach
filcowania sierĞci. W sáabo wentylowanych pomieszczeniach dochodziáo do
zatruü, które charakteryzowaáy siĊ takimi symptomami, jak: drĪenie ciaáa, utrata
pamiĊci, osáabienie wzroku i zmienne nastroje [54]. Nawet obecnie w wielu
ludowych wierzeniach afro-karaibskich i latynoskich, np. Santerii, uwaĪa siĊ, Īe
pierwiastkowa rtĊü w postaci metalicznej ma duchową i magiczną moc. W tych
ludowych religijnych praktykach, zwanych azohue (m.in. ogrzewanie rtĊci metalicznej w kocioáku, pokrapianie rtĊcią terenu wokóá domostwa), rtĊü jest uĪywana do ochrony przed záymi mocami, w zapewnieniu szczĊĞcia, bogactwa
i zdrowia [54]. Obecnie, mimo ograniczenia stosowania rtĊci i jej związków lub
nawet zakazu produkcji, np. rtĊciowych termometrów lekarskich w krajach Unii
Europejskiej (Dyrektywa 2007/51/WE), to ze wzglĊdu na jej specyficzne wáaĞciwoĞci fizyczno-chemiczne jest nadal doĞü powszechnie wykorzystywana
przez czáowieka [32].
Znaczenie rtĊci jako pierwiastka skaĪającego Ğrodowisko naturalne wynika
ze specyficznej natury tego metalu, zdeterminowanej mnogoĞcią Ĩródeá zanieczyszczenia, lotnoĞcią, ruchliwoĞcią, trwaáoĞcią i duĪą toksycznoĞcią jego poszczególnych form chemicznych – gáównie metylortĊci i rtĊci pierwiastkowej
[59]. PoĞród róĪnych toksycznych pierwiastków to wáaĞnie rtĊü byáa po raz
pierwszy badana z punktu widzenia specjacji. Byáo to konsekwencją zatruü Ğmiertelnych stwierdzonych kilkadziesiąt lat temu w Japonii w Zatoce Minamata, wywoáanych przez zanieczyszczenie wód rtĊcią i powstającymi w wyniku przemian
biochemicznych jej związkami: metylortĊcią i dimetylortĊcią [41]. TakĪe w Iraku
doszáo do zatruü Ğmiertelnych w wyniku spoĪycia pieczywa wypiekanego z ziarna zaprawionego fungicydem [6]. Do incydentalnych zatruü rtĊcią wskutek spoĪycia miĊsa zwierząt hodowlanych, karmionych ziarnem siewnym zaprawionym
fungicydem rtĊcioorganicznym, dochodziáo w róĪnych czĊĞciach Ğwiata [26].
Z kolei w latach 90. XX w., w konsekwencji zastosowania rtĊci do pozyskiwania
záota (w reakcjach amalgamacji) w kopalniach odkrywkowych tego kruszcu
w Brazylii, drugiego co do wielkoĞci producenta záota na Ğwiecie, miaáo miejsce
skaĪenie rtĊcią Ğrodowiska w rejonie rzeki Amazonki [4, 11, 42].
Dla ludzi nienaraĪonych zawodowo na dziaáanie związków rtĊci oraz punktowe Ĩródáa zanieczyszczenia tym pierwiastkiem najwaĪniejszymi Ĩródáami rtĊci
ogólnie dla populacji ludzkiej jest rtĊü zawarta we wdychanym powietrzu atmosferycznym, spoĪywanej wodzie i poĪywieniu, a takĪe w materiaáach stomatologicznych i medycznych [36]. O ile stĊĪenia rtĊci w niezanieczyszczonym
ħródáa rtĊci w organizmach ludzi...
25
powietrzu atmosferycznym i wodzie pitnej, a takĪe ĪywnoĞci, z wyjątkiem ryb
i owoców morza, są relatywnie niewielkie, dlatego masa pobierana dziennie
przez czáowieka tymi drogami jest relatywnie maáa. NajwaĪniejszymi Ĩródáami
naraĪenia na dziaáanie rtĊci wydają siĊ byü spoĪywane ryby i owoce morza (metylortĊü –CH3Hg(I)), stomatologiczne wypeánienia amalgamatowe (rtĊü pierwiastkowa: pary rtĊci i rtĊü metaliczna) i tiomersal w szczepionkach i produktach kosmetycznych (etylortĊü – C2H5Hg(I)) [21, 69].
TOKSYCZNOĝû RTĉCI I JEJ ZWIĄZKÓW
ObecnoĞü rtĊci w ciele ludzi i zwierząt ma aspekt toksykologiczny, gdyĪ jak
dotąd nie są znane jakiekolwiek funkcje metaboliczne rtĊci w wyĪszych organizmach. Wiadomo, Īe istotą toksycznego oddziaáywania rtĊci i jej poáączeĔ na
organizmy Īywe jest powinowactwo jonu rtĊci(II) Hg2+ do grup sulfhydrylowych
(-SH) biaáek i enzymów, powodujące zakáócenie funkcjonowania ukáadów enzymatycznych oraz mechanizmów przebiegających w nich syntez. W konsekwencji
obserwuje siĊ wystąpienie takich negatywnych skutków, jak: dysfunkcja aparatu
genetycznego komórki, upoĞledzenie funkcji immunologicznych organizmu,
uszkodzenie ukáadu nerwowego (efekt neurotoksyczny), uszkodzenie ukáadu
sercowo-naczyniowego oraz zaburzenia funkcjonowania nerek i wątroby [59, 65].
W tabeli 1 przedstawiono toksyczny wpáyw niskich dawek rtĊci na czáowieka.
Tabela 1. Toksyczny wpáyw niskich dawek rtĊci na czáowieka [81]
Table 1. Toxic effects of low doses of mercury on the human body [81]
Ukáad nerwowy
utrata pamiĊci, przypominające objawy choroby Alzheimera,
trudnoĞci ze skupieniem uwagi, hipestezja (niska wraĪliwoĞü
percepcyjna), niezbornoĞü (ataksja), dyzartria (zaburzenia
mowy), zaburzenia sáuchu i wzroku, zwiĊkszone zmĊczenie
trudnoĞci jĊzykowe (opóĨniona mowa) i problemy
Dziecko/niemowlĊ
z pamiĊcią, autyzm
Ukáad motoryczny
obniĪone funkcje motoryczne, obniĪona siáa miĊĞni,
Dorosáy
zwiĊkszone zmĊczenie
Dziecko/niemowlĊ póĨne chodzenie
Ukáad wydalniczy
zwiĊkszony poziom kreatyniny w osoczu krwi
Ukáad naczyniowo-sercowy zaburzenia ukáadu naczyniowo-sercowego
obniĪona odpornoĞü organizmu, stwardnienie rozsiane, autoSystem immunologiczny
immunologiczne zapalenie tarczycy lub atopowa egzema
obniĪona páodnoĞü zarówno kobiet jak i mĊĪczyzn,
System rozrodczy
potomstwo z zaburzeniami
Dorosáy
RtĊü moĪe byü wcháaniana przez Īywy organizm w postaci pary metalicznej, rozmaitych związków nieorganicznych (np. HgS) oraz poáączeĔ organicznych (np. CH3Hg(I)). Za najbardziej niebezpieczne toksykologicznie uznaje siĊ
26
pary rtĊci metalicznej oraz związki organiczne o krótkim áaĔcuchu wĊglowym
[18]. Pary rtĊci są bardzo áatwo wcháaniane wraz z inhalowanym powietrzem
(drogą oddechową). Szacuje siĊ, Īe niemal 100% rtĊci pierwiastkowej przenikającej tą drogą do organizmu dostaje siĊ do krwi, gdzie w wyniku biotransformacji ulega utlenieniu do jonów Hg2+ i w tej postaci jest rozmieszczana i magazynowana w tkankach, gáównie mózgu i nerkach. Oszacowano, Īe 75-80% dawki
rtĊci pierwiastkowej wcháoniĊtej drogą oddechową jest zatrzymywane w organizmie. Z kolei inne poáączenia nieorganiczne rtĊci są trudno wcháaniane wraz
z inhalowanym powietrzem (drogą wziewną), natomiast áatwo dostają siĊ wraz
z pokarmem, a ich gáównym miejscem osadzania siĊ są nerki, zaĞ w mniejszym
stopniu wątroba, Ğledziona lub krew i mózg [65, 68]. W tabeli 2 przedstawiono
gáówne drogi ekspozycji na róĪne związki rtĊci.
Tabela 2. Drogi ekspozycji na róĪne związki rtĊci [26]
Table 2. Routes of exposure to various compounds of mercury [26]
Powietrze
+++ naraĪenie
związane obrzĊWdychanie dami religijnymi
(SantoiĞci, Peru,
Hoboken)
+ depozycja
atmosferyczna
Przewód
na ĪywnoĞü
pokarmowy
0
Skóra
Zastrzyki
Gleba
gáównie Hg
zawarta pyle
Woda
0
ĩywnoĞü
++ Hg z wody nie jest drogą
gruntowej,
podczas gotowania i kąpieli
Inne
amalgamaty
z jamy ustnej
(czĊsto w stĊĪeniu 200 ng/m3)
+++ gáównie
++ niektóre
+++ gáówna
rtĊciowe wypeádroga dla raczku- studnie zanieczy- MeHg w rybach; nienia
szczone w prze- fungicydy w
jących dzieci
amalgamatowe
ziarnach siewnych
száoĞci rtĊcią
z zabiegów
agrotechnicznych
0
(CH3)2Hg
+ niektóre
+ niektóre
związki rtĊcio- związki rtĊcioorganiczne
organiczne
tiomersal
w szczepionkach
Organiczne związki rtĊci są absorbowane przez czáowieka na drodze oddechowej (gáównie lotna (CH3)2Hg) i pokarmowej (gáównie lotna i rozpuszczalna
w wodzie monometylortĊü (CH3)Hg(I)) oraz przez skórĊ. W tym ostatnim przypadku obserwowano silne wcháanianie dimetylortĊci i bardzo duĪe ryzyko wystąpienia zatrucia Ğmiertelnego. WydajnoĞü wcháaniania metylortĊci z przewodu
pokarmowego jest bardzo duĪa i wynosi 95-100% wielkoĞci pocháoniĊtej dawki, podczas gdy odpowiada ona zaledwie 0,1% dla rtĊci pierwiastkowej, 10-20%
dla nieorganicznych związków rtĊci oraz 7% dla rtĊci(II) [68]. W tabeli 3
przedstawiono oszacowane dzienne pobieranie róĪnych form i związków rtĊci
przez czáowieka.
27
Tabela 3. Oszacowane Ğrednie dzienne dawki róĪnych form rtĊci i jej związków
pobieranych przez czáowieka (ng/dzieĔ) [36]
Table 3. Estimated average daily dose of various forms of mercury and its compounds
consumed by humans (ng/day) [36]
Ekspozycja
Powietrze
ĩywnoĞü:
– ryby
– pozostaáa (bez ryb)
Woda pitna
Amalgamatowe
wypeánienia dentystyczne
Sumarycznie
40-200* (30-160)**
Nieorganiczne
MetylortĊü
związki rtĊci
0***
0
0
0
0
600**** (60)
3600 (360)
50 (5)
2400 (2300)
brak danych
0
3800-21000 (3000-17000)
0
0
Pary rtĊci pierwiastkowej
3900-21000 (3100-17000) 4200 (420)
2400 (2300)
przy zaáoĪeniu, Īe stĊĪenie rtĊci we wdychanym powietrzu wynosi 2-10 ng/m3, a objĊtoĞü
wdychanego powietrza wynosi 20 m3 dziennie
** w nawiasach podano masĊ rtĊci akumulowanej w organizmie, tj. 80% wdychanej rtĊci pierwiastkowej, 95% metylortĊci i 10% rtĊci nieorganicznej przyjmowanej z poĪywieniem
*** tak maáo, Īe pomijane w szacunkach
**** przy zaáoĪeniu, Īe 80% rtĊci wystĊpującej w rybach jest w formie metylortĊci, zaĞ 20%
w postaci związków nieorganicznych
*
Toksyczne dziaáanie związków rtĊcioorganicznych wynika z jednej strony
z ich dobrej ich rozpuszczalnoĞci w wodzie (hydrofilnoĞü) (np. (CH3)Hg(I)),
z drugiej – w táuszczach (lipofilnoĞü) (np. (CH3)2Hg). WáaĞciwoĞci te okreĞlają
áatwe przenikanie poáączeĔ rtĊcioorganicznych z krwi do mózgu, gdzie podlegają one bioakumulacji gáównie w postaci metylortĊcioglutationu. Powoduje to wystąpienie patologicznych zmian w ukáadzie nerwowym, a takĪe w wyniku migracji
przez barierĊ áoĪyskową – dziaáanie embriotoksyczne i teratogenne [59, 65].
Eliminacja związków rtĊci z ciaáa czáowieka nastĊpuje przede wszystkim
przez ich wydalanie gáównie z moczem i kaáem, a takĪe ze Ğliną, mlekiem,
przez wáosy oraz skórĊ wraz z potem. Okres póátrwania rtĊci w ciele czáowieka
wynosi od 20 do 80 dni w zaleĪnoĞci od specjacji tego metalu oraz tkanki lub
organu, w którym siĊ znajduje (tab. 4).
Tabela 4. Poáowiczny okres eliminacji (doby) rtĊci z ludzkich tkanek i narządów [68]
Table 4. Elimination half-life (days) of mercury from human tissues and organs [68]
MetylortĊü
Nieorganiczna rtĊü
Organ
krew
nerki
caáy organizm
páuca
mózg
krew
nerki
caáy organizm
Okres póátrwania
52-65*
70
71-79*
2
20
3-30**
60
42
* róĪne sole CH3Hg+
** poáowiczny okres eliminacji rtĊci jest inny dla róĪnych form tego pierwiastka
28
NARAĩENIE CZàOWIEKA NA ODDZIAàYWANIE RTĉCI
I JEJ ZWIĄZKÓW
Najbardziej naraĪone na dziaáanie rtĊci i jej związków są osoby mające
zawodowy kontakt z tym pierwiastkiem, np. pracownicy z zakáadów przemysáu
chloroalkalicznego (rtĊü wdychana z powietrzem atmosferycznym), pracownicy
wytwarzający termometry rtĊciowe czy lampy fluorescencyjne, a takĪe stomatolodzy i ich personel pomocniczy, malarze pokojowi (farby lateksowe), osoby
biorące udziaá w recyklingu odpadów zawierających rtĊü, chemicy przeprowadzający syntezĊ lub analizujący próbki Ğrodowiskowe na zawartoĞü rtĊci. Przykáadowo, stĊĪenie rtĊci we wáosach osób bezpoĞrednio analizujących próbki
wynosiáa 320 ng/g, osób przebywających w tych samych pomieszczeniach
59 ng/g, podczas gdy we wáosach osób nie mających kontaktu z rtĊcią i jej analizą tylko 15 ng/g [13, 14]. Z literatury [16, 50] znana jest historia prof. Karen
Wetterhahn, która w sierpniu 1996 roku uĪyáa (CH3)2Hg do kalibracji instrumentu, a w styczniu 1997 zaobserwowaáa u siebie trudnoĞci w mówieniu i niezgrabny chód, a nastĊpnie widzenie tunelowe. W ciągu dalszych kilkunastu dni
nastąpiá dalszy postĊp zaburzeĔ, po czym zapadáa w ĞpiączkĊ, z której mimo
intensywnej terapii juĪ siĊ nie wybudziáa. Przyczyną zatrucia byáa (CH3)2Hg,
której kilka kropel dostaáo siĊ na lateksowe rĊkawiczki ochronne i mimo szybkiego przemycia, przeniknĊáo przez nie, a nastĊpnie zostaáo zaadsorbowane
przez skórĊ [16].
Potencjalnie naraĪeni na obecnoĞü rtĊci są ludzie zamieszkujący rejon
w sąsiedztwie byáych kopalni lub przerobu rtĊci, zakáadów recyklingu, spalarni
miejskich lub medycznych odpadów, elektrociepáowni opalanych wĊglem kamiennym. Na dziaáanie rtĊci naraĪone są równieĪ osoby, które czĊsto spoĪywają
posiáki skáadające siĊ z ryb i owoców morza, myĞliwi zjadający miĊso upolowanych morskich ssaków, konsumenci produktów zioáowych przygotowywanych w tradycyjny sposób, a takĪe osoby posiadające liczne wypeánienia amalgamatowe oraz mieszkające lub pracujące w budynkach, gdzie stosowano farby
lateksowe zawierające rtĊü. Potencjalnymi Ĩródáami rtĊci są kosmetyki (tiomersal – czynnik konserwujący), w tym kremy i mydáa rozjaĞniające skórĊ (jodek
rtĊci – czynnik rozjaĞniający) [29]. Na uwagĊ zasáuguje fakt, Īe mydáa rozjaĞniające produkowane w Europie zawieraáy znacznie wiĊksze stĊĪenia rtĊci niĪ
produkowane w Afryce (tab. 5).
29
Tabela 5. ZawartoĞü rtĊci w mydáach toaletowych rozjaĞniających skórĊ, dostĊpnych
komercyjnie w Kisumu, w Kenii [29]
Table 5. The content of mercury in skin lightening soaps available commercially
in Kisumu, Kenya [29]
Nazwa
Zakáad produkcji (miasto)
Kraj producenta
Top
Jambo
Jaribo
Mekako
Rico
Miki
Shabba
Movate
Dorot
Neko
Geisha
A sepso
Choice
Cussons
NI (NI)
Jambo (NI)
Anglo Fabrics Ltd (Bolton)
Anglo Fabrics Ltd (Bolton)
Rico Skin Care Ltd (NI)
C&C International Ltd (NI)
Paramount Manufacturing Co (NI)
Melzo (Milan)
Cussons & Co Ltd (Nairobi)
Obrit Chemical Industries Ltd (Nairobi)
East Africa Industries Ltd (Nairobi)
East Africa Industries Ltd (Nairobi)
NI (NI)
NI (NI)
Hiszpania
Wielka Brytania
Anglia
Anglia
Wielka Brytania
Wielka Brytania
Anglia
Wáochy
Kenia
Kenia
Kenia
Kenia
NI
NI
StĊĪenie
Jodek rtĊci
rtĊci
[%]
[mg/mL]
7,4
1,7
6,6
1,5
5,8
1,3
6,3
1,4
6,5
1,5
5,7
1,3
2,1
0,47
7,3
1,7
0,18x10-3 0,41x10-4
2,3x10-3
5,3x10-4
-3
0,88x10
2,0x10-4
0,11x10-3 0,25x10-4
2,7x10-3
6,2x10-4
-3
0,34x10
0,78x10-4
NI – nie zidentyfikowano
Ze wzglĊdu na osobnicze róĪnice trudno jest okreĞliü dokáadne wartoĞci
dawek przyjmowanej rtĊci, niewywoáujących negatywnego wpáywu na zdrowie
czáowieka. AmerykaĔska Agencja Ochrony ĝrodowiska (ang. United States
Environmental Protection Agency – USEPA) ustaliáa referencyjną dawkĊ na 0,3
μg/kg/dzieĔ dla dorosáego organizmu czáowieka [61]. Na podstawie badaĔ Kanadyjskiej Rady BadaĔ (ang. National Research Council of Canada – NRC)
[72] USEPA zaproponowaáa mniejszą referencyjną dawkĊ (0,1 μg/kg/dzieĔ)
jako bardziej odpowiednią dla ochrony rozwijającego siĊ ukáadu neurologicznego páodu przed metylortĊcią zawartą w rybach, mogącą stanowiü niemal
100% stĊĪenia caákowitego. Jednak wartoĞü dawki referencyjnej (odniesienia)
(ang. Reference Dose – RfD), wynosząca 0,1 μg (kg/dzieĔ), zaproponowana
przez USEPA na podstawie badaĔ epidemiologicznych przeprowadzonych
w Iraku jest wartoĞcią kwestionowaną ze wzglĊdu na nieodpowiednią ocenĊ
statystyczną wyników [22]. Przykáadowo, AFDA (ang. American Food and
Drug Administration – AFDA) ustaliáa wartoĞü limitu rtĊci w rybach na
1 mg/kg, co stanowi ekwiwalent tolerowanej dziennej dawki 0,5 μg (kg/dzieĔ),
zaĞ AmerykaĔska Agencja ds. Substancji Toksycznych i Przypadków Zatruü
(ang. Agency for Toxic Substances and Disease Registry – ATSDR) decyzją
z kwietnia 1999 roku zredukowaáa wartoĞü tolerowanej dziennej dawki do 0,3
μg/(kg/dzieĔ). Przyczyną tego stanu rzeczy byáy wyniki badaĔ epidemiologicznych przeprowadzonych wĞród rybaków z Seszeli i wysp Faroe. Konsumpcja
ryb, a w konsekwencji dawki pobieranej metylortĊci nie wywoáywaáy Īadnych
negatywnych efektów, podczas gdy te same iloĞci ryb spoĪywanych przez ryba-
30
ków z wysp Faroe wpáywaáy ujemnie na ich organizmy. Jednak to wáaĞnie badania z Seszeli staáy siĊ podstawą ustalenia wartoĞci limitu, gdyĪ na wyspach
Faroe rybacy naraĪeni byli dodatkowo na dziaáanie związków chloroorganicznych w rybach, w szczególnoĞci polichlorowane bifenle.
Ryby i owoce morza
W przypadku braku naraĪenia na punktowe Ĩródáa zanieczyszczenia, związane np. z wykonywaniem okreĞlonych czynnoĞci zawodowych czy spoĪywaniem zanieczyszczonej ĪywnoĞci i wody, a takĪe wdychaniem zanieczyszczonego powietrza, ryby i owoce morza uznaje siĊ za jedno z najwaĪniejszych Ĩródeá naraĪenia rtĊci. Generalnie jej stĊĪenie w produktach spoĪywczych jest relatywnie niewielkie [13, 14]. W wiĊkszych stĊĪeniach rtĊü wystĊpuje w rybach
i owocach morza, gáównie w formie toksycznej metylortĊci. Istnieje wiele
czynników wpáywających na iloĞü i rodzaj spoĪywanych ryb przez czáowieka.
Bardziej naraĪeni na dziaáanie metylortĊci są rybacy i ich rodziny jako Īe czĊsto
spoĪywają záowione ryby [74, 47]. DuĪe znaczenie ma takĪe czynnik ekonomiczny. ZamoĪni ludzie o wysokim statusie materialnym czĊĞciej konsumują
duĪe okazy ryb drapieĪnych, np. tuĔczyka [31], z kolei ludzie o niskim statusie
materialnym czĊsto spoĪywają ryby, poniewaĪ są one bogatym Ĩródáem biaáka,
a pochodzą z zbiorników wodnych poáoĪonych blisko miejsca zamieszkania
[56]. Przykáadowo, mieszkaĔcy Hong Kongu stanowią zaledwie 0,01% Ğwiatowej populacji, ale ich udziaá w globalnym spoĪyciu ryb wynosi aĪ 0,2% globalnego poáowu ryb. Na statystycznego mieszkaĔca spoĪycie ryb wynosi 46 kg na
rok, co jest wielkoĞcią kilkakrotnie wiĊkszą niĪ Ğrednia Ğwiatowa – 14,3 kg/rok
[82]. Statystyczny mieszkaniec Hong Kongu pobiera zatem tygodniowo okoáo
20 μg rtĊci, gáównie w formie metylortĊci [82]. MieszkaĔcy Hong Kongu mają
podwyĪszony poziom rtĊci np. we wáosach (do 4,07 μg/g masy suchej) i páynach ustrojowych, a ponadto obserwuje siĊ tam zwiĊkszający siĊ odsetek ludzi
cierpiących na autyzm [82]. Ze wzglĊdu na niewielką liczbĊ przebadanych pacjentów nie wykazano bezpoĞredniego wpáywu dáugookresowego naraĪenia na
dziaáanie rtĊci pochodzącej ze spoĪywanych ryb i owoców morza [82]. DuĪo
ryb i owoców morza konsumuje siĊ równieĪ w innych krajach i czĊĞciach
Ğwiata [28].
Zdecydowana wiĊkszoĞü gatunków ryb i skorupiaków zawiera wzglĊdnie
niewielkie iloĞci rtĊci, dlatego ryzyko zatrucia rtĊcią ludzi je spoĪywających,
nie jest duĪe. Zaledwie nieliczne gatunki ryb i skorupiaków zawierają wiĊksze
stĊĪenia rtĊci, które mogą stwarzaü ryzyko, szczególnie dla páodów i niemowlaków z rozwijającym siĊ ukáadem nerwowym (tab. 6).
31
Tabela 6. Gatunki ryb dostĊpnych komercyjnie z najwyĪszym stĊĪeniami rtĊci, stanowiące
grupĊ bardzo wysokiego ryzyka [48]
Table 6. Fish species commercially available with the highest levels of mercury,
which is a very high-risk group [48]
gatunek
Grupa bardzo wysokiego ryzyka
Hg [ng/g]
liczba
próbek Ğrednia mediana S.D.
Makrela królewska
Scomberomorus cavalla
Rekiny
Wáócznik Xiphias gladius
Bass morski
Lopholatilus chamaeleonticeps
min
maks.
213
730
N/A
N/A
230
1670
351
618
988
976
830
860
631
510
ND
ND
4540
3220
60
1450
N/A
N/A
650
3730
WielkoĞü ryzyka zaleĪy przede wszystkim od iloĞci zjadanych ryb i skorupiaków oraz stĊĪenia rtĊci w ich tkankach. Z tego powodu FDA i EPA zalecają
kobietom, które mają zamiar zajĞü w ciąĪĊ lub bĊdących w ciąĪy, oraz matkom
karmiącym i maáym dzieciom unikaü niektórych gatunków ryb, np. rekina,
miecznika, makreli królewskiej i bassa morskiego (tab. 6). Zalecają ponadto nie
jeĞü wiĊcej niĪ 12 uncji w tygodniu (2 porcje) ryb i skorupiaków zawierających
mniejsze stĊĪenie rtĊci. W przypadku gdy nieznane są wartoĞci stĊĪeĔ rtĊci
w spoĪywanych rybach pochodzących z lokalnych systemów wodnych, zaleca
siĊ spoĪywanie nie wiĊcej niĪ 6 uncji tygodniowo (1 porcja) [48]. NaleĪy zwróciü uwagĊ, iĪ podwyĪszone wartoĞci stĊĪeĔ rtĊci, przekraczające wartoĞci norm
dla ryb dostĊpnych w handlu (>200 ng/g), czĊsto wystĊpujące w zbiornikach
wodnych niepoddanych dziaáalnoĞci antropogenicznej, wynika raczej z lokalnych naturalnych warunków geochemicznych [20, 46].
Stomatologiczne wypeánienia amalgamatowe
Amalgamaty rtĊciowe naleĪą do materiaáów stomatologicznych, które
w stomatologii wykorzystuje siĊ gáównie do wypeánieĔ zĊbów bocznych.
O szerokim ich zastosowaniu w stomatologii zadecydowaáa duĪa odpornoĞü
mechaniczna amalgamatów i tym samym wieloletni okres ich „przeĪywalnoĞci”
oraz czynnik ekonomiczny – stosunkowo niska cena w porównaniu z wypeánieniami kompozytowymi. Za wszystkie ujemnie cechy amalgamatów, a przede
wszystkim ich korozjĊ, która powoduje uwalnianie rtĊci, odpowiedzialna jest
faza gamma 2 (faza cynowo-rtĊciowa). Ze wzglĊdu na zawartoĞü fazy gamma 2
amalgamaty rtĊciowe podzieliü moĪna na: konwencjonalne (tzw. srebrowo-cynowe lub niskomiedziowe) – zawierające fazĊ gamma 2 – oraz amalgamaty
wolne od fazy gamma 2, tj. wysokomiedziowe, niskosrebrowe i wysokosrebrowe [37]. UwaĪa siĊ, Īe amalgamaty wolne od fazy gamma 2 nie uwalniają rtĊci,
jednak są mniej stabilne i bardziej wraĪliwe na zabiegi polerowania i czynnoĞü
Īucia, dlatego w piĞmiennictwie pojawiają siĊ informacje, Īe stosowanie amalgamatów z duĪą zawartoĞcią miedzi, równieĪ powoduje uwalnianie siĊ rtĊci,
32
nawet w wiĊkszej iloĞci w porównaniu z amalgamatami konwencjonalnymi [18,
45, 39, 49]. RtĊü, która stanowiü moĪe 50% wagowych amalgamatu, moĪe byü
uwalniana w postaci par rtĊci pierwiastkowej, jonów tego pierwiastka czy staáych fragmentów amalgamatów. Pary rtĊci pierwiastkowej uwalniane do jamy
ustnej z powierzchni amalgamatów są gáównym Ĩródáem ekspozycji u ludzi
nienaraĪonych zawodowo na oddziaáywanie związków rtĊci oraz spoĪywających stosunkowo rzadko ryby czy owoce morza [36].
W zaleĪnoĞci od iloĞci wypeánieĔ amalgamatowych dzienne pobieranie par
rtĊci u osób nienaraĪonych na pary rtĊci pierwiastkowej jest wiĊksze niĪ z wdychanego powietrza. Szacuje siĊ je na 3-17 μg [36], 4-21 μg [78], 4-19 Pg [77],
<30 Pg [15]. UwaĪa siĊ, Īe rtĊü z wypeánieĔ amalgamatowych stanowiü moĪe
Ğrednio 80% (zakres 50-90%) caákowitej ekspozycji na rtĊü w organizmie czáowieka [40, 44, 62]. Pobieranie rtĊci nieorganicznej z poĪywieniem szacuje siĊ
na 4 μg dziennie, a w przypadku dzieci nie spoĪywających czĊsto ryb i owoców
morza tylko 0,4 μg dziennie [78]. Z kolei dzienną absorpcjĊ rtĊci z powietrza
atmosferycznego szacuje siĊ na okoáo 0,24 μg [36].
StĊĪenie rtĊci w moczu wskazuje na ekspozycjĊ na ten pierwiastek w stosunkowo krótkim czasie, podczas gdy wartoĞü stĊĪenia rtĊci we krwi moĪe zaleĪeü od dáugoterminowej ekspozycji [3]. Natomiast stĊĪenie rtĊci we wáosach
Ğwiadczy o ekspozycji metylortĊcią zawartą w spoĪywanych rybach i owocach
morza [3]. Szacuje siĊ, Īe kaĪde dziesiĊü powierzchni amalgamatowych powoduje wzrost stĊĪenia rtĊci w moczu o 1 Pg/L [40] czy wedáug innych Ĩródeá
nawet o 1,8 μg/L [24].
RtĊü nagromadzona w tkankach ludzkich oraz zawarta w amalgamatach
rtĊciowych po Ğmierci czáowieka moĪe byü uwolniona do Ğrodowiska poprzez
rozkáad lub kremacjĊ, powodując zanieczyszczenie powietrza, gleby i wody [51,
34]. W Szwecji wykonywanie wiĊcej niĪ 1000 kremacji w roku w krematoriach
jest dozwolone, gdy zainstalowanie zostaną odpowiednie filtry wychwytujące
rtĊü, umoĪliwiające wyáapanie 80-85% rtĊci uwalnianej podczas kremacji zwáok.
Szacuje siĊ, Īe jedno krematorium w ciągu roku uwalnia ponad 5 kg rtĊci [19].
Pomimo iĪ amalgamaty zostaáy uznane za materiaá bezpieczny dla zdrowia
czáowieka [15], to badaĔ nad wpáywem wymywania rtĊci z amalgamatów na
zdrowie ludzkie jest ciągle zbyt maáo, a ich wyniki są zbyt niejednoznaczne
[8, 9, 17, 40, 44, 62, 64, 66, 77]. Materiaáy alternatywne, takie jak wypeánienia
kompozytowe, a takĪe szklane czy porcelanowe, mimo swych zalet są jednak
bardziej naraĪone na uszkodzenia mechaniczne, a ponadto w piĞmiennictwie
pojawiają siĊ informacje, iĪ polimery wchodzące w skáad wypeánieĔ kompozytowych mogą mieü dziaáanie cytotoksyczne, genotoksyczne, a nawet mutagenne
[30, 60].
Tiomersal
Szczepionka to produkt pochodzenia biologicznego zawierający substancje
zdolne do indukcji okreĞlonych procesów immunologicznych warunkujących
33
powstanie trwaáej odpornoĞci bez wywoáywania dziaáaĔ toksycznych. Cechy
idealnej szczepionki to skutecznoĞü (wywoáywanie swoistej trwaáej odpornoĞci
u 100% szczepionych juĪ po jednorazowym podaniu), bezpieczeĔstwo (brak
dziaáaĔ niepoĪądanych), trwaáoĞü, áatwoĞü podawania, niska cena oraz áatwoĞü
i bezpieczeĔstwo produkcji. Gáównym elementem skáadowym szczepionek są
antygeny, którymi mogą byü naturalne komórki bakteryjne, Īywe, ale odzjadliwione (atenuowane) czy teĪ peáne rozbite komórki bakteryjne bądĨ ich fragmenty. Antygenami mogą byü równieĪ produkty metabolizmu komórek bakteryjnych, syntetyczne peptydy, a nawet DNA kodujące antygeny biaákowe [27,
52, 58, 71]. Do szczepionek mogą byü dodawane niewielkie iloĞci innych substancji, takich jak adiuwanty, które zwiĊkszają zdolnoĞü szczepionek do odpowiedzi immunologicznej (adiuwankty nieorganiczne – wodorotlenek, fosforan,
siarczan glinu oraz organiczne – emulsje skwalenu i oleju parafinowego) czy
teĪ substancje stabilizujące, zapewniające szczepionkom stabilnoĞü termiczną
i zapobiegające adhezji antygenu na Ğciankach fiolki (cukry – laktoza i/lub sacharoza, glicerol, aminokwasy – glicyna i/lub kwas glutaminowy, biaáka – Īelatyna, ludzka albumina) [27, 52, 58, 71]. Do szczepionek mogą byü dodawane
Ğrodki konserwujące (np. tiomersal, fenol, chlorek benzetonium, 2-fenoksyetanol), które powstrzymują przed namnaĪaniem siĊ bakterii i grzybów, co mogáoby doprowadziü do infekcji. SpoĞród innych substancji dodawanych do
szczepionek wymieniü moĪna formaldehyd, ȕ-propiolakton, aldehyd glutarowy,
antybiotyki (neomycyna, streptomycyna, polimyksyna B, chlorotetracyklina,
amfoterycyna B), biaáka jaj kurzych i biaáka droĪdĪy [27, 52, 58, 71]. Wiele
z nich moĪe wywoáywaü powikáania poszczepienne (PP), np. alergie lub choroby autoimmunologiczne; mogą siĊ nawet przyczyniaü do zgonów poszczepiennych (ZP) [27, 52, 58, 71]. W tabeli 7 przedstawiono liczby powikáaĔ i zgonów
poszczepiennych w USA w bazie danych VAERS.
SoĞród powikáaĔ poszczepiennych jako jedno z najwaĪniejszych wymienia
siĊ zachorowalnoĞü na autyzm [71, 73]. Potencjalną przyczynĊ autyzmu upatruje siĊ w szczepionkach skojarzonych MMR (przeciwko odrze, Ğwince i róĪyczce), które podawane są zbyt wczeĞnie. Potencjalny związek pomiĊdzy szczepionkami skojarzonymi a autyzmem zasugerowaá po raz pierwszy w roku 1998
na áamach czasopisma „Lancet” dr Andrew Wakefield [67]. Stwierdziá obecnoĞü wirusów odry w jelicie grubym dzieci autystycznych i zasugerowaá szczepienie 3 pojedynczymi szczepionkami zamiast uĪycia szczepionek skojarzonych
[67]. W latach osiemdziesiątych ubiegáego wieku zarówno w USA, jak i Europie obserwowano zaledwie 1-2 przypadki autyzmu na 10000 dzieci, gdy w 2004
roku odnotowano juĪ 6 przypadków na 1000 dzieci [71]. Wyjątkiem są kraje
skandynawskie, w których obecnie notuje siĊ 0,8 przypadku autyzmu na 1000
dzieci [71]. W krajach tych obserwuje siĊ najmniejszą umieralnoĞü niemowląt,
a spoáeczeĔstwo ma najlepsze wskaĨniki zdrowotnoĞci. W Skandynawii szczepienia są dobrowolne, a pierwsze szczepionki podaje siĊ dzieciom dopiero
w 3. miesiącu Īycia lub póĨniej, a szczepionki skojarzone dopiero w 18. miesiącu Īycia [71].
34
Tabela 7. Liczby powikáaĔ (PP) i zgonów (ZP) poszczepiennych w USA w bazie
danych VAERS, 1990-2009 [1]
Table 7. The number of complications (PP) and deaths (ZP) after vaccination in the
U.S.A. in VAERS database, 1990-2009 [1]
Szczepionki
Wzw N (zóátaczka B)
Wzw N < 24 mies. Īycia
DTP (báonica, tĊĪec, krztusiec)
DTP < 24 mies. Īycia
DTaP (bezkomórkowa)
DTaP < 24 mies. Īycia
MMR (Odra, Ğwinka, róĪyczka)
MMR < 24 mies. Īycia
Hib (Hoemophilus influenze b)
Hib < 24 mies. Īycia
IPV + OPV (Polio)
IPV + OPV < 24 mies. Īycia
Wszystkie
Wszystkie < 2 roku
CiĊĪkie
powikáania
zgáoszone
8726
3422
4294
3759
6357
5191
5706
3387
9016
8521
9753
8004
43852
32284
CiĊĪkie powikáania
prawdopodobne
(x10)
87260
34220
42940
37590
63570
5190
57060
33870
90160
85210
97530
80040
438520
322840
Zgony
Zgony
prawdopodobne
zgáaszane
(x10)
921
9210
711
7110
738
7380
585
5850
776
7760
746
7460
273
2730
173
1730
1378
13780
1335
13350
1602
16020
1522
15220
5688
56880
5072
50720
Podejrzewa siĊ, Īe potencjalną przyczyną autyzmu jest równieĪ tiomersal,
peániący rolĊ Ğrodka konserwującego w szczepionkach. Tiomersal (sól sodowa
tiosalicylanu etylortĊciowego, rys. 1), przedstawiciel związków rtĊcioorganicznych, wykazuje silne dziaáanie bakterio- i grzybobójcze i z tego powodu stosowany jest jako konserwant nie tylko w szczepionkach, ale równieĪ w produktach kosmetycznych stosowania zewnĊtrznego [12, 27, 57, 58]. Jako ciekawostkĊ
moĪna wspomnieü, Īe byá stosowany przez Brytyjczyków w czasie drugiej wojny Ğwiatowej do konserwacji osocza krwi, w stĊĪeniu 1 g/L [5].
O
OH
S
Hg
Rys. 1. Struktura chemiczna tiomersalu (kwas 2-etylortĊciotiobenzeno-1-karboksylowy)
Fig. 1. The chemical structure of thiomersal (Ethyl(2-mercaptobenzoato-(2-)-O,S)
mercurate(1-) acid)
Tiomersal ulega w organizmie rozkáadowi do etylortĊci i kwasu tiosaliylowego (rys. 2). Dokáadny mechanizm metabolizmu uwolnionego jonu etylortĊciowego nie jest znany, ale uwaĪa siĊ, Īe ulega przemianie do rtĊci nieorganicznej Hg(II) w komórkach fagocytowych i wątrobie [21]. Jony rtĊci nieorganicznej, jak i jony rtĊcioorganiczne mają silne powinowactwo do grup tiolowych
(-SH), m.in. tych wystĊpujących szczególnie obficie w glutationie [63]. Stanowi
to mechanizm obronny organizmu (detoksyfikacyjny) na zatrucia metalami
ciĊĪkimi, w tym i rtĊci. W przypadku gdy iloĞü glutationu wyczerpuje siĊ, wol-
35
ne jony bĊdą wiązane przez grupy tiolowe cysteiny stanowiące skáadnik wielu
biaáek komórkowych, tym samym negatywnie wpáywając na funkcjonowanie
komórek, nawet we wzglĊdnie maáym stĊĪeniu [76].
Rys. 2. Oddziaáywanie tiomersalu z biaákami
Fig. 2. The impact of thiomersal with proteins
U niemowlaków objawami zatrucia rtĊcią są: opóĨnienie umysáowe, poraĪenie mózgowe, Ğlepota i gáuchota, zaburzenia przeáykania, ssania i mowy,
hypertonia – sztywnoĞü miĊĞni. Symptomy autyzmu są w zasadzie zgodne
z symptomami zatrucia rtĊcią, dlatego w ostatnich latach pojawiáo siĊ w przestrzeni publicznej wiele kontrowersji dotyczących ewentualnej roli rtĊci jako
czynnika powodującego autyzm [71, 73]. Dzieci z autyzmem mają niski poziom
glutationu i cysteiny, które są gáówną ĞcieĪką usuwania toksycznych metali,
takich jak rtĊü, z organizmu. Z powodu ograniczonej zdolnoĞci do wydalania
rtĊci dzieci autystyczne mają niski poziom rtĊci we wáosach, wysoki poziom
rtĊci w niemowlĊcych ząbkach [33] i wyĪsze wydzielanie rtĊci po zaĪyciu
DMSA (kwas 2,3-dimerkapturobursztynowy) w porównaniu z grupą kontrolną
[71]. Stosunkowo nieliczne opublikowane dane epidemiologiczne dotyczące
ewentualnego wpáywu tiomersalu jako czynnika powodującego autyzm nie są
jednoznaczne [25, 35, 67], jednak wiele z nich wskazuje na silny związek miedzy autyzmem i innymi zaburzeniami neurologicznymi a thimerosalem [21, 23,
33, 55, 69, 71, 79, 80]. Przykáadowo, stĊĪenie rtĊci we krwi (odzwierciedlające
stĊĪenia rtĊci w organach) niemowlaków w wieku 2-6 miesiĊcy, którym podawano szczepionki z zawartoĞcią tiomersalu, byáo niewielkie (<29 nmol/L).
Niewielkie stĊĪenie rtĊci byáo równieĪ w moczu, ale juĪ w kale byáo znacznie
wyĪsze, co táumaczono tym, iĪ przewód pokarmowy jest gáówną drogą eliminacji rtĊci z tiomersalu z ciaáa niemowlaków (tab. 8).
36
Tabela 8. StĊĪenie rtĊci we krwi, moczu i kale niemowlaków po podaniu szczepionek
zawierających tiomersal i w grupie kontrolnej [57]
Table 8. The concentration of mercury in blood, urine and feces of infants who
received vaccines containing thiomersal and go without [57]
Niemowlaki
w wieku 2 miesiĊcy
grupa
grupa
badana
kontrolna
Masa rtĊci podana
w szczepionkach [μg]
StĊĪenie rtĊci we
krwi [nmol/L]
StĊĪenie rtĊci
w moczu [nmol/L]
StĊĪenie rtĊci w kale
[ng/g masy suchej]
Niemowlaki
w wieku 6 miesiĊcy
grupa
grupa
badana
kontrolna
45,6 (37,5-62,5)
0
111,3 (87,5-175,0) 0
8,20 (4,50-20,55)
4,90*
5,15 (2,85-6,90)
nie wykryto
3,8*
nie wykryto 5,75 (4,55-6,45)
nie wykryto
81,8 (23,0-141,0) nie badano
58,3 (29,0-102,0) nie badano
* stwierdzono tylko u jednego dziecka
RtĊü w szczepionkach w postaci tiomersalu mogáa wystĊpowaü w stĊĪeniu
12,5-25 μg/mL, a nawet 25-50 μg/mL [7, 57, 71]. W Stanach Zjednoczonych do
roku 1999, do czasu wprowadzenia zakazu stosowania rtĊci w szczepionkach,
w pierwszych 6 miesiącach Īycia niemowlĊ mogáo przyjąü maksymalnie 187,5
μg Hg (tab. 9).
Tabela 9. IloĞci rtĊci, które mogáo otrzymaü niemowlĊ w szczepionkach podawanych
w pierwszych 6 miesiącach Īycia w USA do roku 1999 [7]
Table 9. Amounts of thiomersal and mercury that could get the baby in vaccines in the
first 6 months of life in the U.S. to 1999 [7]
Szczepionka
3 dawki DTaP
3 dawki Hep B
3 dawki HIB
3 dawki IPV
1 dawka í grypa
Sumarycznie
Maksymalna dawka rtĊci [μg]
1999
2001
75,0
0
37,5
0
75,0
0
0
0
[12,5]
[12,5]
187,5 [200]
[12,5]
Dla porównania organizm dorosáego czáowieka przyjmowaü moĪe 0,0105-0,0276 ng Hg/dziennie (tab. 10). W Polsce szczepionki zawierające tiomersal
są nadal dopuszczone do handlu. Za szczepionki zawierające rtĊü uwaĪa siĊ
takie, w których jej stĊĪenie wynosi 8,3-35 μg Hg na ampuákĊ, podczas gdy
„wolne od rtĊci” mogą zawieraü <1 μg Hg na ampuákĊ [7, 57, 71].
37
Tabela 10. ZawartoĞü tiomersalu w niektórych szczepionkach stosowanych u maáych
dzieci poniĪej 6. roku Īycia [70]
Table 10. The content of thiomersal in vaccines used in young children under 6 years
of age [70]
Szczepionka przeciw
TaP
Báonica, TĊĪec, Krztusiec (bezkomórkowy komponent krzuĞcowy)
DTaP-HepB-IPV
(IPV – inaktywowana szczepionka
przeciwko poliomyelitis)
Wirusowe Zapalenie Wątroby typu B
Grypa
Grypa
Grypa
Nazwa handlowa
(wytwórca)*
Dawka tiomersalu
Tripedia (AP)
Ğladowa zawartoĞü
(<0,3 μg Hg/0,5 mL)
Pediarix (GSK)
(<0,0125 μg Hg/0,5 mL)
(<0,5 μg Hg/0,5 mL)
0,01% (12,5 μg/0,25
Fluzone (AP)
mL, 25 μg/0,5 mL)
Fluvirin (Chiron/Evans) 0,01% (25 μg/0,5 mL)
Fluvirin (Chiron/Evans) Ğladowa zawartoĞü
(Preservative Free)
(<1ug Hg/0,5 mL)
* wytwórcy: GSK = GlaxoSmithKline; AP = Aventis Pasteur
roztwór 0,01% (1 czĊĞü na 10000) Tiomersalu zawiera 50 μg Hg na dawkĊ 1 mL, lub 25 μg Hg
na dawkĊ 0,5 mL; w kontekĞcie tej tabeli „Ğladowa zawartoĞü” oznacza 1 mikrogram rtĊci na
dawkĊ lub mniej
Z powodu wyĪej wymienionych kontrowersji rodzice dzieci í ofiar powikáaĔ poszczepiennych í oraz czĊĞü Ğrodowiska medycznego postulują, aby caákowicie wyeliminowaü stosowanie tiomersalu w szczepionkach, a w szczególnoĞci by nie podawaü szczepionek konserwowanych tiomersalem wczeĞniakom
o niskiej masie urodzeniowej [57]. Jednak ze wzglĊdu na korzyĞci szczepionki
naleĪy dalej podawaü, natomiast powinny one byü konserwowane związkami
nietoksycznymi dla niemowlaków. Szczepienia powinno siĊ wykonywaü dopiero od 3.-4. miesiąca Īycia, a nie w pierwszych godzinach po narodzinach dziecka. Postuluje siĊ takĪe, aby wyeliminowaü szczepionki skojarzone lub by podawaü je dopiero w 15.-18. miesiącu Īycia dziecka. Wskazuje siĊ równieĪ na
potrzebĊ ustalenia indywidualnego programu szczepieĔ i monitorowanie stanu
zdrowia dzieci po szczepieniu.
PIĝMIENNICTWO
[1] About the Vaccine Adverse Event Reporting System (VAERS)
http://wonder.cdc.gov/vaers.html (online: 29.01.2010).
[2] Afonso J.F., De Alvarez R.R., 1960. Effects of mercury on human gestation. Am.
J. Obstet. Gynecol 80, 145-154.
[3] Airey D., 1983. Total mercury concentrations in human hair from 13 countries in
relation to fish consumption and location. Sci. Total Environ. 31, 157-180.
38
[4] Akagi H., Malm O., Kinjo Y., Harada M., Branches F.J.P., Pfeiffer W.C., Kato H.,
1995. Mercury pollution in the Amazon. Brsil. Sci. Total Environ. 175, 85-95.
[5] Axton J.H., 1972. Six cases of poisoning after a parenteral organic mercurial
compound (Merthiolate). Postgrad Med. J. 48, 417-421.
[6] Bakir F., Damuji S.F., Amin-Zaki L., Clarkson T.W., Smith J.C., Doherty R.A.,
1973. Methylmercury poisoning in Iraq. Science 181, 230-241.
[7] Ball L.K., Ball R., Pratt R.D., 2001. An assessment of Thimerosal use in childhood
vaccines. Pediatrics 107, 1147-54.
[8] Barregard L., Sallsten G., Jarvholm B., 1995. People with high mercury uptake
from their own dental amalgam fillings. Occup. Environ. Med. 52, 124-128.
[9] Begerow J., Zander D., Freier I., Dunemann L., 1994. Long term mercury excretion
in urine after removal of amalgam fillings. Int. Arch. Occup. Health 66, 209-212.
[10] Berman E., 1980. Toxic metals and their analysis. Heyden and Son, Ltd. London.
[11] Bidone E.D., Castilhos Z.C., 1997. Fish contamination and human exposure to
mercury in Amazonian region. Water Air Soil Pollut. 97, 9-15.
[12] Bigham M., Copes R., 2005. Thiomersal in vaccines: balancing the risk of adverse
effects with the risk of vaccine-preventable disease. Drug Saf. 28, 89-101.
[13] Biziuk M., NamieĞnik J., Zasáawska L., 2001. Heavy metals in food products and
biological samples from the GdaĔsk District. [W:] Radionuclides and Heavy
Metals in Environment, 209-216.
[14] Biziuk M., WroĔska S., 2001. Determination of mercury in food and human hair.
Chem. InĪ. Ekol. 8, 781-785.
[15] Bjorkman L., Sandborgh-Englund G., Ekstrand J., 1997. Mercury in saliva and
feces after removal of amalgam fillings. Toxicol Appl. Pharmocol. 144, 156-162.
[16] Blayney M.B., 2001. The need for empirically derived permeation data for personal
protective equipment: the death of Dr. Karen E. Wetterhahn. Appl. Occup.
Environ. Hyg. 16, 233-236.
[17] Boszke L., Kowalski A., Surdacka A., Czajka-Jakubowska A., 2007. Urine mercury
concentration in PoznaĔ city residents, Poland. Oceanol. Hydrobiol. Stud. 36,
197-207.
[18] Boyer D.B., 1988. Mercury vaporization from corroded dental amalgam. Dent
Mater 4, 89-93.
[19] Burton V.J., 1991. Too much mercury. Nature 351, 704.
[20] Campbell L., Verburg P., Dixon D.G., Hecky R.E., 2008. Mercury biomagnification
in the food web of Lake Tanganyika (Tanzania, East Africa). Sci. Total Environ.
402, 184-191.
[21] Clarkson T.W., Magos L., Myers G.J., 2003. The toxicology of mercury - current
exposures and clinical manifestations. N. Engl. J. Med. 349, 1731-1737.
[22] Crump K.S., Van Landingham C., Shamlaye C., Cox C., Davidson P.W., Myers
G.J., Clarkson T.W., 2000. Benchmark concentrations for methylmercury obtained
from the Seychelles child development study. Environ. Health Perspect. 108,
257-263.
[23] DeSoto M.C., Hitlan R.T., 2007. Blood levels of mercury are related to diagnosis
of autism: A reanalysis of an important data set. J. Child Neurol. 22, 1308-1311.
[24] Dye B.A., Schober S.E., Dillon C.F., Jones R.L., Fryar C., McDowell M., Sinks
T.H., 2005. Urinary mercury concentrations associated with dental placements in
adult women aged 16-49 years: United States, 1999-2000. Occup. Environ. Med.
62, 368-375.
39
[25] Frankish H., 2001. Report finds no link between thimerosal and neurodevelopmenttal disorders. Lancet 358, 1163.
[26] Gochfeld M., 2003. Cases of mercury exposure, bioavailability, and absorption.
Ecotoxicol. Environ. Saf. 56, 174-179.
[27] Goldman L.R., Shannon M.W., 2001. Technical report: mercury in the environment: implications for pediatricians. Pediatrics 108, 197-205.
[28] Hajeb P., Jinap S., Ismail A., Fatimah A.B., Jamilah B., Abdul Rahim M., 2009.
Assessment of mercury level in commonly consumed marine fishes in Malaysia.
Food Control 20, 79-84.
[29] Harada M., Nakachi S., Tasaka K., Sakashita S., Muta K., Yanagida K., Doi R.,
Kizaki T., Ohno H., 2001. Wide use of skin-lightening soap may cause mercury
poisoning in Kenya. Sci. Total Environ. 269, 183-187.
[30] Heil J.G., Reifferscheid P., Waldmann G., Leyhausen G., Geurtsen W., 1996.
Genotoxity of dental materials. Mutat Res. 368, 181-194.
[31] Hightower J.M., Moore D., 2003. Mercury levels in high-end consumers of fish.
Environ. Health Perspect. 111, 604-608.
[32] Háawiczka S., 2008. RtĊü w srodowisku atmosferycznym. Instytut Podstaw InĪynierii ĝrodowiska PAN Zabrze.
[33] Holmes A.S., Blaxill M.F., Haley B.E., 2003. Reduced levels of mercury in first
baby haircuts of autistic children. Int. J. Toxicol. 22, 277-285.
[34] Hörsted-Bindslev P., 2004. Amalgam toxicity – environmental and occupational
hazards. J. Den. Res. 32, 359-365.
[35] Hviid A., Stellfeld M., Wohfahrt J., Melbye M., 2003. Association between
Thimerosal-containing vaccine and autism. J. Am. Med. Assoc. 290, 1763-1766.
[36] Inorganic Mercury. Environmental Health Criteria No 118, World Health Organisation, International Programme on Chemical Safety (IPCS), Geneva, Switzerland,
1991.
[37] JaĔczuk Z., 2004. Stomatologia zachowawcza, zarys kliniczny. PZWL Warszawa.
[38] Kaiser G., Tolg G., 1980. Mercury. [W:] The Handbook of Environmental Chemistry (Hutzinger O. ed.), Springer Verlag Berlin, 1-58.
[39] Kedici S.P., Aksut A.A., Kilicarslan M.A., Bayramoglu G., Gokdemir K., 1998.
Corrosion behaviour of dental metals and alloys in different media. J. Oral
Rehabil. 25, 800-808.
[40] Kingman A., Albertini T., Brown L.J., 1998. Mercury concentrations in urine and
blood associated with amalgam exposure in the U.S. military population. J. Dent.
Res. 77, 461-471.
[41] Kurland L.T., Faro S.M., Seidler H., 1960. Minamata disease. The outbreak of
neurological disorder in Minamata, Japan and its relationship to the ingestion of
sea food contaminated by mercuric compounds. World Neurol. 1, 370-395.
[42] Lacerda L.D., 1997. Evolution of mercury contamination in Brasil. Water Air Soil
Pollut. 97, 247-255.
[43] Lee I.P., Dixon R.L., 1975. Effects of mercury on spermatogenesis studied by
velocity sedimentation cell separation and serial mating. J. Pharmacol. Experiment
Therapeut. 194, 171-181.
[44] Leistevuo J., Leistevuo T., Helenius H., Pyy L., Österblad M., Huovinen P.,
Tenovuo J., 2001. Dental amalgam fillings and the amount of organic mercury in
human saliva. Caries Res. 35, 163-166.
40
[45] Lichtenberg H., 1996. Mercury vapor in the oral cavity in relation to the number of
amalgam fillings and chronic mercury poisoning. J. Orthomolecular Med. 11,
87-94.
[46] Lockhart W.L., Stern G.A., Low G., Hendzel M., Boila G., Roach P., Evans M.S.,
Billeck B.N., DeLaronde J., Friesen S., Kidd K., Atkins S., Muir D.C.G., Stoddart
M., Stephens G., Stephenson S., Harbicht S., Snowshoe N., Grey B., Thompson S.,
DeGraff N., 2005. A history of total mercury in edible muscle of fish from lakes in
northern Canada. Sci. Total Environ. 351-352, 427-463.
[47] Marien K., Patrick G.M., 2001. Exposure analysis of five fish-consuming populations for overexposure to methylmercury. J. Expos. Anas Environ. Epidem. 11,
193-206.
[48] Mercury Levels in Commercial Fish and Shellfish, 1990-2010. FDA – US Food
and Drug administration http://www.fda.gov/Food/FoodSafety/Product-SpecificInformation/Seafood/FoodbornePathogensContaminants/Methylmercury/ucm
115644.htm (online: 10.03.2013).
[49] Moberg L.E., 1985. Long term corrosion studies of amalgams and casting alloys in
contact. Acta Odontal. Scand. 43, 163-177.
[50] Nierenberg D.W., Nordgren R.E., Chang M.B., Siegler R.W., Blayney M.B.,
Hochberg F., Toribara T.Y., Cernichiari E., Clarkson T., 1998. Delayed cerebellar
disease and death after accidental exposure to dimethylmercury. N. Engl. J. Med.
338, 1672-1676.
[51] Nieschmidt A.K., Kim N.D., 1997. Effects of mercury release from amalgam
dental placements during cremation on soil mercury levels of three New Zealand
crematoria. Bull Environ. Contam. Toxicol. 58, 744-751.
[52] Offit P.A., Jew R.K., 2003. Addressing parents concerns: Do vaccines contain
harmful preservatives, adjuvants, additives, or residuals? Pediatrics 112, 1394-1401.
[53] Othmer K., 1964. Encyclopedia of Chemical Technology. Second Edition, Wiley-Interscience New York.
[54] Ozuah P.O., 2000. Mercury poisoning. Curr. Probl. Pediatr. 30, 91-99.
[55] Palmer R.F., Blanchard S., Stein Z., Mandell D., Miller C., 2006. Environmental
mercury release, special education rates, and autism disorder: an ecological study
of Texas. Health Place 12, 203-209.
[56] Peterson D.E., Kanarek M.S., Kuykendall M.A., Diedrich J.M., Anderson H.A.,
Remington P.L., Sheffy T.B., 1994. Fish consumption patterns and blood mercury
levels in Wisconsin Chippewa Indians. Archiv. Environ. Health 49, 53-58.
[57] Pichichero M.E., Cernichiari E., Lopreiato J., Treanor J., 2002. Mercury concentrations and metabolism in infants receiving vaccines containing thiomersal:
a descriptive study. Lancet 360, 1737-1741.
[58] Pless R., Risher J.F., 2000. Mercury, infant neurodevelopment, and vaccination.
J. Pediatr. 136, 571-573.
[59] Ratcliffe H.E., Swanson G.M., Fisher L.J., 1996. Human exposure to mercury:
a critical assessment of the evidence of adverse effects. J. Toxicol. Environ. Health
49, 221-270.
[60] Reichl F.X., Walther U., Durner J., Kehe K., Hickel R., Kunzelmann K.H., Spahl
W., Hume W.R., Benschop H., Forth W., 2001. Cytotoxicity of dental composite
components and mercury compounds in lung cells. Dent. Mater 17, 95-101.
[61] Report to Congress: Mercury. US Environmental Protection Agency, Washington
DC, 1997.
41
[62] Sandborgh-Englund G., Elinder C.G., Langworth S., Schutz A., Ekstrand J., 1998.
Mercury in biological fluids after amalgam removal. J. Dent. Res. 77, 615-624.
[63] Sanfeliu C., Sebastia J., Ki S.U., 2001. Methylmercury neurotoxicity in cultures of
human neurons, astrocytes, neuroblastoma cells. Neurotoxicology 22, 317-327.
[64] Sällsten G., Thoren J., Barregard L., Schutz A., Skarping G., 1996. Long term use
of chewing gum and mercury exposure from dental amalgam. J. Dent. Res. 75,
594-598.
[65] SeĔczuk W., 1994. Toksykologia. PaĔstwowy Zakáad Wydawnictw Lekarskich
Warszawa.
[66] Skare I., 1995. Mass balance and systemic uptake of mercury released from dental
fillings. Water Air Soil Pollut. 80, 59-67.
[67] Stehr-Green P., Tull P., Stellfeld M., Mortenson P.B., Simpson D., 2003. Autism
and Thimerosal-containing vaccines: lack of consistent evidence for an association.
Am. J. Prev. Med. 25, 101-106.
[68] Stein E.D., Cohen Y., Winer A.M., 1996. Environmental distribution and transformation of mercury compounds. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 26, 1-43.
[69] Tchounwou P.B., Ayensu W.K., Ninashvili N., Sutton D., 2003. Environmental
exposure to mercury and its toxicopathologic implications for public health.
Environ. Toxicol. 18, 149-175.
[70] Thimerosal in Vaccines. FDA – U.S. Food and Drug Administration
http://www.fda.gov/CBER/vaccine/thimerosal.htm (online: 10.03.2013).
[71] Thimerosal in vaccines - an interim report to clinicians, 1999. American Academy
of Pediatrics. Committee on Infectious Diseases and Committee on Environmental
Health. Pediatrics 104, 570-574.
[72] Toxicological Effects of Methylmercury, 2000. National Research Council,
National Academy Press Washington, DC.
[73] Trasande L., Landrigan P., Schechter C., 2005. Public health and economic
consequence of methyl mercury toxicity to the developing brain. Child Health 113,
590-596.
[74] Valentino L., Torregrossa M.C., Saliba L.J., 1995. Health effect of mercury
ingested through consumption of seafood. Wat. Sci. Tech. 32, 41-47.
[75] Wakefield A.J., Murch S.H., Anthony A., Linnell J., Casson D.M., Malik M.,
Berelowitz M., Dhillon A.P., Thomson M.A., Harvey P., Valentine A., Davies
S.E., Walker-Smith J.A., 1998. Ileal-lymphoid-nodular hyperplasia, non-specific
colitis, and pervasive developmental disorder in children. Lancet 351, 637-41.
[76] Wang X., Horisberger J.D., 1996. Mercury binding site on Na+/K(+)-ATPase:
a cysteine in the first transmembrane segment. Mol. Pharmacol. 50, 687-691.
[77] Weiner J.A., Nylandr M., 1995. An estimation of the uptake of mercury from
amalgam fillings based on urinary excretion of mercury in Swedish subjects. Sci.
Total Environ. 168, 255-265.
[78] Wilhelm M., Müller F., Idel H., 1996. Biological monitoring of mercury vapour
exposure by scalp hair analysis in comparison to blood and urine. Toxicol Lett 88,
221-226.
[79] Windham G.C., Zhang L., Gunier R., Croen L.A., Grether J.K., 2006. Autism
spectrum disorders in relation to distribution of hazardous air pollutants in the San
Francisco Bay area. Environ. Health Perspect. 114, 1438-1444.
42
[80] Young H.A., Geier D.A., Geier M.R., 2008. Thimerosal exposure in infants and
neurodevelopmental disorders: An assessment of computerized medical records in
the Vaccine Safety Datalink. J. Neurolog. Sci. 271, 110-118.
[81] Zahir F., Rizwi S.J., Haq S.K., Khan R.H., 2005. Low dose mercury toxicity and
human health. Environ. Toxicol. Pharmacol. 20, 351-360.
[82] Zhang L., Wong M.H., 2007. Environmental mercury contamination in China:
Sources and impacts. Environ. Internat. 33, 108-121.
MERCURY EXPOSURE ROUTES IN HUMANS NOT
OCCUPATIONALLY EXPOSED TO THE ITS COMPOUNDS
Abstract. The importance of mercury as an element contaminating the
environment, due to the specific nature of the metal, a determined multiplicity of sources of pollution, volatility, mobility, and high toxicity of its various
chemical forms. For people not exposed occupationally to mercury
compounds and point sources of pollution by this element, the main sources
of mercury in general human population is inhaled mercury in ambient air,
water and food intake, as well as dental materials and other medical devices.
Although mercury concentrations in ambient air and unpolluted drinking
water and food, except fish and seafood, are relatively small, because the
mass man charged per day for these routes is relatively small. The main
source of exposure to mercury tend to be consumed fish and seafood
(methylmercury – CH3Hg (I)), dental amalgam fillings (elemental mercury:
mercury vapor and mercury metallic), and thimerosal in vaccines and
cosmetic products (ethylmercury – C2H5Hg (I)).
Keywords: mercury, methylmercury, environmental hazard, food, amalgam
filling, thiomersal
NATURALNY OSAD DENNY (NOD)
JAKO POTENCJALNE ħRÓDàO
EKOLOGICZNEJ ENERGII ODNAWIALNEJ
Stanisáaw Borsuk, Edward Kujawski, Marcin Borsuk*1
Streszczenie. Jednym z waĪniejszych wyzwaĔ na najbliĪsze lata jest zapewnienie bezpieczeĔstwa energetycznego kraju. SpoĞród wielu moĪliwoĞci zastąpienia ropy naftowej, wĊgla i innych paliw konwencjonalnych, w pracy
jako substytut ww. wymienionych surowców wskazano wykorzystanie biomasy pozyskiwanej z osadów dennych. Na podstawie wstĊpnie przeprowadzonych badaĔ stwierdzono, iĪ osady denne zalegające w niektórych partiach
akwenów mają wysoką wartoĞü energetyczną. Dodatkowo, co wstĊpnie zanalizowano, biomasa tego pochodzenia nie jest trudna do pozyskania, a uzyskiwana z niej energia jest stosunkowo czysta i przyjazna Ğrodowisku.
Sáowa kluczowe: naturalny osad denny, energia odnawialna, biomasa, odnawialne Ĩródáa energii, energetyka odnawialna, zbiornik wodny
WSTĉP
SpoĞród wielu moĪliwoĞci zastąpienia ropy naftowej, wĊgla i innych paliw
konwencjonalnych sposobem najbardziej przyszáoĞciowym jest wykorzystanie
biomasy. Jest to maáo problemowe i najmniej kosztowne Ĩródáo czystej, przyjaznej Ğrodowisku energii. Osady denne z dna akwenów, poáączone z innymi
biokomponentami, mogą w najbliĪszym czasie stanowiü materiaá opaáowy
o ogromnym potencjale energetycznym. Wykonując proste operacje przygotowawcze oraz wykorzystując istniejące lub teĪ adaptując funkcjonujące maáo
skomplikowane technologie, uzyskuje siĊ z nich materiaá energetyczny wáaĞciwoĞciami bliski typowym paliwom konwencjonalnym.
Prezentowane w pracy wyniki badaĔ wskazują, Īe wykorzystanie osadów
dennych jest jednym ze sposobem uzyskania alternatywnego, taniego paliwa
(materiaáu opaáowego lub biogazu) o niskim poziomie zanieczyszczeĔ i istotnej
wartoĞci opaáowej. Energia zawarta w biomasie moĪe byü wykorzystywana do
realizacji róĪnych celów. Podlega ona przetwarzaniu na inne formy energii
poprzez spalanie biomasy lub teĪ spalanie produktów jej rozkáadu. Wynikiem
tego spalania jest ciepáo, które moĪna przetworzyü na inne rodzaje energii, np.
energiĊ elektryczną. Warto zaznaczyü, Īe udziaá paliw niekonwencjonalnych
w produkcji energii elektrycznej wykazuje w bilansie energetycznym coraz
* dr hab. Stanisáaw BORSUK, prof. nadzw. UTP, prof. dr hab. inĪ. Edward KUJAWSKI, prof. zw.
UTP, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska, e-mail: [email protected]
mgr inĪ. Marcin BORSUK, Wydziaá Zarządzania, Uniwersytet GdaĔski
44
wiĊkszą dynamikĊ wzrostu. Rocznie stanowi to obecnie okoáo 8 GWh wyprodukowanej energii elektrycznej [1].
ODNAWIALNE ħRÓDàA ENERGII (OZE) ORAZ NATURALNY
OSAD DENNY (NOD) JAKO ICH SKàADNIK
Jednym z waĪniejszych wyzwaĔ na najbliĪsze lata jest zapewnienie bezpieczeĔstwa energetycznego. Biorąc pod uwagĊ prognozowany, systematyczny
wzrost zapotrzebowania na energiĊ, naleĪy zatem wypracowaü strategiĊ w zakresie wykorzystania nowych Ĩródeá energii oraz produkcji paliw alternatywnych.
Prowadzona do niedawna gospodarka zasobami naturalnymi, a takĪe rozwój szeroko rozumianego przemysáu í przy jednoczesnym braku troski o Ğrodowisko í doprowadziáy do rosnącej koncentracji dwutlenku wĊgla w atmosferze, co grozi zmianami klimatycznymi Ziemi. Wiek XXI powinien staü siĊ
okresem poszanowania energii i coraz szerszego wdraĪania odnawialnych Ĩródeá energii. W literaturze zwraca siĊ uwagĊ na koniecznoĞü zapewnienia zrównowaĪonego, trwaáego rozwoju, czyli rozwoju pozwalającego na zachowanie
w moĪliwie najwiĊkszym stopniu zastanego stanu Ğrodowiska (Sustainable
Development) [2].
Zgodnie z danymi ĝwiatowej Rady Ekologicznej w latach 1960-1990 zapotrzebowanie na energiĊ pierwotną wzrosáo ponad 2,5-krotnie. Wedáug przewidywaĔ do 2020 r. zapotrzebowanie energii zwiĊkszy siĊ dalej o okoáo 1,5 do
1,7-krotnie. W przypadku rozwoju opartego tylko na paliwach kopalnych, przy
tak duĪym wzroĞcie zapotrzebowania na energiĊ wystąpi szereg negatywnych
zjawisk i procesów, z których najwaĪniejsze to szybkie wyczerpywanie siĊ zasobów paliw kopalnych i znaczne, negatywne oddziaáywanie powodujące degradacjĊ Ğrodowiska naturalnego. Korzystanie z odnawialnych Ĩródeá energii
(OZE) dla wspóáczesnego Ğwiata jest zatem konieczne. Perspektywa nieuchronnego wyczerpywania siĊ zasobów ropy naftowej, gazu ziemnego i wĊgla – podstaw gospodarki – stanowi wielki problem i olbrzymie wyzwanie [7].
Rozwój energetyki odnawialnej í wymuszony koniecznoĞcią bardziej oszczĊdnego korzystania z paliw kopalnianych (ze wzglĊdu na wyczerpywanie siĊ
ich zasobów) i dbaáoĞcią o czystoĞü Ğrodowiska í sprawia, Īe zaistniaáa potrzeba poszukiwania innych, niekonwencjonalnych paliw przyjaznych dla Ğrodowiska naturalnego oraz wystĊpujących w duĪych iloĞciach. Wynika to ze strategicznych zaáoĪeĔ unijnej polityki energetycznej, wedáug której ma nastąpiü 20%
redukcja emisji gazów cieplarnianych, zwiĊkszenie udziaáu OZE do 20%
w „konsumpcji” Unii Europejskiej i 20% zmniejszenie zuĪycia energii do roku
2020. Czáonkostwo Polski w Unii nakáada na nasz kraj obowiązek realizacji
spójnej polityki energetycznej i ekologicznej zmierzającej do poprawy konkurencyjnoĞci ekonomicznej i jakoĞci Īycia spoáeczeĔstwa. Rosnąca ĞwiadomoĞü
zagroĪeĔ dla Ğrodowiska ze strony energetyki powoduje, Īe takĪe u nas coraz
wiĊcej uwagi poĞwiĊca siĊ technologiom opartym o Ĩródáa odnawialne
i niekonwencjonalne. Mogą one stanowiü istotny wkáad w bilansie energetycz-
Naturalny osad denny (NOD) jako potencjalne Ĩródáo...
45
nym kraju, przyczyniając siĊ do zwiĊkszania bezpieczeĔstwa energetycznego,
zwáaszcza do poprawy zaopatrzenia w energiĊ na terenach o sáabo rozwiniĊtej
infrastrukturze energetycznej [4, 8].
Dotychczasowa Polska Strategia Rozwoju Energetyki Odnawialnej wiązaáa
siĊ gáównie z „klasycznym” pozyskiwaniem i wykorzystaniem biomasy. Prowadzone badania i wdroĪenia, dotyczące poszukiwaĔ alternatywnych Ĩródeá
energii odnawialnej, koncentrowaáy siĊ na moĪliwoĞciach wykorzystania biomasy bĊdącej gáównie odpadem poprodukcyjnym pochodzącym z produkcji
rolniczej, gospodarki leĞnej oraz dziaáalnoĞci komunalnej [7]. WystĊpujące
w tym zakresie ograniczenia iloĞciowe ograniczaáy jednak wykorzystanie tych
surowców na wiĊkszą skalĊ. Zaistniaáa zatem koniecznoĞü znalezienia takiego
surowca, który wystĊpowaáby w iloĞciach pokrywających zapotrzebowanie oraz
miaá zadowalającą wartoĞü energetyczną o znikomej emisji gazów cieplarnianych. DuĪe znaczenie miaáy ponadto wzglĊdy ekonomiczne. Poszukiwano Ĩródáa energii, którego praktyczne wykorzystanie byáoby opáacalne, a jego zasoby
moĪna by uznaü za odnawialne [5, 6].
Niestosowanym dotąd w energetyce materiaáem opaáowym, o duĪym potencjale energetycznym, jest osad zalegający dno akwenów. Na podstawie badaĔ prowadzonych od 2006 roku przez FundacjĊ Centrum BadaĔ i Ochrony
ĝrodowiska Czáowieka „Habitat” w Bydgoszczy oraz KatedrĊ Ksztaátowania
i Ochrony ĝrodowiska UTP stwierdzono, Īe wáaĞciwoĞci energetyczne biomasy
wystĊpującej w naturalnych osadach dennych (NOD), pochodzących ze stawów,
jezior, rzek przy zbiornikach zaporowych i innych obszarów wodnych, są bardzo wysokie i bliskie wielu paliwom konwencjonalnym [3].
NATURALNE ZASOBY OSADÓW DENNYCH
W Polsce znajduje siĊ ok. 9000 jezior (akwenów uksztaátowanych naturalnie) o powierzchni powyĪej 1 ha oraz ponad 100 zbiorników sztucznych, zwykle utworzonych wskutek przegrodzenia cieków. Ogólne zasoby wód stojących
w Polsce wynoszą ok. 23 miliardy m3 (23 km3), plasuje to nasz kraj na 23. miejscu w Europie. JakoĞü wód jest zdecydowanie niewáaĞciwa z powodu wieloletniego traktowania ich jako odbiorniki Ğcieków, przewaĪnie nieoczyszczonych.
W związku z tym w sedymentach dennych wiĊkszoĞci zbiorników tkwią
ogromne depozyty zanieczyszczeĔ (przewaĪnie w postaci martwej materii organicznej), powodując niekorzystne oddziaáywanie Ğrodowiskowe wywoáane tzw.
zanieczyszczeniem wewnĊtrznym. Ze wzglĊdu na brak mechanicznego mieszania wód samoczynne oczyszczenie w zauwaĪalnym czasie jest niemoĪliwe.
Gáównym skáadnikiem zanieczyszczenia jest przewaĪnie martwa materia organiczna. Organiczna i nieorganiczna zawiesina, sedymentując w dnie zbiornika,
tworzy osady denne, które ulegając mineralizacji, uĪywają tlen rozpuszczony
w przydennych partiach wody. Dodatkowo wystĊpuje zjawisko tzw. zanieczyszczenia wtórnego, w którym w zazwyczaj beztlenowych partiach przydennych
zachodzi fermentacja beztlenowa martwej materii organicznej i emisja fosforu
46
w postaci fosforanów do toni wodnej. Fosfor jest pierwiastkiem biogennym
limitującym eutrofizacjĊ, a uwolniony z osadów í po dotarciu do strefy tlenowej í powoduje gwaátowny rozwój organizmów wodnych, zwykle glonów
i fitoplanktonu. Po okresie wegetacyjnym organizmy te zamierają i sedymentując na dnie w procesach fermentacji beztlenowej uwalniają ponownie fosforany
do toni wodnej. Proces ten wystĊpuje corocznie i nazywany jest zasilaniem
wewnĊtrznym. W wyniku tych procesów (zanieczyszczania zewnĊtrznego
i wewnĊtrznego) w wiĊkszoĞci akwenów znajduje siĊ olbrzymia iloĞü zdeponowanych naturalnych osadów dennych (NOD). Do takich jezior moĪna zaliczyü:
Gopáo, Jezioro Jezuickie, Jezioro MogileĔskie, GáĊboczek, Meáno, Mielno oraz
zbiorniki: Koronowski, ĩurski, Janikowski czy ZegrzyĔski [11].
WYNIKI BADAē PILOTAĩOWYCH OSADÓW DENNYCH
ZALEGAJĄCYCH W ZBIORNIKU ĩUR
W 2006 roku Akademicki Klub BadaĔ Podwodnych ARIUS przeprowadziá
pilotaĪowe badania miąĪszoĞci osadów dennych zalegających w zbiorniku
zaporowym ĩur, w korycie rzeki Wdy, w obrĊbie miejscowoĞci TleĔ nad Wdą
(rys. 1). W ich ramach wykonano badania piĊtnastu profili batymetrycznych
o áącznej dáugoĞci okoáo 850 m. Przykáadowy profil prezentujący miąĪszoĞü
w tym akwenie ilustruje wykres (rys. 2), a szacunkową objĊtoĞü osadów, tylko
na tym odcinku, okreĞlono na okoáo 320000 m3 [9].
Rys. 1. Miasto TleĔ nad Wdą z lotu ptaka (Ĩródáo: www.spanie.pl)
Fig. 1. TleĔ city over the river Wda í bird's eye view (source: www.spanie.pl)
CharakterystykĊ chemiczną osadów dennych pobranych z tego zbiornika
okreĞlano pod wzglĊdem nastĊpujących parametrów: optymalnego zalegania
warstw osadów, poziomu wilgotnoĞci caákowitej, zawartoĞci materii organicznej, poziomu toksycznoĞci i zawartoĞci metali ciĊĪkich, plastycznoĞci, wartoĞci
energetycznej (wartoĞü opaáowa i ciepáo spalania), poziomu emisji szkodliwych
gazów SO2 i CO2 do atmosfery w procesie spalania.
47
Rys. 2. Profil batymetryczny nr IV na rzece Wdzie w obrĊbie miejscowoĞci TleĔ n. Wdą
ok. 200 m powyĪej mostu drogowego (górny odcinek rzeki) [9]
Fig. 2. Bathymetric profile No. IV on the Wda river within the city TleĔ about 200 m
above the road bridge (the upper part of the river) [9]
W tabeli 1 przedstawiono dane dotyczące zawartoĞci materii organicznej,
fosforu (Ptot), azotu (Ntot), uwodnienie oraz BOD osadów dennych Zbiornika
ĩur na trzech stanowiskach badawczych (I í przed mostem, gdzie rzeka Wda
wpáywa do zbiornika, II í w poáowie drogi miĊdzy mostem a wiaduktem kolejowym; III – w niewielkiej odlegáoĞci od wiaduktu kolejowego). Z kolei zawartoĞü metali ciĊĪkich w osadzie dennym, z próby o najgorszych wskaĨnikach,
przedstawiono w tabeli 2 [10].
Tabela 1. ZawartoĞü materii organicznej, fosforu, azotu, uwodnienie oraz BOD osadów
dennych Zbiornika ĩur na trzech stanowiskach [10]
Table 1. The content of organic matter, phosphorus, nitrogen, hydration and sediment
BOD Tank ĩur on three positions [10]
Badane parametry
ZawartoĞü materii organicznej
Uwodnienie
Azot caákowity [mg N/g s.m.]
Fosfor caákowity [mg P/g s.m.]
BOD osadów:
po 60 minutach
po 24 godzinach
Stanowisko I
70,7
82,5
9,8
2,3
Stanowisko II
57,8
89,0
15,0
3,0
Stanowisko III
50,9
90,2
19,0
4,6
63,8%
(5,5 mg O2/l)
53,8%
(4,6 mg O2/l)
64,0%
(5,6 mg O2/l)
55,8%
(4,7 mg O2/l)
66,5%
(5,7 mg O2/l)
49,5%
(4,2 mg O2/l)
48
Tabela 2. ZawartoĞü metali ciĊĪkich w osadzie dennym (próba o najgorszych wskaĨnikach)
[10]
Table 2. The content of heavy metals in the bottom sediment (sample with the worst
indicators) [10]
Metal
Cynk (Zn)
MiedĨ (Cu)
Chrom ogólny (Cr)
Nikiel (Ni)
Kadm (Cd)
Oáów (Pb)
IloĞü [mg/kg s.m.]
105,0
21,37
20,55
13,91
1,27
24,72
Z powyĪszych danych wynika, Īe osady denne zawierają duĪą iloĞü materii
organicznej, wynoszącą okoáo 80%. Ta wysoka zawartoĞü materii organicznej
Ğwiadczy jednoczeĞnie o jej duĪej wartoĞci energetycznej. Nie dotyczy to jednak caáego przekroju osadu dennego. Dodatkowe, uĞciĞlające badania wykazaáy,
Īe pod wzglĊdem przydatnoĞci energetycznej osad denny naleĪy rozpatrywaü
w trzech warstwach. Warstwa wierzchnia, okoáo 1/3 miąĪszoĞci, jest mniej
przydatna, lecz moĪe byü uĪyta w produkcji rolniczej do nawoĪenia pól. RównieĪ warstwa najniĪej poáoĪona nie nadaje siĊ do wykorzystywania na cele
energetyczne, poniewaĪ jest silnie zmineralizowana. Warstwa o najwiĊkszej
przydatnoĞci energetycznej znajduje siĊ pomiĊdzy obiema warstwami osadów.
ZawartoĞü materii organicznej w tej warstwie jest wystarczająca do samodzielnego spalania lub wspóáspalania z róĪnymi biokomponentami.
Drugi rodzaj badaĔ dotyczyá okreĞlenia wartoĞci energetycznej pobranych
osadów zarówno bez jakichkolwiek domieszek, jak i z udziaáem biokomponentu
w postaci trocin. Takim samym badaniom poddano uĪyte biokomponenty bez
domieszki osadów. Analizy porównawcze pozwoliáy na okreĞlenie charakterystyki
pozyskanych osadów dennych. PoniĪsze zestawienia zawierają wybrane wyniki.
Osady denne bez dodatkowych biokomponentów
x z badania I: punkt 11 przekrój 7-8, osad denny powyĪej mostu:
í ciepáo spalania
16,5 MJ/kg
1,0 MJ/kg
í wartoĞü opaáowa stan roboczy
í wartoĞü opaáowa stan analityczny 14,7 MJ/kg
í wilgotnoĞü caákowita
75,33%
x z badania II: punkt 5 przekrój 5-6, osad denny powyĪej mostu:
í ciepáo spalania
16,0 MJ/kg
1,1 MJ/kg
75,89%
x z badania III: punkt 4 przekrój 4-5, osad denny powyĪej mostu:
í ciepáo spalania
16,3 MJ/kg
1,0 MJ/kg
í wartoĞü opaáowa stan analityczny
49
14,5 MJ/kg
75,68%
Osady denne z dodatkiem biokomponentów
x z badania IV: punkt 13 przekrój 2-3, poniĪej mostu, 70% osadu + 30% wióry:
í ciepáo spalania
18,8 MJ/kg
6,2 MJ/kg
54,94%
x z badania V: punkt 3 przekrój 2-3, powyĪej mostu, 70% osadu + 30% wióry:
í
í
í
í
ciepáo spalania
wartoĞü opaáowa stan roboczy
wartoĞü opaáowa stan analityczny
wilgotnoĞü caákowita
19,1 MJ/kg
5,9 MJ/kg
18,1 MJ/kg
56,87%
Badania dodawanych do osadów biokomponentów
a) poekstrakcyjna Ğruta rzepakowa:
í wartoĞü opaáowa stan roboczy przy 10% wilgotnoĞci í 16,0 MJ/kg
í wartoĞü opaáowa stan analityczny w przypadku suchej masy í 17,0 MJ/kg
í zawartoĞü popioáu í 5%
b) zanieczyszczenia rzepaku (chwasty + uszkodzone czĊĞci rzepaku):
í wartoĞü opaáowa stan roboczy przy 10% wilgotnoĞci í 20,0 MJ/kg
í wartoĞü opaáowa stan analityczny w przypadku suchej masy í 21,0 MJ/kg
í zawartoĞü popioáu í 5%
Prezentowane wyniki wskazują z jednej strony na moĪliwoĞci wykorzystania biomasy osadów dennych jako samoistnego surowca energetycznego,
z drugiej zaĞ í jako materiaáu wiąĪącego (lepiszcza) dla innych biokomponentów. Wybranie odpowiedniego materiaáu do produkcji kompozycji z osadu dennego i biomasy roĞlinnej pozwoli na uzyskanie opaáu o duĪych parametrach
energetycznych.
OCENA PRZYDATNOĝCI NATURALNYCH OSADÓW DENNYCH
DO PRODUKCJI MATERIAàU OPAàOWEGO
W POSTACI BIOPALIW I BIOGAZU
Wykorzystanie osadów dennych jako materiaáu opaáowego oraz wiąĪącego
po dodaniu do nich innych odpadów o wysokiej wartoĞci opaáowej pozwala na
wyprodukowanie taniego i ekologicznego materiaáu opaáowego o zadowalających parametrach, przeznaczonego do powszechnego stosowania. Przy kompozycji z róĪnego rodzaju biokomponentami (np. Ğcier drzewny, trociny, resztki
pozbiorowe zbóĪ, kolby kukurydziane, wytáoki) moĪna uzyskaü materiaáy opaáowe o wysokiej wartoĞci opaáowej. Ostateczny produkt z takiego materiaáu
moĪe mieü róĪne formy, np. granulatu.
50
Osady denne mogą byü teĪ stosowane do produkcji biogazów [12]:
– Ğrednia zawartoĞü suchej masy w osadach ksztaátuje siĊ na poziomie 18%,
– wydajnoĞü biogazu z osadów dennych wynosi 180-496 [dm3/kg s.m.o],
– osady denne z róĪnych zbiorników wodnych (np. jeziora, rzeki, rowy melioracyjne, kanaáy, zbiorniki zaporowe, drogi Īeglugowe, mogą byü wykorzystane
jako samoistne Ĩródáo biogazu wytwarzanego na drodze fermentacji metanowej,
– iloĞü uzyskiwanego gazu zaleĪy od specyficznych cech zbiornika wodnego,
– skáad chemiczny biogazu jest specyficzny dla kaĪdego rodzaju osadu dennego i jest doĞü istotnie zróĪnicowany,
– dwustopniowa fermentacja z drugim stopniem dofermentowania prowadzi
do uzyskania dodatkowej puli gazu,
– fermentacja metanowa jest wáaĞciwą technologią do przetwarzania osadów
dennych pozyskanych podczas rewitalizacji (rekultywacji, neutralizacji itd.)
akwenów,
– proces wstĊpnej hydrolizy osadów dennych nie prowadzi do istotnego
zwiĊkszenia puli pozyskiwanego biogazu, co Ğwiadczy o wysokim poziomie
zhydrolizowania materii organicznej osadów dennych.
OSADY DENNE A PRAWNE ASPEKTY ICH WYDOBYCIA
Przepisy prawne okreĞlające moĪliwoĞci wykorzystania osadów dennych
do produkcji biokomponentów energetycznych naleĪy rozpatrywaü w kontekĞcie elementów Ğrodowiska. JeĞli dokonuje siĊ czynnoĞci związanych z pogáĊbianiem czy oczyszczaniem Ğródlądowych wód powierzchniowych páynących,
to osad taki stanowi odpad. Odpad ten, w zaáączniku do rozporządzenia Ministra ĝrodowiska z dnia 27 wrzeĞnia 2001 r. w sprawie katalogu odpadów (Dz.U.
Nr 112, poz. 1206), jest zaklasyfikowany jako urobek z pogáĊbiania inny niĪ
wymieniony w punkcie 17.05.05 tego rozporządzenia. Gdyby jednak osad miaá
sáuĪyü jako surowiec do przetwarzania, to powinien zostaü uznany za kopalinĊ
pospolitą w myĞl ustawy z dnia 4 lutego 1994 r. – Prawo geologiczne i górnicze
(Dz.U. z 2005 r. Nr 228, poz. 1947). Dodatkowo, wedáug klasyfikacji prawnej,
osad denny moĪe byü klasyfikowany jako wydobywczy. Biorąc pod uwagĊ, Īe
nie ma przeciwwskazaĔ co do skáadowania i przetwarzania osadów dennych,
moĪna sformuáowaü stwierdzenie o sáusznoĞci dalszych badaĔ nad uzyskaniem
z nich materiaáu o duĪych parametrach energetycznych.
WNIOSKI
WĞród wielu moĪliwoĞci zastąpienia ropy naftowej, wĊgla i innych paliw
konwencjonalnych jednym z przyszáoĞciowych rozwiązaĔ jest wykorzystanie
biomasy w postaci naturalnych osadów dennych. Ich zastosowanie jako materiaáu opaáowego, a zarazem wiąĪącego po dodaniu innych materiaáów odpadowych o wysokiej wartoĞci opaáowej, umoĪliwia otrzymanie taniego i ekologicznego materiaáu opaáowego o zadowalających parametrach, przeznaczonego do
51
powszechnego stosowania. Ich spalanie w kompozycji z róĪnego rodzaju biokomponentami (np. Ğcierem drzewnym, trocinami, resztkami pozbiorowymi
zbóĪ, kolbami kukurydzianymi, wytáokami itp.) moĪe dodatkowo podnieĞü
efektywnoĞü energetyczną takich kompozycji. Efektem prowadzenia dalszych
badaĔ moĪe byü uzyskanie konkurencyjnego produktu opaáowego.
LITERATURA
[1] Borsuk S., 2010. Koncepcja wykorzystania osadów dennych do celów energetycznych. Fundacja Centrum Badan i Ochrony ĝrodowiska Czáowieka, Bydgoszcz.
[2] Himmel M.E., 2012. Biomass Conversion. Springer.
[3] Kryszewski S., Szczublewska K., 2012. WstĊpna analiza efektywnoĞci wykorzystania naturalnych osadów dennych do produkcji biogazu i biopaliw. Zakáad Sozotechniki Sp. z o.o. Bydgoszcz.
[4] Paska J., Saáek M., Suma T., 2005. Obecna rola i perspektywy zwiĊkszenia udziaáu odnawialnych Ĩrodeá energii w gospodarce energetycznej Ğwiata. Energetyka 5.
[5] Polityka ekologiczna PaĔstwa w latach 2009-2012 z perspektywą do roku 2016,
Warszawa 2008.
[6] II Polityka Ekologiczna PaĔstwa (dokument z perspektywą do 2025), Ministerstwo ĝrodowiska, Warszawa 2008.
[7] Polityka energetyczna Polski do 2020 roku, Zaáącznik do uchwaáy nr 209/2009
Rady Ministrów z dnia 10 listopada 2009 r.
[8] Polityka energetyczna Polski do 2030 roku, Ministerstwo Gospodarki Warszawa
2009.
[9] Raport z badaĔ miąĪszoĞci osadów dennych w Korycie Rzeki Wdy w obrĊbie
miejscowoĞci TleĔ, WyĪsza Szkoáa Zarządzania ĝrodowiskiem w Tucholi, listopad 2006 (materiaáy niepublikowane).
[10] Skáad chemiczny wody i osadów dennych Zbiornika ĩur, Uniwersytet Mikoáaja
Kopernika w Toruniu, ToruĔ 2006 (materiaáy niepublikowane).
[11] Zarządzanie ĝrodowiskiem, Tuchola, listopad 2006 (materiaáy niepublikowane).
[12] ĩak S., 2007. Opracowanie biogazowania osadów dennych. Bydgoszcz.
NATURAL BOTTOM SEDIMENT (NBS) AS A POTENTIAL
SOURCE OF RENEWABLE ENERGY ENVIRONMENTAL
Abstract. One of the biggest challenge in the coming years is to protect energy
security of the country. Among the many possibilities of replacing oil, coal
and other conventional fuels, this article points out the possibility of using
biomass derived from sediments, as a substitute for conventional fuels. Based
on preliminary studies, it was found that the sediments which are located at
the bottom of water basin have high energy value. In addition, we argue that
the biomass derived from sediments is not difficult to obtain and it can be used
as a relatively clean energy source which is friendly to environment.
Keywords: natural bottom sediment, renewable energy, biomass, renewable
energy sources, renewable energy, water tank
MODELE MATEMATYCZNE KOMINÓW SàONECZNYCH
Mariusz ChalamoĔski, Magdalena Nakielska*1
Streszczenie. Obecnie, kiedy oszczĊdnoĞü energii jest kluczowym zadaniem
dla spoáeczeĔstwa, zauwaĪa siĊ powrót do systemów wykorzystujących siáy
natury. Wentylacja naturalna zapewnia dopáyw ĞwieĪego powietrza do budynków w celu rozcieĔczenia zapachu, ograniczenia koncentracji zanieczyszczeĔ, dostarcza tlen do oddychania, jednoczeĞnie zwiĊkszając komfort
cieplny. Wentylacja grawitacyjna jest najbardziej rozpowszechnioną formą
dostarczania ĞwieĪego powietrza do pomieszczeĔ. Niestety nie zawsze dziaáa
ona w taką efektywnoĞcią jak powinna. Kominy sáoneczne są doskonaáym
elementem wspomagającym naturalny system wentylacyjny. Są one podobne
do kominów tradycyjnych, z wyjątkiem Ğciany poáudniowej, na której umiejscowione jest przeszklenie. Ich dziaáanie opiera siĊ na wykorzystaniu energii
promieniowania sáonecznego. Powstaáa znaczna iloĞü prac badawczych opisujących procesy zachodzące w kominie sáonecznym. W pracy zaprezentowano kilka z nich, akcentując zaáoĪenia i przyjĊte wzory do obliczeĔ przepáywu powietrza w kominach. Wybrane prace dotyczą kominów pionowych.
Sáowa kluczowe: komin sáoneczny, wentylacja grawitacyjna, model
matematyczny, pasywny system wentylacji, budownictwo
WSTĉP
Wraz z rozwojem cywilizacyjnym ludzkoĞci zmieniaáy siĊ potrzeby związane z wentylacją pomieszczeĔ. Początkowo, kiedy ludzie zaczĊli budowaü
sobie schronienia, wystarczaáa wentylacja naturalna, która rozwiązywaáa problem jakoĞci powietrza w pomieszczeniach. Udoskonalając ją, powstaáa wentylacja grawitacyjna. Charakteryzuje siĊ tym, iĪ powietrze dostaje siĊ do pomieszczeĔ poprzez stolarkĊ okienną i drzwiową, a usuwane jest kanaáami wentylacji grawitacyjnej. Problemem w tym systemie jest niekontrolowany przepáyw powietrza. Czáowiek, dąĪąc do komfortowych warunków w pomieszczeniach, stworzyá wentylacjĊ mechaniczną. Jej wadą jest pobór energii elektrycznej, co przekáada siĊ na niekorzystne aspekty ekonomiczne i ekologiczne (wysoka emisja dwutlenku wĊgla do atmosfery). Dlatego obecnie obserwuje siĊ
powrót do wentylacji naturalnej jako sposobu na oszczĊdnoĞü energii. Wiele
oĞrodków na Ğwiecie zajmuje siĊ badaniami związanymi z wentylacją naturalną
lub grawitacyjną. Istnieją róĪne systemy wspomagające wentylacje naturalną,
m.in. podwójne fasady, Ğciany Trombe’a, kominy sáoneczne. Kominy sáoneczne
wykorzystują energiĊ sáoneczną do zintensyfikowania dziaáania wentylacji gra* dr hab. inĪ. Mariusz CHALAMOēSKI, prof. nadzw. UTP, mgr inĪ. Magdalena NAKIELSKA,
Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e-mail: [email protected]
54
witacyjnej. Są one podobne do konwencjonalnych kominów, z tą róĪnicą, Īe
posiadają przeszklenie, które umoĪliwia wykorzystanie energii sáonecznej.
Energia sáoneczna powoduje wzrost temperatury wewnątrz komina, a w konsekwencji ciąg kominowy. Dodatkowo w Ğcianach powinna byü magazynowana
energia, która bĊdzie uwalniana wtedy, gdy jest sáabsze promieniowanie sáoneczne, lub nocą.
WYBRANE PRACE BADAWCZE KOMINÓW SàONECZNYCH
Problem kominów sáonecznych zainteresowaá osoby w wielu krajach. RozpoczĊto badania, które miaáy pomóc poznaü bliĪej mechanizm dziaáania i zjawiska zachodzące w kominach sáonecznych. W wielu miejscach na Ğwiecie stworzono obiekty badawcze o róĪnych ksztaátach i z róĪnych materiaáów. Usytuowanie generuje róĪnice związane z warunkami, w jakich pracuje komin sáoneczny. NajwaĪniejszymi czynnikami zewnĊtrznymi na niego wpáywającymi są:
klimat, orientacja, wielkoĞü nasáonecznienia. Pomimo wielu róĪnic wszystkie
kominy sáoneczne mają takie same elementy, tj. wlot i wylot powietrza, przeszklenie oraz absorber. Schemat komina sáonecznego pionowego przedstawiono
na rysunku 1 [4].
Rys.1 Schemat komina sáonecznego (opracowanie wáasne)
Fig.1. Schematic diagram of solar chimney (own scientific description)
Kominy sáoneczne badane są za pomocą róĪnych metod: eksperymentalnych, analitycznych i komputerowych. WiĊkszoĞü metod analitycznych bazuje
na zaáoĪeniu laminarnego przepáywu gazu z jednorodnym rozkáadem temperatur
na caáej wysokoĞci komina [8]. Metody komputerowe oparte na technice CFD
(Computational Fluid Dynamics) ustalają wzory na przepáyw powietrza wewnątrz komina, podają projektowane wartoĞci parametrów, m.in.: temperatury,
Modele matematyczne kominów sáonecznych
55
prĊdkoĞci przepáywu, ale zazwyczaj nie uwzglĊdniają ciepáa magazynowanego
w Ğcianach [6]. Badania te jednak umoĪliwiają poszukiwanie optymalnego rozwiązania pod wzglĊdem przekroju i wysokoĞci komina, powierzchni przeszklenia, kąta nachylenia oraz materiaáów, z jakich konstruowaü kominy.
W opracowaniu wziĊto pod uwagĊ tylko kominy pionowe. W celu ograniczenia iloĞü zmiennych pominiĊto kominy nachylone pod kątem w odniesieniu
do powierzchni poziomej. Przegląd prac badawczych przedstawia opracowania
dla róĪnych modeli przepáywu powietrza w badanych kominach sáonecznych.
W wielu opracowaniach autorzy powoáują siĊ na badania Afonso i Oliviera
[2]. Autorzy w celu wykonania badaĔ i ich porównania zbudowali dwa kominy.
Jeden konwencjonalny, a drugi sáoneczny, usytuowane w Portugalii, w Porto.
Badania przeprowadzono przy uĪyciu gazu znakującego, a nastĊpnie otrzymane
wyniki porównano z wartoĞciami teoretycznymi z programu symulacyjnego
Miejscem przeprowadzenia badaĔ byáy dwa takie same pod wzglĊdem
geometrycznym pokoje o powierzchni 12 m2 kaĪdy, zbudowane z betonu i od
zewnątrz ocieplone. Zastosowano takie same rozwiązania dotyczące dostarczania i usuwania powietrza, z tym Īe jeden komin byá tradycyjny, a drugi na Ğcianie poáudniowej posiadaá przeszklenie. Kominy zostaáy zbudowane z cegáy (gr.
10 cm) o przekrojach 0,2 x 1 m oraz wysokoĞciach 2 m. Dodatkowo komin
sáoneczny miaá zewnĊtrzną izolacjĊ 5 cm.
Rys. 2. Widok obiektu badaĔ wraz z kominem sáonecznym i tradycyjnym [1]
Fig. 2. View research object with solar and conventional chimneys [1]
Ogrzewane pokoje oraz kominy wyposaĪono w aparaturĊ pomiarową do
mierzenia m.in. temperatury, przepáywu, prĊdkoĞci ruchu powietrza. TemperaturĊ zewnĊtrzną, prĊdkoĞü oraz kierunek wiatru odczytywano ze stacji meteorologicznej. Wszystkie dane zostaáy wprowadzone do programu komputerowego.
56
Autorzy badaĔ zaprezentowali model, który áączy równania procesów wymiany ciepáa w kominie sáonecznym z równaniami przepáywu w wentylacji
naturalnej. Na rysunku 3 przedstawiono przyjĊte oznaczenia temperatur powietrza.
Rys. 3. Wlot i wylot powietrza wraz z temperaturami [1]
Fig. 3. Inlet and outlet with temperatures [1]
StrumieĔ objĊtoĞci powietrza wentylacyjnego zaleĪy od róĪnicy temperatury miĊdzy Text i Tout. Wzrost strumienia objĊtoĞci jest proporcjonalny do sumy
wszystkich strat pomiĊdzy wlotem a wylotem powietrza oraz strat tarcia na
Ğcianach komina. Przepáyw objĊtoĞciowy w kominie z pominiĊciem dziaáania
wiatru autorzy wyrazili równaniem [1]:
ܸሶ ൌ
ଵ
మ
ඨ୏౟ౙ ‫כ‬൬౏౥ౙ ൰ ା୏౥ౙ ା୤౥ౙ ౄ
౏౟ౙ
ీ౞
୭ୡ ඥʹοο
(1)
gdzie indeksy ic i oc odpowiednio oznaczają wlot i wylot, Dh – ĞrednicĊ
hydrauliczną komina, K jest sumą lokalnych wspóáczynników strat przepáywu,
f – wspóáczynnik tarcia, S – powierzchnie wlotu i wylotu powietrza, B – wspóáczynnik rozszerzalnoĞci cieplnej powietrza, który zmienia siĊ z zaleĪnoĞci od
temperatury, B = 1/T.
Badania zostaáy przeprowadzone na wielu wielopáaszczyznach. Sprawdzano kilka zaleĪnoĞci, m.in. wpáyw promieniowania sáonecznego na efektywnoĞü
wentylacji, wpáyw izolacji i wysokoĞci komina na wyniki badaĔ. Oto niektóre
z wniosków koĔcowych [1]:
1. Komin sáoneczny miaá wiĊkszą efektywnoĞü w granicy 10-22% w stosunku do komina tradycyjnego, na podstawie Ğrednich danych klimatycznych dla Portugalii.
2. W cieplejszych miesiącach energia sáoneczna ma wiĊkszy wpáyw na
zwiĊkszenie efektywnoĞci.
57
3. JeĞli komin sáoneczny jest murowany, to wskazane jest zastosowanie
izolacji zewnĊtrznej, poniewaĪ zwiĊksza to efektywnoĞü komina o ok.
60%; wystarczy 5 cm materiaáu izolacyjnego.
4. GruboĞü Ğcianki komina powinna byü uzaleĪniona od przeznaczenia
budynku. JeĞli chce siĊ uzyskaü poprawĊ wentylacji, naleĪy stosowaü
nie mniej niĪ 10 cm gruboĞci.
5. W procesie projektowania moĪna zmieniaü dwa parametry komina:
przekrój i wysokoĞü. Dla danych warunków nasáonecznienia korzystniej
jest, jeĞli szerokoĞü komina jest wiĊksza, a wysokoĞü mniejsza.
6. JeĞli do przyjĊtego modelu doáączono czynnik wiatru, nieznacznie
zmieniáy siĊ wyniki przepáywów (ok. 10%).
Ong i Chow [9] stworzyli model matematyczny dla komina sáonecznego
przedstawionego na rysunku 4. Przekrój komina to 0,48 m x 1,02 m, wysokoĞü
2,0 m. Komin z jednej strony zaopatrzony jest w szybĊ, pozostaáe trzy Ğciany
tworzą kanaá, przez który bĊdzie przepáywaáo powietrze. W pomieszczeniu od
strony komina jest izolacja. Kanaá w Ğrodku pomalowany jest na czarno, aby
zwiĊkszyü absorbcje promieniowania sáonecznego. Wlot powietrza znajduje siĊ
w dolnej czĊĞci komina, a wylot u góry.
Rys. 4. Model fizyczny komina sáonecznego [9]
Fig. 4. Physical model of solar chimney [9]
58
Powietrze wchodzi do komina o staáe temperaturze wlotowej (Tr). U góry
wychodzi ciepáe powietrze o temperaturze wylotowej (Tf,o). Temperatura na
powierzchni przeszklenia (Tg), na powierzchni Ğciany (Tw) i Ğrednia temperatura
powietrza w kanale (Tf) są staáe. ZaáoĪono, iĪ opory tarcia przyjmuje siĊ za
nieistotne.
Autorzy strumieĔ przepáywającego powietrza okreĞlają wzorem [9]:
୭ሶ ൌ ୢ
୅౥
ඥଵା୅౨
ଶ୥୐ሺ୘౜ ି୘౨ ሻ
ට
୘౨
(2)
Wspóáczynnik wypáywu Cd przyjĊto równy 0,6 wg autora innego opracowania Flourentzou: Ao í przekrój komina wylotowego (m2), Ai í przekrój komina wlotowego powietrza (m2), natomiast Ar jest zaleĪnoĞcią: Ar = Ao/Ai, L –
dáugoĞü Ğciany.
Wzorem (2) posáuĪyá siĊ kilka lat wczeĞniej Bansal [3].
PowyĪszy model nie uwzglĊdnia bezwáadnoĞci komina sáonecznego. Temat akumulacji ciepáa w obudowie komina poruszyli autorzy artykuáu [7],
przedstawiając dynamiczny model komina sáonecznego. Zadaniem badanego
komina sáonecznego miaáa byü poprawa wentylacji naturalnej nocą, kiedy nie
ma promieniowania sáonecznego. PrzyjĊto model z powierzchnią przeszkloną,
zorientowaną na poáudnie, w którym mur betonowy absorbuje ciepáo promieniowania sáonecznego. ZaáoĪono, ze komin jest oddzielony od budynku w celu
wyeliminowania jakichkolwiek wpáywów termicznych z budynku. SymulacjĊ
przeprowadzono dla rzeczywistych danych, aby wyniki móc porównaü z badaniami eksperymentalnymi. PrzyjĊto wzór na przepáyw wg Bansala [3]:
ሶ ൌ ୢ
ȡ౜ǡ౥ ‫כ‬୅౥
ඥଵା୅౨
ଶ୥୐ሺ୘౜ ି୘౨ ሻ
ට
୘౨
(3)
gdzie ȡf,o jest gĊstoĞcią powietrza przy wyjĞciu z komina.
Dla maksymalnego promieniowania sáonecznego na powierzchni pionowej
450 W/m2, dla przyjĊtego modelu przepáyw powietrza powinien byü z granicach
0,010-0,012 kg/s.
Autorzy opracowania [5] badali komin o takich samych wymiarach jak
powyĪszy model teoretyczny í 2 m wysokoĞci i szerokoĞü kanaáu 14,5 cm. Z tą
róĪnicą, iĪ nie uwzglĊdniali bezwáadnoĞci cieplnej komina. Komin miaá przeszklenie oraz metalową czarną páytĊ uáatwiającą akumulacjĊ ciepáa pochodzącego z promieniowania sáonecznego. W wynikach badaĔ podano, iĪ przy wartoĞci promieniowania sáonecznego 400 W/m2 strumieĔ masy powietrza wynosiá
0,014 kg/s. JednoczeĞnie podano, Īe temperatura na powierzchni przeszklenia
wynosiáa 345 K. Natomiast w badaniach teoretycznych modelu komina z bezwáadnoĞcią cieplną maksymalną temperaturĊ obliczono na 320 K. Stąd wynikają róĪnice w wartoĞciach przepáywów.
Inny model badawczy zostaá skonstruowany w poáudniowo-wschodniej
Hiszpanii na pustyni Tabernas (rys. 5). Usytuowanie z dala od innych obiektów
59
pozwala na zbadanie przepáywu powietrza i zjawisk zachodzących w kominie
sáonecznym, bez dodatkowych zakáóceĔ. Gáównym elementem komina jest
páyta absorbera o wysokoĞci 4,5 m, szerokoĞci 1 m i gruboĞci 0,15 m, wykonana ze zbrojonego betonu, pomalowana na kolor czarny. ĝciany boczne zostaáy
zaizolowane celem zmniejszenia strat ciepáa. Wlot powietrza do komina jest
w czĊĞci dolnej, a wylot na górze. Badania przeprowadzono 15 wrzeĞnia 2007 r.
Rys. 5. Komin sáoneczny (a) widok czĊĞci tylnej, (b) widok czĊĞci frontowej,
przeszklonej [2]
Fig. 5. Solar chimney (a) back view, (b) front view with glazing [2]
Podczas badaĔ autorzy uzyskali wartoĞci temperatury na powierzchni absorbera. OsiągnĊáy one wartoĞci maksymalne dwie godziny po maksymalnym
natĊĪeniu promieniowania sáonecznego, ze wzglĊdu na bezwáadnoĞü cieplną
absorbera. Mierzono takĪe temperaturĊ przeszklenia, uzyskując podobne wyniki
jak prze páycie absorbera. Maksymalne wartoĞci osiągniĊto w dwie godziny po
najwiĊkszej wartoĞci promieniowania. Kolejnym zagadnieniem, którym zajĊto
siĊ w czasie badaĔ, byáa temperatura powietrza na wlocie i powietrza wywiewanego. Temperatury te rosáy wraz ze wzrostem promieniowania sáonecznego,
podobnie jak temperatura na páycie absorbera i na przeszkleniu. Maksymalne
wartoĞci osiągnĊáy dwie godziny po poáudniu. Maksymalna wartoĞü przyrostu
temperatury 7oC zostaáa osiągniĊta o godz. 13.00. Badania wykazaáy, iĪ przepáyw powietrza ksztaátowaá siĊ w granicach 50-374 m3/h. Wraz ze wzrostem
prĊdkoĞci wiatru zwiĊkszaá siĊ przepáyw powietrza w górnej czĊĞci komina.
60
Charakterystycznym parametrem przepáywu powietrza jest wspóáczynnik
wypáywu Cd. UwzglĊdnia on nierównomierny rozkáad prĊdkoĞci wlotowych
powietrza, zmianĊ strumienia objĊtoĞci, chropowatoĞü wewnĊtrznych powierzchni komina itp. [2] W badaniach przeprowadzonych przez autorów
wspóáczynnik wypáywu równy jest 0,52. Korzystając ze wzoru, który proponują, moĪna obliczyü wartoĞü przepáywu powietrza przez komin (Qin) w m3/s:
୧୬ ൌ ୢ ‫ כ‬୭୳୲ *ሾʹ ‫ כ‬ሺοȀ୧୬ ሻ ‫ כ כ‬ሿଵȀଶ ‫ כ‬ሾሺͳ ൅ ଶ୰ ሻሿଵȀଶ
(4)
gdzie Aout jest powierzchnią przekroju na wylocie z komina (m2), H jest
wysokoĞcią komina (m), g przyspieszeniem ziemskim (m/s2), natomiast Ar jest
zaleĪnoĞcią: Ar = Ain/Aout, Ain – powierzchnia przekroju na wlocie do komina
(m2).
PODSUMOWANIE
Kominy sáoneczne jako element wspomagający dziaáanie wentylacji naturalnej w peáni speániają swoje zadanie. Ich zaletą jest bezobsáugowoĞü, bezawaryjnoĞü, brak haáasu i drgaĔ podczas dziaáania. Wykorzystanie kominów sáonecznych nie wymaga dodatkowego zuĪycia energii, co pozwala na znaczne
obniĪenie kosztów utrzymania obiektów. W procesie poznawczym funkcjonowania kominów dominują badania eksperymentalne oraz tworzenie modeli matematycznych przy uĪyciu metod komputerowych. Wielu autorów przy opisywaniu przepáywu powietrza korzysta ze wzoru, którym posáuĪyá siĊ Bansal [3].
Dokáadne badania nad procesami zachodzącymi w kominach sáonecznych caáy
czas trwają.
LITERATURA
[1] Afonso C., Oliveira A., 2000. Solar chimneys: simulation and experiment. Energy
and Buildings 32, 71-79.
[2] Arce J., Jimƴ nez M.J., Guzmƴ n J.D., Heras M.R., Alvarez G., Xamƴ n J., 2009.
Experimental study for natural ventilation on a solar chimney. Renewable Energy
34, 2928-2934.
[3] Bansal N., Mathur R., Bhandari M., 1993. Solar chimney for enhanced stack ventilation. Building and Environment 28, 373-377.
[4] ChalamoĔski M., 2012. Wykorzystanie kominów sáonecznych w wentylacji. IV
MiĊdzynarodowa Konferencja Naukowo-Techniczna Ogrzewanie i Wentylacja
w PrzemyĞle i Rolnictwie. Tuchola-TleĔ.
[5] Hirunlabh J., Kongduang W., Namprakai P., Khedari J., 1999. Study of natural
ventilation of houses by a metallic solar wall under tropical climate. Renewable
Energy 07, 109-119.
[6] Khanal R., Lei C., 2011. Solar chimney – passive strategy for natural ventilation.
Energy and Buildings 43, 1811-1819.
[7] Marti-Herrero J., Heras-Celemin M.R., 2007. Dynamic physical model for a solar
chimney. Solar Energy 81, 614-622.
61
[8] Ong K.S., 2003. A mathematical model of a solar chimney. Renewable Energy 28,
1047-1060.
[9] Ong K.S., Chow C.C., 2003. Performance of a solar chimney. Solar Energy 74, 1-17.
MATHEMATICAL MODELS OF SOLAR CHIMNEYS
Abstract. At this time, when energy saving is a key task for the society, there
is a return to the system, using the forces of nature. Natural ventilation
provides fresh air to the building, in order to dilute the flavor, reduce the
concentration of pollutants, providing oxygen for breathing, while increasing
comfort. Gravity ventilation is the most common form of supply of fresh air
into the room. Unfortunately it does not always work in the efficiency as it
should. Solar chimneys are a great part of supporting natural ventilation
system. They are similar to a traditional chimney, with the exception glazing
which is situated of the southern wall. Their working is based on the use of
solar energy. There are many research, which describe the processes occurring
in the solar chimney. This article presents a few of them, emphasizing the
assumptions and formulas adopted for the calculation of the air flow in the
chimney. Selected research on vertical solar chimneys.
Keywords: solar chimney, natural ventilation, mathematical model, passive
ventilation systems, building
BADANIA OSADÓW DENNYCH ZBIORNIKA
ZAPOROWEGO ĩUR
Jacek CieĞciĔski, Jerzy K. Garbacz*1
Streszczenie. W pracy przedstawiono dotychczasowy dorobek Katedry
Ksztaátowania i Ochrony ĝrodowiska w pozyskiwaniu i ocenie materiaáu doĞwiadczalnego na temat miąĪszoĞci osadów dennych w Zbiorniku ĩurskim.
Zastosowanie unikalnej techniki pomiarów, z wykorzystaniem nurkowania
swobodnego, moĪliwe byáo w oparciu o zaplecze terenowej stacji badawczej
zlokalizowanej w miejscowoĞci TleĔ. Systematyczne uaktualnianie bazy danych pozwala na weryfikacjĊ hipotez odnoĞnie statystycznej istotnoĞci korelacji pomiĊdzy miąĪszoĞcią osadów dennych, a innymi charakterystykami
badanego akwenu.
Sáowa kluczowe: zbiornik zaporowy, osad denny, morfometria zbiornika,
korelacja, istotnoĞü statystyczna
WPROWADZENIE
CzĊĞü spoĞród ponad 100 sztucznych zbiorników zaporowych istniejących
w Polsce poáoĪona jest na obszarze województwa kujawsko-pomorskiego. Poza
wzglĊdnie duĪymi zbiornikami zaporowymi utworzonymi w wyniku przegrodzenia zaporami koryt Wisáy, Brdy i Wdy na terenie województwa znajduje siĊ
ponad 70 obiektów piĊtrzących wody rzek i jezior. NajwiĊkszym z nich jest
Zbiornik Wáocáawski o powierzchni 70,4 km2 i objĊtoĞci wody 408 mln m3.
Drugie miejsce zajmuje Zbiornik Koronowski (15,6 km2 i 80,6 mln m3), a trzecie Zbiornik ĩurski (4 km2 i 16 mln m3). Zbiorniki zaporowe na terenie województwa kujawsko-pomorskiego naleĪą do kategorii sztucznych jezior niĪowych. Dla zwiĊkszenia objĊtoĞci w niektórych zbiornikach (na przykáad Jezioro
Wáocáawskie) wznosi siĊ obwaáowania chroniące niĪej poáoĪone tereny. Zbiorniki nizinne, ze wzglĊdu na niewielką gáĊbokoĞü Ğrednią, mają znacznie wiĊkszą
powierzchniĊ przy porównywalnej (do górskich) objĊtoĞci wody.
W przeciwieĔstwie do jezior naturalnych, które tylko w niewielkim procencie wykorzystywane są gospodarczo, kaĪde jezioro zaporowe tworzone jest
w okreĞlonym celu. DziewoĔski [7] zaproponowaá podziaá tych akwenów
w zaleĪnoĞci od wielkoĞci i peánionej funkcji. Są zbiorniki, których zadaniem
jest: áagodzenie skutków powodzi, retencjonowanie wody dla potrzeb rolnictwa,
uáatwianie Īeglugi czy zatrzymywanie wody w czasie maáego zapotrzebowania
* dr inĪ. Jacek CIEĝCIēSKI, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska,
prof. dr hab. Jerzy K. GARBACZ, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP,
Uniwersytet Mikoáaja Kopernika w Toruniu, Collegium Medicum w Bydgoszczy
64
na energiĊ elektryczną i oddawania jej w godzinach szczytu. WiĊkszoĞü zbiorników w praktyce áączy jednak dwie lub kilka funkcji. Nawet jeziora zaporowe,
które powinny sáuĪyü wyáącznie retencjonowaniu wody na potrzeby komunalne
dla miast (np. Czaniec na Górnym ĝląsku, Besko í uzdrowiska Iwonicz Zdrój,
Dobczyce í woda dla Krakowa, Jezioro ZegrzyĔskie í woda dla Warszawy),
byáy i są wykorzystywane do celów rekreacji i turystyki [9]. Zalew Koronowski
jest równieĪ przykáadem takiego zbiornika. Powstaá w 1960 roku wskutek przegrodzenia rzeki w 49,14 km jej biegu zaporą typu ziemnego w Pieczyskach.
Zapora o dáugoĞci 340 m i wysokoĞci 25 m pozwala na zretencjonowanie ponad
80 milionów metrów szeĞciennych wody dopáywającej do zbiornika rzekami:
Brdą, Kamionką, SĊpolenką i Krówką oraz kilkoma drobniejszymi ciekami.
Zalew, nazywany teĪ Jeziorem Koronowskim, ma dáugoĞü 27 kilometrów i powierzchniĊ 15,6 kilometrów kwadratowych. Zlewnia obejmuje znaczny fragment kompleksu leĞnego „Bory Tucholskie”.
Rzeka Brda przepáywa przez obszary objĊte róĪnymi formami ochrony,
w tym przez Park Narodowy „Bory Tucholskie” i parki krajobrazowe – Zaborski, Tucholski i KrajeĔski. PoáoĪenie zlewni Brdy na terenach wielkoprzestrzennych form ochrony, jakimi są wymienione parki, w duĪej mierze
wpáywa na stan czystoĞci rzeki oraz zachowanie jej naturalnego charakteru.
Brda – wpáywając na teren województwa kujawsko-pomorskiego w powiecie
tucholskim – zasilana jest kilkoma ciekami, które mają istotny wpáyw zarówno
na iloĞü jak i jakoĞü wody w rzece. WaĪniejszymi lewobrzeĪnymi dopáywami
Brdy na terenie powiatu tucholskiego są: Czerska Struga, Bielska Struga, Ruda
i Szumionka, a prawobrzeĪnymi í Raciąska Struga i rzeka Kicz. Do ujĞcia Bielskiej Strugi Brda páynie w swym Ğrodkowym biegu mocno meandrując. W dolnym biegu, od ujĞcia Bielskiej Strugi páynie ze zwiĊkszonym spadkiem
i w dalszym ciągu wąską, gáĊboko wciĊtą doliną wraz z malowniczym przeáomem w miejscu zwanym „Piekieákiem”. „Opuszczając” gminĊ Gostycyn rzeka
wpáywa do Zbiornika Koronowskiego, który równieĪ objĊty jest ochroną, naleĪy bowiem do Koronowskiego Obszaru Krajobrazu Chronionego oraz stanowi
fragment korytarza ekologicznego o znaczeniu krajowym utworzonego jako
element sieci ekologicznej ECONET í Polska.
Tak wyjątkowa lokalizacja, urozmaicona linia brzegowa, piĊkne lasy
w otoczeniu Jeziora Koronowskiego oraz inne walory sprzyjają rozwojowi turystyki i rekreacji zorganizowanej i niezorganizowanej. Niestety wieloletnie zaniedbania w zakresie niewáaĞciwego zagospodarowania Ğcieków z obiektów
poáoĪonych w zlewni i bezpoĞrednio przy zalewie wpáywaáy na záy stan sanitarny i eutrofizacjĊ wód. W takiej sytuacji nieáatwe jest pogodzenie rozwoju infrastruktury turystyczno-rekreacyjnej z retencjonowaniem wody. W niezbyt odlegáym CzyĪkówku (17,5 km biegu Brdy), po infiltracji, a nastĊpnie uzdatnieniu
tĊ samą wodĊ wykorzystuje siĊ do zaopatrzenia aglomeracji bydgoskiej. Niewątpliwie duĪe znaczenie w procesie naturalnego samooczyszczania wody mają
zbiorniki w Tryszczynie i Smukale, poáoĪone pomiĊdzy Zalewem Koronowskim a ujĊciem wody w CzyĪkówku. Zbiornik w Tryszczynie ma powierzchniĊ
Badania osadów dennych zbiornika zaporowego ĩur
65
3
okoáo 87 ha i pojemnoĞü caákowitą 2,2 mln m i odpowiednio w Smukale 93,6
ha i pojemnoĞü caákowitą okoáo 2,22 miliona m3 [14]. Brda od ujĞcia ze Zbiornika Koronowskiego oraz wymienione zbiorniki otoczone są obszarem strefy
ochronnej ujĊcia wody powierzchniowej „CzyĪkówko”. Nakazy i zakazy
w obrĊbie tej strefy (okoáo 32 km dáugoĞci) zawarte są w rozporządzeniu Dyrektora Regionalnego Zarządu Gospodarki Wodnej w GdaĔsku [15]. Rozporządzenie to istotnie modyfikuje wczeĞniejsze decyzje w tej sprawie [5, 6].
CHARAKTERYSTYKA ZBIORNIKA ZAPOROWEGO ĩUR
Zbiornik ĩur bĊdący przedmiotem opracowania powstaá w latach trzydziestych XX wieku wskutek przegrodzenia rzeki Wdy w 33,8 km jej biegu zaporą
typu ziemnego o wysokoĞci okoáo 14,5 m. Prace zasadnicze przy budowie zapory realizowano w latach 1929-1930. Podstawowym celem inwestycji byáa produkcja energii elektrycznej na potrzeby rozwijającego siĊ wówczas portu
w Gdyni. Po wypeánieniu powstaá zbiornik o pojemnoĞci 16 mln m3 i powierzchni ponad 400 ha. PoniĪej (zapora w miejscowoĞci Gródek), jako podstopieĔ zabezpieczający, utworzono mniejszy zbiornik o pojemnoĞci 5,5 mln m3.
Powierzchnia nowo powstaáego zbiornika wyniosáa 440 ha, objĊtoĞü zmagazynowanej wody to 16 mln m3. Niewielka Ğrednia gáĊbokoĞü (4 m) ogranicza
dopuszczalne wahania poziomu wody (do 70 cm). RównieĪ gáĊbokoĞci maksymalne nie są imponujące, przy samej zaporze najgáĊbsze miejsce nie przekracza
15 m, natomiast w obrĊbie dawnego koryta rzeki nie wiĊcej niĪ 10 m. Zbiornik
o áącznej dáugoĞci 9,3 km ma wydáuĪony ksztaát z kilkoma bocznymi odgaáĊzieniami i rozlewiskiem w górnej czĊĞci w miejscowoĞci TleĔ. Caákowita
powierzchnia zlewni Jeziora ĩurskiego wynosi 1837,9 km2, z czego przypada
na [11]:
x zlewniĊ Wdy do Jeziora ĩurskiego
– 1440,3 km2
x zlewniĊ Prusiny
– 192,2 km2
x zlewniĊ Ryszki
– 103,5 km2
x zlewniĊ strugi Osie
– 12,7 km2
x zlewniĊ strugi Grzybek
–
8,7 km2
x pozostaáy obszar
– 80,5 km2
W skali Polski zbiornik ten naleĪy do grupy maáych [9] i niewiele znaczących w ogólnym bilansie energetycznym, natomiast na obszarze Pomorza jest
drugim co do wielkoĞci po Zbiorniku Koronowskim. PodobieĔstwo do Zbiornika Koronowskiego dotyczy równieĪ coraz wiĊkszego znaczenia turystyki i rekreacji w gospodarce regionu. ĝwiadczy o tym ciągáy rozwój bazy turystycznej
w Tleniu, Osiu, Starej Rzece i innych osadach. O walorach przyrodniczych
i znaczeniu tego zbiornika w ochronie najcenniejszych fragmentów kompleksu
leĞnego „Bory Tucholskie” najlepiej Ğwiadczy fakt, Īe Wdecki Park Krajobrazowy utworzono wokóá jeziora zaporowego ĩur. W charakterystykach i opisach
walorów przyrodniczych i turystycznych zbiornik nazywany coraz czĊĞciej
66
Jeziorem ĩurskim i lokalizowany jest jako oĞ parku krajobrazowego. Coraz
wiĊksze znaczenie innych (niĪ energetyczna) funkcji predysponuje ten zbiornik
do grupy wielozadaniowych wedáug podziaáu zaproponowanego przez DziewoĔskiego [7].
Gáównymi dopáywami decydującymi o zasilaniu zbiornika Wda o Ğrednim
przepáywie SSQ = 11,1 m3/s, Prusina (1,1 m3/s) Ryszka (0,16 m3/s) [17]. Woda
z tych dopáywów jest w stanie wypeániü zbiornik w ciągu okoáo 14 dni. Zbiornik ĩurski jest zatem zbiornikiem o krótkim czasie retencji i caákowita wymiana
wody zachodzi w nim okoáo 25-krotnie w ciągu roku. Wedáug kryterium przyjĊtego przez Starmacha [16] (wymiana wody ponad 10-krotnie w ciągu roku)
Zbiornik ĩurski naleĪy do grupy przepáywowych í reolimnicznych (wymiana
wody ponad 10 razy ciągu w roku).
Zlewnia Jeziora ĩurskiego w podziale regionalnym Polski wedáug Kondrackiego [13] obejmuje Bory Tucholskie i RówninĊ ĝwiecką. Obie te jednostki
fizyczno-geograficzne są mezoregionami wiĊkszej jednostki – makroregionu
Pojezierza Poáudniowo-Pomorskiego, które z kolei wchodzi w skáad Pojezierza
Poáudniowobaátyckiego. W obszarze Borów Tucholskich niemal w caáoĞci leĪy
zlewnia rzeki Prusiny oraz fragment obszaru bezodpáywowego wokóá jeziora
Trzebciny. Znaczna czĊĞü zlewni zbiornika znajduje siĊ na obszarze Równiny
ĝwieckiej. Są to krajobrazy máodoglacjalne: sandrowo-pojeziorne (w obrĊbie
Borów Tucholskich) oraz równiny i wzniesienia morenowe (w obrĊbie Równiny ĝwieckiej). Niezwykle malowniczy jest krajobraz dolin rzek dopáywających
do zalewu: Wdy, Prusiny, Ryszki, oraz strug Osie i Grzybek.
DuĪe znaczenie w ksztaátowaniu krajobrazu mają warunki klimatyczne panujące w obrĊbie zlewni Jeziora ĩurskiego. Są one typowe i porównywalne dla
pozostaáych krain NiĪu Polskiego. Obszar ten charakteryzuje przejĞciowoĞü,
wynikająca z oddziaáywania mas powietrza polarno-morskiego i polarno-kontynentalnego. Mniejszy wpáyw wywierają masy powietrza zwrotnikowego
i arktycznego. Wiatry o kierunku wschodnim przynoszą pogodĊ suchą, ciepáą
latem i mroĨną zimą. Wpáywy oceaniczne zwiĊkszają wilgotnoĞü, przynosząc
latem ocháodzenie, a zimą ocieplenie i zwiĊkszoną iloĞü opadów atmosferycznych. Budowa geologiczna, zróĪnicowanie rzeĨby, klimat, szata roĞlinna, stosunki wodne oraz przemiany antropogeniczne zdecydowaáy o wyksztaáceniu siĊ
w zlewniach gleb bielicowych, brunatnych, brunatnych wáaĞciwych, czarnych
ziem wáaĞciwych i zdegradowanych, torfowych, i murszowo-mineralnych. Procesy erozyjne w dolinach cieków wpáynĊáy na urozmaicenie linii brzegowej.
Wyerodowany materiaá, wczeĞniej niesiony w rzece, z chwilą utworzenia
sztucznego zbiornika ulega akumulacji.
WYPàYCANIE ZBIORNIKA
Rzeka wpáywając do zbiornika gwaátownie traci szybkoĞü i rozpoczyna siĊ
proces akumulacji. Najpierw sedymentują zawiesiny o duĪym ciĊĪarze wáaĞciwym, utrzymywane dotąd w wodzie przez intensywny, turbulencyjny ruch. Im
67
drobniejsze i lĪejsze cząstki zawieszone w wodzie, tym dalej mogą páynąü
wzdáuĪ zbiornika, nawet poza zaporĊ. Jest to naturalny proces segregacji i zróĪnicowania osadów. Poza áadunkiem zawiesiny dostarczonej do zbiornika z wodą dopáywów, w samym zbiorniku í jeĞli czas retencji jest dostatecznie dáugi í
rozwija siĊ plankton, którego szczątki w zaleĪnoĞci od warunków opadają
w zróĪnicowanym tempie. Plankton musi mieü okreĞlony czas, aby siĊ rozwinąü. W niewielkiej, zwáaszcza szybko páynącej rzece warunki do tego przewaĪnie są niesprzyjające. Rozwój zaczyna siĊ dopiero w zbiorniku i trwa dla fitoplanktonu zaledwie kilka dni, a dla zooplanktonu, zwáaszcza skorupiaków, okoáo 2 tygodni [12]. W Zbiorniku ĩurskim woda nie páynie jednolicie caáą powierzchnią. Są miejsca zastoisk (strefy lenityczne, jeziorne) i widocznego przepáywu wody przypominające warunki w rzece.
Skutki procesu „starzenia” zbiornika są juĪ widoczne „goáym okiem”
w obrĊbie ujĞcia Wdy i Prusiny. RoĞlinnoĞü wodna wynurzona wystĊpuje
w miejscach wypáyceĔ, które obejmują coraz wiĊkszą powierzchniĊ, juĪ niemal
do mostu kolejowego. Jest to rejon cofki zalewu, w którym wody tych rzek
wpáywając do zbiornika tracą szybkoĞü. WĞród czynników, które prawdopodobnie decydują o wypáycaniu Zbiornika ĩurskiego – poza materią dostarczoną
przez dopáywające rzeki i abrazją strefy przybrzeĪnej, niewątpliwie naleĪy
uwzglĊdniü skutki eutrofizacji [10].
Wypáycanie rozpoczyna siĊ z chwilą przegrodzenia rzeki zaporą i zachodzi
nieprzerwanie. Proces ten jest jednym z waĪniejszych wskaĨników degradacji
zbiorników zaporowych. Stąd teĪ ustalenie iloĞci osadów oraz przyczyn i tempa
wypáycania naleĪy do waĪnych zagadnieĔ badawczych związanych ze zbiornikami zaporowymi. Jezioro ĩurskie moĪe byü reprezentatywne dla zbiorników
zaporowych zlokalizowanych w zlewni rzeki Brdy i Wdy. Proces zamulania
zachodzi tu nieprzerwanie od ponad osiemdziesiĊciu lat.
Katedra Ksztaátowania i Ochrony ĝrodowiska od wielu lat prowadzi badania osadów dennych zgromadzonych w zbiorniku ĩur. Koncepcja wykorzystania techniki nurkowania swobodnego w ocenie iloĞci osadów dennych zalegających w Zbiorniku ĩurskim moĪliwa byáa do zrealizowania przez pracowników
Katedry, mających odpowiednie uprawnienia i wieloletnie doĞwiadczenie
w badaniach podwodnych. DuĪym uáatwieniem byáo zaplecze techniczne Terenowej Stacji Badawczej w Tleniu oraz specjalistyczny sprzĊt niezbĊdny do tak
unikalnych badaĔ. Wykorzystanie techniki nurkowania swobodnego wymagaáo
jednak zweryfikowania zalet i wad tej metody w praktyce [2]. Potwierdzono
przydatnoĞü tej metody gáównie ze wzglĊdu na moĪliwoĞü precyzyjnego ustalenia granicy pomiĊdzy osadem (nawet bardzo uwodnionym) a wodą nad dnem.
Niewątpliwą wadą metody nurkowania swobodnego jest trudnoĞü z jej
upowszechnieniem. W związku z tym wskazano na alternatywną metodĊ pomiaru miąĪszoĞci osadów dennych z zamarzniĊtej powierzchni zbiornika. Porównano tĊ metodĊ bezpoĞrednio z pomiarem pod wodą, przedstawiając zalety
i wady obu [1]. W porównaniu wskazano, Īe dla pojedynczych lub kilku sondowaĔ w zakresie gáĊbokoĞci wody 10-40 m i miąĪszoĞci osadów nieprzekra-
68
czającej 3-5 m, zdecydowanie bardziej precyzyjna jest metoda z wykorzystaniem nurkowania swobodnego. Natomiast przy áącznej gáĊbokoĞci wody i miąĪszoĞci osadów dennych nieprzekraczającej 12 m (w tym osadów nie wiĊcej niĪ
3-5 m) moĪliwe jest zastosowanie obu metod. Jednak ze wzglĊdu na koszty
i wysiáek, korzystniejsza jest metoda pomiarów z lodu, choü oczywistym ograniczeniem w zastosowaniu pomiarów „z lodu” jest istnienie obejmującej caáy
zbiornik pokrywy lodowej o odpowiedniej bezpiecznej gruboĞci.
Przeprowadzono pomiary miąĪszoĞci osadów w reprezentatywnych przekrojach dla róĪnych czĊĞci zalewu [4]. W trakcie realizacji pomiarów stwierdzono, Īe kluczowe znaczenie dla ich powtarzalnoĞci ma precyzyjna identyfikacja punktów pomiarowych w terenie i na mapie. Stwierdzono takĪe, Īe odwoáywanie siĊ do punktów charakterystycznych na brzegach zbiornika jest maáo
precyzyjne i nie daje gwarancji odtworzenia ich lokalizacji w przyszáoĞci.
W związku z tym zastosowano urządzenia GPS w badaniach miąĪszoĞci osadów dennych dla precyzyjnej rejestracji punktów pomiarów [3]. Wykorzystanie
odbiornika satelitarnego GPS do lokalizacji punktów pomiarowych i bazowych
w przekrojach wykazuje istotną przewagĊ nad wczeĞniejszymi metodami oznaczania tych punktów. Zastosowanie tej techniki w lokalizacji dowolnego punktu
w obrĊbie zbiornika oraz w przekroju pomiarowym znacząco upraszcza i przyspiesza powtórną lokalizacjĊ tego punktu.
Kolejnym etapem badaĔ byáa weryfikacja hipotez odnoĞnie statystycznej
istotnoĞci korelacji pomiĊdzy miąĪszoĞcią osadów dennych a innymi charakterystykami badanego akwenu [8]. Podstawą weryfikacji byáo zebranie reprezentatywnego materiaáu doĞwiadczalnego na temat miąĪszoĞci osadów dennych
w Zbiorniku ĩurskim.
Punkty i przekroje pomiarowe ustalono z uwzglĊdnieniem czterech charakterystycznych czĊĞci zbiornika (rys. 1). PrzyjĊto, Īe kaĪda z nich stanowi odrĊbny basen i reprezentuje: centralne rozlewisko (basen „C”), strefy zasilania
przez najwiĊksze rzeki WdĊ i PrusinĊ (basen „A”), obszar zasilany przez RyszkĊ
(basen „B”) i obszar pomiĊdzy centralnym rozlewiskiem a zaporą (basen „D”).
W poszczególnych czĊĞciach zbiornika uwzglĊdniono nastĊpującą liczbĊ
punktów pomiarowych:
x basen „A” – 9 punktów pomiarowych i przekrój A1 (143 m dáugoĞci),
x basen „B” – 20 punktów pomiarowych i przekroje B1 (172 m) oraz
B2 (63 m),
x basen „C” – 18 punktów pomiarowych i przekrój C1 (365 m),
x basen „D” – 26 punktów pomiarowych i przekroje D1 (158 m),
D2 (216 m), D3 (216 m),
69
Rys. 1. Lokalizacja punktów pomiarowych i wyodrĊbnionych
obszarów zbiornika [8]
Fig. 1. The location of the measurement points in isolated areas of the reservoir [8]
Na podstawie rezultatów przeprowadzonych pomiarów okreĞlono Ğrednią
miąĪszoĞü osadów dennych w wyodrĊbnionych czĊĞciach badanego akwenu.
Wyniki obliczeĔ z dokáadnoĞcią do 1 cm (ze wzglĊdu na precyzjĊ pomiaru)
przedstawiono w tabeli 1.
Tabela 1. ĝrednia miąĪszoĞü osadów dennych w wybranych obszarach Zbiornika
ĩurskiego [8]
Table 1. The average bottom sediment thickness in the choosen areas of ĩur reservoir [8]
Obszar
A
B
C
D
Liczba punktów
pomiarowych
45
56
50
102
ĝrednia miąĪszoĞü
[cm]
96
70
64
70
Odchylenie standardowe
[cm]
95
45
34
36
70
Otrzymane rezultaty Ğwiadczą o maáej reprezentatywnoĞci wartoĞci Ğredniej dla oceny iloĞci osadu dennego; w kaĪdym z uwzglĊdnionych obszarów
Zbiornika ĩurskiego odchylenie standardowe przekracza bowiem poáowĊ wyniku uĞrednienia, a w obszarze „A” obydwie liczby są praktycznie jednakowe.
Sytuacja taka nie daje podstaw do wiarygodnego wnioskowania statystycznego,
a ewentualna kontynuacja tego kierunku badaĔ wymagaáaby znacznie wiĊkszej
liczby punktów pomiarowych pokrywających duĪo dokáadniej poszczególne
czĊĞci zbiornika. Jako podejĞcie alternatywne przyjĊto moĪliwoĞü okreĞlenia
korelacji (wzdáuĪ wytypowanych przekrojów poszczególnych czĊĞci zbiornika)
pomiĊdzy miąĪszoĞcią osadów dennych a:
x gáĊbokoĞcią zbiornika w punkcie pomiaru,
x odlegáoĞcią punktu pomiaru od brzegu.
Dla oceny siáy związku pomiĊdzy miąĪszoĞcią osadu a gáĊbokoĞcią zbiornika, miąĪszoĞcią osadu dennego a odlegáoĞcią od brzegu oraz gáĊbokoĞcią
zbiornika i odlegáoĞcią od brzegu wybrano wspóáczynnik korelacji oraz wartoĞci testu t, na istotnoĞü wspóáczynnika korelacji r. Dla oceny zróĪnicowania
Ğredniej miąĪszoĞci w poszczególnych obszarach jako kryterium wybrano wartoĞü Ğrednią miąĪszoĞci oraz odchylenie standardowe. W wyniku przeprowadzonej analizy ustalono, Īe w przeciwieĔstwie do pracocháonnych i w maáym
stopniu reprezentatywnych oznaczeĔ Ğredniej miąĪszoĞci osadów dennych
w zbiorniku, duĪo bardziej obiecująco przedstawiają siĊ rezultaty badania korelacji pomiĊdzy miąĪszoĞcią a gáĊbokoĞcią lub odlegáoĞcią od brzegu [8].
Zwáaszcza pierwsza z tych korelacji operująca parą zmiennych dostĊpnych
w tym samym pomiarze, stwarza uzasadnioną nadziejĊ na moĪliwoĞü opracowania nieskomplikowanej metodyki i prostego algorytmu dla wiarygodnego
okreĞlenia iloĞci osadów dennych w badanym zbiorniku wodnym.
PODSUMOWANIE
MoĪna stwierdziü, Īe przedstawione w pracy wyniki stanowią, w zamierzeniu autorów, studium przygotowawcze do pogáĊbionych badaĔ nad zróĪnicowaniem miąĪszoĞci w poszczególnych obszarach zbiornika i do sformuáowania algorytmu, który pozwoli okreĞliü caákowitą iloĞü zalegających w zbiorniku
osadów.
LITERATURA
[1] Chodakowski K., CieĞciĔski J., Dąbkowski R., Kozáowski A., 2007. Porównanie
manualnych technik pomiaru miąĪszoĞci osadów dennych w Zbiorniku ĩurskim.
[W:] Diagnozowanie stanu Ğrodowiska metody badawcze – prognozy. Kompleksowe badania i ochrona Ğrodowiska naturalnego, zbiór rozpraw pod red. J. Garbacza,
Bydgoskie Towarzystwo Naukowe, 91-100.
71
[2] Chodakowski K., CieĞciĔski J., Kozáowski A., Dąbkowski R., 2005. WstĊpna koncepcja techniki pomiaru miąĪszoĞci osadów dennych dla potrzeb oceny tempa wypáycania zbiornika Zaporowego ĩur. [W:] Diagnozowanie stanu Ğrodowiska metody badawcze – prognozy. Kompleksowe badania i ochrona Ğrodowiska naturalnego, Bydgoskie Towarzystwo Naukowe, 144-151.
[3] CieĞciĔski J., Ciechalski J., Dąbkowski R., Kozáowski A., Chodakowski K., 2009.
Uwagi o przydatnoĞci odbiornika satelitarnego (GPS) w badaniach miąĪszoĞci osadów dennych zbiornika ĩurskiego z wykorzystaniem nurkowania swobodnego. [W:]
Diagnozowanie stanu Ğrodowiska metody badawcze – prognozy. Kompleksowe badania i ochrona Ğrodowiska naturalnego, Bydgoskie Towarzystwo Naukowe, 9-14.
[4] CieĞciĔski J., Dąbkowski R. Kozáowski A., Chodakowski K., 2008. WstĊpna ocena tempa wypáycania centralnej czĊĞci Zalewu ĩurskiego. [W:] Diagnozowanie
stanu Ğrodowiska metody badawcze – prognozy. Kompleksowe badania i ochrona
Ğrodowiska naturalnego, Bydgoskie Towarzystwo Naukowe.
[5] Decyzja Prezydium Wojewódzkiej Rady Narodowej Wydziaáu Gospodarki Wodnej i Ochrony Powietrza z dnia 4 wrzeĞnia 1970 roku.
[6] Decyzja Wojewody Bydgoskiego nr ROĝ-Oĝ-X6210/1381/97 z 19 sierpnia 1997 r.
[7] DziewoĔski Z., 1973. Rolnicze zbiorniki retencyjne. PWN Warszawa.
[8] Garbacz J.K., CieĞciĔski J., Dąbkowski R., Kozáowski A., 2010. ReprezentatywnoĞü wyników pomiarów miąĪszoĞci w wybranych punktach zbiornika zaporowego ĩur dla potrzeb oceny iloĞci osadów dennych. [W:] Diagnozowanie stanu Ğrodowiska metody badawcze – prognozy. Kompleksowe badania i ochrona Ğrodowiska naturalnego, Bydgoskie Towarzystwo Naukowe.
[9] Gáodek J., 1985. Jeziora zaporowe Ğwiata. PWN Warszawa.
[10] GoszczyĔski J., Jutrowska E., 2000. Uwagi do wskazaĔ metodycznych do projektów i eksploatacji monitoringu zbiorników zaporowych. Krajowa Konf. Zbiorniki
Zaporowe, Metody BadaĔ i Ocen JakoĞci Wód, Zacisze.
[11] IMGW, 1983. Podziaá hydrograficzny Polski. Zestawienie liczbowo-spisowe.
Warszawa.
[12] Kajak Z., 1998. Hydrobiologia-Limnologia. Ekosystemy wód Ğródlądowych. PWN
Warszawa.
[13] Kondracki J., 1978. Geografia fizyczna Polski. PWN Warszawa.
[14] Roczniki statystyczne województwa kujawsko-pomorskiego, GUS.
[15] Rozporządzenie Nr 10/2012 Dyrektora regionalnego Zarządu Gospodarki Wodnej
w GdaĔsku z dnia 4 grudnia 2012 w sprawie ustanowienia strefy ochronnej ujĊcia
wody powierzchniowej „CzyĪkówko” z rzeki Brdy dla Miasta Bydgoszczy.
[16] Starmach K., Wróbel S., Pasternak K., 1978. Hydrobiologia. PWN Warszawa.
[17] WIOĝ Bydgoszcz, 2001. Raport o stanie Ğrodowiska województwa kujawsko-pomorskiego w 2000 roku. Biblioteka Monitoringu ĝrodowiska Bydgoszcz.
72
INVESTIGATION ON BOTTOM SEDIMENTS
IN THE ĩUR RESERVOIR
Abstract. The work has presented actual achievements of Environment
Cultivation and Protection Faculty in acquisition and evaluation of empirical
material on thickness of bottom debris of ĩurski reservoir. Application of an
unique measurement technique with the use of freediving was possible with
the support of research facility located in TleĔ. Systematic updating of the
database enables to verify hypotheses on statistical relevance of correlation
between the thickness of the debris and other characteristics of the reservoir.
Keywords: reservoir, bottom sediment, morphometry, correlation, statistical
significance
OPIS FIZYCZNEJ ADSORPCJI GAZÓW
NA CIAàACH STAàYCH – WYBÓR METODY
A ZASÓB INFORMACJI O MODELU
Jerzy K. Garbacz, Mieczysáaw Stachowiak*1
Streszczenie. RealizacjĊ celu pracy oparto na analizie dwóch najpopularniejszych koncepcji opisu adsorpcji gazów na homogenicznych powierzchniach
ciaá staáych, tj. na monowarstwowym modelu Langmuira oraz na wielowarstwowym modelu Brunauera, Emmetta i Tellera. Prezentując wyprowadzenia
odpowiednich izoterm adsorpcji potwierdzono zasadniczą równowaĪnoĞü
metod, odpowiednio, kinetycznej, quasi-chemicznej oraz termodynamicznostatystycznej. Dowiedziono równoczeĞnie ich nierównocennoĞci pod wzglĊdem poznawczym, ukazując granice kompetencji interpretacyjnych dwóch
pierwszych spoĞród nich i niezastĊpowalnoĞü trzeciej jako warunek uzyskania peánej informacji o kaĪdym z analizowanych modeli.
Sáowa kluczowe: adsorpcja, model teoretyczny, metoda opisu, walor
poznawczy
WPROWADZENIE
Klasa zjawisk fizykochemicznych, zwanych umownie powierzchniowymi,
obejmuje takie phenomena, jak na przykáad flotacja, adhezja czy adsorpcja.
W licznych opracowaniach naukowych i jeszcze liczniejszych, popularyzujących osiągniĊcia nauki podkreĞlano wielokrotnie istotną, a niekiedy wrĊcz kluczową rolĊ tych zjawisk w obszarach poznania i praktyki związanych, miĊdzy
innymi, z kinetyką chemiczną, katalizą heterogenną, chromatografią, transportem metabolitów przez báony biologiczne, rafinacją produktów przemysáu chemicznego i spoĪywczego, indywidualną ochroną dróg oddechowych, ochroną
powietrza atmosferycznego, oczyszczaniem Ğcieków, uzdatnianiem wody pitnej, szeroko pojĊtą inĪynierią Ğrodowiska naturalnego oraz wieloma innymi,
których szczegóáowy katalog przekraczaáby ramy niniejszego opracowania.
Utylitarny walor procesów zachodzących na granicach rozdziaáu faz stanowi
równoczeĞnie bezdyskusyjne uzasadnienie dla, ukierunkowanych na nie, badaĔ
teoretycznych mających za przedmiot miĊdzy innymi fizykochemiczne uwarunkowania równowagi termodynamicznej w rozwaĪanych ukáadach makroskopowych. Udana realizacja tak okreĞlonego celu, a zwáaszcza wysoki stopieĔ
szczegóáowoĞci uzyskanych w jej toku rezultatów, wymagają speánienia szeregu
* prof. dr hab. Jerzy K. GARBACZ, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP,
Uniwersytet Mikoáaja Kopernika w Toruniu, Collegium Medicum w Bydgoszczy,
dr inĪ. Mieczysáaw STACHOWIAK, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP
74
warunków, poĞród których pierwszorzĊdną rolĊ odgrywają zarówno jednoznaczne zaáoĪenia modelowe tworzące fizyczny obraz zjawiska, jak i wáaĞciwy
wybór metody badawczej. SáusznoĞci metodologicznego aspektu powyĪszego
stwierdzenia nie podwaĪają, jak zostanie wykazane w dalszej czĊĞci opracowania, liczne przypadki zasadniczej równowaĪnoĞci róĪnych metod w kontekĞcie
rozwiązaĔ finalnych. Przedstawione poniĪej rozwaĪania dotyczą trzeciego
w kolejnoĞci wymienionych tu zjawisk powierzchniowych, tj. adsorpcji, a ĞciĞlej mówiąc, jednego z jej wariantów, tzw. fizysorpcji (w odróĪnieniu od adsorpcji aktywowanej okreĞlanej potocznie jako chemisorpcja). NajwaĪniejsze
modele teoretyczne tego zjawiska posáuĪą przy tym jako ilustracja zaleĪnoĞci
pomiĊdzy sposobem dochodzenia do ostatecznego rozwiązania a zasobem informacji o badanym procesie limitowanym charakterem obranej metody.
MODEL LANGMUIRA
Jest to chronologicznie pierwszy opis równowagi adsorpcyjnej oparty na
jednoznacznym obrazie fizycznym fazy adsorbatu zapeániającego powierzchniĊ
staáego adsorbentu. Obraz ten konstytuują nastĊpujące zaáoĪenia [2, 6, 7, 14, 15,
17, 18, 19, 31, 33-36, 47-49, 50, 51]:
(i) powierzchnia adsorbentu zawiera B identycznych (pod kaĪdym wzglĊdem)
miejsc adsorpcyjnych,
(ii) kaĪde miejsce adsorpcyjne moĪe związaü co najwyĪej jedną molekuáĊ adsorbatu,
(iii) adsorpcja ma charakter monowarstwowy i zlokalizowany,
(iv) zaadsorbowane molekuáy nie oddziaáują pomiĊdzy sobą,
(v) gaz niezaadsorbowany (adsorptyw) ma wáaĞciwoĞci gazu doskonaáego.
Omawiana koncepcja odnosi siĊ zatem do adsorpcji na powierzchni homogenicznej (w rozumieniu zaáoĪenia (i)), a jej oryginalne sformuáowanie ma charakter kinetyczny . Obrana w tym celu metoda polega na porównaniu szybkoĞci
dwóch przeciwnych procesów, tj. adsorpcji Va i desorpcji Vd , dla których odpowiednie zaleĪnoĞci dane są nastĊpująco:
Va
ka p( B N )
(1)
Vd
kd N
(2)
oraz
gdzie N i p oznaczają liczbĊ zaadsorbowanych molekuá ( N d B ; warunek
monowarstwowoĞci) oraz ciĞnienie adsorptywu, natomiast ka i kd są staáymi
szybkoĞci, odpowiednio, adsorpcji i desorpcji.
W stanie równowagi adsorpcyjnej obie szybkoĞci są jednakowe, co po porównaniu prawych stron równaĔ (1) i (2) daje:
Opis fizycznej adsorpcji gazów na ciaáach staáych...
ka p( B N )
kd N
75
(3)
Zastąpienie bezwzglĊdnej liczbą molekuá adsorbatu, N, przez tzw. stopieĔ
zapeánienia powierzchni adsorbentu, T N / B (dla adsorpcji monowarstwowej, T d 1 ) przeksztaáca równanie (3) do postaci:
T
KL p
1 KL p
(4)
w której staáa Langmuira, KL, jest dana ilorazem ka / kd . Wzór (4), bĊdąc powszechnie rozpoznawalnym przedstawieniem izotermy Langmuira, stanowi
równoczeĞnie wygodną i, w wielu przypadkach, efektywną formĊ opisu izotermicznych danych doĞwiadczalnych: ciĞnienie – adsorpcja (oczywiĞcie w zakresie akceptowalnoĞci zaáoĪeĔ (i) – (v)). Problematyczne i, na gruncie metody
kinetycznej, nieprzekonujące jest natomiast uogólnienie tego rozwiązania
w celu wyprowadzenia zaleĪnoĞci na tzw. izosteryczne ciepáo adsorpcji [56],
st
q , definiowane wzorem Clausiusa-Clapeyrona jako:
q
st
>
@
R w ln p / w (T 1 ) ; T
const
(5)
gdzie R oznacza uniwersalną staáą gazową.
O ile bowiem odwrócenie funkcji (4) do postaci p
p (T ) jest sprawą ba-
nalną, o tyle uzaleĪnienie staáej Langmuira K L , od temperatury z wykorzystaniem jedynie arrheniusowskich zaleĪnoĞci na stale szybkoĞci ka i kd prowadzi
do wniosku, Īe K L ~ exp>H d H a / RT @ , przy czym H d i H a są odpowiednimi
energiami aktywacji. Pomijając w tym miejscu kwestiĊ wspóáczynnika proporcjonalnoĞci, naleĪy przede wszystkim podkreĞliü brak eksperymentalnych moĪliwoĞci niezaleĪnego wyznaczenia wartoĞci tych energii, co oznacza, w gruncie
rzeczy, kres kompetencji metody kinetycznej. Jakikolwiek postĊp w przedmiotowym zagadnieniu wymaga zatem istotnej zmiany w samym sposobie dochodzenia do ostatecznego rozwiązania. Na gruncie modelu Langmuira sposobem
takim jest, zaproponowana przez Kisielewa [32], metoda quasi-chemiczna, która akceptując w caáoĞci oryginalny obraz ukáadu adsorpcyjnego, tj. zaáoĪenia (i)
– (v), traktuje adsorpcjĊ jako odwracalną reakcjĊ chemiczną, w której substratami są odpowiednio: molekuáa adsorptywu M oraz miejsce adsorpcyjne na
powierzchni adsorbatu S, a produktem – tzw. kompleks adsorpcyjny A. RównaA.
nie takiej „reakcji” przedstawia prosty zapis: M S
JeĪeli jako miary równowagowych koncentracji poszczególnych „reagentów” tego procesu przyjąü: dla M – ciĞnienie adsorptywu, p, dla A – stopieĔ
zapeánienia powierzchni adsorbentu, T oraz dla S – róĪnicĊ (1 T ) , wtedy
rozwaĪany stan równowagi charakteryzuje staáa izotermiczna, K, w postaci:
76
K
T
p(1 T )
(6)
Jest oczywiste, Īe identycznoĞü równania (6) z zaleĪnoĞcią (4) pociąga za
sobą warunek: K L K , co z kolei pozwala przedstawiü temperaturową zaleĪnoĞü staáej Langmuira zgodnie z równaniem izobary van’t Hoffa, tj.:
K Lo exp(Qo / RT )
KL
(7)
gdzie przedeksponencjalny czynnik K Lo jest, w pierwszym przybliĪeniu,
niezaleĪny od temperatury, natomiast Qo oznacza molowe ciepáo adsorpcji
(równe zmianie entalpii ze znakiem minus). W konsekwencji, ciepáo izosteryczne korespondujące z modelem Langumira wyraĪa siĊ wzorem: q st Qo
i, zgodnie z zaáoĪeniami (i) – (v), nie zaleĪy od stopnia zapeánienia powierzchni
adsorbentu. NiezaleĪnie od kontrowersyjnego charakteru tego wniosku, istotnym atutem koncepcji quasi-chemicznej jest, w odróĪnieniu od metody kinetycznej, eksperymentalna moĪliwoĞü jego weryfikacji (na przykáad na podstawie danych kalorymetrycznych). Oznacza to, Īe pomimo zasadniczej równowaĪnoĞci metod opisu zjawiska, druga z nich, tj. quasi-chemiczna, w istotny
sposób wzbogaca poznawczy aspekt modelu Langmuira. Pojawia siĊ jednak
pytanie: czy go wyczerpuje? ZasadnoĞü tego pytania wynika z postaci funkcji
(7), zgodnie z którą staáa Langmuira dąĪy do zera, gdy ciepáo adsorpcji zmierza
do minus nieskoĔczonoĞci. Wniosek taki jest sprzeczny nie tylko z intuicją badawczą, ale takĪe z termodynamiką, która wyklucza endotermiczny charakter
procesów samorzutnych biegnących ze zmniejszeniem entropii ukáadu (a takim
jest adsorpcja mająca wiele cech kondensacji). Rozwikáanie tego dysonansu
poznawczego wymaga zaangaĪowania teorii wykraczającej poza formalizm
metody quasi-chemicznej. MoĪe nią byü, jak wykazano poniĪej, teoria statystyczna oparta na kanonicznej sumie stanów warstwy, której fizyczny obraz jest
w peáni zgodny z zaáoĪeniami (i) – (v).
W tym celu wspomnianą sumĊ stanów, Z, przedstawiono nastĊpująco [37]:
Z
B!
NE o
jaN exp
N !( B N )!
kT
(8)
Symbole B i N mają tu sens identyczny jak w równaniu (1), natomiast Eo ,
k, T i ja oznaczają, odpowiednio, potencjaá adsorpcyjny, staáą Boltzmanna,
temperaturĊ oraz wewnĊtrzną sumĊ stanów zaadsorbowanej molekuáy.
Energia swobodna warstwy adsorpcyjnej, F, speánia jedną z podstawowych
relacji termodynamiki statycznej, tj.:
F
kT ln Z
(9)
77
co po zastosowaniu tzw. przybliĪenia Stirlinga, ln N ! N ln N N oraz
uwzglĊdnieniu definicji potencjaáu chemicznego adsorbatu, P a (wF / wN )T , B ,
daje:
ª1
Eo
N º
kT ln « exp( )
»
kT B N ¼
¬ ja
Pa
(10)
Z kolei potencjaá chemiczny adsorptywu, P a , traktowanego, zgodnie z zaáoĪeniem (v), jako gaz doskonaáy, wyraĪa siĊ znaną zaleĪnoĞcią:
kT ln
Pg
p
kT j g t 3
(11)
w której jg oznacza wewnĊtrzną sumĊ stanów molekuáy w stanie gazowym, a t jest termiczną dáugoĞcią fali okreĞloną zaleĪnoĞcią:
h
2S m kT
t
(12)
gdzie h i m są odpowiednio: staáą Plancka i masą pojedynczej molekuáy.
Zgodnie z warunkiem równowagi termodynamicznej ukáadu jednoskáadnikowego i dwufazowego (adsorptyw/adsorbat): P g P a , mamy zatem:
p
kTt
3
jg
Eo T
exp( )
ja
kT 1 T
(13)
co stanowi funkcjĊ odwrotną wobec zaleĪnoĞci (4), przy czym:
~
t ja
Eo
exp(
)
kT jg
RT
3
KL
(14)
~ o
MoĪna áatwo wykazaü [46], Īe molowy potencjaá adsorpcyjny, E , jest
prawie równy (z dokáadnoĞcią do molowej energii drgaĔ zerowych ukáadu oscylatorów harmonicznych) ciepáu, Qo , co pozwala czynnik przedeksponencjalny
staáej Langmuira, K Lo , przedstawiü jako:
K Lo
t 3 ja
kT jg
(15)
Z punktu widzenia kierunku obecnych rozwaĪaĔ najbardziej interesującą
wielkoĞcią w powyĪszym równaniu jest suma stanów ja . MoĪna bowiem przypuszczaü, Īe to wáaĞnie ona moĪe stanowiü klucz do rozwiązania problemu.
78
W tym celu przyjmijĊto, Īe kaĪda zaadsorbowana molekuáa jest trójwymiarowym oscylatorem harmonicznym drgającym z czĊstoĞcią Q . JeĪeli z peánego
ruchu drgającego molekuáy wydzieli siĊ skáadową prostopadáą do powierzchni
adsorbentu, wtedy:
ja
,
imax
j,
a
¦ exp(ihQ / kT )
(16)
i 0
gdzie ja uwzglĊdnia wszystkie pozostaáe postaci energii cząsteczki, natomiast i jest oscylacyjną liczbą kwantową, której górna granica, imax , speánia
warunek:
(imax 1)hQ
Eo
(17)
co oznacza, Īe dla i ! imax , nastĊpuje proces desorpcji.
Wobec równaĔ (16) i (17):
ja
ja,
1 exp( E o / kT )
1 exp( hQ / kT )
(18)
Podstawienie tego rezultatu do wzoru (14) (daje):
KL
t 3 ja,
kT >1 exp( hQ / kT )@ jg
ª
º
Eo
exp(
) 1»
«
kT
¬
¼
(19)
albo, zgodnie z wczeĞniejszymi ustaleniami:
KL
,ª
Q
º
K Lo «exp( o ) 1»
RT
¬
¼
(20)
RóĪnica pomiĊdzy powyĪszym rozwiązaniem a izobarą van’t Hoffa (7),
chociaĪ maáo istotna dla typowych wartoĞci Qo (zazwyczaj exp>Qo / RT @ !! 1 ),
„ocala” jednak termodynamiczny status staáej Langmuira, zapewniając zerowanie tej funkcji dla Qo 0 , czyli bez potrzeby wprowadzania fizycznie niereal-
,
nej koncepcji ujemnego ciepáa adsorpcji. Czynnik K Lo , którego szczegóáowa
postaü wynika jednoznacznie z równaĔ (15) i (18), nie moĪe juĪ byü dáuĪej traktowany jako niezaleĪny od temperatury.
MoĪna zatem stwierdziü, Īe metody: kinetyczna, quasi-chemiczna oraz statystyczna są równowaĪne w sensie ogólnej postaci izotermy Langmuira (równanie (4)), Īe kolejno prezentują coraz bogatszą informacjĊ o modelu, a peánia
tej informacji dana jest dopiero w metodzie statystycznej.
79
ADSORPCJA WIELOWARSTWOWA
Potrzeba byáo aĪ dwudziestu lat, by po wielu próbach udaáo siĊ nareszcie
uogólniü prosty model Langmuira na przypadki adsorpcji wielowarstwowej.
Sztuki tej dokonali w 1938 roku Brunauer, Emmett i Teller [9]. Od ich nazwisk
równanie reprezentujące tĊ najpopularniejszą koncepcjĊ poliwarstwy adsorpcyjnej nosi nazwĊ izotermy BET i ma postaü:
T
Ch
(1 h)>1 (C 1)h@
(21)
gdzie C jest staáą izotermiczną, natomiast h p / ps ( ps ) – prĊĪnoĞü pary
nasyconej) oznacza ciĞnienie wzglĊdne adsorptywu.
Zadziwiająco proste zaáoĪenia modelu obejmują zaledwie dwa warunki, tj.
(a) jedynymi centrami adsorpcji dla molekuáy danej warstwy są molekuáy warstwy bezpoĞrednio niĪszej oraz (b) ciepáo adsorpcji we wszystkich warstwach
z wyjątkiem pierwszej jest jednakowe i równa siĊ ciepáu kondensacji danego
adsorptywu. Niestety prostota zaáoĪeĔ w przykry sposób kontrastuje ze zniechĊcająco zawiáym kinetycznym wyprowadzeniem finalnego równania adsorpcji. W pracy pomiĊto ten tok rozumowania, przedstawiono natomiast w pierwszej kolejnoĞci równowaĪną metodĊ quasi-chemiczną, którą zawdziĊczamy
ponownie Kisielewowi [32]. Wykorzystując charakterystyczny dla tej metody
schemat, zapisano:
M S
A1
M S
A2
#
M An 1
An
#
gdzie M i S oznaczają, jak wczeĞniej, molekuáĊ adsorptywu oraz miejsce na
powierzchni adsorbentu, natomiast Ai (i 1,2,..., n,...) są i-krotnymi, wertykalnymi kompleksami (asocjatami) molekuá adsorbatu. Kolejnym etapom konstytuowania równowagi adsorpcyjnej odpowiadają staáe izotermiczne o nastĊpującej postaci:
K1
K1
#
T1
p(1 T ' )
T2
p T1
(22)
(23)
80
Kn
Tn
p T n 1
(24)
#
Ze wzglĊdu na zaáoĪenie (b), kaĪda ze staáych; K 2 , K 3 ..., K n ,... jest
jednakowa i identyczna ze staáą kondensacji, ps1 . Wprowadzając ciĞnienie
wzglĊdne adsorptywu, h
p / ps , moĪna wiĊc zapisaü:
T2
h T1
T3
h T2
(25)
h 2 T1
(26)
#
Tn
h T n 1
h n 1T1
(27)
#
PowyĪej, podobnie jak w równaniach (22)-(24), T i (i
1,2,..., n,...) jest
stopniem zapeánienia powierzchni przez kompleksy i-krotne, a T ' oznacza stopieĔ zapeánienia pierwszej warstwy adsorpcyjnej. Wobec oczywistych konsekwencji zaáoĪeĔ (a) i (b):
T ' T1 T 2 ... T n ...
(28)
T T1 2T 2 ... nT n ...
(29)
oraz
Stąd i z równaĔ (25) – (27):
T ' T1 (1 h h 2 ... h n 1 ...
(30)
T T1 (1 2h 3h 2 ... nT n 1 ...)
(31)
oraz
JeĪeli szeregi potĊgowe w równaniach (30) i (31) potraktowaü jako nieskoĔczone, to ich zbieĪnoĞü wobec warunku h 1 jest bezdyskusyjna.
Zatem:
T1 T (1 h) 2
(32)
T ' T (1 h)
(33)
natomiast:
81
Podstawienie obu ostatnich rezultatów do równania (22) daje dokáadnie
równanie BET (21), w którym staáa C okazuje siĊ (po utoĪsamieniu K1 i K2) po
prostu iloczynem staáej Langmuira i prĊĪnoĞci pary nasyconej. Równanie BET,
tak wdziĊcznie przyjĊte przez doĞwiadczalników, staáo siĊ równoczeĞnie obiektem zadziwiająco wielkiej liczby ataków ze strony teoretyków adsorpcji. Nie
aspirując do podania kompletnej listy kontestatorów, moĪna wymieniü jedynie
przykáadowo takie nazwiska, jak: Pickett [41], Anderson [1], Smith i Pierce
[53], HĦttig [27] czy Troesch [55]. Krytyce towarzyszyáy, na ogóá, propozycje
rozwiązaĔ alternatywnych, które jednak albo zawieraáy wiĊkszą liczbĊ parametrów niĪ równanie BET, albo – po szczegóáowej analizie – okazywaáy siĊ niezgodne z zasadą mikroskopowej odwracalnoĞci procesu [11-13, 21-24, 39, 40,
52]. Na swoisty paradoks zakrawa i to, Īe w wielu przypadkach autorzy takich
krytyk utrzymywali, Īe przyjĊty przez nich obraz fizyczny wielowarstwy nie
róĪni siĊ od oryginalnego. Wszystko to stworzyáo sytuacjĊ, którą trafnie, choü
nieco Īartobliwie, oddaje stwierdzenie, Īe maáo która zaleĪnoĞü, tak jak równanie BET, doczekaáa siĊ tylu hucznych pogrzebów i równoczeĞnie tylu cichych
ekshumacji. Pesymistyczne byáo jednak to, Īe wytworzonego, w toku wyĪej
wspomnianej dyskusji, dylematu nie moĪna byáo rozstrzygnąü ani na gruncie
metody kinetycznej, ani teĪ quasi-chemicznej, natomiast podejmowane próby
sformuáowania statystycznego odznaczaáy siĊ sporą nieporadnoĞcią [10]. Dopiero Hill [25] Ğwiadom zarówno siáy metody statystycznej, jak i wymaganej przez
nią szczególnej dyscypliny rozumowania udowodniá, Īe na gruncie oryginalnych zaáoĪeĔ modelu BET jedynym poprawnym rozwiązaniem jest równanie
(21), a kaĪda inna formuáa musi byü báĊdna. Wyprowadzenie podane przez
Hilla stanowi piĊkny przykáad kompetencji, wnikliwoĞci i erudycji autora,
a nadto ma trudny do przecenienia walor dydaktyczny. Z tych teĪ powodów
(obok oczywiĞcie zasadniczego, jakim jest ilustracja wpáywu metody na zasób
informacji o modelu), poniĪej przedstawiono jego zarys. Podstawowe ustalenie
prezentowanego wywodu dotyczy postaci kanonicznej sumy stanów wielowarstwowej fazy adsorpcyjnej traktowanej jako superpozycja monowarstw
langmuirowskich.
Stąd:
Z
Z1 Z L ...Z n ...
(34)
B!
NE
j1N1 exp 1 1
N1 !( B N1 )
kT
(35)
gdzie:
Z1
oraz:
Z j t2
N j 1 !
N j !( N j 1 N j )
N
jL j exp
N j EL
kT
(36)
82
gdzie N i (i
1,2,...) oznacza liczbĊ molekuá w i-tej warstwie adsorpcyjnej,
'
L
j1 j są wewnĊtrznymi sumami stanów molekuá, odpowiednio, w warstwie
pierwszej oraz we wnĊtrzu fazy ciekáej danego adsorbatu, natomiast odpowiadające tym stanom energie (ze znakiem minus) oznaczono jako E1 i EL .
JeĪeli przyjąü jako wielkoĞci staáe temperaturĊ oraz liczbĊ miejsc adsorpcyjnych, wtedy warunkiem równowagi termodynamicznej bĊdzie minimum
energii swobodnej adsorbatu. Na mocy równania (9) oznacza to maksimum lnZ.
Prosty z natury zabieg maksymalizacji funkcji wielu zmiennych musi jednak
w tym przypadku (i na tym polega nieprzemijająca zasáuga Hilla) uwzglĊdniü
fakt, Īe argumenty tej funkcji, czyli poszczególne N i , nie są od siebie niezaleĪne, lecz speániają warunek staáoĞci caákowitej liczby molekuá adsorbatu, N,
w postaci:
N
¦N
i
const
(37)
i t1
Zgodnie z metodą Lagrange'a maksymalizacji podlega zatem funkcja:
F
ln Z D ¦ N i
(38)
i t1
w której D jest mnoĪnikiem nieoznaczonym.
Wobec równania (35):
ln Z
¦ ln Z
i
(39)
i t1
natomiast ze wzglĊdu na zaleĪnoĞci (35) i (36):
dF
º
ª w ln Z i
w ln Z i 1
)T , B , N j zi (
)T , B , N j zi D » dN i
wN i
i t1 ¬ wN i
¼
¦ «(
(40)
W maksimum bezwzglĊdnym funkcji F kaĪdy nawias kwadratowy powyĪszego równania znika niezaleĪnie, wyznaczając najbardziej prawdopodobny
rozkáad molekuá pomiĊdzy poszczególne warstwy adsorpcyjne. Zdefiniujmy
obecnie dwa potencjaáy chemiczne molekuá warstwy i-tej, odpowiednio, w ich
macierzystej warstwie, Pi oraz w warstwie bezpoĞrednio wyĪszej, Pi , i 1 . Zgodnie z termodynamiką statystyczną zapiszemy:
Pi
kT (
w ln Z i
)T , B , N j zi
wN i
(41)
83
oraz
kT (
P i , i 1
w ln Z i 1
)t , B , N j zi
wN i
(42)
Na podstawie tych definicji warunek najbardziej prawdopodobnego rozkáadu molekuá pomiĊdzy poszczególne warstwy przyjmuje postaü:
P Pi ,i 1
i
kTD
(43)
Z drugiej strony, w tym samym stanie równowagi:
(
w ln Z
)T , B D
wN
0
(44)
lub inaczej:
Pa
kTD
(45)
gdzie P a jest potencjaáem chemicznym caáej fazy adsorpcyjnej.
Odwoáując siĊ ponownie do termodynamicznego kryterium równowagi
ukáadu dwufazowego ( P a P g ) i traktując adsorptyw jak gaz doskonaáy,
otrzymuje siĊ ostatecznie:
P i P i , i 1
kT ln
p
kT jat 3
(46)
Odpowiednie przeksztaácenia równaĔ (35) i (36) dają:
P1 P1, 2
P 2 P 2, 3
ª1
E N N2 º
kT ln « exp( 1 ) 1
kT B N1 »¼
¬ j1
ª1
E N N3 º
kT ln « exp( L ) 2
»
kT N1 N 2 ¼
¬ jL
(47)
(48)
#
P n P n,n1
ª1
E N N n1 º
kT ln « exp( L ) n
»
kT N n1 N n ¼
¬ jL
(49)
#
Definicja staáej kondensacji:
KL
t 3 jL
E
exp( L )
kT jg
kT
(50)
84
nastĊpnie utoĪsamienie tej funkcji z odwrotnoĞcią prĊĪnoĞci pary nasyconej
oraz poáączenie równaĔ (47)-(49) z wyraĪeniem (46) prowadzą do nastĊpujących zaleĪnoĞci:
h
jL
E E2 N1 N 2
exp( 1
)
j1
kT
B N1
N 2 N 3 ( N1 N 2) h
( N1 N 2 )h 2
N3 N 4
#
N n N n 1
( N1 N 2) h n 1
(51)
(52)
(53)
(54)
#
Wobec jednoznacznego obrazu fizycznego wielowarstwy adsorpcyjnej
mamy:
N1
N
( N1 N 2 ) ( N 2 N 3 ) ( N 3 N 4 ) ...
(55)
( N1 N 2 ) 2( N 2 N 3 ) 3( N 3 N 4 ) ...
(56)
Stąd i z równaĔ (52) – (54):
( N1 N 2 )
N (1 h) 2
(57)
oraz
N1
N (1 h)
(58)
Podstawienie dwóch ostatnich rezultatów do równania (51) daje:
h
T (1 h) 2
C >1 T (1 h)@
(59)
gdzie stopieĔ zapeánienia powierzchni adsorbentu jest jak zwykle równy
N/B, natomiast staáa izotermiczna C speánia zaleĪnoĞü:
C
j1
E EL
exp( 1
)
jL
kT
(60)
WystĊpująca powyĪej róĪnica, E1 EL , bywa zwyczajowo nazywana
„czystym” ciepáem adsorpcji.
Wykazanie wzajemnej równowaĪnoĞci równaĔ (59) i (21) jest na tyle áatwe, Īe nie ma potrzeby dokonywania dalszych przeksztaáceĔ. Odnotujmy tylko, w podsumowaniu, Īe – podobnie jak w przypadku modelu Langmuira –
równieĪ i tu caáa prawda o wewnĊtrznej strukturze koncepcji teoretycznej do-
85
stĊpna jest dopiero na poziomie metody statystycznej. Jedynie ta metoda rozstrzyga ostatecznie spór o relacjĊ pomiĊdzy zaáoĪeniami modelu BET a formą
jego finalnego równania.
KONKLUZJA
Celem rozwaĪaĔ skáadających siĊ na niniejsze opracowanie byáo ukazanie
istotnego, zdaniem autorów, problemu metodologicznego. CzĊsto bowiem
w toku rozwaĪaĔ teoretycznych (mających z zasady charakter modelowy) zysk
wynikający z wyboru áatwiejszej metody bywa okupiony utratą czĊĞci informacji na temat „anatomii” analizowanego lub aplikowanego modelu. Nie pociąga
to za sobą negatywnych skutków poznawczych wtedy, gdy stanowi Ğwiadome
i celowe postĊpowanie badawcze, ukierunkowane jedynie na fragment peánej
struktury koncepcji teoretycznej. Staje siĊ natomiast naukowo wątpliwe, gdy cel
badawczy w oczywisty sposób wykracza poza granice kompetencji metody
i gdy równoczeĞnie na tej tylko podstawie formuáowane są wnioski o zasadniczej nierozstrzygalnoĞci problemu. Jako przykáad ilustrujący to zagadnienie
wybrano dwie powszechnie rozpoznawalne koncepcje opisu adsorpcji fizycznej
gazów na ciaáach staáych, tj. modele Langmuira oraz Brunauera, Emmetta
i Tellera (BET). Oba doczekaáy siĊ licznych – zarówno afirmatywnych, jak
i krytycznych – analiz i dyskusji. Oba przysáuĪyáy siĊ teĪ do rozwoju teorii adsorpcji na powierzchniach heterogenicznych, którą wielu badaczy uznaáo za
jedną z najwaĪniejszych gaáĊzi fizykochemii XX wieku. Tymczasem jeszcze
dáugo po tym, jak kaĪda z tych koncepcji potwierdziáa swoje niezaprzeczalne
walory „uĪytkowe”, trwaáy spory na temat ich wewnĊtrznej struktury teoretycznej. Zamierzeniem autorów opracowania byáo ukazanie pozornego i w maáym
stopniu twórczego charakteru tych sporów. W obu bowiem przypadkach wynikaáy one z niedostatków metody i okazywaáy siĊ nieistotne z punktu widzenia
bardziej zaawansowanej podstawy metodologicznej. Przedstawione tu rozwaĪania nie podwaĪają oczywistego faktu, Īe metoda kinetyczna quasi-chemiczna
oraz termodynamiczno-statystyczna są zasadniczo równowaĪne, zwracają jednak uwagĊ na to, Īe równowaĪnoĞü metod to nie to samo co ich poznawcza
równocennoĞü.
LITERATURA
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
[7]
[8]
Anderson R. B., J. Am. Chem. Soc., 68, 686 (1948).
Balazs N.L., Physica's Grav., 17, 865 (1951).
Baly E.C.C., Proc. Roy. Soc., A160, 465 (1937).
Berenyi L., Z. Phisik. Chem., 94, 628 (1920).
Berenyi L., Z. Phisik. Chem., 105, 55 (1923).
Boutaric A., J. Chim. Phys., 35, 158 (1938).
Brovetto P., Gazz. chim. ital., 83, 281 (195310.
Brunauer S., Emmett P.H., J. Am. Chem. Soc., 57, 2732 (1935).
86
[9]
[10]
[11]
[12]
[13]
[14]
[15]
[16]
[17]
[18]
[19]
[20]
[21]
[22]
[23]
[24]
[25]
[26]
[27]
[28]
[29]
[30]
[31]
[32]
[33]
[34]
[35]
[36]
[37]
[38]
[39]
[40]
[41]
[42]
[43]
[44]
[45]
[46]
[47]
[48]
[49]
[50]
[51]
[52]
[53]
[54]
Brunauer S., Emmett P.H., Teller E., J. Am. Chem. Soc., 60, 309 (1938).
Cassie A.B.D., Trans. Faraday Soc., 41, 450 (1945).
Cassie A.B.D., Trans. Faraday Soc., 43, 615 91947).
Cassel H.M., J. Chem. Phys., 12, 115 (1944).
Cassel H.M., J. Phys. Chem., 48, 195 (1944).
Cernuschi F., Comp. Rend., 206, 585 (1938).
Dunken H., Z. Phisyc. Chem., A187, 105 (1940).
Foster A.G., J. Chem. Soc. 769 (1945).
Fowler R.H., Proc. Camb. phil. Soc., 31, (260) (1935).
Fowler R.H., Proc. Camb. phil. Soc., 32, 144 (1936).
Ganguli A., Physik. Z., 64, 81 (1929).
Goldmann F., Polanyi M., Z. physic. Chem., 132, 321 (1928).
Gorter C.J., Frederikse H. P. R., Phisica's Grav., 15, 891 (1949).
Gregg S.J., Jacobs J., Trans Faraday Soc., 44, 574 (1948).
Halsey G.D., Advances in Catalysis, 4, 259 (1952).
Halsey G.D., J. Chem. Phys., 16, 931 (1948).
Hill T.L., J. Chem. Phys., 14, 263 (1946).
Hill T.L., J. Chem. Phys., 14, 268, Dodatek (1946).
Hüttig G.F., Monatsh., 78, 177 (1948).
Jones D.C., J. Chem. Soc., 126 (1951).
Jones D.C., J. Chem. Soc., 1464 (1951).
Jones D.C., Birks W., J. Chem. Soc., 1127 (1951).
Kar S.C., Ganguli A., Physic. Z., 30, 918 (19290.
Kisielev A.V., Koll. Zh., 38, 338 (1958).
Laidler K.J., Glasstone S., Eyring H., J. Chem. Phys., 8, 659 (1940).
Langmuir I., J. Am. Chem. Sac., 40, 1361 (1918).
Lennard-Jones J.E., Devonshire A.F., Proc. Roy. Soc., A156, 6 (1936).
Lennard-Jones J.E., Devonshire A.F., Proc. Roy. Soc., A156, 29 (1936).
Linsen B.G., Phisical and Chemical Aspects of Adsorbents and Catalysts, Academic
Press, London – New York 1970.
Lowry H.H., Olmstead P. S., J. Phys. Chem., 31, 1601 (1927).
Mc Millan W.G., Teller E., J. Chem. Phys., 19, 25 (1951).
Mc Millan W.G., Teller E., J. Phys., Chem. 55, 17 (1951).
Pickett G., J. Am. Chem. Soc., 67, 1958 (1945).
Polanyi M., Verh. dtsch phys. Ges., 16, 1012 (1916).
Polanyi M., Verh. dtsch phys. Ges., 18, 55 (1916).
Polanyi M., Z. Elektrochem., 35, 431 (1929).
Polanyi M., Welke K., Z. Physic. Chem., 132, 371 (1928).
Ross S., Olivier J.P., On Physical Adsorption, Interscience Publishers, Inc., New
York 1963.
Rushbrook G.S., Proc. Camb. phil. Soc., 38, 236 (1942).
Rushbrook G.S., Trans. Faraday Soc., 36, 1055 (1940).
Rushbrook G.S., Coulson C. A., Proc. Camb. phil. Soc., 36, 248 (1940).
Sexl T., Z. Physic., 48, 607 (1928).
Temkin N.I., Acta Physicochim. URSS., 1, 36 (1934).
Theimer O., Trans. Faraday Soc., 48, 326 (1952).
Smith R.W., Pierce C., J. Phys. Chem., 52, 1115 (1948).
Tompkins F.C., Trans. Faraday Soc., 46, 580 (1950).
87
[55] Troesch A., J. Chim. Phys., 48, 454 (1951).
[56] Young D.M., Crowell A.D., Physical Adsorption of Gases, Butterworth & Co
(publishers), London 1962.
DESCRIPTION OF PHYSICAL ADSORPTION OF GASES ON
SOLIDS – DEPENDENCE BETWEEN THE METHOD
SELECTED AND THE INFORMATION CONTENT ON THE
MODEL UNDER CONSIDERATION
Abstract. The aim of the present paper deals with the most popular models
applied for describing gas physical adsorption on solids i. e. Langmuir model
(monolayer adsorption) and Brunauer – Emmett – Teller one (multilayer
adsorption). Derivation of the suitable adsorption isotherms confirmed the
principal equivalency of the methods, respectively, kinetic, qasi-chemical and
statistical. From the other hand it was pointed out that although two first of
them contain the valuable parts of information on the theoretical structure of
each model, however, the full model anatomy may be reached on the
statistical way exclusively.
Keywords: adsorption, theoretcal model, description method, cognitive value
KSZTAàTOWANIE WARTOĝCI WSKAħNIKÓW
ZUĩYCIA WODY DO CELÓW BYTOWYCH
W WYBRANYCH MIASTACH
WOJEWÓDZTWA KUJAWSKO-POMORSKIEGO
Rafaá Pasela, Jan Klugiewicz*1
Streszczenie. Podstawą prawidáowego projektowania systemów zaopatrzenia
w wodĊ jest uzyskanie wiarygodnych informacji do sporządzenia bilansu
wody. Obserwowany w Polsce po 1989 roku spadek zuĪycia wody przez
wszystkie grupy jej odbiorców wymaga systematycznej weryfikacji wartoĞci
wskaĨników jednostkowego zuĪycia wody. W pracy przedstawiono wyniki
badaĔ jednostkowego zuĪycia wody zimnej, ciepáej i ogólnej na cele bytowo-gospodarcze w budynkach wielorodzinnych w najwiĊkszych miastach województwa kujawsko-pomorskiego. Analiza przeprowadzona w latach 2000-2005 wskazuje na stabilizacjĊ wskaĨnika zuĪycia wody, który znajduje siĊ
na poziomie zaspokojenia podstawowych potrzeb konsumenta.
Sáowa kluczowe: zuĪycie wody, wskaĨniki jednostkowe zuĪycia wody, sieü
wodociągowa, zapotrzebowanie na wodĊ, budynki wielorodzinne
WSTĉP
Podstawowym zadaniem w procesach planowania i projektowania rozwoju
oraz eksploatacji systemów zaopatrzenia w wodĊ jest okreĞlenie parametrów,
które bĊdą odzwierciedlaáy rzeczywiste rozbiory wody w miejskich i wiejskich
systemach wodociągowych. Prawidáowe ustalenie iloĞci wody i powstaáych
z niej Ğcieków stanowi w przypadku projektowania systemów wodociągowych
i kanalizacyjnych zagadnienie wstĊpne, wyjĞciowe, lecz zarazem niezwykle
waĪne dla koĔcowego rezultatu. Jedyną praktyczną podstawą do bilansowania
iloĞci wody i Ğcieków dla nowo budowanych i rozbudowywanych jednostek
osadniczych stanowiáy wytyczne [13], które niestety siĊ zdezaktualizowaáy.
Przyczyną zaistniaáej sytuacji jest bardzo istotny spadek zuĪycia wody we
wszystkich grupach odbiorców. Do gáównych przyczyn zmniejszenia siĊ jednostkowego zuĪycia wody naleĪy zaliczyü wprowadzenie urządzeĔ pomiarowych wraz z systemem rozliczeĔ, wiąĪących wysokoĞü ponoszonych opáat
z wielkoĞcią zuĪycia wody [4, 5, 9, 10], stosowanie wodooszczĊdnych rozwiązaĔ technicznych do poboru wody [1], usprawnienie obiegów ciepáej wody
uĪytkowej oraz wzrost opáat za wodĊ [6]. Obserwowany ciągáy spadek zuĪycia
wody w gospodarstwach domowych w miastach polskich ma istotne konsekwencje dla pracy istniejących systemów zaopatrzenia w wodĊ osiedli mieszka* dr inĪ. Rafaá PASELA, prof. dr hab. inĪ. Jan KLUGIEWICZ, Wydziaá Budownictwa
i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e-mail: [email protected]
90
niowych oraz stwarza nowe wymagania przy projektowaniu nowych obiektów
mieszkalnych [2, 3, 7, 8, 11, 12].
Podstawowymi wartoĞciami charakteryzującymi rozbiór wody w mieszkalnictwie są jednostkowe wskaĨniki zapotrzebowania wody, które w znacznym
stopniu odbiegają od rzeczywistoĞci. W celu unikniĊcia báĊdów juĪ na etapie
projektowania konieczne jest systematyczne aktualizowanie wytycznych, które
stanowią materiaá Ĩródáowy do szacowania przeciĊtnego zuĪycia wody w gospodarstwach domowych.
Proces projektowania sieci wodociągowych i instalacji wodociągowych
powinien przebiegaü z uwzglĊdnieniem przewidywanych zmian wartoĞci rozbiorów wody przez odbiorców korzystających z instalacji wodociągowych wyposaĪonych w indywidualny system pomiarowy.
Z tych powodów celowym jest podjĊcie badaĔ nad ustaleniem wartoĞci
jednostkowych wskaĨników zapotrzebowania na wodĊ w gospodarstwach domowych i trendu ich zmian w warunkach peánego indywidualnego opomiarowania
budynków wielorodzinnych w najwiĊkszych miastach woj. kujawsko-pomorskiego.
CHARAKTERYSTYKA OBIEKTÓW OBJĉTYCH BADANIAMI
ZUĩYCIA WODY
W celu przeprowadzenia prac badawczych wytypowano ogóáem 131 obiektów (budynków wielorodzinnych). Analizą objĊto cztery najwiĊksze miasta województwa kujawsko-pomorskiego: Bydgoszcz, ToruĔ, Wáocáawek i Grudziądz
w latach 2000-2005. CharakterystykĊ obiektów objĊtych badaniami zuĪycia
wody zestawiono w tabeli 1. WyposaĪenie sanitarne wszystkich mieszkaĔ odpowiadaáo obecnym standardom i obejmowaáo w pomieszczeniu áazienki:
umywalkĊ i wannĊ, w pomieszczeniu wc í miskĊ ustĊpową i umywalkĊ oraz
w kuchni í zlewozmywak i bardzo czĊsto zmywarkĊ do naczyĔ. Wszystkie
instalacje miaáy urządzenia pomiarowe umoĪliwiające przeprowadzenie badaĔ.
Byáy wyposaĪone w wodomierze mieszkaniowe zimnej i ciepáej wody uĪytkowej.
LiczbĊ mieszkaĔców normatywnych (Mn) oraz lokali mieszkalnych (m)
ustalono w oparciu o dokumentacjĊ techniczną budynków, natomiast liczbĊ
mieszkaĔców zameldowanych (Mz) na podstawie systematycznie uaktualnianych danych gromadzonych przez administracjĊ spóádzielni mieszkaniowych.
ĝredni normatyw mieszkania dla wszystkich badanych obiektów wyniósá 2,80,
a przeciĊtne zasiedlenie budynku 0,93%.
Ksztaátowanie wartoĞci wskaĨników zuĪycia wody...
91
Tabela 1. Charakterystyka obiektów objĊtych badaniami zuĪycia wody
Table 1. Characteristics of buildings included in the research of water use
Liczba
mieszkaĔców
miasta*
361222
206619
118432
99090
785363
Liczba
Liczba
Liczba**
ĝredni
obiektów mieszkaĔ
mieszkaĔców
normatyw
przewidzianych
zameldowanych mieszkania
do badaĔ
Bydgoszcz
86
4225
10880
3,02
ToruĔ
15
503
1461
2,77
Wáocáawek
20
1287
2999
2,36
Grudziądz
10
335
1035
3,07
Ogóáem/Ğrednio
131
6380
16375
2,80
WskaĨnik
zasiedlenia
budynków
Mz/Mn
0,80
0,82
1,18
0,94
0,93
* dane GUS z 31.12.2005 r.
** dane z 31.12.2005 r.
Ĩródáo: opracowanie wáasne – source: own scientific description
WYNIKI BADAē
Badania jednostkowego zuĪycia wody w latach 2000-2005 wskazują, Īe
obserwowany trend spadkowy zuĪycia wody dobiega koĔca. Tendencja zmian
wskaĨników jednostkowych zuĪycia wody w badanym okresie zostaáa przestawiona na rysunkach 1-3 oraz w tabeli 2. Z prezentowanych danych wynika, Īe
zuĪycie dobowe wody zimnej, ciepáej i ogólnej wystĊpuje na podobnym poziomie w rozpatrywanych miastach. ĝwiadczą o tym maáe wartoĞci wspóáczynników predyktorów (lata) równaĔ regresji liniowych. Wysokie wspóáczynniki
korelacji wskazują na dobre dopasowanie funkcji liniowej do zebranych danych
empirycznych. NajniĪsze zuĪycie wody zimnej, ciepáej i ogólnej odnotowano
w budynkach wielorodzinnych z centralnym przygotowaniem ciepáej wody uĪytkowej we Wáocáawku, wynosiáo ono odpowiednio 47,18 dm3/Mzd, 37,08 dm3/Mzd
oraz 84,25 dm3/Mzd. NajwyĪszy pobór wody zimnej i ogólnej zaobserwowano
w Toruniu, odpowiednio: 58,99 dm3/Mzd oraz 98,09 dm3/Mzd, natomiast ciepáej
wody uĪytkowej w Grudziądzu í 42,53 dm3/Mzd. W budynkach mieszkalnych,
w których wystĊpowaáo lokalne przygotowanie ciepáej wody uĪytkowej, Ğrednia
wartoĞü wskaĨnika jednostkowego zuĪycia wody zimnej wyniosáa 90,60
dm3/Mzd. Przedstawione wartoĞci wskaĨników zapotrzebowania wody zimnej
Ğwiadczą o tym, Īe jej zuĪycie tylko w nieznacznym stopniu przekracza konsumpcjĊ ciepáej wody uĪytkowej. W analizowanych miastach wartoĞci jednostkowych wskaĨników zuĪycia wody ogólnej wykazują, Īe znajduje siĊ na poziomie, w którym odbiorcy wody uĪywają jej jedynie do zaspokojenia podstawowych potrzeb.
92
Tabela 2. Zestawienie wyników analizy jednostkowego zuĪycia wody w analizowanych
miastach
Table 2. Comparison of analysis results of per unit water consumption in the analyzed
cities
Lp.
Miasto
1
Bydgoszcz
2
ToruĔ
3
Wáocáawek
4
Grudziądz
Równania
q [dm3/Mzd], L [lata]
qzw = 708,0838 - 0,3263*L
qcw = 2464,5419 - 1,2111*L
qwo = 3172,6257 - 1,5374*L
qwo-ind = 543,436 - 0,226*L
qzw = 701,4786 - 0,3211*L
qcw = 2842,5 - 1,4*L
qwo = 3543,9786 - 1,7211*L
qzw = 637,0576 - 0,2946*L
qcw = 1251,1638 - 0,6063*L
qwo = 1888,2214 - 0,9009*L
qzw = -1032,764 + 0,54*L
qcw = 1474,673 - 0,715*L
qwo = 441,909 - 0,175*L
Wspóáczynnik korelacji
-0,5340
-0,9105
-0,8254
-0,6517
-0,5412
-0,9358
-0,7496
-0,5792
-0,7062
-0,6098
0,7489
-0,8921
-0,6334
Bydgoszcz
T oruĔ
Wáocáawek
Grudziądz
ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody zimnej qzw [dm3/Mzd]
70
65
63,18
60
58,65
56,96
55
50
54,93
49,65
58,16
56,91
56,21
53,98
53,91
48,7
46,32
48,71
47,23
47,19
45,69
54,18
49,37
57,18
54,27
50,31
47,95
46,23
45
40
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
Lata
Rys. 1. ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody zimnej w latach 2000-2005
w badanych miastach (Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 1. Average cold unit water consumption in studied towns in 2000-2005
(source: own scientific description)
Bydgoszcz
T oruĔ
Wáocáawek
93
Grudziądz
ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody ciepáej qcw [dm3/Mzd]
48
46
43,67
44
41,62
42
40
41,75
43,24
42,69
42,73
42,65
42,54
40,39
40,07
39,65
39,09
38,24
37,78
37,45
38
37,11 36,57
36,87
36,96
35,63
36
36,59
35,48
35,7
34
32
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
Lat a
Rys. 2. ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody ciepáej w latach 2000-2005
Fig. 2. Average hot unit water consumption in studied towns in 2000-2005
Bydgoszcz
T orun
Wáocáawek
Grudziądz
Bydgoszcz ind
106
103,25
ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody ogólnej qwo [dm3/Mzd]
104
101,19
102
100
98,58
98
96
99,64
96,68
94
95,12
93
92,37
91,43 91,4
92
90
90,6
89,3
90,43
93,32
92,88
92,02 91,96
92,14 90,7 90,84
90,53
89,31
88
86
84,82
84,56
84
82,86
82,28
82
80
1999
2000
2001
2002
2003
81,71
2004
2005
2006
Lat a
Rys. 3. ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody ogólnej w latach 2000-2005
Fig. 3. Average overall unit water consumption in studied towns in 2000-2005
94
W tabeli 3 przedstawiono podstawowe charakterystyki opisowe jednostkowych wskaĨników zuĪycia wody. Maáe wartoĞci báĊdu standardowego Ğredniej
wskazują, Īe otrzymane wartoĞci Ğredniodobowego zuĪycia wody stanowią
precyzyjną miarĊ jej zapotrzebowania w dáugim okresie w odniesieniu do grupy
budynków wielorodzinnych wyposaĪonych w wodomierze. Uzyskane wartoĞci
odchyleĔ standardowych w zestawieniu z wartoĞciami Ğrednich poborów potwierdzają znaczącą nierównomiernoĞü dobowych poborów zimnej, ciepáej i ogólnej
wody, a zaniĪone w stosunku do nich mediany wskazują na asymetriĊ rozkáadów.
m
dm3/md
Mz
dm3/Mzd
m
dm3/md
Mz
dm3/Mzd
m
dm3/md
Mz
dm3/Mzd
m
dm3/md
qzwMz
qcwMz
qwoMz
qzwm
qcwm
qwom
54,70 54,44
38,73 38,56
93,42 93,01
145,47 144,89
102,35 101,89
247,82 246,82
54,87
38,94
93,81
146,05
102,81
248,82
qzwMz
qcwMz
qwoMz
qzwm
qcwm
qwom
58,99 57,92
39,10 38,53
98,09 97,81
158,02 155,58
108,67 106,94
266,69 262,93
59,92
39,69
98,64
160,46
110,38
270,44
qzwMz
qcwMz
qwoMz
qzwm
qcwm
qwom
47,18 46,23
37,08 36,21
84,25 83,65
141,32 140,02
121,05 119,97
262,37 255,74
48,66
37,87
85,78
142,61
122,13
260,64
qzwMz
qcwMz
qwoMz
qzwm
qcwm
qwom
48,85 47,65
42,53 41,32
91,38 90,52
154,46 151,54
129,96 127,49
284,42 279,17
49,78
43,26
91,69
157,38
132,43
289,67
Przedziaá
ufnoĞci
odchylenia
standardowego
Odchylenie
standardowe
Wariancja
Báąd standardowy
Ğredniej
Mz
dm3/Mzd
+95%
Wspóáczynnik
zmiennoĞci
-95%
Mediana
Przedziaá
ufnoĞci
Ğredniej
ĝrednia
ZuĪycie wody
Odniesienie
Tabela 3. Zestawienie podstawowych charakterystyk opisowych Ğredniodobowych
wskaĨników zuĪycia wody zimnej, ciepáej i ogólnej w budynkach
wielorodzinnych wyposaĪonych w wodomierze mieszkaniowe
Table 3. The juxtaposition of basic descriptive characteristics of average daily cold,
hot, and overall water use indices in multifamily buildings equipped with
residential water meters
23,99
29,92
25,73
23,90
27,01
24,22
0,112
0,093
0,205
0,295
0,235
0,510
44,33
38,52
37,17
39,04
39,99
35,55
0,517
0,291
0,726
1,245
0,877
1,914
34,61
32,44
30,15
27,78
27,05
28,78
0,292
0,234
0,446
0,659
0,550
1,248
42,01
41,27
37,45
35,43
35,65
34,61
0,501
0,434
0,843
1,488
1,259
2,676
-95% +95%
Bydgoszcz
54,09
172,03 13,12 12,96 13,27
37,77
134,51 11,59 11,46 11,73
91,79
577,80 24,04 23,76 24,32
143,83 1209,50 34,777 34,37 35,19
102,08
764,77 27,654 27,33 27,98
244,42 3605,47 60,045 59,34 60,76
ToruĔ
54,79
682,22 26,12 25,43 26,85
36,99
226,98 15,07 14,67 15,49
94,91 1369,69 37,01 36,03 38,04
152,30 3806,55 61,69 60,01 63,47
102,37 1888,86 43,46 42,27 44,71
262,67 8990,91 94,82 92,23 97,55
Wáocáawek
45,86
325,49 18,04 17,65 18,45
36,41
206,86 14,38 14,07 14,71
83,69
793,86 28,17 27,57 28,81
153,42 1541,72 39,26 38,37 40,20
130,41 1072,87 32,75 32,00 33,53
269,64 5523,66 74,32 72,63 76,09
Grudziądz
48,01
386,41 19,66 18,98 20,37
41,86
293,78 17,14 16,55 17,76
90,45 1093,82 33,07 31,95 34,28
153,42 2996,45 54,73 52,75 56,88
128,63 2147,76 46,34 44,66 48,15
290,41 9693,00 98,45 94,87 102,3
95
WĞród wytypowanych budynków mieszkalnych wielorodzinnych wystĊpowaáy obiekty, w których instalacja wodociągowa w poszczególnych mieszkaniach miaáa oddzielne opomiarowanie dla kuchni i áazienki. Pozwoliáo to na
ustalenie poboru wody na wykonywanie takich czynnoĞci, jak przygotowanie
posiáków, mycie naczyĔ oraz kąpiel, mycie rąk, pranie oraz zaáatwianie potrzeb
fizjologicznych. Specyfika pomieszczeĔ, do których doprowadzana jest woda,
wymusza nie tylko róĪnice w iloĞci jej poboru, ale równieĪ charakteryzuje rozkáad wody zimnej i ciepáej wody uĪytkowej (rys. 4). ĝrednie dobowe zuĪycie
wody zimnej i ciepáej wody uĪytkowej w kuchni wystĊpuje na podobnym poziomie i wynosi okoáo 12,0 dm3/Mzd. Pobór wody zimnej w áazience stanowi
okoáo 41,89 dm3/Mzd, natomiast ciepáej 22,76 dm3/Mzd. Przewaga zuĪycia wody zimnej w áazience, wynosząca 65,0% udziaáu w zuĪyciu ogólnym, jest związana z wykorzystaniem wody przede wszystkim do spáukiwania miski ustĊpowej. CzynnoĞü ta stanowi okoáo 30% ogólnego poboru wody w gospodarstwie
domowym.
Rys. 4. ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody w kuchni i áazience w latach 2000-2005
(Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 4. Average kitchen and bathroom unit water consumption in 2000-2005
Dla praktycznego ustalenia wartoĞci charakterystycznych jednostkowego
dobowego zapotrzebowania na wodĊ sparametryzowano zmiennoĞü tych
poborów. W tym celu sporządzono histogramy czĊstoĞci obserwacji wskaĨników poboru wody (rys. 5-7) oraz podjĊto próbĊ dopasowania rozkáadu
teoretycznego do tak uzyskanych rozkáadów empirycznych. Najlepsze rezultaty
uzyskano stosując rozkáad gamma.
96
Bydgoszcz
T oruĔ
500
5000
450
4500
4255
4000
400
3805
338
350
3000
Liczba obserwacji
3500
Liczba obserwacji
433
410
383
2688
2500
2000
1541
1500
300
254
250
218
200
173
150
117
1183
1000
100
500
50
4
0
0
0
376
189
82 21 5
20
10
40
30
60
80
50
70
100
90
8
57
36
0
20
10
130
40
30
60
50
80
70
90
10 3
0
100 120 140 160
110 130 150 170
qzwMz [dm3/Mzd]
qzwMz [dm 3 /Mzd]
Grudziądz
Wáocáawek
1000
400
896
900
341
350
800
332
771
300
600
Liczba obserwacji
702
700
Liczba obserwacji
25
0
0
120
110
86
69
572
500
400
338
319
250
234
196
200
152
150
300
100
92
90
178
200
100
73
50
1
0
0
20
10
40
30
60
50
80
70
qzwM z [dm 3 /Mzd]
14 0
100
90
53
50
34
120
110
32
12
0
0
0
130
20
10
40
30
60
50
80
70
3
4
0
100
120
140
90
110
130
qzwMz [dm 3 /Mzd]
Rys. 5. Histogramy wskaĨników dobowego zapotrzebowania na zimną wodĊ
oraz wykres funkcji gĊstoĞci rozkáadu gamma dla okresu 2000-2005
w analizowanych miastach (Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 5. Histograms of daily cold water demand indicators and a graph of the density
function of the gamma distribution in 2000-2005 in the analyzed cities
Wáocáawek
97
T oruĔ
1200
900
10371036
800
730
1000
800
Liczba obserwacji
Liczba obserwacji
700
691
600
536
400
593
600
515
500
400
308
300
346
203
200
200
139
102
36 22
1
0
0
20
10
40
30
60
50
149
100
80
2
0
100
70
90
68
0
120
27
7
0
20
110
10
40
30
50
qcwM z [dm 3 /M zd]
8
80
70
4
0
100
90
120
110
qcwM z [dm 3 /M zd]
Bydgoszcz
Grudziądz
450
5500
4941
5000
400
4500
383
350
4000
3571
3500
Liczba obserwacji
Liczba obserwacji
60
3073
3000
2500
299
300
317
250
223
200
150
2000
112
1529
1500
109
100
1000
47
50
472
433
500
101 10
3
0
0
10
20
30
40
50
60
qcwM z [dm 3 /M zd]
70
80
24
90 100
23 17
4
0
0
20
10
40
30
60
50
80
70
4
3
100
90
0
120
110
130
qcwM z [dm 3 /M zd]
Rys. 6. Histogramy wskaĨników dobowego zapotrzebowania na ciepáą wodĊ
Fig. 6. Histograms of daily hot water demand indicators and a graph of the density
98
Bydgoszcz
T oruĔ
6000
700
5071
5000
598
600
524
Liczba obserwacji
Liczba obserwacji
500
4000
3226
2890
3000
476
400
314
300
260
2000
200
1475
180
975
1000
104
100
71
371
0
81 17 18
31
0
0
40
20
80
60
120
100
160
140
2
200
180
0
240
57
18
2
0
220
40
20
80
60
3
3
1
0
qwo Mz [dm 3 /Mzd]
qwo M z [dm /Mzd]
Wáocáawek
Grudziądz
900
220
800
200
191
200
757767
183
180
645
Liczba obserwacji
589
600
500
415
400
300
235
224
200
0
0
4
0
28
14
28
56
42
84
70
98
120
95
100
8
2
47
20
0
102
75
65
80
25
112 140 168 196
126 154 182 210
q wo M z [dm3 /M zd]
134
40
69
39
146
140
60
166
100
168
160
0
40
25
15 12
7 9
0 2 0 0 0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
120
130
140
150
160
170
180
190
200
210
220
230
240
250
700
Liczba obserwacji
4
120 160 200 240 280
100 140 180 220 260 300
q wo M z [dm3 /M zd]
Rys. 7. Histogramy wskaĨników dobowego zapotrzebowania na wodĊ ogólną
Fig. 7. Histograms of daily total water demand indicators and a graph of the density
We wszystkich przypadkach przeprowadzono ocenĊ jakoĞci dopasowania
rozkáadu teoretycznego do rozkáadu empirycznego za pomocą testu F 2 .
WartoĞci wyestymowanych parametrów wraz z oceną istotnoĞci hipotezy
o zgodnoĞci rozkáadów teoretycznego i empirycznego zestawiono w tabeli 4.
99
Tabela 4. Wyniki estymacji parametrów rozkáadów gamma wskaĨników dobowego
zapotrzebowania na wodĊ
Tabela 4. Results of estimation of daily water demand gamma distribution parameters
Miasto
Bydgoszcz
ToruĔ
Wáocáawek
Grudziądz
qzw
qcw
qwo
qzw
qcw
qwo
qzw
qcw
qwo
qzw
qcw
qwo
WartoĞci parametrów
rozkáadu
Į
Ȝ
17,337
3,152
11,249
3,414
15,212
6,140
11,489
5,128
7,035
5,559
13,992
7,115
6,434
8,102
4,680
9,486
8,513
10,977
8,286
5,624
6,849
5,988
12,584
7,017
Ȝ2
7,70
4,29
5,89
19,03
12,30
10,94
11,07
16,72
22,34
10,99
10,28
13,16
Poziom
istotnoĞci
testu Ȝ2
0,260
0,508
0,312
0,122
0,090
0,279
0,272
0,019
0,013
0,202
0,245
0,589
WNIOSKI
Otrzymane wyniki badaĔ wskaĨników zapotrzebowania na wodĊ pozwalają
na sformuáowanie nastĊpujących wniosków:
1. Uzyskane wyniki podwaĪają celowoĞü stosowania dotychczasowych
wartoĞci wskaĨników zuĪycia wody do projektowania systemów
zaopatrzenia w wodĊ, zawartych w obowiązujących normatywach dla
analizowanych miast.
2. Na podstawie analizy statystycznej nie zaobserwowano istotnej
statystycznej tendencji zmian jednostkowego zuĪycia wody we
wszystkich analizowanych miastach; są one ustabilizowane.
3. ĝrednie jednostkowe zuĪycie wody ogólnej dla wszystkich badanych
miast w analizowanym okresie byáo niĪsze od wartoĞci zawartych
w wytycznych i wynosiáy odpowiednio w Bydgoszczy í 93,42 dm3/Mzd,
Toruniu í 98,09 dm3/Mzd, we Wáocáawku í 84,25 dm3/Mzd i Grudziądzu í 91,38 dm3/Mzd.
4. Najlepsze rezultaty dopasowania rozkáadu teoretycznego do uzyskanych rozkáadów empirycznych wskaĨników poboru zimnej, ciepáej
i ogólnej wody uzyskano stosując rozkáad gamma;
5. W wielorodzinnych budynkach mieszkalnych 27,0% ogólnej iloĞci
wody dostarczanej do budynków wykorzystywane jest do przygotowania posiáków, pozostaáa czĊĞü, tj. 73%, zuĪywana jest do celów
higieniczno-sanitarnych.
100
6. Przeprowadzone analizy wskazują na celowoĞü podjĊcia dalszych badaĔ
związanych z identyfikacją cech procesu poboru zimnej i ciepáej wody
uĪytkowej, prowadzonych w innych jednostkach osadniczych.
LITERATURA
[1] Chudzicki J., 2004. Techniczne moĪliwoĞci oszczĊdzania wody i energii w wewnĊtrznych instalacjach wodociągowych. V Konf. Nauk. Tech. Nowe technologie
w sieciach i instalacjach wodociągowych i kanalizacyjnych, UstroĔ.
[2] Heidrich Z., JĊdrzejkiewicz J., 2007. Analiza zuĪycia wody w miastach polskich
w latach 1995-2005. Ochrona ĝrodowiska 4, 29-34.
[3] HotloĞ H., 2010. Badania zmian poboru wody w wybranych miastach Polski
[4] HotloĞ H., Mielcarzewicz E., 2000. Ksztaátowanie siĊ zuĪycia wody w Polsce
w okresie gospodarki rynkowej. GWiTS 4, 135-137.
[5] Káoss-TrĊbaczkiewicz H., Osuch-PajdziĔska E., Roman M., 1998. Spadek zuĪycia
wody: opis zjawiska, przyczyny, prognozy. Materiaáy Krajowej Konf. Spadek zuĪycia wody: przyczyny – skutki – reagowanie, PZITS Oddziaá w àodzi, 1-29.
[6] Pasela R., 2006. Ksztaátowanie siĊ opáat za wodĊ i odprowadzanie Ğcieków
w gospodarstwach domowych. Instal 12, 57-60.
[7] Rak J., Tchórzewska-CieĞlak B., 2003. ZuĪycie wody w mieĞcie Rzeszowie. Mat.
Konf. Aktualne zagadnienia w uzdatnianiu i dystrybucji wody, Wydawnictwo
Politechnika ĝląska, 263-270.
[8] Tchórzewska-CieĞlak B., 2005. Analiza zuĪycia wody do spoĪycia przez
mieszkaĔców Jasáa. XIII Ogólnopolska Konf. Nauk. Tech. z cyklu Problemy
gospodarki wodno-Ğciekowej w regionach rolniczo-przemysáowych, Monografie
Komitetu InĪynierii ĝrodowiska PAN 30, 65-74.
[9] Tuz P.K., 2005. Analiza metod okreĞlania natĊĪenia przepáywów maksymalnych
w budynkach wielorodzinnych. ĝrodkowo-Pomorskie Towarzystwo Naukowe
Ochrony ĝrodowiska, 7, 279-293.
[10] Tuz P.K., Królikowski A., 2005. Wskazania wodomierzy domowych i mieszkaniowych í przyczyny rozbieĪnoĞci i metody ich bilansowania. Gaz, Woda
i Technika Sanitarna 2, 9-17.
[11] ĩuchowicki A.W., KuczyĔski W., 2009. Analiza porównawcza zmian w rozbiorach wody z uwzglĊdnieniem sposobu jej dostarczania do odbiorców. ĝrodkowo-Pomorskie Towarzystwo Naukowe Ochrona ĝrodowiska, Rocznik Ochrony
ĝrodowiska 11, 781-786.
[12] ĩuchowicki A.W., Majczyna R., 2009. Analiza zuĪycia wody w budynkach wielorodzinnych zlokalizowanych na terenie KoszaliĔskiej Spóádzielni Mieszkaniowej
"Nasz Dom", ĝrodkowo-Pomorskie Towarzystwo Naukowe Ochrona ĝrodowiska,
Rocznik Ochrony ĝrodowiska 11, 663-674.
[13] Wytyczne do programowania zapotrzebowania wody i iloĞci Ğcieków w miejskich jednostkach osadniczych, 1991. Instytut Gospodarki Przestrzennej i Komunalnej Warszawa, wyd. V uzupeánione.
101
DEVELOPMENT OF INDEX VALUES OF WATER USE FOR
DOMESTIC AND ECONOMIC PURPOSES IN CHOSEN TOWNS OF
KUYAVIAN-POMERANIAN VOIVODESHIP
Abstract. Possession of reliable information for the creation of water balance
is a basis for proper design of water supply systems. The decrease in water
use by all user groups observed in Poland after 1989 requires a systematic
verification of unit water consumption indices. In this paper, we present the
results of research concerning hot, cold and overall unit water consumption
for domestic and economic purposes in multifamily buildings in the biggest
towns of Kuyavian-Pomeranian voivodeship. The analysis conducted in
2000-2005 indicates a stabilization of water use index, which is at a level
satisfying basic consumer needs.
Keywords: water use, unit water consumption, water supply network, water
demand, multifamily buildings
PROGNOZOWANIE ZUĩYCIA WODY
W BUDOWNICTWIE MIESZKALNYM WIELORODZINNYM
Z WYKORZYSTANIEM MODELI REGRESJI
Rafaá Pasela, Jan Klugiewicz*1
Streszczenie. Jedną z metod predykcji zuĪycia wody wodociągowej jest regresja wieloraka, która pozwala na rozpoznanie wielkoĞci i rodzaju wpáywu
poszczególnych zmiennych na jej wartoĞü. W pracy podjĊto próbĊ ustalenia
zaleĪnoĞci miedzy zjawiskiem zuĪycia wody w mieszkalnictwie wielorodzinnym a takimi parametrami, jak: liczba osób zameldowanych w mieszkaniu, powierzchnia oraz typ mieszkania. AnalizĊ przeprowadzono dla budynków mieszkalnych wielorodzinnych poáoĪonych w Toruniu.
Sáowa kluczowe: regresja wieloraka, prognozowanie zuĪycia wody, budynki
mieszkalne wielorodzinne
WSTĉP
Obserwowany systematyczny trend zmniejszania siĊ zuĪycia wody wodociągowej w Polsce po 1989 r., związany z gospodarką wolnorynkową, zmusza
do ciągáej weryfikacji przyjĊtych wczeĞniej prognoz dotyczących wielkoĞci
jednostkowego zapotrzebowania na wodĊ we wszystkich grupach odbiorców.
NajczĊĞciej spotykanymi modelami do opisu i prognozowania zuĪycia wody
wodociągowej są modele: autoregresji, Ğredniej ruchomej, ARIMA, wygáadzania wykáadniczego, Holta, Wintersa oraz sztuczne sieci neuronowe [5-9].
Alternatywą do powyĪszych metod są modele regresji, które pozwalają na okreĞlenie wpáywu pewnych zjawisk (zmiennych objaĞniających) na inne zjawisko
(zmienną objaĞniającą). Funkcje regresji okreĞlają sposób podporządkowania
wartoĞci zmiennej zaleĪnej okreĞlonym wartoĞciom zmiennych niezaleĪnych.
Analiza regresji wykorzystywana jest do: rozpoznania wielkoĞci i rodzaju
wpáywu poszczególnych zmiennych objaĞniających na zmienną objaĞnianą,
szacowania wartoĞci zmiennej objaĞnianej na podstawie znanych lub zaáoĪonych wartoĞci zmiennych objaĞniających, okreĞlenia, które zmienne objaĞniające mają najbardziej znaczący wpáyw – w najlepszy sposób opisują zmienną
objaĞnianą; predykcji wartoĞci zmiennej objaĞnianej.
Szeroko prowadzona analiza zuĪycia wody w gospodarstwach domowych
w Polsce wskazuje, Īe do najistotniejszych czynników (zmiennych objaĞniających) ksztaátujących jej pobór naleĪy zaliczyü: opomiarowanie zuĪycia wody,
liczbĊ zamieszkujących osób w lokalu, standard wyposaĪenia sanitarnego mieszkaĔ, straty wody związane ze stanem technicznym instalacji wodociągowych,
* dr inĪ. Rafaá PASELA, prof. dr hab. inĪ. Jan KLUGIEWICZ, Wydziaá Budownictwa
104
tryb Īycia mieszkaĔców, wysokoĞü dochodu mieszkaĔców, ĞwiadomoĞü
mieszkaĔców, czynniki meteorologiczne oraz cena wody [1-4, 6].
METODA BUDOWY MODELU REGRESYJNEGO ZUĩYCIA
WODY
Do stworzenia modeli opisujących dobowe zuĪycie wody zimnej, ciepáej
i ogólnej wykorzystano regresjĊ wieloraką. Dane uzyskano ze spóádzielni
mieszkaniowych na terenie miasta Torunia. Dotyczyáy one: dobowego zuĪycia
wody zimnej qzw, ciepáej qcw, powierzchni mieszkania F, liczby osób zameldowanych w lokalu LMz oraz typu mieszkania TM. Modele regresji opracowano
z wykorzystaniem programu STATISICA 9.1 seria 0210-P.
Budowa modelu regresyjnego skáadaáa siĊ z nastĊpujących etapów:
1) okreĞlenie specyfiki zmiennych: objaĞnianej i objaĞniających,
2) zebranie danych do analizy – pobieranie próby statystycznej,
3) przyjĊcie postaci analitycznej modelu,
4) selekcja zmiennych objaĞniających,
5) estymacja parametrów strukturalnych modelu,
6) weryfikacja modelu,
7) usuniĊcie skutków naruszeĔ zaáoĪeĔ regresji,
8) zastosowanie modelu.
Równanie regresji opisujące zjawisko zuĪycia wody przedstawia siĊ
nastĊpująco:
yi =E o +E1·x1i +E 2 ·x2i +...+E k ·xki +H i
gdzie:
H i í skáadnik losowy,
x1,x2,...xk í zmienne objaĞniające zjawisko zuĪycia wody,
E o , E1 ,...E k í parametry skáadnika deterministycznego, dla i = 1,2, ..., n
Odpowiedniego dopasowania funkcji regresji do danych dokonano za pomocą tzw. metody najmniejszych kwadratów (MNK). Istota tej metody sprowadza siĊ do tego, aby suma kwadratów odchyleĔ wartoĞci empirycznych od wartoĞci teoretycznych byáa najmniejsza. Do oceny dopasowania modelu do danych empirycznych jedną z najczĊĞciej stosowanych miar jest wspóáczynnik
determinacji, oznaczony przez R2. Oblicza siĊ go ze wzoru:
¦ y y
¦ y y
n
R
2
i 1
n
i
i 1
i
2
2
Inna miara zgodnoĞci modelu z danymi empirycznymi opiera siĊ na wariancji skáadnika losowego. Punktem wyjĞcia są w tym przypadku tzw. reszty
modelu. Reszta, która odpowiada i-tej obserwacji, wyraĪa siĊ wzorem:
Prognozowanie zuĪycia wody...
105
Ocena wariancji skáadnika losowego, tzw. wariancja resztowa, wyraĪa siĊ
wzorem:
Pierwiastek z wariancji resztowej, czyli odchylenie standardowe reszt
(zwane takĪe báĊdem standardowym estymacji), jest powszechnie stosowaną
miarą zgodnoĞci modelu z danymi empirycznymi. Na jej podstawie moĪna
równieĪ obliczyü, miarĊ nie mianowaną, a mianowicie tzw. wspóáczynnik
zmiennoĞci losowej, który okreĞla wzór:
Wyznaczone parametry strukturalne modelu oraz parametry skáadnika losowego umoĪliwiają ostateczną weryfikacjĊ poprawnoĞci modelu oraz ocenĊ
jego dokáadnoĞci. Gáównym zadaniem weryfikacji modelu regresji jest stwierdzenie poprawnoĞci jego zaáoĪeĔ, które są nastĊpujące:
1) model jest liniowy wzglĊdem parametrów, tzn.
‫=ݕ‬
dla i =1, 2,…, n,
2) liczba obserwacji n musi byü wiĊksza lub równa liczbie szacowanych
parametrów, tj.
3) Īadna ze zmiennych niezaleĪnych nie jest kombinacją liniową innych
zmiennych niezaleĪnych,
ma wartoĞü oczekiwaną równą zero
4) skáadnik losowy
dla wszystkich
,
5) Wwariancja skáadnika losowego (reszt
) jest taka sama dla wszystkich
dla wszystkich
obserwacji (War
6) skáadniki losowe (reszty) są nieskorelowane, czyli
),
oraz
są od siebie
niezaleĪne dla wszystkich par i oraz j, gdzie
7) kaĪde ze skáadników losowych (reszty) ma rozkáad normalny.
,
Weryfikacja modelu obejmuje dwa etapy: weryfikacjĊ istotnoĞci parametrów strukturalnych modelu oraz wybranych wáaĞciwoĞci reszt. W celu weryfioraz jej
kacji oszacowania parametrów naleĪy stworzyü hipotezĊ zerową
:
Weryfikazaprzeczenie – hipotezĊ alternatywną
cja hipotezy zerowej polega na przeprowadzeniu klasycznego testu istotnoĞci
z wykorzystaniem rozkáadu t-Studenta, dla przyjĊtego poziomu istotnoĞci
oraz
stopni swobody. JeĪeli:
106
bj
Sbj
bj
Sbj
da ;n k * o wpáyw zmiennej xj jest statystycznie nieistotny
! ta;n k * o wpáyw zmiennej xj jest statystycznie istotny
gdzie:
k* í liczba estymowanych parametrów strukturalnych modelu.
Weryfikacja istotnoĞci parametrów dotyczy równieĪ parametru bo (wyrazu
wolnego), ale poniewaĪ nie opisuje on wpáywu Īadnej zmiennej objaĞniającej,
interpretacja hipotez polega wyáącznie na stwierdzeniu, czy odwrotnoĞü bezwzglĊdnej wartoĞci báĊdu wzglĊdnego jest wystarczająco duĪa.
Weryfikacja skáadnika losowego obejmuje badanie wáaĞciwoĞci reszt.
W podstawowym zakresie weryfikacji badaniom podlegają: symetria reszt,
losowoĞü reszt, autokorelacja reszt oraz normalnoĞü rozkáadu reszt.
Badanie symetrii reszt polegaáo na wykonaniu badania sprawdzającego,
czy liczba reszt ze znakiem dodatnim (n1) i liczba reszt ze znakiem ujemnym
(n2) nie róĪnią siĊ od siebie w znaczący sposób. RozstrzygniĊcie kwestii, jak
bardzo mogą róĪniü siĊ od siebie liczby (n1) i (n2), wymaga przeprowadzenia
testu statystycznego po uprzednim sformuáowaniu hipotezy zerowej H0 oraz
n 1
n 1
zaprzeczającej jej – hipotezy H1 : H : 1
, H1 : 1 z . NaleĪy wiĊc sprawn 2
n 2
dziü, czy liczba reszt dodatnich
lub ujemnych
stanowi poáowĊ reszt.
WeryfikacjĊ hipotezy zerowej przeprowadzono poprzez obliczenie wartoĞci
statystyki temp:
temp
n1 1
n 2
n1 § n n1 ·
¨
¸
n© n ¹
n 1
n
n1 1
n 2
n 1
n1 n n1 RozstrzygniĊcie otrzymano dziĊki zastosowaniu rozkáadu t-Studenta dla
przyjĊtego poziomu istotnoĞci oraz n-1 stopni swobody. JeĪeli:
temp tĮ;n-1 o przyjąü hipotezĊ zerową H0 o skáadnik losowy wykazuje symetriĊ,
temp Ҹ tĮ;n-1 o przyjąü hipotezĊ zerową H1 o skáadnik losowy nie wykazuje symetrii.
WeryfikacjĊ losowoĞci reszt przeprowadzono klasycznym nieparametrycznym testem serii. Wymagaáo to obliczenia liczby serii kemp, okreĞlonej jako liczba jednoimiennych podciągów reszt. Serią okreĞla siĊ kaĪdy podciąg záoĪony
z kolejnych reszt o jednakowych znakach. Znając wartoĞci krytyczne testu kD
oraz kG (tablice testu serii), odpowiadające przyjĊtemu poziomu istotnoĞci Į
oraz liczebnoĞci reszt dodatnich (n1) i reszt ujemnych (n2), gdy:
107
, skáadnik losowy uznaje siĊ za losowy,
lub
, nie uznaje siĊ skáadnika losowego za losowy.
Dla duĪych liczebnoĞci podgrup
, liczba
serii
podlega prawom nastĊpującego rozkáadu normalnego:
W celu przeprowadzenia weryfikacji autokorelacji reszt
test Durbina-Watsona. Test ten polega na obliczeniu wartoĞci
oraz porównania jej z granicznymi wartoĞciami
(dolną) oraz
zastosowano
:
(górną),
przypadków znajdują siĊ w tablicach, natomiast dla
które dla modeli
, moĪna przyjąü, Īe statystyka
modeli, gdzie liczba przypadków
podlega prawom rozkáadu normalnego
o Ğredniej równej 2 i warian-
cji równej 4/n.
MoĪliwych jest piĊü rozstrzygniĊü testu Durbina-Watsona:
í istotna autokorelacja dodatnia,
í nieistotna autokorelacja dodatnia (brak rozstrzygniĊcia testu),
í autokorelacja zerowa – brak istotnej autokorelacji,
í nieistotna autokorelacja ujemna (brak rozstrzygniĊcia testu),
í istotna autokorelacja ujemna.
ZaáoĪenie, Īe skáadnik losowy losowym podlega prawom rozkáadu normalnego, nie jest krytycznym zaáoĪeniem KRL. Wyznaczenie parametrów
strukturalnych modelu nie wymaga zaáoĪenia o normalnoĞci reszt rozkáadu
skáadnika losowego . Weryfikacje normalnoĞci skáadnika losowego zastĊpuje siĊ badaniami normalnoĞci reszt . Prowadząc badania normalnoĞci reszt
opracowanych modeli, posáugiwano siĊ testem Koámogorowa-Smirnowa.
Ogólny przebieg testu jest nastĊpujący:
í uporządkowanie reszt modelu wedáug wartoĞci rosnących,
í wyznaczenie wartoĞci dystrybuanty
í obliczenie wartoĞci statystyk:
108
i 1·
§
max isisn ¨ ui ¸
n ¹
©
Dn
Dn
max D , D Dla prób o liczebnoĞci n 100 wykorzystano tablice wartoĞci krytycznych
statystyki Dnkr. Dla modeli, w których n > 100, wyznaczono statystykĊ D:
D
n · Dn 1
G· n
podlegającą prawom rozkáadu Koámogorowa K(y) = 1 – 2Į. HipotezĊ zerową
o normalnoĞci skáadnika losowego odrzucono w przypadku, gdy:
Dn > Dnkr (Į) dla n 100
D > K(y)kr
Wszystkie testy normalnoĞci reszt przeprowadzono dla Į = 0,05, co
w przypadku modeli (n > 100) oznaczaáo wartoĞü krytyczną K(y)kr = 1,23.
JeĞli wszystkie etapy weryfikacji modelu zakoĔczone zostaną pozytywnym
rezultatem, model moĪna bezpiecznie wykorzystaü np. do opracowania prognozy.
NajczĊĞciej naruszanymi zaáoĪeniami klasycznej regresji liniowej są:
í zaáoĪenie dotyczące staáoĞci wariancji skáadnika losowego dla kaĪdej obserwacji,
í zaáoĪenie dotyczące braku korelacji pomiĊdzy poszczególnymi zakáóceniami.
Macierz obrazuje sytuacjĊ idealną: jedynki na gáównej przekątnej oznaczają niezmiennoĞü wariancji zakáóceĔ, natomiast zera poza gáówną przekątną
Ğwiadczą o tym, Īe zakáócenia nie są wzajemnie skorelowane.
ª1 0 0 ...
« 0 1 0 ...
«
: V 2 « 0 0 1 ...
«
«# # #
«¬ 0 0 0 ...
0º
0 »»
0»
»
#»
1 »¼
W analizowanych modelach objaĞniających zuĪycie wody sytuacja taka nie
zaistniaáa. W modelach tych wystąpiáa natomiast autokorelacja zakáóceĔ. Autokorelacja skáadnika losowego jest naruszeniem jednego z zaáoĪeĔ dotyczącego
staáoĞci wariancji skáadnika losowego, która prowadzi do tego, Īe elementy
tworzące gáówną przekątną macierzy kowariancji zakáóceĔ losowych są jednakowe, natomiast elementy poza gáówną przekątną nie są zerowe. Oznacza to, Īe
miĊdzy kolejnymi zakáóceniami istnieje korelacja okreĞlona jako autokorelacja.
109
Wspóáczynnik autokorelacji
nie jest znany, poniewaĪ wyznaczyü go
moĪna wyáącznie przez zbadanie caáej populacji. W przeprowadzonych analizach posáuĪono siĊ wiĊc wartoĞcią wspóáczynnika autokorelacji wyznaczonego dla badanej próby wedáug wzoru:
gdzie
to reszty modelu wyznaczonego klasyczną metodą najmniejszych
kwadratów (KMNK), k oznacza liczbĊ zmiennych objaĞniających tego modelu.
wspóáczynnikiem
Zastąpienie prawdziwego wspóáczynnika autokorelacji
powoduje, Īe metoda UMNK okreĞlana jest jako EUMNK – estymowana,
uogólniona metoda najmniejszych kwadratów [10, 11].
INTERPRETACJA WYNIKÓW BADAē
Po weryfikacji przyjĊtych do badaĔ zmiennych objaĞniających, zjawisko
poboru wody najlepiej opisuje model skáadający siĊ z dwóch zmiennych, tj.
liczby osób zameldowanych w lokalu mieszkalnym oraz typu mieszkania. Wyniki badaĔ przedstawiono w tabelach 1-3. Dominującą zmienną kaĪdego z modeli jest liczba osób zameldowanych w mieszkaniu. Zmienna ta charakteryzuje
siĊ w kaĪdym przypadku najwiĊkszą istotnoĞcią statystyczną (Į = 0,05). Wpáyw
pozostaáych czynników jest znacznie sáabszy.
NajniĪszy wspóáczynnik determinacji R2 = 0,57 uzyskano dla modelu opisującego dobowe zuĪycie ciepáej wody, natomiast najwyĪszy R2 = 0,85 dla modelu opisującego dobowe zuĪycie wody ogólnej. Oznacza to, Īe 57% oraz 85%
zmiennych zuĪycia wody jest wyjaĞniona przez modele. Pozostaáą czĊĞü zmiennoĞci naleĪy przypisaü zakáóceniom, rozumianym jako elementy nieuwzglĊdnione w modelu w postaci zmiennej objaĞnianej.
WartoĞü báĊdu standardowego estymacji (ocena wielkoĞci losowych odchyleĔ modelu) interpretuje siĊ jako przeciĊtne odchylenie wagi obserwowanej
w próbie od wagi teoretycznej – wyznaczonej z modelu.
Zmienne objaĞniające: LMz, TM
-82,1993
7
8
Wyniki testu:
Stwierdzono podstawy
D = 0,945
do odrzucenia hipotezy
K(y)kr = 1,23
zerowej o braku autokore- D < K(y)kr
lacji skáadnika losowego
Wyniki testu: skáadnik losowy wykazuje symetriĊ
du= 2,080
dL= 1,919
Zmienna
Reszty
0,870163
0,094198
10
Korelacja
cząsteczk
0,825811
0,044248
11
Korelacja
semicz.
0,019286
maks D
p > ,20
p
0,882806
0,315185
12
Korelacja
Wyniki testu:
Brak podstaw do odrzucenia
hipotezy zerowej o normalnoĞci
skáadnika losowego
2454
N
Test Koámogorowa-Smirnowa
0,095705
0,095705
9
R-kwadrat
NadmiarowoĞü
kemp =1198, kD = 1178,21, kG = 1277,26
Wyniki testu: Skáadnik losowy uznano za losowy
Zalety modelu:
Wady modelu:
- speánia zaáoĪenia o losowoĞci skáadnika losowego
- naruszenie zaáoĪenia o braku autokorelacji skáadnika losowego
- speánia zaáoĪenia o normalnoĞci skáadnika losowego
- speánia zaáoĪenia o symetrii skáadnika losowego
- duĪa wartoĞü poprawionego wspóáczynnika determinacji R2=0,781
- maáe báĊdy estymacji parametrów strukturalnych modelu
temp = 0,727, tĮ, n-1 = 1,960
n2=1209
0,000
Reszty
Minimum
6
-9,28846 0,000000
87,42445 0,000000 0,904295
4,68435
0,000003 0,904295
ANALIZA RESZT
(poziom istotnoĞci testów Į=0,05)
Test Durbina-Watsona
Odch.
Maksimum Mediana
Korelacja
stand.
Zmienna
demp
seryjna
76,5016
0,8069 28,85262 Estymacja 1,093543 0,453105
5
2,607617
0,696901
0,671693
4
-24,2208
60,9262
3,1464
Liczba reszt ujemnych
ĝrednia
Zmienna
0,009933
0,009933
3
n1=1245
0,868411
0,046531
İ
LMz
TM
Liczba reszt dodatnich
2
1
qzw = 60,9262LMz + 3,1464TM – 24,2208 28,864 [dm3/d]
R= 0,88391465 R2= 0,78130510 Skorygowany R2= 0,78112665
F(2,2454)=4378,2 p<0,0000 Báąd standardowy estymacji: 28,864
Báąd
Báąd
Zmienna
b*
b
t(2454)
p
Tolerancja
standardowy z b*
standardowy z b
Zmienna objaĞniana: zuĪycie wody zimnej qzw [dm3/d]
Tabela 1. Zestawienie wyników analizy regresji wielorakiej dla dobowego zuĪycia wody zimnej w Toruniu
Table 1. Summary of multiple regression analysis for the daily consumption of cold water in ToruĔ
110
0,730788
0,080918
ĝrednia
0,000
İ
LMz
TM
Zmienna
Reszty
-102,370
Minimum
0,013812
0,013812
3
6
7
8
-2,45893
0,014004
52,91074
0,000000
0,904295
5,85866
0,000000
0,904295
ANALIZA RESZT
Odch.
Maksimum Mediana
Korelacja
stand.
Zmienna
demp
seryjna
110,000
-0,472 28,26019 Estymacja 1,742152
0,128607
Wyniki testu:
n1=1213
Stwierdzono podstawy do
dL= 1,919
odrzucenia hipotezy zerodu= 2,080
wej o braku autokorelacji
n2=1241
skáadnika losowego
5
2,554076
0,682592
0,657901
4
-6,28029
36,11644
3,85442
Tolerancja
28,272 [dm3/d]
D = 1,212
K(y)kr = 1,23
D < K(y)kr
Reszty
Zmienna
0,730200
0,117519
10
Korelacja
cząsteczk
0,694939
0,076949
11
Korelacja
semicz.
0,024425
maks D
p < ,10
p
0,755821
0,306997
12
Korelacja
Wyniki testu:
Brak podstaw do odrzucenia hipotezy
zerowej o normalnoĞci skáadnika
losowego
2454
N
0,095705
0,095705
9
R-kwadrat
NadmiarowoĞü
kemp = 1251 kD = 1178,32, kG = 1277,36
Zalety modelu:
Wady modelu:
temp = 0,565, tĮ, n-1 = 1,960
2
1
qcw = 36,11644LMz + 3,85442TM – 6,28029
R= 0,75972809 R2= 0,57718677 Skorygowany R2= 0,57684176
Báąd
Báąd
Zmienna
b*
standardowy
b
standardowy
t(2454)
p
z b*
zb
Zmienna objaĞniana: zuĪycie wody ciepáej qcw [dm3/d]
Tabela 2. Zestawienie wyników analizy regresji wielorakiej dla dobowego zuĪycia ciepáej wody uĪytkowej w Toruniu
Table 2. Summary of multiple regression analysis for the daily hot water consumption in ToruĔ
111
0,067366
Ğrednia
0,000
Zmienna
Reszty
-141,662
Minimum
0,008170
0,008170
0,849010
0,880873
110,1665
0,000000
0,904295
8,2459
0,000000
0,904295
ANALIZA RESZT
Odch.
Maksimum Mediana
Korelacja
stand.
Zmienna
demp
seryjna
118,831
1,031 36,46928 Estymacja 1,354493
0,322696
Wyniki testu:
n1=1259
Stwierdzono podstawy do
dL= 1,919
odrzucenia hipotezy zerodu= 2,080
wej o braku autokorelacji
n2=1195
skáadnika losowego
7,0009
97,0426
Zmienna
0,064061
0,855861
Korelacja
semicz.
11
2454
N
0,015035
maks D
p > ,20
p
0,345795
0,920852
12
Korelacja
Wyniki testu:
D = 0,746
Brak podstaw do odrzucenia hipotezy
K(y)kr = 1,23
zerowej o normalnoĞci skáadnika
D < K(y)kr
losowego
Reszty
0,164295
0,912130
Korelacja
cząsteczk
10
0,095705
0,095705
9
R-kwadrat
NadmiarowoĞü
kemp =…, kD = 1177,59, kG = 1276,74
Wady modelu:
Zalety modelu:
- duĪa wartoĞü poprawionego wspóáczynnika determinacji R2=0,851
temp = 1,292, tĮ, n-1 = 1,960
0,900011
LMz
TM
qwo = 97,0426LMz + 7,0009TM – 30,5010 36,484 [dm3/d]
R= 0,92307741 R2= 0,85207191 Skorygowany R2= 0,85195120
Báąd
Báąd
Zmienna
b*
b
t(2454)
p
Tolerancja
standardowy z b*
standardowy z b
1
2
3
4
5
6
7
8
İ
-30,5010
3,295990
-9,2540
0,000000
Zmienna objaĞniana: zuĪycie wody ogólna qwo [dm3/d]
Tabela 3. Zestawienie wyników analizy regresji wielorakiej dla dobowego zuĪycia wody ogólnej w Toruniu
Table 3. Summary of multiple regression analysis for the total daily water consumption in ToruĔ
112
113
Statystyka F (Fishera-Snedecora) sáuĪyáa do weryfikacji hipotezy istotnoĞci
caáego modelu. Test ten weryfikuje bowiem hipotezĊ, Īe wszystkie wspóáczyn,
niki regresji jednoczeĞnie są równe zero:
. Wedáug hipotezy zerowej, Īe Īadna j-ta zmienna
niezaleĪna w modelu nie ma istotnego wpáywu na zmienną zaleĪną. Hipoteza
alternatywna oznacza, Īe istnieje co najmniej jedna zmienna istotnie związana
ze zmienną Y. Wysokie wartoĞci statystyki F i odpowiadający jej poziom prawdopodobieĔstwa testowego p potwierdzają istotny statystycznie związek liniowy. WartoĞü statystyki t wskazuje, Īe ocena wspóáczynnika regresji równieĪ
istotnie róĪni siĊ od zera. Dodatnie wartoĞci wspóáczynników regresji Ğwiadczą
o wzroĞcie dobowego zuĪycia wody.
NadmiarowoĞü, zwaną równieĪ wspóáliniowoĞcią, sprawdzono za pomocą
wskaĨników takich, jak tolerancja i Rkwadr. WskaĨnik Rkwadr. informuje, w jakim
stopniu kaĪda ze zmiennych jest zaleĪna od pozostaáych. W reprezentowanych
modelach Rkwadr. jest mniejsze od 0,80, zatem zakáócająca wspóáliniowoĞü nie
wystĊpuje.
Tolerancja pozwala na okreĞlenie wkáadu zmiennej w równanie regresji.
Im tolerancja jest mniejsza, tym mniejszy jest udziaá zmiennej w modelu. Przy
tolerancji równej zero nie jest moĪliwe wyznaczenie wspóáczynników równania
regresji. W uzyskanych równaniach regresyjnych wartoĞci T są wysokie, co
Ğwiadczy o braku ich wspóáliniowoĞci.
Wspólną wadą przedstawionych modeli jest powaĪne naruszenie zaáoĪenia
o braku autokorelacji skáadnika losowego. Wyniki Durbina-Watsona wskazują
zgodnie na niedopuszczalną, dodatnią autokorelacjĊ reszt modeli.
Na rysunkach 1-3 przedstawiono wyniki analizy reszt. Przedstawione wykresy rozrzutu pozwalają zauwaĪyü, Īe dopasowana linia regresji bardzo dobrze
pasuje do danych zuĪycia wody, choü jednoczeĞnie kilka obserwacji wyraĨnie
odbiega od pozostaáych.
Oceniając poáoĪenie punktów na wykresach w stosunku do dopasowanej
linii prostej moĪna stwierdziü, Īe rozkáad reszt nie odbiega od rozkáadu normalnego. Potwierdza to fakt dobrego dopasowania oszacowanego modelu liniowego do danych empirycznych.
PODSUMOWANIE
Przedstawione w pracy wyniki badaĔ pokazują celowoĞü stosowania modeli regresji wielorakiej przy wykorzystaniu danych archiwalnych do prognozowania zuĪycia wody. Analiza czynników opisujących zuĪycie wody pozwala na
okreĞlenie wagi poszczególnych parametrów równania regresji. JednakĪe wydaje siĊ celowe zwiĊkszenie liczby zmiennych objaĞniających, biorąc pod uwagĊ záoĪonoĞü zjawiska, które pozwoli na precyzyjniejsze ustalenie wartoĞci
zuĪycia wody w budownictwie wielorodzinnym.
114
Na podstawie przeprowadzonych badaĔ moĪna wnioskowaü, Īe predykcja
konsumpcji wody w mieszkalnictwie stwarza moĪliwoĞci do podejmowania wáaĞciwych decyzji w zakresie zmian ustalania wskaĨników jednostkowych zuĪycia
wody, które stanowią podstawĊ do wykonywania bilansu wody na etapie projektowym.
Wykres normalnoĞci reszt
1,525E-7+0,0346*x
Rozkáad - Surowe reszty
Oczekiwana normalna
4
400
3
350
2
300
1
250
322316
305
L. obs
WartoĞü normalna
270
0
-1
227
215
199
200
164
150
130
116
-2
100
67
-3
50
-4
-100 -80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
Rozkáad - Reszty standaryz.
WartoĞci przewidywane wzglĊdem obserwowanych
Oczekiwana normalna
477
350
423
300
400
L. obs
350
342
250
Wart. obserw.
358
300
261
250
252
200
150
136
200
150
100
113
100
50
4,4594E-7+1*x; 0,95 Prz .Ufn.
400
550
450
45
24
8
7
0 3
0
-100 -80 -60 -40 -20 0
20 40 60 80 100
-90 -70 -50 -30 -10 10 30 50 70 90
Reszty
500
36
50
45
36
2
0 9
0
-3,5
-2,5
-1,5
-0,5
0,5
1,5
2,5
3,5
-3,0
-2,0
-1,0
0,0
1,0
2,0
3,0
0
0
50
100
150
200
250
300
350
Wart. przewidyw.
Rys. 1. Podsumowanie wyników analizy reszt dla zimnej wody w Toruniu
Fig. 1 Summary results of the rest of the cold water in ToruĔ
400
-1,3467E-6+0,0353*x
Oczekiwana normalna
4
800
3
700
2
651
676
600
1
500
0
L. obs
WartoĞü normalna
115
409
400
336
-1
300
-2
200
142
-3
154
100
-4
-120
-80
-100
-40
-60
0
40
-20
80
20
60
36
34
7 4
0 1 4
0
-140 -100
-60
-20
20
60
100
140
-120
-80
-40
0
40
80
120
120
100
Reszty
Rozkáad - Reszty standaryzowane
-1,0505E-7+1*x; 0,95 Prz.Ufn.
Oczekiwana normalna
600
350
550
300
501
485
500
450
250
400
L. obs
350
Wart. obserw.
384
328
300
250
219
200
50
150
206
100
150
100
200
104
117
50
41
29
16
11 5 4
0 1 3
0
-4,5 -3,5 -2,5 -1,5 -0,5 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5
-4,0 -3,0 -2,0 -1,0 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0
0
20
40
60
80 100 120 140 160 180 200 220 240
Wart. przewidyw.
Rys. 2. Podsumowanie wyników analizy reszt dla ciepáej wody uĪytkowej w Toruniu
Fig. 2 Summary results of the rest of the hot water in ToruĔ
116
1,0786E-7+0,0274*x
Oczekiwana normalna
4
600
550
3
509
500
450
414
400
1
371
350
0
L. obs
WartoĞü normalna
2
474
-1
300
236
250
221
200
-2
150
-3
100
50
-4
-160 -120
-80
-40
0
40
80
120
-140 -100
-60
-20
20
60
100
140
24
18
4
0 1 3 6
0
-180 -140 -100 -60 -20
20
60 100 140
-160 -120 -80 -40
0
40
80 120 160
Reszty
Rozkáad - Reszty standaryzowane
Oczekiwana normalna
1,3953E-6+1*x; 0,95 Prz.Ufn.
550
700
500
479
600
441
450
388
400
500
Wart. obserw.
352
350
L. obs
93
80
300
245
250
225
400
300
200
200
150
100
50
106
123
100
37
37
5 2
0 0 2 7 5
0
-5,0 -4,0 -3,0 -2,0 -1,0 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0
-4,5 -3,5 -2,5 -1,5 -0,5 0,5 1,5 2,5 3,5
0
0
100
200
300
400
500
600
700
Wart. przewidyw.
Rys. 3. Podsumowanie wyników analizy reszt dla wody ogólnej w Toruniu
Fig. 3 Summary results of the rest of the total water in ToruĔ
LITERATURA
[1] Heidrich Z., JĊdrzejkiewicz J., 2007. Analiza zuĪycia wody w miastach polskich
[2] HotloĞ H., 2010. Badania zmian poboru wody w wybranych miastach
Polski w latach 1990-2008. Ochrona ĝrodowiska 3, 39-42.
[3] HotloĞ H., Mielcarzewicz E., 2000. Ksztaátowanie siĊ zuĪycia wody w Polsce
w okresie gospodarki rynkowej. GWiTS 4, 135-137.
117
[4] Klugiewicz J., Pasela R., 2005. Badania wpáywu wodomierzy mieszkaniowych na
zuĪycie wody w budynkach wielorodzinnych na osiedlu WyĪyny w Bydgoszczy.
Gaz, Woda i Technika Sanitarna 1, 14-17.
[5] Licznar P., 2005. Wykorzystanie sztucznych sieci neuronowych do prognozowania
zuĪycia wody w zakáadach wodociągowych. Instal 11, 16-22.
[6] àomotowski J., 2003. Prognozowanie rozbiorów wody metodą wygáadzenia wykáadniczego. VI MiĊdzynarodowa Konf. Nauk. Techn. Zastosowanie technik obliczeniowych w zarządzaniu systemami wodno-kanalizacyjnymi, Wągrowiec, 19-25.
[7] Pasela R., 2012. Ksztaátowanie wartoĞci wskaĨników zuĪycia wody na cele bytowo-gospodarcze w budynkach wielorodzinnych w wybranych miastach woj. kujawsko-pomorskiego. Praca niepublikowana, Kielce.
[8] SiwoĔ Z., CieĪak J., CieĪak W., 2006. UĪytkowe metody bieĪącego prognozowania krótkotrwaáego poboru wody w systemach wodociągowych, XIX Krajowa, VII
MiĊdzynarodowa Konf. Nauk. Techn. Zaopatrzenie w wodĊ, jakoĞü i ochrona
wód, Zakopane.
[9] SiwoĔ Z, àomotowski J., CieĪak W., Licznar P., CieĪak J., 2008. Analiza i prognozowanie rozbiorów wody w systemach wodociągowych. PAN Komitet InĪynierii Lądowej i Wodnej, Instytut Podstawowych Problemów Techniki, Warszawa.
[10] Stanisz A., 2006. PrzystĊpny kurs statystyki z zastosowaniem STATISTICA PL na
przykáadach z medycyny. Tom 1, Statystyki podstawowe, Kraków.
[11] StĊpieĔ P., 9 wykáadów ze statystyki, 17 wykáadów z ekonometrii. Materiaáy niepublikowane.
PREDICTION WATER CONSUMPTION IN MULTI-FAMILY
RESIDENTIAL BUILDINGS USING REGRESSION MODELS
Abstract. One way to predict consumption of tap water is a multiple
regression that allows you to identify the size and type of the impact of each
variable on its value. The paper attempts to establish the relationship between
the phenomenon of water consumption in multi-family housing and parameters
such as the number of people registered in a flat surface and type of housing.
The analysis was performed for multi-family residential buildings located in
Torun.
Keywords: multiple regression, forecasting water use, multi-family
residential building
BADANIE ĝCIERALNOĝCI CHALCEDONITU
W PROCESIE FILTRACJI CIĝNIENIOWEJ
Piotr Pocztóá, Marian Granops*1
Streszczenie. W artykule przedstawiono wyniki z badaĔ procesu Ğcierania siĊ
chalcedonitu o Ğrednicy 0,315-2,5 mm, uĪytego jako materiaáu filtracyjnego.
W celu intensyfikacji procesu prowadzono wielokrotne páukanie záoĪa w przeciwprądzie. Z róĪnicy masy záoĪa przed i po eksperymencie wnioskowano
o szybkoĞci jego Ğcierania, kruszenia i wymywania z kolumny filtracyjnej.
UĪyty do badaĔ chalcedonit okazaá siĊ byü materiaáem odpornym na zastosowane procesy regeneracyjne, a ubytki jego masy po okresie eksperymentu byáy
niewielkie.
Sáowa kluczowe: chalcedonit, filtracja, ĞcieralnoĞü záoĪa filtracyjnego
WSTĉP
Badania przydatnoĞci technologicznej chalcedonitu do odĪelaziania i odmanganiania wód poziemnych oraz oczyszczania Ğcieków prowadzone byáy
przez wielu autorów [2, 8, 10].W wymienionych opracowaniach wykazano, Īe
chalcedonit moĪe byü stosowany jako materiaá filtracyjny, zwáaszcza do usuwania Īelaza i manganu z wód podziemnych. Szczególnie dokáadnie przedstawia to artykuá SozaĔskiego [9], w którym jako istotne wymienia siĊ nastĊpujące
charakterystyki technologiczne:
– „efekty usuwania związków Īelaza i manganu z wód podziemnych
w funkcji skáadu fizyczno-chemicznego i parametrów procesu filtracji
pospiesznej,
– parametry projektowe i eksploatacyjne tych záóĪ, w tym gáównie prĊdkoĞü filtracji, gáĊbokoĞü przenikania Īelaza i manganu oraz granulometria, pojemnoĞci masowe i intensywnoĞci páukania,
– dáugoĞci cykli filtracyjnych okreĞlonych przez kryteria jakoĞci wody
uzdatnionej i strat hydraulicznych,
– zmiany aktywnoĞci autokatalitycznej záóĪ dla odmanganiania wód podziemnych w warunkach bez reagentowej filtracji pospiesznej tych wód”.
Opisane charakterystyki pozwalają poznaü wáaĞciwoĞci technologiczne
záóĪ filtracyjnych oraz umoĪliwiają ich efektywny dobór w fazie projektowej.
W cytowanym artykule, jak i poprzednich pominiĊto ocenĊ trwaáoĞci
(zmiennoĞci) záoĪa w trakcie jego wieloletniej eksploatacji. Wydaje siĊ, Īe
mgr inĪ. Piotr POCZTÓà
* prof. dr hab. inĪ. Marian GRANOPS, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP,
120
okreĞlenie ĞcieralnoĞci materiaáu filtracyjnego w czasie jego wykorzystania
technicznego, w szczególnoĞci w czasie okresowych regeneracji, páukania záoĪa
w przeciwprądzie, ma istotne znaczenie praktyczne i ekonomiczne.
W pracy starano siĊ okreĞliü wáaĞnie ten parametr, czyli ĞcieralnoĞü chalcedonitu w eksperymencie prowadzonym w skali uáamkowo-technicznej.
WYSTĉPOWANIE I CHARAKTERYSTYKA
Chalcedonit jest mineraáem, odmianą kwarcu o zróĪnicowanej barwie. WystĊpuje w Brazylii, Urugwaju, na Madagaskarze, WĊgrzech i w Ameryce Póánocnej [1]. W Polsce pomimo wystĊpowania w kilku miejscach eksploatowane
jest jedynie záoĪe „Teofilów” zlokalizowane niedaleko Tomaszowa Mazowieckiego [2, 10]. ZáoĪe eksploatowane jest przez firmĊ Mikrosil – Polska Sóáka
z o.o. [6]. Materiaá filtracyjny wydobywany jest selektywnie ze Ğciany záoĪa,
a nastĊpnie odpowiednio obrabiany i frakcjonowany. Cechuje go wysoka jednorodnoĞü pod wzglĊdem parametrów fizykochemicznych.
Parametry fizykochemiczne záoĪa publikowane przez producenta przedstawiają siĊ nastĊpująco [6]:
parametry fizyczne:
gĊstoĞü wáaĞciwa
2,62-2,67 kg/dm3
gĊstoĞü nasypowa
0,85-1,10 kg/dm3
porowatoĞü wewnĊtrzna
15,0-30,0%
nasiąkliwoĞü
4,0-10,0%
wytrzymaáoĞü na Ğciskanie
60-120 MPa
ĞcieralnoĞü na bĊbnie Devala 8-15%
liczba olejowa
26g/100g mączki
parametry chemiczne:
SiO2 94,0-99,0%
Al2O3 0,4-3,6%
Fe2O3 0,1-0,8%
CaO 0,1-1,2%
MgO 0,0-0,3%
Na2O 0,04-0,20%
K2O 0,1-0,5%
Z zestawieniem skáadu chemicznego opracowanego przez inne jednostki
badawcze moĪna zapoznaü siĊ w publikacji Michel [3].
METODYKA BADAē
Badania prowadzono na stacji uzdatniania wody Szkoáy Gáównej Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. Materiaá filtracyjny wypeániający záoĪe
przygotowany byá jedynie z chalcedonitu. Podsypka, czyli warstwa podtrzymująca záoĪe zasadnicze, skáadaáa siĊ z trzech frakcji uziarnienia: 31,5-8,0 mm,
Badanie ĞcieralnoĞci chalcedonitu...
121
8,0-4,0 mm, 4,0-2,5 mm. ZáoĪe zasadnicze zostaáo natomiast przygotowane
z materiaáu o granulacji 2,5-0,315 mm. Wszystkie frakcje przed ich wykorzystaniem w eksperymencie przepáukano uzdatnioną wodą wodociągową produkowaną na stacji SGGW w Warszawie dla potrzeb kampusu uczelni. Ze záoĪa
zasadniczego pobrano trzy kilogramowe próbki i poddano je analizie sitowej.
Na podstawie badaĔ czterech mniejszych próbek záoĪa okreĞlono zawartoĞü
wody w materiale filtracyjnym. Próbki pobrano do uprzednio wysuszonych
i zwaĪonych naczyniek wagowych, wysuszono w suszarce do staáej masy
w 105oC i po wystudzeniu w eksykatorze ponownie zwaĪono na wadze technicznej Axis A5000 o dokáadnoĞci waĪenia 0,1 g. Z ubytku masy wyliczono
procentową zawartoĞü wody w chalcedonicie. ZnajomoĞü tego parametru byáa
istotna, gdyĪ ĞcieralnoĞü chalcedonitu okreĞlona zostaáa poprzez porównanie
masy chalcedonitu wsypanego do filtra przed i po przeprowadzeniu eksperymentu. ZáoĪe podtrzymujące o charakterystyce uprzednio okreĞlonej i wysokoĞci warstwy 150 mm oraz badany materiaá filtracyjny í záoĪe o uziarnieniu
2,5-0,315 i wysokoĞci warstwy 500 mm umieszczone zostaáy w kolumnie filtracyjnej o Ğrednicy 253 mm i wysokoĞci 1300 mm.
Powierzchnia filtra wynosiáa 0,051 m2 (rys. 1).
Rys. 1. Schemat stanowiska badawczego
Fig. 1. Diagram of the test
Filtr wyposaĪony byá w zawór elektromagnetyczny Fleck 7700, który umoĪliwiaá automatyczne sterowanie jego pracą. Filtr zasilany byá wodą uzdatnioną
o ciĞnieniu okoáo 4 barów. W czasie pracy filtra co kilka dni dokonywano poboru próbek wody zasilającej filtr oraz wody popáucznej w celu oznaczenia mĊt-
122
noĞci. Wzrost mĊtnoĞci informowaá o zachodzącym procesie Ğcierania siĊ záoĪa
w trakcie jego páukania. MĊtnoĞü oznaczana byáa w aparacie firmy Hach 2100N
Turbidimeter. W normalnych warunkach pracy stacji páukanie filtrów prowadzi
siĊ co kilkadziesiąt godzin lub co kilka dni i trwa ono zwykle 5-10 minut.
W eksperymencie zastosowany zawór Flecka z elektronicznym programatorem umoĪliwiaá codzienne páukanie filtra (z technologicznymi przerwami)
przez okres 398 minut. Zasadnicze badanie procesu ĞcieralnoĞci záoĪa prowadzono przy prĊdkoĞci páukania záoĪa 40 m/h, aby zapewniü minimalną prĊdkoĞü
dla fluidyzacji záoĪa [7].
W koĔcowej fazie trwania eksperymentu zastosowano páukanie z prĊdkoĞciami 30 i 35 m/h. Eksperyment byá prowadzony przez 38 dni. Po zakoĔczeniu
eksperymentu chalcedonit zostaá wysypany z filtra, wysuszony i ponownie
zwaĪony w celu okreĞlenia procentowego ubytku masy. Oprócz tego po raz
drugi wykonano analizĊ sitową materiaáu (w taki sam sposób jak wczeĞniej),
aby okreĞliü ewentualne zmiany w granulacji záoĪa.
WYNIKI I ICH OMÓWIENIE
Zastosowana metodyka oraz czas trwania eksperymentu umoĪliwiáy w stosunkowo krótkim czasie (38 dni) zasymulowaü kilkuletnią pracĊ filtra w zakresie jego páukania. Zakáadając, Īe filtry są páukane przez przez 10 minut, co 24
godziny, w ciągu jednej doby moĪna byáo zasymulowaü prawie 40 filtrocykli
pracy filtra. Przy 38 dniach pracy filtra doĞwiadczalnego daáo to symulacjĊ jego
pracy w okresie 4 lat i 2 miesiĊcy. Gdyby przyjąü, Īe filtr jest páukany co drugi
dzieĔ, co najczĊĞciej ma miejsce w praktyce, uzyskane wyniki symulują pracĊ
záoĪa w okresie ponad 8 lat.
W zastosowanym do badaĔ záoĪu dominowaáy ziarna o Ğrednicy 0,8-2,0
mm, a najwiĊkszy udziaá miaáa frakcja 1,0-1,25 mm (rys. 2).
Masa wsypanego do filtra doĞwiadczalnego chalcedonitu wynosiáa 23,0 kg,
z wyliczeĔ okreĞlonych w tabeli 1 wynika, Īe zawieraá on 0,075 kg wody,
a wiĊc masa suchego záoĪa wsypanego do filtra wyniosáa 22,925 kg (tab. 1).
123
Rys. 2. Skáad granulometryczny chalcedonitu przed badaniem
Fig. 2. The grain-size composition of the chalcedonite before the test
Tabela 1. Wyniki zawartoĞci wody w chalcedonicie przed wykonaniem badaĔ
Table 1. The results of the water content prior to testing chalcedonite
Parametr
Waga pustego naczyĔka [g]
Waga naczyĔka z chalcedonitem
przed wysuszeniem w 105 °C [g]
po wysuszeniu w 105 °C [g]
Ubytek masy [g]
Ubytek masy [%]
ĝredni ubytek masy [%]
NaczyĔko
1
22,4921
NaczyĔko
2
22,0632
NaczyĔko
3
22,1292
NaczyĔko
4
22,3094
37,7045
36,6758
36,8382
35,5444
37,5787
36,5603
36,7097
35,4345
0,1155
0,1285
0,3149
0,3488
0,3266
0,1099
0,3092
0,1258
0,3336
Zestawione na rysunkach 3 i 4 badania mĊtnoĞci wody prowadzono w 6 seriach, a w odstĊpach 10-minutowych pobierano próbki do badania mĊtnoĞci. Na
rysunku 3 przedstawiono 4 serie badaĔ; wszystkie one pokazują, Īe woda popáuczna charakteryzowaáa siĊ wyĪszą mĊtnoĞcią w porównaniu z zasilającą filtr.
Jednak róĪnica ta byáa doĞü maáa, co Ğwiadczy o maáej ĞcieralnoĞci záoĪa. MoĪna zauwaĪyü, Īe woda popáuczna cechowaáa siĊ najwiĊkszą mĊtnoĞcią w pierwszych dniach trwania eksperymentu, w póĨniejszym okresie wartoĞci mĊtnoĞci
byáy zdecydowanie mniejsze. Spowodowane byáo to zapewne tym, iĪ ziarna
záoĪa mające na początku nieregularne ksztaáty staáy siĊ bardziej sferyczne.
Zmniejszenie prĊdkoĞci páukania do 30 i 35 m/h (rys. 4) wykazaáo, Īe mĊtnoĞü wody popáucznej byáa mniejsza niĪ wody zasilającej, co Ğwiadczy o zbyt
maáej prĊdkoĞci zastosowanej do páukania záoĪa, z czego moĪna sądziü, Īe nie
wystąpiáa jego fluidyzacja [7].
124
Fakt, Īe w czasie prowadzonych páukaĔ záoĪa dochodziáo do tarcia pomiĊdzy ziarnami chalcedonitu potwierdza wykonana analiza granulometryczna
záoĪa wykonana po zakoĔczeniu badaĔ (rys. 5). W efekcie tarcia doszáo do
zmniejszenia siĊ procentowego udziaáu ziaren o Ğrednicy 2,5-0,8 mm, a zwiĊkszenia udziaáu ziaren mniejszych niĪ 0,8 mm. Frakcja 2,5-0,8 mm przed wykonaniem eksperymentu stanowiáa Ğrednio 92% caáoĞci, a po zakoĔczeniu 84%
caáoĞci. W przypadku frakcji mniejszej niĪ 0,8 mm jej Ğrednia iloĞü ulegáa dwukrotnemu zwiĊkszeniu z 8 do 16% (rys. 6).
Rys. 3. Pomiary mĊtnoĞci przy prĊdkoĞci páukania 40 m/h
Fig. 3. The turbidity measurements at the speed of backwashing 40 m/h
Rys. 4. Pomiary mĊtnoĞci przy prĊdkoĞci páukania 35 m/h i 30 m/h
Fig. 4. The turbidity measurements at the speed of backwashing 35 m/h and 30 m/h
125
Rys. 5. Skáad granulometryczny chalcedonitu po badaniu
Fig. 5. The grain-size composition of the chalcedonite after the test
Rys. 6. Porównanie Ğredniej zawartoĞci poszczególnych frakcji chalcedonitu
przed i po badaniu
Fig. 6. The comparison of the average content of each fraction of the chalcedonite
before and after the test
Generalnie moĪna byáo zauwaĪyü, Īe we wszystkich grupach wymiarowych ziaren powyĪej 0,8 mm stwierdzano ubytki iloĞciowe, a poniĪej tego wymiaru rejestrowano wzrosty. MoĪna stąd sądziü, Īe zastosowana prĊdkoĞü páu-
126
kania záoĪa 40 m/h miaáa takĪe wpáyw na Ğcieranie siĊ ziaren o wymiarach
wiĊkszych niĪ 1,25 mm.
Jak wynika z tabeli 2 chalcedonit po przeprowadzeniu eksperymentu zawieraá Ğrednio 0,023 kg wody. Wysuszone záoĪe zostaáo ponownie zwaĪone,
jego masa wyniosáa 22,552 kg, co po odjĊciu masy suchego chalcedonitu daáo
22,529 kg suchego záoĪa.
Tabela 2. Wyniki zawartoĞci wody w chalcedonicie po wykonaniu badaĔ
Table 2. The results of the water content after the test chalcedonite
Parametr
Waga pustego naczyĔka [g]
przed wysuszeniem w 105°C [g]
po wysuszeniu w 105°C [g]
Ubytek masy [g]
Ubytek masy [%]
ĝredni ubytek masy [%]
NaczyĔko
1
22,4924
NaczyĔko
2
22,1298
NaczyĔko
3
23,3101
NaczyĔko
4
22,0635
40,0590
40,9860
40,8631
39,8294
40,0218
40,9443
40,8216
39,7875
0,0417
0,0415
0,1017
0,1016
0,1004
0,0419
0,1052
0,0372
0,0929
ĝcieralnoĞü chalcedonitu po zakoĔczeniu eksperymentu wyniosáa 0,396 kg,
po przeliczeniu (tab. 3) odpowiadaáo to ubytkowi masy o 1,73%.
Tabela 3. Zestawienie wyników masy chalcedonitu przed i po badaniu oraz obliczenia
ĞcieralnoĞci
Table 3. Combined results chalcedonite weight before and after the test and the
calculation of attrition
Masa chalcedonitu uĪyta do badaĔ [kg]
ZawartoĞü wody w chalcedonicie wykorzystywanym do badaĔ [kg]
Sucha masa chalcedonitu uĪytego do badaĔ [kg]
Masa chalcedonitu po wykonaniu badaĔ [kg]
ZawartoĞü wody w chalcedonicie po wykonaniu badaĔ [kg]
Sucha masa chalcedonitu po wykonaniu badaĔ [kg]
A
B
C
D
E
F
23,000
0,075
22,925
22,552
0,023
22,529
Dodatkowo obliczono, o ile obniĪyáa siĊ wysokoĞü záoĪa (H) w wyniku
Ğcierania siĊ ziaren w procesie páukania: H = 0,396 kg × 500 mm / 22,925 kg =
8,64 mm. Tak wiĊc po symulacji 4 lat ze záoĪa ubyáo 1,73% jego masy, a wysokoĞü zmniejszyáa siĊ o 8,64 mm.
127
PODSUMOWANIE
ZáoĪe chalcedonitowe wykorzystywane w Polsce od kilkunastu lat z duĪym
powodzeniem do usuwania związków Īelaza i manganu z wody w przeprowadzonym eksperymencie okazaáo siĊ byü odporne na procesy jego páukania
w przeciwprądzie. W przeprowadzonym eksperymencie przy zastosowaniu
prĊdkoĞci páukania 40 m/h zaobserwowano Ğcieranie siĊ wszystkich frakcji
zastosowanego materiaáu filtracyjnego.
Uzyskany wynik, ubytek masy 1,73% przy symulacji okoáo 4 lat pracy záoĪa, moĪna uznaü za dobry prognostyk dalszego stosowania chalcedonitu
w oczyszczaniu wody.
Dalsze badania naleĪy przeprowadziü przy zastosowaniu wiĊkszych prĊdkoĞci páukania, uwzglĊdniających ekspansjĊ záoĪa do 25% [6, 9] lub do 50%
[5]. Byü moĪe przy zastosowaniu wiĊkszych prĊdkoĞci páukania wystąpią wiĊksze ubytki masy záoĪa zwáaszcza w ziarnach záoĪa o Ğrednicy powyĪej 1,25 mm.
LITERATURA
[1] Grabarczyk Cz., 2010. Hydromechanika filtrowania wody. Wyd. Nauk. Tech.
Warszawa, 37.
[2] Kosk I., Nieü M., PabiĞ J., Tchórzewska D., 2000. Propozycje wykorzystania chalcedonitu w oczyszczaniu wód. Aura 3.
[3] Michel M.M., 2011. Charakterystyka chalcedonitu ze záoĪa Teofilów pod kątem
wykorzystania w technologii uzdatniania wody i oczyszczania Ğcieków. Gospodarka Surowcami Mineralnymi 27(1),. 56-66.
[4] Michel M.M., KiedryĔska L., Tyszko E., 2008. Badania skutecznoĞci odmanganiania wody podziemnej na modyfikowanym chalcedonicie i masie katalitycznej Purolite MZ 10. Ochrona ĝrodowiska 30(3),15-20.
[5] Michel M., Siwiec T., Granops M., 2004. Zastosowanie chalcedonitu w usuwaniu
Īelaza z wody podziemnej. MiĊdz. Konf. Woda, Wyd. PZiTS, t. 1, 455-464.
[6] Mikrosil Polska, Sp. z o.o. www.mikrosil.com.pl, 14.02.2013.
[7] Siwiec T., 2007. Warunki páukania jednowarstwowych i dwuwarstwowych filtrów
pospiesznych. Wyd. SGGW Warszawa, 31-163.
[8] SozaĔski M., JeĪ-Walkowiak J., Weber à., 2011. Metodyka badaĔ przydatnoĞci
technologicznej materiaáów filtracyjnych do odĪelaziania i odmanganiania wód
podziemnych na przykáadzie chalcedonitu. Instal 10, 61-65.
[9] SozaĔski M., JeĪ-Walkowiak J., Weber à., 2004. Piasek chalcedonitowy jako nowe záoĪe w odĪelazianiu i odmanganianiu wód podziemnych. IV Konf. Nauk.Tech.
Woda – Czáowiek í ĝrodowisko, WrzeĞnia-LicheĔ.
[10] Tchórzewska D., PabiĞ J., Kosk I., Nieü M., 2001. Nowe zastosowania chalcedonitu jako sorbentu w procesie oczyszczania wód. Przegląd Geologiczny 49(4).
128
CHALCEDONIT ABRASIN TEST
IN THE PRESSURE FILTRATION
Abstract. The results of abrasion test process chalcedonite 0.315-2.5 mm in
diameter, used as a filter material. In order to intensify the process of
frequent washing carried out in countercurrent bed. Make the difference in
weight before and after the experiment claimed the rate of abrasion, crushing
and leaching from the column filter. Used to study chalcedonit proved to be
resistant to regeneration processes used and the weight loss after the
experiment was small.
Keywords: chalcedonite, filtration, filter bed abrasion
TECHNOLOGIA NAWADNIANIA ROĝLIN
SADOWNICZYCH W POLSCE.
POTRZEBY, ZASADY I METODY STEROWANIA
Czesáaw Rzekanowski*1
Streszczenie. W pracy przedstawiono ksztaátowanie siĊ potrzeb nawodnieniowych roĞlin sadowniczych w Polsce na podstawie formuáy N = P – Po
[mm], w której N oznacza niedobory wody [mm] w danym okresie, P í opady rzeczywiste [mm] w danym okresie, a Po – opady optymalne (potrzeby
wodne roĞlin). Opady optymalne przyjĊto wg zmodyfikowanej tabeli Pressa
[14], zawierającej dane dotyczące potrzeb wodnych roĞlin w mm na glebach,
ustalone dla trzech zakresów temperatur powietrza, w kolejnych miesiącach
sezonu wegetacji. Potrzeby N okreĞlono w 27 wybranych stacjach meteorologicznych, dla piĊciu podstawowych gatunków drzew owocowych oraz
truskawek. NajwyĪsze niedobory wodne drzew owocowych stwierdzono
w centralnym pasie Polski z odejĞciem na póánoc do Szczecina oraz w rejonie
Poznania, Páocka i Sáubic. Obliczono równieĪ niedobory wody N w okresach
nawodnieniowych okreĞlonych osobno dla kaĪdego gatunku drzew owocowych. Stwierdzono, Īe najwiĊksze niedobory wody równieĪ wystĊpowaáy
w centralnym pasie kraju, a najmniejsze w poáudniowym.
Sáowa kluczowe: technologia nawadniania roĞlin, roĞliny sadownicze, nawadnianie roĞlin, potrzeby nawadniania, metody sterowania nawadnianiem
WPROWADZENIE
Nawadnianie jest skutecznym sposobem uzupeániania w sezonie wegetacyjnym niedostatków wody w glebie, spowodowanych zbyt niskimi w stosunku
do potrzeb roĞlin opadami lub wystĊpowaniem dáuĪszych okresów bezopadowych, zwanych posuchami. O randze i znaczeniu sztucznego dostarczania wody
Ğwiadczy fakt, iĪ okoáo 36% produktów rolniczych w Ğwiecie uzyskiwano z pól
nawadnianych, chociaĪ tylko okoáo 15% caáego areaáu jest wyposaĪone w takie
systemy [15].
W warunkach klimatycznych Polski gáównymi czynnikami decydującymi
o dostatku lub braku wilgoci dla roĞlin są gleba i klimat. W przypadku gleby
najwaĪniejsze znaczenie ma jej zdolnoĞü do zatrzymywania wody, czyli tzw.
polowa pojemnoĞü wodna (PPW). WaĪną rolĊ odgrywa teĪ gáĊbokoĞü zalegania
lustra wody gruntowej i związany z nią podsiąk kapilarny. Na glebach lekkich,
o maáej zawartoĞci czĊĞci spáawialnych, po zimie lub obfitych opadach letnich
iloĞü zgromadzonej w jednometrowym profilu glebowym wody siĊga 60-100
* prof. dr hab. inĪ. Czesáaw RZEKANOWSKI, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP,
130
mm, a na glebach zwiĊĨlejszych przekracza nawet 300 mm. W glebach ciĊĪkich
i bardzo ciĊĪkich, mimo wiĊkszej ich pojemnoĞci wodnej niĪ w glebach lĪejszych, iloĞü wody teoretycznie dostĊpnej dla roĞlin jest mniejsza i wynosi 130-190 mm. Z tej iloĞci tylko czĊĞü wody, okreĞlana jako woda áatwo dostĊpna,
moĪe zapewniü jej niezakáócone pobieranie przez korzenie roĞlin. W póámetrowej warstwie gleby, okreĞlanej w warunkach stosowania nawodnieĔ warstwą
o kontrolowanym uwilgotnieniu, znajduje siĊ wedáug Drupki [4] odpowiednio
od 25 do 45 mm wody áatwo dostĊpnej. Zakáadając zatem, Īe przed nadejĞciem
okresu bezopadowego gleba miaáa zapasy wody równe polowej pojemnoĞci
wodnej, starczyáoby jej roĞlinom na okoáo 15 dni na glebie lekkiej i blisko na 70
dni na bardzo dobrej, licząc Ğrednio po 3,5 mm zuĪycia wody na dobĊ.
Drugim istotnym czynnikiem decydującym o wáaĞciwej iloĞci wody dla roĞlin jest klimat i związane z nim wystĊpowanie opadów atmosferycznych. NaleĪy zwróciü równieĪ uwagĊ na spodziewane zmiany klimatyczne wywoáane globalnym ociepleniem, które mogą dodatkowo wpáywaü na rozwój nawodnieĔ
w Polsce. Alcamo i in. [1] przewidują (scenariusz A2) pod koniec wieku XXI
wzrost temperatury globalnej o okoáo 4°C (w Polsce o 2-4°C). ChociaĪ nie
przewiduje siĊ zmiany sumy opadów rocznych, to przypuszczalnie nastąpi
wzrost opadów zimowych, osztem niĪszych opadów letnich [10, 13]. Spowoduje to przesuszenie gleb w okresie letnim i silny wzrost potrzeby nawodnieĔ [12].
Przyjmuje siĊ, Īe roĞliny sadownicze do optymalnego wzrostu i plonowania wymagają w naszej strefie klimatycznej opadów rocznych rzĊdu 700-800
mm [16], a nawet 800-900 mm [8]. W Polsce takie opady nie wystĊpują, a nadto zaleĪnie od poáoĪenia centrów niĪu i wyĪu raz moĪe napáywaü na nasz obszar
powietrze kontynentalne, cechujące siĊ latem wysoką ciepáotą i niską zawartoĞcią pary wodnej, innym razem znad oceanów powietrze o duĪej zawartoĞci
pary wodnej. W związku z tym w tych samych miesiącach letnich moĪe panowaü pogoda upalna i sucha albo deszczowa i cháodna. ĝrednia wieloletnia roczna suma opadów atmosferycznych w Polsce wynosi 602 mm, z odchyákami
w niektórych latach o 30% na plus lub minus. Opady cechuje u nas zmiennoĞü
przestrzenna, od 505 mm w Ğrodkowej czĊĞci kraju do ponad 700 mm w pasie
nadmorskim i podgórskim. Dowodzą tego dane Chrzanowskiego [2] zawierające zestawienie opadów z lat 1891-1980. Wynika z nich, Īe najmniej opadów
rocznie odnotowano w stacjach opadowych poáoĪonych w Krainie Wielkich
Dolin: w PoĞwiĊtnym – 505 mm, Páocku – 509 mm, Poznaniu – 511 mm i Toruniu – 513 mm, a duĪo wiĊcej w pasie póánocnym: Koszalinie – 716 mm i LĊborku
– 675 mm i poáudniowym: Jeleniej Górze – 689 mm, Krakowie – 659 mm i CzĊstochowie – 652 mm.
Poza rocznymi sumami opadów, do prawidáowego zaopatrzenia w wodĊ
upraw ogrodniczych równie istotne znaczenie ma ich rozkáad w sezonie wegetacyjnym, a szczególnie w okresie wzmoĪonego zaopatrzenia w wodĊ. CzĊstym
bowiem zjawiskiem w Polsce jest pojawianie siĊ lat suchych i okresów posusznych, chociaĪ bywają teĪ lata o nadmiernych opadach. Posuchy atmosferyczne
dáuĪsze od 15 dni zdarzają siĊ w Ğrodkowej czĊĞci kraju w 30-40% lat w maju
Technologia nawadniania roĞlin sadowniczych w Polsce
131
i czerwcu oraz w okoáo 30-35% lat w lipcu i sierpniu. NajwiĊksze straty w rolnictwie wywoáują ekstremalne susze, które w warunkach Polski nie są rzadkoĞcią. Przykáadem takich zjawisk mogą byü susze w latach 1992 i 2000, obejmujące 40% terytorium kraju i powodujące straty w plonach roĞlin uprawnych
o 10-40% w porównaniu z rokiem o normalnych opadach [11].
KLIMATYCZNY WSKAħNIK POTRZEB WODNYCH
ROĝLIN SADOWNICZYCH
Potrzeby wodne roĞlin sadowniczych są wysokie, zdecydowanie przewyĪszające potrzeby wiĊkszoĞci upraw polowych. ZwiĊkszają siĊ w miarĊ wydáuĪania siĊ okresu wzrostu i dojrzewania owoców oraz w miarĊ spáycania systemu
korzeniowego roĞlin. Ogromne znaczenie ma teĪ gĊstoĞü nasadzenia drzew, ich
wiek, sposób utrzymania miĊdzyrzĊdzi, rodzaj gleby i jej podáoĪa, poziom wody gruntowej oraz lokalne warunki fizjograficzne. Przyjmuje siĊ, Īe ze wszystkich roĞlin sadowniczych najwiĊcej wody wymagają jagodowe, a z nich posiadające najpáytszy system korzeniowy – borówka wysoka, truskawki i poziomki,
a nastĊpnie maliny, porzeczki i agrest. WĞród drzew duĪe potrzeby mają: jabáoĔ
i Ğliwa, Ğrednie – czereĞnia, grusza, brzoskwinia i orzech wáoski, a stosunkowo
maáe – wiĞnia i morela.
W warunkach klimatycznych Polski nawadnianie peáni jedynie rolĊ uzupeániającą w stosunku do wystĊpującej iloĞci opadów. W przeciĊtnych warunkach niedobory opadowe oceniane są w sezonie wegetacyjnym na okoáo 150-200 mm. Wedáug Drupki [5], najszybciej pobierana jest woda z wierzchniej
warstwy profilu glebowego, czyli do gáĊbokoĞci 30-50 cm, z której pochodzi
okoáo 70-75% caáego zuĪycia. Dlatego teĪ celem uzupeániającego nawadniania
jest pokrywanie strat wody w tej górnej warstwie, zwanej warstwą o kontrolowanym uwilgotnieniu – hk. Pobór wody z warstw gáĊbszych jest powolniejszy,
szczególnie gdy stosunkowo wysoko znajduje siĊ lustro wody gruntowej i wystĊpuje podsiąk kapilarny. Udziaá warstw gáĊbszych w caákowitym zaopatrzeniu
drzew owocowych w wodĊ ocenia siĊ na 20-30%.
Za najlepszy wskaĨnik klimatyczny potrzeb stosowania nawodnieĔ
w ogrodnictwie moĪe posáuĪyü róĪnica pomiĊdzy ewapotranspiracją potencjalną, utoĪsamianą z potrzebami wodnymi dobrze rozwiniĊtej i zacieniającej glebĊ
roĞlinnoĞci, a opadami atmosferycznymi:
N = ETp – P [mm]
gdzie:
N
– niedobór opadów atmosferycznych [mm], przy braku zapasów
wody w glebie,
ETp – ewapotranspiracja potencjalna [mm],
P
– opady atmosferyczne [mm], w okresie obliczeniowym.
132
WysokoĞü ewapotranspiracji potencjalnej jest zmienna, zaleĪna od czynników klimatycznych, decydujących o zdolnoĞci ewaporacyjnej powietrza (niedosyt wilgotnoĞci, temperatura powietrza, nasáonecznienie, prĊdkoĞü wiatru).
MoĪna ją wyliczyü za pomocą wzorów: Penmana, Matula, Turca czy Grabarczyka [7, 18]. Mimo iĪ najbardziej popularny i w powszechnym uĪyciu jest
wzór Penmana, to jednak duĪo áatwiejszy, prostszy w stosowaniu i wystarczająco dokáadny jest wzór Grabarczyka [7]. Zgodnie z nim:
ETp = 0,32 (Ȉd +
1
3
Ȉt) [mm]
gdzie:
Ȉd í suma Ğrednich dobowych niedosytów wilgotnoĞci powietrza [hPa],
Ȉt í suma Ğrednich dobowych temperatur powietrza [oC].
ZaleĪnie od charakteru napáywających mas powietrza i typu pogody ETp
moĪe w naszych warunkach przybieraü róĪne wartoĞci. Wedáug Matula (za
Drupką [5]), miesiĊczne Ğrednie wartoĞci ETp dla Ğrodkowego i poáudniowego
pasa Polski (lata 1948-1962) wynoszą: maj í 90-92 mm, czerwiec í 106-110
mm, lipiec í 114-116 mm i sierpieĔ í 92-96 mm, a wedáug KĊdziory [9] dla
Wielkopolski (lata 1951-1970) odpowiednio: 85, 112, 107 i 91 mm. W latach
posusznych, w miesiącach upalnych o maáym zachmurzeniu i niskich opadach
atmosferycznych wartoĞci ETp są odpowiednio wyĪsze, siĊgając nawet w Kotlinie Warszawskiej: w maju do 135 mm, czerwcu í 180 mm, w lipcu í 135 mm
i sierpniu – 165 mm.
Niskie wartoĞci wystĊpują natomiast w miesiącach pochmurnych i z wysokimi opadami.
Przy korzystaniu ze wskaĨnika klimatycznego ETp, wyraĪającego fizyczną
cháonnoĞü atmosfery, naleĪy wprowadziü wspóáczynnik roĞlinny kr, wahający
siĊ dla sadów od 0,4 do 1,25, a uwzglĊdniający biologiczną aktywnoĞü roĞlin
w wydalaniu pary wodnej w procesie transpiracji. Stąd teĪ rzeczywiste zuĪycie
wody, oznaczone symbolem ETr, w nawadnianym sadzie bĊdzie wynosiü:
ETr = kr · ETp [mm]
gdzie:
kr – wspóáczynnik roĞlinny zaleĪny od fazy rozwojowej oraz stanu i typu
roĞlinnoĞci.
WartoĞci wspóáczynnika wedáug Doorenbosa i Pruitta [3] podano w tabeli 1.
133
Tabela 1. Wspóáczynniki roĞlinne „kr” dla sadów w peáni rozwoju wg Doorenbosa
i Pruitta [3]
Table 1. Plant coefficients „kr” for orchards in fully development according to
Doorenbos and Pruitt [3]
Rodzaj drzew
Jabáonie
CzereĞnie
WiĞnie
Brzoskwinie
Morele
Grusze
ĝliwy
Miesiąc
IV
V
VI
VII
VIII
IX
X
IV
V
VI
VII
VIII
IX
X
Gleba bez okrywy roĞlinnej
Gleba z okrywą roĞlinną
okres
wilgotny
suchy
wilgotny
suchy
0,45
0,50
0,40
0,45
0,85
0,75
0,60
0,55
1,15
1,00
0,85
0,75
1,25
1,10
1,00
0,86
1,25
1,10
1,00
0,85
1,20
1,10
0,95
0,80
0,95
0,85
0,70
0,60
0,45
0,50
0,40
0,45
0,80
0,70
0,55
0,50
1,05
0,90
0,75
0,65
1,15
1,00
0,90
0,75
1,15
1,00
0,90
0,75
1,10
0,95
0,70
0,70
0,88
0,75
0,65
0,55
WIELKOĝCI NIEDOBORÓW WODNYCH ROĝLIN
SADOWNICZYCH
Potrzeby wodne roĞlin sadowniczych moĪna okreĞliü jako tzw. opady optymalne, niezbĊdne do uzyskania wysokich plonów. Sáowik [16] podaje, Īe
w krajach europejskich jako ogólne wytyczne moĪna przyjmowaü dane Kemmera i Schulza (tab. 2), stanowiące orientacyjny wskaĨnik potrzeb nawadniania
drzew owocowych na glebach Ğrednio zwiĊzáych.
Tabela 2. IloĞü opadów niezbĊdna do uzyskania wysokich plonów na Ğrednio
zwiĊzáych glebach w warunkach Niemiec wg Kemmera i Schulza [16]
Table 2. Rainfalls amounts which are necessary to obtain high yields the concise soils
in conditions of Germany according to Kemmer and Schulz [16]
ĝrednia temperatura
V-IX (oC)
14
15
16
17
jabáoĔ
540
620
700
780
Potrzebna roczna suma opadów [mm]
grusza
brzoskwinia
winoroĞl
500
í
í
570
440
400
640
500
450
710
560
500
W celu zapewnienia odpowiedniego nawodnienia konieczna jest znajomoĞü potrzeb wodnych drzew owocowych w poszczególnych miesiącach okresu wegetacyjnego. TabelĊ zawierającą dane dotyczące potrzeb wodnych w mm
134
na glebach Ğrednich opracowaá dla warunków klimatycznych Niemiec wschodnich Press [14], uzaleĪniając ją od trzech zakresów temperatur powietrza,
w kolejnych miesiącach sezonu wegetacji. Na jej podstawie opracowano tabelĊ
3, zamieszczając wartoĞci opadów optymalnych dla piĊciu podstawowych gatunków drzew owocowych oraz truskawek. Wynika z niej, Īe najwiĊksze potrzeby wodne mają truskawki (515-620 mm), mniejsze Ğliwy (400-510 mm)
i jabáonie (380-490 mm), a najmniejsze í wiĞnie i czereĞnie (280-345 mm).
Zamieszczone dane mogą byü wykorzystywane w warunkach klimatyczno-glebowych Polski i posáuĪyü jako opady optymalne (Po) do ustalania wielkoĞci
potrzeb nawodnieniowych drzew owocowych, zgodnie z formuáą:
N = P – Po [mm]
gdzie:
N – niedobory wody [mm] w danym okresie (np. sezon wegetacyjny),
P – opady rzeczywiste [mm] w danym okresie,
Po – opady optymalne (potrzeby wodne roĞlin) wg zmodyfikowanej tabeli
Pressa.
Na podstawie zaproponowanej formuáy oszacowano niedobory wody
w okresie wegetacyjnym dla wybranych 27 stacji opadowych w Polsce, dla
piĊciu gatunków drzew owocowych, przy trzech Ğrednich miesiĊcznych zakresach temperatur powietrza. Niedobory podano w tabeli 4 w taki sposób, Īe stacje pomiarowe od 1 do 7 są zlokalizowane w póánocnym pasie Polski, stacje od
8 do 18 í w pasie centralnym, a pozostaáe, czyli od 19 do 27 í reprezentują pas
poáudniowy. NajwyĪsze niedobory wodne drzew owocowych stwierdzono
w pasie Ğrodkowym z odejĞciem na póánoc do Szczecina oraz w rejonie Poznania, Páocka i Sáubic. Ksztaátują siĊ one w sezonie wegetacyjnym, przy wysokich
temperaturach powietrza, w przypadku Ğliw od 160 do 190 mm, jabáoni 140-171
mm, grusz 50-81 mm oraz wiĞni i czereĞni 39-73 mm. Korzystniejsze warunki
wilgotnoĞciowe panują w obu skrajnych pasach, chociaĪ i są tam rejony o duĪych potrzebach nawadniania, szczególnie w przypadku Ğliw i jabáoni. NajwyĪsze niedobory opadów dla tych roĞlin wystĊpują w rejonach Biaáegostoku
i GdaĔska w pasie póánocnym oraz Lublina i Puáaw w poáudniowym.
NajwiĊksze jednak w sezonie wegetacyjnym zapotrzebowanie na wodĊ roĞliny sadownicze wykazują w najcieplejszych miesiącach letnich, czyli w czerwcu, lipcu i sierpniu. W związku z tym obliczono niedobory wody w okresach
nawodnieniowych okreĞlonych osobno dla kaĪdego gatunku (tab. 5). Na tej
podstawie stwierdzono, Īe najwiĊksze niedobory wody wystĊpują równieĪ
Ğrodkowym pasie kraju, a najmniejsze w poáudniowym. W warunkach wysokich temperatur powietrza niedobory opadów w pasie centralnym z reguáy
przekraczają 100 mm dla jabáoni i wahają siĊ od 73 do 108 mm dla Ğliw. Szczególnie duĪe niedobory wody są w okresie nawodnieniowym w rejonie Poznania,
Szczecina i Kalisza. Przy dobrym rozkáadzie opadów nie zachodziáaby natomiast potrzeba nawadniania grusz, wiĞni i czereĞni w caáym pasie poáudnio-
135
wym. Spore deficyty wody, siĊgające 50-75 mm, pojawiaáyby siĊ w przypadku
uprawy jabáoni i Ğliw, szczególnie w rejonie Lublina, Puáaw i Wrocáawia.
W pasie póánocnym Polski niedobory opadów przekraczaáyby 50 mm, osiągając
82 mm w rejonie Biaáegostoku. Najmniejsze niedobory dotyczyáyby Ğliw.
TECHNOLOGIA NAWADNIANIA ROĝLIN SADOWNICZYCH
RoĞliny sadownicze najlepiej rozwijają siĊ i plonują, gdy wilgotnoĞü gleby
bliska jest polowej pojemnoĞci wodnej. Sygnaáem do rozpoczĊcia nawadniania
jest spadek polowej pojemnoĞci do 70-75%. Optymalne zatem warunki wodne
gleby do rozwoju roĞlin stworzymy wówczas, gdy uda siĊ w sezonie wegetacyjnym w warstwie gleby o kontrolowanym uwilgotnieniu utrzymaü wilgotnoĞü
w tym zakresie. Bardzo przydatny w ustalaniu terminu nawadniania jest tensjometr, umieszczony w zwilĪanej bryle gleby na gáĊbokoĞci 0,2-0,3 m i okreĞlający jej potencjaá wodny. Z reguáy nawadnianie rozpoczyna siĊ, gdy manometr przyrządu wskazuje od -0,02 do -0,03 MPa w przypadku stosowania systemów kroplowych i od -0,03 do -0,05 MPa w przypadku mikrozraszania. CzĊsto w praktyce potrzeby nawadniania ustala siĊ na podstawie obserwacji warunków opadowych, wyglądu roĞlin i gleby. Pomocny jest teĪ zainstalowany
w sadzie deszczomierz, umoĪliwiający pomiar wysokoĞci opadów; moĪna teĪ
skorzystaü z informacji pozyskiwanych z najbliĪszej stacji opadowej. W polskich warunkach klimatycznych potrzeba pierwszego nawodnienia moĪe wystąpiü w przypadku truskawki juĪ w pierwszych dniach maja, krzewów owocowych í w poáowie maja, a drzew í pod koniec tego miesiąca. DuĪe potrzeby
nawodnieĔ utrzymują siĊ przez caáy czerwiec, lipiec i do poáowy sierpnia,
a czasem i dáuĪej, aĪ do początku wrzeĞnia.
ZnajomoĞü zuĪycia wody w sadzie jest niezbĊdna do prawidáowego zaprojektowania urządzeĔ nawodnieniowych, z czym nastĊpnie wiąĪe siĊ wáaĞciwe
ustalanie wysokoĞci jednorazowych dawek wody, czĊstotliwoĞü nawadniania
i gáĊbokoĞü zwilĪania profilu glebowego hk. Dotychczasowe doĞwiadczenia
wskazują, Īe uĪytkownicy systemów nawadniających z reguáy stosują nadmierne dawki wody (nawet o 50%), pogarszając tym samym ich efektywnoĞü ekonomiczną.
Ustalanie początku okresów nawadniania
SpoĞród stosowanych w rolnictwie metod nawadniania w sadach dominuje
podkoronowe minizraszanie i system kroplowy. KaĪda z tych metod wymaga
odmiennej technologii nawadniania: terminu rozpoczĊcia, wielkoĞci jednorazowych dawek wody i dáugoĞci przerw. W obu w ustaleniu terminu pierwszego
nawadniania moĪna kierowaü siĊ danymi zawartymi w tabeli 6. Zasadą jest, aby
rozpocząü je w zalecanym optymalnym terminie, pod warunkiem, Īe w poprzedzającym go czasie nie wystąpiáy wiĊksze opady. JeĪeli natomiast 6-7 dni
wczeĞniej spadáo co najmniej 25-30 mm, to pierwsze nawadnianie naleĪy przesunąü o 5-6 dni.
kwiecieĔ
o
C
mm
6
50
8
60
10
70
6
45
8
50
10
55
6
40
8
45
10
50
6
50
8
60
10
70
6
40
8
45
10
50
C
11
13
15
11
13
15
11
13
15
11
13
15
11
13
15
o
maj
mm
60
70
80
55
60
70
45
50
60
65
75
85
70
80
90
Miesiące okresu wegetacyjnego
czerwiec
lipiec
o
o
C
mm
C
mm
14
70
16
80
16
80
18
90
18
90
20
100
14
65
16
60
16
70
18
70
18
75
20
80
14
65
16
70
16
70
18
80
18
75
20
90
14
75
16
80
16
85
18
90
18
95
20
100
14
110
16
120
16
120
18
130
18
130
20
140
sierpieĔ
o
C
mm
15
70
17
80
19
90
15
55
17
60
19
65
15
60
17
65
19
70
15
80
17
90
19
100
15
105
17
115
19
125
wrzesieĔ
o
C
mm
12
50
14
55
16
60
12
45
14
50
16
55
í
í
í
í
í
í
12
50
14
55
16
60
12
70
14
80
16
90
* zaleĪnie od terminu uprawy
Uwaga: dla gleb lekkich podane normy miesiĊczne naleĪy zwiĊkszyü o 20%, a dla gleb zwiĊzáych pomniejszyü o 20%.
Truskawki
1.05-15.07
(1.05-25.09)*
ĝliwy
10.05-5.09
WiĞnie
i czereĞnie
10.05-5.08
Grusze
10.05-5.09
Jabáonie
15.05-15.09
I
II
III
I
II
III
I
II
III
I
II
III
I
II
III
RoĞlina í okresy
nawodnieĔ
Okres
Okres wegetacji
nawodnieĔ
(IV-IX)
[mm]
[mm]
275
380
310
435
350
490
215
325
240
360
270
400
175
280
200
310
225
345
295
400
325
455
360
510
240 (465)*
515
265 (510)*
570
285 (570)*
620
Tabela 3. Potrzeby wodne [mm] drzew owocowych na glebach Ğrednich przy niskich (I), Ğrednich (II) i wysokich (III) temperaturach
powietrza wg Pressa [14], w modyfikacji wáasnej
Table 3. Water needs [mm] of fruit trees on average soils for low (I), average (II) and high (III) air temperatures according to Press
[14]), in own modification
136
Biaáystok
GdaĔsk
Koszalin
LĊbork
Olsztyn
Prabuty
Szczecin
Gorzów Wlk.
Kalisz
Koáo
Leszno
Piáa
Páock
PoznaĔ
Skierniewice
Sáubice
ToruĔ
Warszawa
CzĊstochowa
Jelenia Góra
Kielce
Kraków
Lublin
Puáawy
Sandomierz
Wrocáaw
ZamoĞü
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
Lp
MiejscowoĞü
449
405
438
365
370
406
379
410
332
334
331
339
338
324
320
350
324
326
339
414
353
362
419
395
378
382
319
Opady
VI-IX
[mm]
+ 69
+ 25
+ 58
- 15
- 10
+ 26
-1
+ 30
- 48
- 46
- 49
- 41
- 42
- 56
- 60
- 30
- 56
- 54
- 41
+ 34
- 27
- 18
+ 39
+ 15
-2
+2
- 61
I
+ 14
- 30
+3
- 70
- 65
- 29
- 56
- 25
- 103
- 101
- 104
- 96
- 107
- 111
- 115
- 85
- 111
- 109
- 96
- 21
- 82
- 73
- 16
- 40
- 57
- 53
- 116
II
Jabáonie
- 41
- 85
- 52
- 125
- 120
- 84
- 111
- 80
- 158
- 156
- 159
- 151
- 162
- 166
- 170
- 140
- 166
- 164
- 151
- 76
- 137
- 128
- 71
- 95
- 112
- 108
- 171
III
Grusze
WiĞnie i czereĞnie
temperatury: I – niskie, II – Ğrednie, III – wysokie
I
II
III
I
II
III
pas póánocny
+ 28
-7
- 47
+ 29
-1
- 36
+ 37
+2
- 38
+ 22
-8
- 43
+ 94
+ 59
+ 19
+ 59
+ 29
-6
+ 70
+ 35
-5
+ 42
+ 12
- 23
+ 53
+ 18
- 22
+ 45
+ 15
- 20
+ 57
+ 22
- 18
+ 47
+ 17
- 18
-6
- 41
- 81
-8
- 38
- 73
pas centralny
+7
- 28
- 68
+8
- 22
- 57
+9
- 26
- 76
+ 12
- 18
- 53
+6
- 29
- 69
+8
- 22
- 57
+ 14
- 21
- 61
+ 13
- 17
- 52
+ 13
- 22
- 62
+ 15
- 15
- 50
-1
- 36
- 76
+1
- 29
- 84
-5
- 40
- 80
-2
- 32
- 67
+ 25
- 10
- 50
+ 26
-4
- 39
-1
- 36
- 76
0
- 30
- 65
+1
- 34
- 74
+5
- 25
- 60
+ 14
- 21
- 61
+ 16
- 14
- 49
+ 89
+ 54
+ 14
+ 53
+ 23
- 12
pas poáudniowy
+ 124
+ 89
+ 49
+ 81
+ 51
+ 16
+ 80
+ 45
+5
+ 44
+ 14
- 21
+ 113
+ 79
+ 38
+ 102
+ 72
+ 37
+ 40
+5
- 35
+ 40
+ 10
- 25
+ 45
+ 10
- 30
+ 44
+ 14
- 21
+ 81
+ 46
+6
+ 79
+ 49
+ 14
+ 54
+ 19
- 21
+ 52
+ 22
- 13
+ 85
+ 50
+ 10
+ 78
+ 48
+ 13
+ 49
+5
+ 38
- 35
- 30
+6
- 21
+ 10
- 68
- 76
- 69
- 61
- 62
- 76
- 80
- 50
- 76
- 74
- 61
+ 14
- 47
- 38
+ 19
-5
- 22
- 18
- 81
I
-6
- 50
- 17
- 90
- 85
- 49
- 76
- 35
- 123
- 121
- 124
- 116
- 117
- 131
- 135
- 105
- 131
- 129
- 116
- 41
- 102
- 93
- 36
- 60
- 77
- 73
- 136
II
ĝliwy
- 61
- 105
- 72
- 145
- 140
- 104
- 121
- 100
- 178
- 176
- 179
- 171
- 172
- 186
- 190
- 160
- 186
- 184
- 171
- 96
- 157
- 148
- 91
- 115
- 132
- 128
- 191
III
Tabela. 4. Niedobory wody dla drzew owocowych (N = P – Po) [mm] w sezonie wegetacyjnym (wielolecie 1891-1980) w wybranych
stacjach opadowych w Polsce
Table. 4. Shortages of water for trees the fruit (N = P – Po) [mm] in vegetative season (multiannual period 1891-1980) in chosen
precipitation stations in Poland
137
Biaáystok
GdaĔsk
Koszalin
LĊbork
Olsztyn
Prabuty
Szczecin
Gorzów Wlk.
Kalisz
Koáo
Leszno
Piáa
Páock
PoznaĔ
Skierniewice
Sáubice
ToruĔ
Warszawa
CzĊstochowa
Jelenia Góra
Kielce
Kraków
Lublin
Puáawy
Sandomierz
Wrocáaw
ZamoĞü
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
MiejscowoĞci
1
2
3
4
5
6
7
Lp
+ 55
+ 31
+ 56
0
+5
+ 35
+9
+ 35
- 29
- 27
- 23
- 23
- 21
- 29
- 40
- 10
- 34
- 29
- 19
+ 35
-7
-3
+ 35
+ 20
+ 13
+ 13
- 42
I
- 18
-6
+ 19
- 37
- 32
-2
- 28
-2
- 66
- 64
- 60
- 60
- 58
- 66
- 77
- 47
- 71
- 66
- 56
-2
- 44
- 40
-2
- 17
- 24
- 24
- 79
II
Jabáonie
- 20
- 44
- 19
- 75
- 70
- 40
- 66
- 40
- 104
- 106
- 102
- 102
- 96
- 104
- 115
- 85
- 109
- 104
- 94
- 40
- 82
- 78
- 40
- 55
- 62
- 62
- 117
III
+ 100
+ 74
+ 100
+ 44
+ 50
+ 81
+ 55
+78
+ 16
+ 19
+ 21
+ 22
+ 29
+ 15
+6
+ 36
+9
+ 15
+ 26
+ 89
+ 36
+ 36
+ 67
+ 54
+ 50
+ 54
+1
I
Grusze
WiĞnie i czereĞnie
temperatury: I – niskie, II – Ğrednie, III – wysokie
II
III
I
II
III
pas póánocny
+ 12
- 12
+ 18
0
- 24
+ 12
- 12
+8
- 10
- 34
+ 43
+ 19
+ 28
+ 10
- 14
+ 30
+6
+ 22
+4
- 20
+ 26
+2
+ 29
+ 13
- 13
+ 30
+6
+ 30
+ 12
- 12
- 23
- 47
- 10
- 28
- 52
pas centralny
-8
- 32
+6
- 12
- 36
-5
- 29
+9
-9
- 33
-3
- 27
+ 11
-7
- 31
-2
- 26
+8
- 10
- 34
+5
- 19
+8
- 10
- 34
-9
- 33
+3
- 15
- 39
- 18
- 42
0
- 18
- 42
+ 12
- 12
+ 22
+4
- 20
- 15
- 39
-1
- 19
- 43
-9
- 33
+4
- 14
- 38
+2
- 22
+ 11
-7
- 31
+ 65
+ 41
+ 61
+ 43
+ 19
pas poáudniowy
+ 76
+ 52
+ 69
+ 51
+ 27
+ 50
+ 26
+ 49
+ 31
+7
+ 76
+ 52
+ 70
+ 52
+ 28
+ 20
-4
+ 25
+7
- 17
+ 26
+2
+ 30
+ 12
- 12
+ 57
+ 33
+ 58
+ 40
+ 16
+ 31
+7
+ 35
+ 17
-7
+ 54
+ 30
+ 52
+ 34
+ 10
+ 56
+ 33
+ 59
+3
+9
+ 40
+ 14
+ 38
- 25
- 22
- 20
- 19
- 17
- 26
- 35
-5
- 32
- 25
- 15
+ 40
-4
-5
+ 26
+ 13
+ 13
+ 14
- 40
I
+ 22
-1
+ 25
- 31
- 25
+6
- 20
+4
- 59
- 56
- 54
- 53
- 51
- 60
- 69
- 39
- 66
- 59
- 49
+6
- 38
- 39
-8
- 21
- 21
- 20
- 74
II
ĝliwy
Tabela 5. Niedobory wody dla drzew owocowych (N = P – Po) [mm] w przewidywanym okresie nawodnieniowym w Polsce
Table 5. Shortages of water for trees the fruit (N = P – Po) [mm] in foreseen period of irrigation in Poland
- 12
- 35
-9
- 65
- 59
- 28
- 54
- 30
- 93
- 90
- 88
- 87
- 85
- 94
- 103
- 73
- 100
- 93
- 83
- 28
- 72
- 73
- 42
- 55
- 55
- 54
-108
III
138
139
Tabela 6. Przewidywane okresy nawodnieĔ wg Sáowika [16] oraz przybliĪone sezonowe
normy nawodnieĔ
Table 6. Foreseen periods of irrigations according to Sáowik [16] as well as the
approximate seasonal norms of irrigations
Grupa roĞlin*
Sezonowe
normy
[mm]
CzereĞnie
Grusze
Jabáonie
ĝliwy
WiĞnie
Truskawki
Agrest
Maliny
Porzeczki
Szkóáki
od
175
225
275
265
175
515
180
180
200
210
do
220
270
350
330
220
620
210
210
230
250
Miesiące i dekady
1
IV
2 3
V
VI
VII
VIII
IX
2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3
------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------- - - - - - - - - - - - - - - - - - - ---------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------1
* sezonowe normy nawodnieĔ dla drzew i truskawek wedáug Pressa [14], a krzewów owocowych
wedáug Sáowika [16]
Ustalanie wielkoĞci dawek nawadniających
Potrzeby wodne drzew owocowych rosną wraz z ich rozwojem i peáną
wartoĞü osiągają okoáo piątego roku po posadzeniu. Stąd teĪ w nowo zaáoĪonym sadzie dawki wody powinny byü odpowiednio mniejsze – o okoáo 50%,
a potem stopniowo wzrastaü. Powszechnie przyjmuje siĊ, Īe máode drzewa potrzebują okoáo 25, a w peáni dojrzaáe 50 l wody na dobĊ. W Polsce straty wody
na ewapotranspiracjĊ rzeczywistą wynoszą od 3,0 do ponad 5,0 mm, co oznacza
utratĊ 30-50 m3 wody z 1 ha na dobĊ. Wedáug Drupki [5] dla przedziaáu Ğrednich dobowych temperatur w granicach 17-22oC dobowe wartoĞci epr mogą, po
uwzglĊdnieniu wspóáczynnika roĞlinnego, wynieĞü:
w maju i sierpniu eh = 3,3-5,0 mmÂdobĊ-1,
w czerwcu i lipcu eh = 4,0-5,3 mmÂdobĊ-1.
Biorąc pod uwagĊ, Īe nawadnianiem pokrywa siĊ 70% zapotrzebowania
drzew na wodĊ, bĊdzie to odpowiednio: w maju i sierpniu eh = 2,3-3,5 mmÂdobĊ-1:
w czerwcu i lipcu eh = 2,8-3,7 mmÂdobĊ-1.
Do celów obliczeniowych moĪna przyjmowaü Ğrednią wartoĞü eh = 3,5
mmÂdobĊ-1.
Podkoronowe minizraszanie
W przypadku stosowania nawadniania podkoronowego, w celu nawilĪenia
gleby na okreĞloną gáĊbokoĞü, dawkĊ polewową „d” okreĞla siĊ ze wzoru [5]:
140
d = 0,1· dwd · hk [mm]
gdzie:
dwd – deficyt wody áatwo dostĊpnej, wyraĪany np. w mm na kaĪde 10 cm
miąĪszoĞci warstwy gleby,
hk – gáĊbokoĞü warstwy gleby o kontrolowanym uwilgotnieniu [cm].
Dopuszczalne wartoĞci planowanego deficytu wody áatwo dostĊpnej uzaleĪnione są gáównie od rodzaju gleby. MoĪna orientacyjnie przyjmowaü, Īe dwd
w mm na 10 cm warstwy gleby wynosi dla: piasków sáabo gliniastych 5-7, piasków gliniasto-pylastych 6,5-9, glin lekkich i Ğrednich 9 i glin ciĊĪkich 9-8 mm.
Z kolei czas pracy minizraszaczy okreĞlamy:
t = d [h]
i
gdzie:
d – jednorazowa dawka wody [mm],
i – Ğrednia intensywnoĞü zraszania [mmÂh-1].
CzĊstotliwoĞü nawadniania T w dobach w okresie utrzymywania siĊ bezopadowej pogody okreĞla siĊ ze wzoru:
T = d [dób]
eh
gdzie:
d – wysokoĞü ostatnio podanej jednorazowej dawki wody [mm],
eh – wartoĞü dla przewidywanego dla danego okresu dobowego zuĪycia
wody z górnej, kontrolowanej warstwy gleby [mmÂdobĊ-1].
PrzeciĊtnie przy dawce wody w wysokoĞci 25 mm i przeciĊtnej temperaturze powietrza nawadnianie przypada raz na 10 dni, zaĞ przy upalnej raz na 7 dni
(licząc ep = 3,5 mm na dobĊ). Pojawiające siĊ obfite deszcze wydáuĪają przerwy
w nawadnianiu, a opady bilansuje siĊ tak jak dawki nawodnieniowe, ustalając
odpowiednie wartoĞci dobowego zuĪycia wody eh stosownie do temperatur
i wilgotnoĞci powietrza.
Nawadnianie kroplowe
W systemach kroplowych bryáa ziemi, jaką naleĪy zwilĪyü w wyniku wykonania nawodnienia, powinna wynosiü okoáo 30-33% przestrzeni penetrowanej przez korzenie roĞlin. Odpowiednią dawkĊ wody moĪna wyliczyü ze wzoru
[17]:
d=
gdzie:
ETr S 75
[l wody na 1 emiter]
10000 A B
141
-1
ETr í dobowe straty wody na ewapotranspiracjĊ rzeczywistą [lÂha ],
S – pokrycie gleby koronami drzew [%],
A – liczba drzew na 1 ha [szt.],
B – liczba emiterów na 1 drzewo.
Przykáad: Podstawiając do wzoru: ETr = 4 mmÂdobĊ-1, co oznacza straty
40.000 l wody z powierzchni 1 ha; przykrycie gleby koronami drzew S = 40%;
A = 800 drzew na ha; B = 2 emitery na drzewo; to iloĞü wody, jaką naleĪy podaü systemem kroplowym w przeliczeniu na 1 emiter w sadzie, wyniesie:
d=
4000 40 75
= 7,5 litrów
10000 800 2
Zakáadając wydatek 1 emitera równy 2,0 lÂh-1, system kroplowy powinien pracowaü codziennie po 3 godziny i 45 minut na dobĊ lub co drugi dzieĔ po 7,5
godzin na dobĊ.
STEROWANIE NAWODNIENIEM
Przez sterowanie (kierowanie) nawodnieniem rozumieü naleĪy ustalenie
wielkoĞci dawek wody, terminu rozpoczĊcia, dáugoĞci przerw i terminu zakoĔczenia nawadniania. NaleĪy pamiĊtaü, Īe:
x niewáaĞciwe dla roĞlin są zarówno zbyt wysokie, jak i zbyt niskie dawki
wody, wpáywające negatywnie na wysokoĞü, jakoĞü i zdrowotnoĞü plonów;
x wáaĞciwa wilgotnoĞü gleby wpáywa na dostĊpnoĞü i pobieranie skáadników pokarmowych przez roĞliny;
x szkodliwe jest zbyt wczesne i zbyt póĨne rozpoczynanie nawodnieĔ;
x najwiĊkszą wraĪliwoĞü na báĊdy w sterowaniu nawodnieniem wykazują
roĞliny jagodowe, w szczególnoĞci truskawki;
x juĪ krótkie okresy niedostatku wilgoci glebowej mogą wywieraü negatywny wpáyw na rozwój roĞlin, np. jagodowych.
Potrzeby i terminy nawadniania moĪna ustalaü, posáugując siĊ nastĊpującymi metodami:
1. Prowadzenie bilansu wodnego na podstawie pomiaru wysokoĞci opadów.
2. Stosowanie tensjometrów.
3. Stosowanie czujników wilgotnoĞci gleby.
Prowadzenie bilansu wodnego na podstawie pomiaru wysokoĞci
opadów
Jest to metoda tania i prosta, opierająca siĊ na pomiarze wysokoĞci opadów
atmosferycznych [19]. Prowizorycznie moĪna mierzyü opady np. wykorzystując
garnek lub podobnego ksztaátu inne naczynie. PewnoĞü pomiaru zapewni jednak zastosowanie deszczomierza Hellmanna o powierzchni wlotowej 200 cm2,
142
ustawionego na palu tak, aby jego górna krawĊdĨ znalazáa siĊ na wysokoĞci 100
cm ponad terenem. Miarą opadu jest wyraĪona w milimetrach wysokoĞü warstwy wody (wodĊ opadową gromadzącą siĊ w zbiorniczku przyrządu przelewa
siĊ do wyskalowanej w mm menzurki), która utworzyáaby siĊ na poziomej powierzchni terenu. Opad w wysokoĞci 1 mm sáupa wody odpowiada objĊtoĞci
1 dcm3 (1 litra) na powierzchni 1 m2 bądĨ 10 m3 na powierzchni 1 ha.
Nawadniając na podstawie pomiarów opadów, naleĪy przestrzegaü nastĊpujących zasad:
x nawadnianie rozpoczyna siĊ w optymalnym terminie;
x ustaliü dla danego gatunku gleby i rodzaju roĞlin pojemnoĞü WàD (wody áatwo dostĊpnej): orientacyjnie jest to na glebach lekkich 25-30 mm,
a na Ğrednich 30-40 mm;
x na kaĪdy dzieĔ w maju i sierpniu odliczyü po 3 mm zuĪycia wody,
a w czerwcu i lipcu po 3,6 mm wody;
x kaĪdą zastosowaną peáną dawkĊ wody, podobnie jak i odpowiedniej
wysokoĞci opad deszczu (równy lub przewyĪszający WàD), liczyü jako
wypeánienie pojemnoĞci WàD;
x opadów deszczu niĪszych od 15 mm nie braü pod uwagĊ, a gdy w ciągu
kolejnych 1-3 dób spadnie ich wiĊcej, stosowaü w nawadnianiu nastĊpujące przerwy [4]:
í 16-20 mm, przerwa moĪe trwaü 4-5 dni,
í 21-30 mm, przerwa moĪe trwaü 5-6 dni,
í powyĪej 31 mm, przerwa moĪe trwaü 6-8 dni.
Metoda tensjometryczna
Standardowy tensjometr skáada siĊ z przezroczystej plastikowej rury (kapilary) z ceramiczną koĔcówką (sączkiem) w dolnej czĊĞci oraz manometrem
u góry, na którym odczytuje siĊ zmierzony potencjaá wodny w profilu glebowym. Sączek jest przepuszczalny dla wody i nieprzepuszczalny dla powietrza,
a elementy urządzenia w postaci manometru, kapilary i sączka tworzą ukáad
zamkniĊty. Po napeánieniu go wodą (najlepiej destylowaną) i odessaniu powietrza, tensjometr umieszcza siĊ w uprzednio wykonanym otworze w glebie, na
ustaloną gáĊbokoĞü. Gdy nastĊpuje wysychanie gleby, woda z zamkniĊtego
ukáadu przenika do niej, wywoáując w tensjometrze podciĞnienie równe potencjaáowi wodnemu gleby, co moĪna odczytaü na manometrze. Po deszczu lub
nawodnieniu, dla zrównowaĪenia potencjaáów wodnych miĊdzy tensjometrem
a glebą, woda przenika przez sączek w odwrotnym kierunku, a manometr wykazuje spadek tego potencjaáu (mniejszy odczyt).
Tensjometry wyposaĪone są w róĪnej dáugoĞci kapilary, co pozwala na
prowadzenie pomiarów na róĪnych gáĊbokoĞciach strefy korzeniowej roĞlin.
Poza modelem standardowym instalowanym na staáe na polu, do kierowania
nawodnieniami moĪna stosowaü tensjometry wersji specjalnej (np. firmy Eijelkamp):
143
Ɣ tensjometr „Jet-fill” – jest to model standardowy wyposaĪony dodatkowo
w zbiorniczek na wodĊ i mechanizm uzupeániający ubytki wody; przy wciskaniu mechanizm Jet-fill natychmiast wtáacza wodĊ ze zbiorniczka do kapilary tensjometru, usuwając zbierające siĊ tam powietrze;
Ɣ tensjometr „Quick Draw” – maáy i áatwy do przenoszenia przyrząd, instalowany w odwiercie w glebie i dający odczyt po paru minutach; po wykonaniu
pomiaru demontowany i przechowywany w specjalnym cylindrze z odpowiednią wilgotnoĞcią, co umoĪliwia natychmiastowe uĪycie go do nastĊpnych pomiarów;
Ɣ tensjometr elektroniczny – przenoĞny czujnik ciĞnienia sáuĪący do pomiaru
siáy ssącej gleby; pomiar jest dokonywany przez rurkĊ przyrządu umieszczoną w glebie; zaĞ miernik moĪe byü przenoszony z jednej rury tensjometru
do nastĊpnej, dziĊki czemu moĪna wykonaü w krótkim czasie dowolną liczbĊ pomiarów.
Przyjmuje siĊ, Īe sączek tensjometru powinien byü umieszczony na gáĊbokoĞci wystĊpowania gáównej masy korzeni, która dla poszczególnych roĞlin
wynosi:
x jabáonie na podkáadkach karáowych i póákaráowych í 30 cm,
x jabáonie na podkáadkach silnie rosnących oraz czereĞnie, grusze i wiĞnie
í 35 do 40 cm,
x plantacje truskawek, malin i poziomek – 15 do 20 cm,
x pozostaáe roĞliny jagodowe – 20 do 25 cm.
Przy stosowaniu mikrozraszania poprawne sterowanie nawadnianiem
umoĪliwia korzystanie z dwóch tensjometrów, sączek jednego umieszcza siĊ
w obrĊbie gáównego systemu korzeniowego – sygnalizuje potrzebĊ rozpoczĊcia
nawadniania (rys. 1a), a sączek drugiego poniĪej gáównego systemu – informuje
jak dáugo naleĪy nawadniaü (rys. 1b). W przypadku nawodnieĔ kroplowych
sączek tensjometru zaleca siĊ umieĞciü na granicy zwilĪanej bryáy gleby,
w odlegáoĞci 15-30 cm od emitera kropel (rys. 2). Z reguáy nawadnianie rozpoczyna siĊ, gdy manometr przyrządu wskazuje od -0,02 do -0,03 MPa w przypadku stosowania systemów kroplowych i od -0,03 do -0,05 MPa w przypadku
mikrozraszania. Pomocny jest teĪ zainstalowany w sadzie deszczomierz, umoĪliwiający pomiar wysokoĞci opadów lub moĪna skorzystaü z informacji pozyskiwanych z najbliĪszej stacji opadowej.
144
Rys. 1. Zalecany sposób usytuowania
tensjometrów przy stosowaniu
mikronawodnieĔ, uáatwiający
sterowanie nawodnieniem (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 1. Recommended location of
tensiometers to schedulig of
microirrigation system (source: own)
Rys. 2. Przykáad poprawnego usytuowania
tensjometru w sadzie nawadnianym
systemem kroplowym (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 2. Example of correct location of the
tensiometer in orchard irrigated by the
drip system (source: own)
Stosowanie czujników wilgotnoĞci gleby
Stosowanie czujników wilgotnoĞci wraz z miernikiem jest wygodną formą
okreĞlania wilgotnoĞci objĊtoĞciowej gleby i moĪe zostaü wykorzystane do
peánej automatyzacji procesu nawadniania. Czujniki umieszcza siĊ w uprzednio
wykonanych otworach w profilu glebowym na podobnych gáĊbokoĞciach jak
sączki tensjometrów. Na naszym rynku są obecnie spotykane wszystkie rozwiązania wiodących Ğwiatowych firm. Popularne są dwie grupy przyrządów:
x czujniki mierzące siáĊ ssącą gleby podobnie jak sączki tensjometrów, do których podáącza siĊ czytnik danych, pozwalający bądĨ na bezpoĞredni odczyt
wilgotnoĞci, bądĨ na przekazanie ich poprzez záącze USB (opcja telemetryczna) do specjalnego sterownika, umoĪliwiającego automatyczne wáączanie lub
wyáączanie nawadniania. Przykáadem moĪe byü urządzenie Watermark;
x czujniki umieszczane w glebie na odpowiedniej gáĊbokoĞci, dziĊki którym za
poĞrednictwem mierników odczytuje siĊ wilgotnoĞü gleby w % objĊtoĞciowych. Dysponując kilkoma czujnikami umieszczonymi na róĪnych gáĊbokoĞciach, moĪna kontrolowaü wilgotnoĞü gleby w caáym profilu. Urządzenie tego typu to czujniki ThetaProbe ML2x, z miernikiem wilgotnoĞci HH2.
WNIOSKI
Na podstawie przeprowadzonych rozwaĪaĔ moĪna sformuáowaü nastĊpujące wnioski:
1. Klimatycznym wskaĨnikiem potrzeb nawodnieĔ w ogrodnictwie moĪe byü
róĪnica miĊdzy ewapotranspiracją potencjalną a opadami atmosferycznymi,
czyli N = ETp – P [mm].
145
2. Potrzeby wodne roĞlin sadowniczych, utoĪsamiane z opadami optymalnymi, moĪna okreĞlaü wg tabeli Pressa [14]; wynoszą one w sezonie wegetacyjnym dla Ğliw 400-510 mm, jabáoni í 380-490 mm, wiĞni i czereĞni í
280-345 mm oraz truskawek í 515-620 mm.
3. Niedobory wody roĞlin sadowniczych w sezonie wegetacyjnym bądĨ okresie nawodnieniowym moĪna obliczaü odejmując od opadów rzeczywistych
opady optymalne dla danego gatunku roĞlin, ze wzoru: N = P – Po [mm].
4. Wyliczone niedobory wody w sezonie wegetacyjnym dla 27 stacji opadowych w kraju wskazują, Īe w przypadku roĞlin sadowniczych najwiĊksze
deficyty wody wystĊpują w centralnym pasie Polski; wynoszą one dla Ğliw
160-190 mm, jabáoni í 140-171 mm, grusz í 50-81 mm oraz wiĞni i czereĞni í 39-73 mm. Korzystniejsze warunki wilgotnoĞciowe panują w pasie
póánocnym i poáudniowym, chociaĪ i tu są rejony o duĪych potrzebach nawadniania, szczególnie w przypadku Ğliw i jabáoni.
5. Niedobory wody w okresie nawodnieniowym ukáadają siĊ obszarowo podobnie jak sezonie wegetacyjnym. Przy wysokich temperaturach powietrza
w centralnym pasie kraju z reguáy przekraczają 100 mm dla jabáoni i wahają
siĊ od 73 do 108 mm dla Ğliw; dotyczy to szczególnie rejonu Poznania, Szczecina i Kalisza. Przy dobrym rozkáadzie opadów nie zachodziáaby potrzeba
nawadniania grusz, wiĞni i czereĞni w pasie poáudniowym, a deficyty wody
pojawiaáyby siĊ w przypadku uprawy jabáoni i Ğliw (siĊgające 50-75 mm)
w rejonie Lublina, Puáaw i Wrocáawia. W pasie póánocnym Polski niedobory
opadów przekraczaáyby 50 mm, osiągając 82 mm w rejonie Biaáegostoku.
LITERATURA
[1] Alcamo J., Moreno J.M., Nováky B., Hindi M., Corobov R., Devoy R.J.N., Giannakopoulos C., Martin E., Olesn J.E., Shvidenko A., 2007. Europe. Climate
Change 2007: Impacts, Adaptation and Vulnerability. Contribution of Working
Group II to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on
Climate Change, M.L. Parry, O.F. Canziani, J.P. Palutikof, P.J. van der Linden,
C.E. Hanson (eds.), Cambridge University Press, Cambridge, UK, 541-580.
[2] Chrzanowski J., 1988. Regionalizacja i klasyfikacja dobowych wartoĞci opadów
w Polsce. Wiad. IMiGW 11(1-2), 93-102.
[3] Doorenbos J., Pruitt W.O., 1977. Guidelines for predicting crop water
requirements. Irrigation and Drainage Paper Nr 24, FAO, Roma, 179.
[4] Drupka S., 1976. Techniczna i rolnicza eksploatacja deszczowni. PWRiL Warszawa.
[5] Drupka S., 1986. Podkoronowe minizraszanie. [W:] Nowe technologie w sadownictwie, red. S. PieniąĪek, PWRiL Warszawa, 162-186.
[6] DzieĪyc J., 1988:. Rolnictwo w warunkach nawadniania. PWN Warszawa.
[7] Grabarczyk S., 1976. Polowe zuĪycie wody a czynniki meteorologiczne. ZPPNR,
PWN Warszawa, 181, 495-511.
[8] Hoáubowicz T., 1993. Sadownictwo. Wyd. AR PoznaĔ.
[9] KĊdziora A., 1995. Podstawy agrometeorologii. PWRiL PoznaĔ.
146
[10] Kundzewicz Z., 2003. Scenariusze zmian klimatu. [W:] Czy Polsce groĪą katastrofy klimatyczne? Komitet Prognoz „Polska 2000 Plus”, Polski Komitet MiĊdz. programu „Zmiany Globalne Geosfery i Biosfery” przy Prezydium PAN, Warszawa,
14-31.
[11] àabĊdzki L., 2006. Susze rolnicze – zarys problematyki oraz metody monitorowania i klasyfikacji. Woda – ĝrodowisko – Obszary Wiejskie. Rozprawy Naukowe
i Monografie 17, 107.
[12] Olesen J.E., Bindi M., 2002. Consequences of climate change for European
agricultural productivity, land use and policy. Eur. J. Agron. 16, 239-262.
[13] Parry M.L. (ed.), 2000. Assessment of potential effects and adaptation for climate
change in Europe: The Europe ACACIA Project. Jackson Environmental Institute,
University of East Anglia, Norwich United Kingdom.
[14] Press H.,1963. Praktika sel’skochozjajstvennych melioracji. Przekáad z niemieckiego, Sel’chozizdat Moskwa.
[15] Rzekanowski Cz., 2000. Perspektywy nawodnieĔ roĞlin wobec nadchodzących
przemian w polskim rolnictwie. Ekologia i Technika VIII(3), 83-91.
[16] Sáowik K., 1973. Deszczowanie roĞlin sadowniczych. PWRiL Warszawa.
[17] Sáowik K., Kielak Z., 1979. Sposoby okreĞlania potrzeb nawadniania roĞlin sadowniczych. Co nowego w sadownictwie. Prace Inst. Sad., Biul. Inform. ser. C,
1(65), 10-15.
[18] ĩakowicz S., Hewelke P., 2002. Podstawy inĪynierii Ğrodowiska. Wyd. SGGW
Warszawa.
[19] ĩarski J., Treder W., Dudek S., KuĞmierek-Tomaszewska R., 2011. Ustalanie
terminów nawadniania na podstawie prostych pomiarów meteorologicznych. Infrastruktura i Ekologia Terenów Wiejskich, PAN Oddz. Kraków, Komisja Technicznej Infrastruktury Wsi, 6, 101-108.
TECHNOLOGY OF IRRIGATION OF THE POMOLOGY
PLANTS IN POLAND. THE NEEDS, PRINCIPLES AND THE
METHODS OF SCHEDULING
Abstract. Irrigation needs of orchard plants in Poland are presented in the work
using the formula N = P - Po (mm), where: N – water needs (mm) in
a given period, P – actual rainfall (mm) in a given period, Po – optimum
rainfall (water needs of plants). Optimum rainfall amounts according to modified schedule of Press [14] for three ranges of air temperature in the particular
months of the vegetation period were taken into consideration. Needs N were
determined for 27 chosen meteorological stations, for five fruit trees' basic
species as well as strawberries. The higher water needs for fruit trees were determined in central belt of Poland with north region of Szczecin as well as regions of PoznaĔ, Páock and Sáubice. Water deficits N were also calculated for
irrigation periods for particular fruit tree species. It was found that the highest
water deficits occurred in central belt of country, and the smallest í in south.
Keywords: technology of plant irrigation, orchard plants, irrigation of plants,
irrigation needs, methods of irrigation scheduling
PROBLEMY ZWIĄZANE ZE SPORZĄDZANIEM
PROJEKTÓW PLANÓW ZADAē OCHRONNYCH
DLA OBSZARÓW NATURA 2000
Mieczysáaw Stachowiak, Jerzy K. Garbacz*1
Streszczenie. Plany zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 są podstawowymi dokumentami planistycznymi, na podstawie których realizowane są
dziaáania ochronne wzglĊdem przedmiotów ochrony – siedlisk przyrodniczych, gatunków roĞlin i zwierząt – wystĊpujących w poszczególnych obszarach Natura 2000. Obowiązek opracowania takich planów wynika z zapisów
ustawy o ochronie przyrody. Projekty planów zadaĔ ochronnych sporządza
siĊ w trybie okreĞlonym w rozporządzeniu Ministra ĝrodowiska, zgodnie
z procedurą opisaną w wytycznych wydanych przez Generalną DyrekcjĊ
Ochrony ĝrodowiska. W opracowaniu opisano problemy związane ze sporządzaniem projektów planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000.
WyróĪniono dwie ich grypy: merytoryczne, których rozwiązanie w znacznym
stopniu jest moĪliwe przez opracowujących projekty planów zadaĔ ochronnych i systemowe, do rozwiązania których potrzebne są decyzje na szczeblu
Generalnej Dyrekcji Ochrony ĝrodowiska lub Ministerstwa ĝrodowiska.
Sáowa kluczowe: Europejska Sieü Ekologiczna Natura 2000, plany zadaĔ
ochronnych, bioróĪnorodnoĞü, obszary Natura 2000, ochrona przyrody
WSTĉP
Europejska Sieü Ekologiczna Natura 2000 jest miĊdzynarodowym programem ochrony przyrody utworzonym na podstawie zapisów dyrektyw „ptasiej”
[1, 2] i „siedliskowej” [3] w celu powstrzymania lub ograniczenia regresywnych zmian bioróĪnorodnoĞci i unifikacji Ğrodowiska. Uczestniczy w nim 27
paĔstw Unii Europejskiej. Dotąd w ramach sieci Natura 2000 wyznaczono okoáo 26 tysiĊcy obszarów zajmujących blisko 145 tys. km² powierzchni morskiej
i ponad 818,8 tys. km² powierzchni lądowej (18% powierzchni krajów UE).
W Polsce sieü Natura 2000 zajmuje prawie 20% powierzchni lądowej kraju
i wszystkie morskie wody przybrzeĪne. W jej skáad wchodzi 845 obszarów
mających znaczenie dla Wspólnoty (obszary „siedliskowe” – przyszáe specjalne
obszary ochrony siedlisk) oraz 145 obszarów specjalnej ochrony ptaków [4].
Zasady ochrony przyrody w ramach obszarów Natura 2000 istotnie róĪnią
siĊ od obowiązujących w obrĊbie pozostaáych form wymienionych w ustawie
* dr inĪ. Mieczysáaw STACHOWIAK, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP,
prof. dr hab. Jerzy K. GARBACZ, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP,
Uniwersytet Mikoáaja Kopernika w Toruniu, Collegium Medicum w Bydgoszczy
148
z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody (Dz.U. z 2004 r. Nr 92, poz. 880
z póĨn. zm.) (parki narodowe, rezerwaty przyrody, parki krajobrazowe, obszary
chronionego krajobrazu, uĪytki ekologiczne i inne). Przede wszystkim ochrona
w obrĊbie obszarów Natura 2000 jest realizowana nie na podstawie zestawu
nakazów i nakazów, lecz ukierunkowanych dziaáaĔ ochronnych, których celem
jest utrzymanie stanu zachowania lub przywrócenie „wáaĞciwego stanu ochrony” konkretnym, wystĊpującym w danych obszarach przedmiotom ochrony –
siedliskom przyrodniczym oraz gatunkom zwierząt i roĞlin wymienionym
w zaáączniku II dyrektywy siedliskowej. Dziaáania ochronne są realizowane
w warunkach staáego monitorowania sposobu ich wykonywania i uzyskiwanych
efektów, a takĪe stanu ochrony przedmiotów ochrony. Zestaw, zakres, miejsca,
terminy i koszt realizacji dziaáaĔ ochronnych w odniesieniu do poszczególnych
obszarów Natura 2000 (a ĞciĞlej przedmiotów ochrony w nich zlokalizowanych)
są planowane w ramach tak zwanych „planów zadaĔ ochronnych” lub „planów
ochrony”. Pierwsze opracowywane są z uwzglĊdnieniem 10-letniej perspektywy czasowej, a drugie 20-letniej, przy czym zakres ostatnich jest znacznie
wiĊkszy niĪ pierwszych. Opracowanie planów zadaĔ ochronnych lub planów
ochrony dla obszarów Natura 2000 jest obowiązkiem wynikającym z zapisów
ustawy o ochronie przyrody z dnia 16 kwietnia 2004 r. (Dz.U. z 2004 r. Nr 92,
poz. 880 z póĨn. zm.). Obowiązek ten spoczywa na sprawujących nadzór nad
obszarami Natura 2000 Regionalnych Dyrektorach Ochrony ĝrodowiska, dyrektorach urzĊdów morskich i parków narodowych. To oni wydają zarządzenia
o przyjĊciu do realizacji poszczególnych planów zadaĔ ochronnych lub planów
ochrony, które mają moc prawa lokalnego. Zgodnie z treĞcią art. 28 pkt 1 ustawy o ochronie przyrody pierwszy projekt planu zadaĔ ochronnych sporządza siĊ
w terminie 6 lat od dnia zatwierdzenia obszaru Natura 2000 przez KomisjĊ Europejską jako obszaru mającego znaczenie dla Wspólnoty lub od dnia wyznaczenia obszaru specjalnej ochrony ptaków.
Dla zachowania spójnoĞci i jednolitoĞci tryb i procedura opracowania projektów planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 są ĞciĞle sformalizowane i okreĞlone w rozporządzeniach Ministra ĝrodowiska (rozporządzenie
Ministra ĝrodowiska z dnia 17 lutego 2010 r. w sprawie sporządzania projektu
planu zadaĔ ochronnych dla obszaru Natura 2000 í Dz.U. z 2010 r. Nr 34, poz.
186 i rozporządzenie Ministra ĝrodowiska z dnia 17 kwietnia 2012 r. í Dz.U.
z dnia 11 maja 2012, poz. 506) oraz wytycznych Generalnej Dyrekcji Ochrony
ĝrodowiska [8].
W pracach nad projektami planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura
2000 istotne znaczenie ma udziaá lokalnych spoáecznoĞci, wĞród nich wáaĞcicieli i zarządców terenu, na których obszary te są zlokalizowane. Udziaá ten jest
gwarantowany zapisami ustawy o udostĊpnianiu informacji o Ğrodowisku i jego
ochronie, udziale spoáeczeĔstwa w ochronie Ğrodowiska oraz o ocenach oddziaáywania na Ğrodowisko z dnia 3 paĨdziernika 2008 r. (Dz.U. Nr 199, poz. 1227,
z póĨn. zm.). Ostateczny ksztaát projektu planu zadaĔ ochronnych dla obszaru
Natura 2000 jest zatem efektem wspóápracy ekspertów przyrodników, instytucji
Problemy związane ze sporządzaniem projektów...
149
sprawującej nadzór nad obszarem Natura 2000 i lokalnych spoáecznoĞci. WaĪne
jednak jest to, Īe za nadrzĊdne w procesie planistycznym uznaje siĊ przesáanki
merytoryczne, zmierzające do utrzymania lub poprawy stanu ochrony przedmiotów ochrony, a nie partykularne interesy wáadających terenem í te uwzglĊdniane są w drugiej kolejnoĞci, natomiast sytuacje „nadrzĊdnego celu spoáecznego” wymagają opiniowania i akceptacji przez KomisjĊ Europejską.
Aktualnie w Polsce realizowanych jest kilkanaĞcie projektów, których celem jest opracowanie pierwowzorów dokumentacji planów zadaĔ ochronnych
dla obszarów Natura 2000 i zarządzeĔ odpowiednich terytorialnie Regionalnych
Dyrektorów Ochrony ĝrodowiska, urzĊdów morskich i parków narodowych
sprawujących nadzór nad tymi obszarami. Projekty te w wiĊkszoĞci są wspóáfinansowane przez Europejski Fundusz SpójnoĞci w ramach Programu Operacyjnego Infrastruktura i ĝrodowisko. Jednym z ich beneficjentów jest Katedra
Ksztaátowania i Ochrony ĝrodowiska Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego im. J. i J. ĝniadeckich w Bydgoszczy (projekt POIS.05.03.00-00-285/10
„Opracowanie projektów planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000
zlokalizowanych na terenie województw kujawsko-pomorskiego i mazowieckiego”). W ramach wspomnianego projektu opracowywane są projekty planów
zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 wymienionych w tabeli 1.
PiĞmiennictwo dotyczące problematyki sporządzania planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 bazujące na krajowych doĞwiadczeniach w tym
zakresie jest bardzo skromne [9]. Pojawiające siĊ podczas opracowywania projektów problemy najczĊĞciej rozwiązywane są indywidualnie, ale równieĪ poprzez zarządzenia wydawane przez sprawujących nadzór nad obszarami Natura
2000. Brak lub utrudniony dostĊp do informacji o problemach związanych
z procesem planistycznym i sposobach ich rozwiązywania w oczywisty sposób
przekáada siĊ na jakoĞü opracowywanych projektów. Opracowanie to, bazujące
na dotychczasowych doĞwiadczeniach autorów [10, 11], jest próbą zestawienia
problemów w zakresie sporządzania projektów planów zadaĔ ochronnych dla
obszarów Natura 2000.
150
Tabela 1. Wykaz obszarów Natura 2000 objĊtych projektem POIS.05.03.00-00-285/10
Table 1. List of Natura 2000 sites included in the project POIS.05.03.00-00-285/10
Lp.
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Powierzchnia
obszaru
Natura 2000
[ha]
Lisi Kąt PLH040026
1061,3
àąki TrzĊĞlicowe w Foluszu PLH040027
2130,8
Ostoja BarciĔsko-Gąsawska PLH040028
3456,4
Równina SzubiĔsko-àabiszyĔska PLH040029
2816,2
Solniska SzubiĔskie PLH040030
361,9
Báota KáócieĔskie PLH040031
3899,3
Dolina Osy PLH040033
2183,7
KoĞcióá w ĝliwicach PLH040034
0,1
Mszar Páociczno PLH040035
181,8
Nazwa obszaru Natura 2000
10 Ostoja Brodnicka PLH040036
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
Sáone àąki w Dolinie Zgáowiączki
PLH040037
Stary Zagaj PLH040038
Wáocáawska Dolina Wisáy PLH040039
Zbocza Páutowskie PLH040040
Bagna Celestynowskie PLH140022
Bagna OroĔskie PLH140023
Dąbrowy Ceranowskie PLH140024
Dzwonecznik w Kisielanach PLH140026
Goáe àąki PLH140027
Goáobórz PLH140028
21 Kampinoska Dolina Wisáy PLH140029
4176,9
151,9
307,5
4763,8
1002,4
1037,0
921,4
161,8
45,7
49,6
186,5
20659,1
22 àĊkawica PLH140030
1468,9
23 Podebáocie PLH140033
1275,8
24
25
26
27
28
29
30
Poligon Rembertów PLH140034
RogoĨnica PLH140036
Torfowiska Czernik PLH140037
Biaáe Báota PLH140038
Stawy w ĩabieĔcu PLH140039
Strzebla báotna w Zielonce PLH140040
Ostoja Nowodworska PLH140043
31 Grabinka PLH140044
32
33
34
35
36
37
38
39
40
41
ĝwietliste dąbrowy i grądy w Jabáonnej
PLH140045
Bory bagienne i torfowiska Karaska
PLH140046
Bory chrobotkowe Karaska PLH140047
àąki KazuĔskie PLH140048
àąki Ostróweckie PLH140050
Dolina Skrwy Lewej PLH140051
àąki ĩukowskie PLH140053
Aleja Pachnicowa PLH140054
àąki Soleckie PLH140055
Bagno Pulwy PLB140015
295,2
153,2
53,8
31,4
105,3
2,2
51,1
45,8
1816,0
Lokalizacja obszaru Sprawujący nadzór
Natura 2000
nad obszarem
(województwo)
Natura 2000
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie,
warmiĔsko-mazurskie
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Olsztyn
kujawsko-pomorskie RDOĝ Bydgoszcz
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
kujawsko-pomorskie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Bydgoszcz
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa,
mazowieckie
Kampinoski PN
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
mazowieckie,
RDOĝ Warszawa
lubelskie
RDOĝ Lublin
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
mazowieckie, áódzkie
RDOĝ àódĨ
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
558,8
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
1124,5
340
954,6
129
173,4
1,1
222,1
4112,4
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
mazowieckie
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
RDOĝ Warszawa
151
PROBLEMY ZWIĄZANE Z IDENTYFIKACJĄ, WERYFIKACJĄ
I KARTOWANIEM SIEDLISK PRZYRODNICZYCH
I STANOWISK GATUNKÓW STANOWIĄCYCH PRZEDMIOTY
OCHRONY W OBSZARACH NATURA 2000
Podstawowe informacje o siedliskach przyrodniczych i gatunkach roĞlin
i zwierząt z obszaru Natura 2000 zawarte są w „Standardowych Formularzach
Danych dla obszaru Natura 2000”. Stanowią one punkt wyjĞcia do ustalenia
listy potencjalnych przedmiotów ochrony obecnych w obszarze Natura 2000,
a takĪe okreĞlenia zakresu prac terenowych, ich harmonogramu i metodyk. Jednak w Standardowych Formularzach Danych czĊsto są przekáamania związane
albo z báĊdną identyfikacją siedlisk przyrodniczych lub gatunków (tzw. „pierwotne báĊdy naukowe”) lub oceną udziaáu i stanu ochrony przedmiotów ochrony. Zadaniem wykonawcy projektu jest weryfikacja i skorygowanie informacji
o przedmiotach ochrony i na tej podstawie wskazanie rzeczywistych przedmiotów ochrony w obszarze Natura 2000, to znaczy tych, dla których w dalszych
etapach procesu planistycznego bĊdą zidentyfikowane zagroĪenia (istniejące
i potencjalne), nastĊpnie okreĞlone cele dziaáaĔ ochronnych i konkretne zadania
ochronne.
Podczas realizacji tego etapu prac nad projektami planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 pojawiają nastĊpujące problemy:
x poprawnoĞü identyfikacji siedlisk przyrodniczych i gatunków roĞlin i zwierząt:
podstawĊ identyfikacji siedlisk przyrodniczych i gatunków roĞlin i zwierząt
stanowią „PodrĊczniki metodyczne” opublikowane przez GIOĝ [5]; zamieszczone w nich opisy nie zawsze umoĪliwiają jednoznaczną identyfikacjĊ siedlisk, a to jest powodem róĪnej ich interpretacji przez ekspertów wykonujących prace terenowe. Szczególnym przykáadem takiego siedliska jest
6510 Nizinne áąki koĞne (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis),
x przy duĪych powierzchniach obszarów Natura 2000 krótki czas przewidziany na realizacjĊ prac terenowych:
powierzchnia obszarów Natura 2000 czĊsto wynosi od kilku do kilkudziesiĊciu tysiĊcy (!) ha; jej skartowanie pod wzglĊdem wystĊpujących tam siedlisk
przyrodniczych i stanowisk gatunków jest czasocháonne i wymaga zaangaĪowania duĪego zespoáu ekspertów przyrodników; pojawia siĊ problem dokáadnoĞci kartowania poszczególnych páatów siedlisk, a takĪe zgodnoĞci ich
identyfikacji i przypisania ocen stanu ochrony przez ekspertów,
x wynikające z uwarunkowaĔ fenologicznych spiĊtrzenie wiĊkszoĞci prac
terenowych w jednym czasie:
problem ten nawiązuje do wczeĞniej sygnalizowanego, dotyczącego powierzchni obszarów Natura 2000; w przypadku powierzchniowo duĪych obszarów wykonanie kartowania páatów siedlisk i stanowisk gatunków oraz
ocena stanu ich ochrony są dodatkowo utrudnione,
152
x ze wzglĊdu na trudne warunki terenowe czĊsto brak realnych moĪliwoĞci
dotarcia i wykonania ocen stanu wszystkich przedmiotów ochrony (dotyczy
to przede wszystkim bagien i torfowisk):
w niektórych przypadkach ze wzglĊdu na trudne warunki terenowe (teren
bagnisty lub zalany) eksperci nie są w stanie dotrzeü do wszystkich páatów
siedlisk, a tym samym oceniü stanu ich ochrony,
x niekiedy duĪa liczba róĪnych przedmiotów ochrony, co wymaga zaangaĪowania wielu ekspertów przyrodników; maáa liczba ekspertów legitymujących siĊ odpowiednimi kwalifikacjami do wykonania weryfikacji stanu
ochrony siedlisk przyrodniczych i gatunków:
w przypadku niektórych obszarów Natura 2000 liczba i róĪnorodnoĞü obecnych tam siedlisk przyrodniczych i gatunków roĞlin i zwierząt stanowiących
potencjalne przedmioty ochrony jest tak duĪa, Īe do wykonania prac terenowych konieczne jest zaangaĪowanie duĪego zespoáu ekspertów; tych, którzy
legitymują siĊ odpowiednimi kwalifikacjami, jest w kraju bardzo maáo
(szczególnie w odniesieniu do niektórych gatunków zwierząt),
x specyfika poszczególnych przedmiotów ochrony i związana z tym wymagana dokáadnoĞü kartowania i wykonania oceny stanu ochrony:
niektóre siedliska przyrodnicze wystĊpują w zróĪnicowanych pod wzglĊdem
powierzchni páatach, problem polega na wskazaniu minimalnej powierzchni
páata, który naleĪy poddaü ocenie; odrĊbny, pochodny problem stanowi tu
dobór kryteriów agregowania ocen cząstkowych przypisanych poszczególnym páatom ocenianego siedliska przyrodniczego,
x wynikający z niedostatków metodyk oceny stanu ochrony przedmiotów
ochrony brak moĪliwoĞci uwzglĊdnienia specyfiki uwarunkowaĔ lokalnych:
zgodnie z obowiązującymi wytycznymi Generalnej Dyrekcji Ochrony ĝrodowiska w sprawie opracowania projektów dokumentacji planów zadaĔ
ochronnych dla obszarów Natura 2000 [8] wykonawcy zobligowani są do
stosowania metodyk opracowanych na potrzeby PaĔstwowego Monitoringu
ĝrodowiska do oceny stanu ochrony przedmiotów ochrony obecnych w obrĊbie obszaru Natura 2000 [6]; w metodykach tych nie uwzglĊdniono jednak
moĪliwoĞci korygowania ocen ze wzglĊdu na uwarunkowania lokalne í niektóre z juĪ opracowanych metodyk odbiegają od wymagaĔ okreĞlonych
w rozporządzeniu Ministra ĝrodowiska w sprawie sporządzania planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000; dla wielu siedlisk przyrodniczych i gatunków roĞlin i zwierząt nie opracowano dotąd stosownych metodyk oceny stanu ochrony í w takich przypadkach wykonawcy zmuszeni są
do stosowania metodyk zastĊpczych.
Efektem realizacji etapu prac terenowych jest zestawienie listy rzeczywistych przedmiotów ochrony w obszarze Natura 2000, a takĪe zidentyfikowanie
istniejących i potencjalnych dla nich zagroĪeĔ (zarówno w obrĊbie obszaru
Natura 2000, jak i spoza jego granic). Za przedmioty ochrony uznaje siĊ te spoĞród wykazanych siedlisk przyrodniczych i gatunków roĞlin i zwierząt, które
153
wedáug kryteriów wypeániania „Standardowego Formularza Danych dla obszaru
Natura 2000” [7] uzyskaáy ocenĊ ogólną przynajmniej „C”. W uzasadnionych
przypadkach (np. stanowisko wyspowe, na kraĔcu zasiĊgu) przedmiotami
ochrony mogą byü równieĪ te siedliska przyrodnicze i gatunki roĞlin i zwierząt,
które oceniono na „D”, ale pod warunkiem podjĊcia dziaáaĔ zmierzających
w kierunku poprawienia stanu ich ochrony lub przynajmniej utrzymania na
obecnym poziomie, jeĪeli w perspektywie 10 lat obowiązywania planu zadaĔ
ochronnych brak szans na poprawĊ.
PROBLEMY ZWIĄZANE Z IDENTYFIKACJĄ ISTNIEJĄCYCH
I POTENCJALNYCH ZAGROĩEē, PRESJI I DZIAàAē
MOGĄCYCH MIEû WPàYW NA STAN OCHRONY
PRZEDMIOTÓW OCHRONY W OBSZARACH NATURA 2000
W procesie planistycznym zmierzającym do opracowania projektu planu
zadaĔ ochronnych dla obszaru Natura 2000 obowiązuje zasada przezornoĞci, to
znaczy, Īe wszystkie istniejące i potencjalne zagroĪenia uznaje siĊ za mogące
mieü wpáyw na stan ochrony przedmiotów ochrony. ZagroĪenia identyfikuje siĊ
i klasyfikuje zgodnie z listą referencyjną opracowaną przez KomisjĊ Europejską. Problemem jest to, Īe do listy nie zaáączono interpretacji jej poszczególnych punktów.
Inną bardzo istotną grupą zagroĪeĔ są zapisy w róĪnych dokumentach planistycznych i decyzjach Ğrodowiskowych. CzĊsto są one sprzeczne z uwarunkowaniami skutecznej ochrony przedmiotów ochrony w obszarze Natura 2000,
a przez to ich realizacja moĪe przyczyniü siĊ do pogorszenia stanu ochrony lub
nawet zaniku (zniszczenia) przedmiotów ochrony. Wyeliminowanie tego typu
zagroĪeĔ jest bardzo trudne, bowiem w Ğlad za zapisami w dokumentach planistycznych zwykle poczyniono juĪ okreĞlone dziaáania i poniesiono koszty.
Obecnie trudno teĪ wskazaü Ğrodki (a ĞciĞlej ich Ĩródáa i instytucje Ğrodkami
tymi dysponujące), które mogą byü przeznaczone na zwrot poniesionych wczeĞniej kosztów. NaleĪy takĪe zwróciü uwagĊ na to, Īe rekompensaty poniesionych kosztów w opisanej wyĪej sytuacji czĊsto bĊdą dotyczyü terenów poza
granicami obszarów Natura 2000.
PROBLEMY ZWIĄZANE Z DEFINIOWANIEM CELÓW
I DZIAàAē OCHRONNYCH W ODNIESIENIU DO
PRZEDMIOTÓW OCHRONY W OBRĉBIE OBSZARÓW
NATURA 2000
O ile ogólne cele dziaáaĔ ochronnych w odniesieniu do poszczególnych
przedmiotów ochrony w obrĊbie obszarów Natura 2000 są oczywiste i dotyczą
utrzymania lub polepszenia (jeĪeli jest to moĪliwe) stanu ich ochrony, to sprecyzowanie celów szczegóáowych czĊsto jest bardzo trudne. Problemy wynikają
154
tu przede wszystkim z lokalnych uwarunkowaĔ i specyfiki poszczególnych
przedmiotów ochrony. Precyzowanie szczegóáowych celów ochrony utrudnia
teĪ obowiązek okreĞlenia terminów ich osiągniĊcia.
Zgodnie z zaleceniem Komisji Europejskiej z 2012 roku, okreĞlenie szczegóáowych celów ochrony dla przedmiotów ochrony w obszarze Natura 2000
wymaga uwzglĊdnienia powiązaĔ przestrzennych i funkcjonalnych obszaru
z innymi. Stwarza to dodatkową trudnoĞü dysponowania wiarygodnymi informacjami dla terenów zlokalizowanych poza obszarem Natura 2000 – w wiĊkszoĞci przypadków takich informacji jednak brak.
PROBLEMY ZWIĄZANE Z PLANOWANIEM DZIAàAē
OCHRONNYCH WZGLĉDEM POSZCZEGÓLNYCH
PRZEDMIOTÓW OCHRONY W OBSZARACH NATURA 2000
Zadania ochronne, które planuje siĊ wzglĊdem przedmiotów ochrony grupuje siĊ nastĊpująco:
x z zakresu ochrony czynnej (np. koszenie, wycinka podrostu drzew),
x dotyczące podtrzymania lub modyfikacji metod gospodarowania (np.
obowiązek koszenia uĪytków zielonych),
x związane z monitorowaniem efektów realizacji zadaĔ ochronnych,
x uzupeánienia stanu wiedzy o przedmiotach ochrony.
Zgodnie z nowelizacją rozporządzenia Ministra ĝrodowiska w sprawie
sporządzania planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 w odniesieniu do siedlisk przyrodniczych z grupy „uĪytków zielonych” i gatunków roĞlin
i zwierząt z tymi siedliskami powiązanych, zadania ochronne naleĪy róĪnicowaü na tak zwane „obligatoryjne” i „fakultatywne”. Niestety, dotąd nie sprecyzowano kryteriów róĪnicujących obie grupy zadaĔ.
Problemy ze wskazaniem instytucji i osób odpowiedzialnych za realizacjĊ
dziaáaĔ ochronnych w ramach planu zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura
2000 najczĊĞciej wynikają z braku lub niespójnoĞci regulacji prawnych. Brak
teĪ programów wspomagających i odpowiednich instrumentów finansowych,
w ramach których realizowane byáyby zaplanowane dziaáania ochronne.
WNIOSKI
1. Problemy związane ze sporządzaniem projektów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 moĪna podzieliü na dwie grupy:
x merytoryczne, w wiĊkszoĞci moĪliwe do rozwiązania na poziomie wykonawcy projektu (w porozumieniu z sprawującym nadzór nad obszarem
Natura 2000),
x organizacyjne (systemowe), niezaleĪne od wykonawcy projektu planu
zadaĔ ochronnych dla obszaru Natura 2000, których rozwiązanie pozostaje w gestii Generalnej Dyrekcji Ochrony ĝrodowiska.
155
2. WĞród problemów systemowych istotną grupĊ stanowią te, które nie są bezpoĞrednio związane z procedurą sporządzania projektu planu zadaĔ ochronnych, lecz okreĞleniem odpowiedzialnoĞci za realizacjĊ zadaĔ ochronnych
i Ĩródeá finansowania.
LITERATURA
[1] Dyrektywa 79/409/EWG Rady z dnia 2 kwietnia 1979 r. o ochronie dziko Īyjących
ptaków.
[2] Dyrektywa 2009/147/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 30 listopada
2009 r. w sprawie ochrony dzikiego ptactwa.
[3] Dyrektywa 92/43/EWG Rady z dnia 21 maja 1992 r. w sprawie ochrony siedlisk
przyrodniczych oraz dzikiej fauny i flory.
[4] http://natura2000.gdos.gov.pl/
[5] http://natura2000.gdos.gov.pl/strona/nowy-element-3
[6] http://www.gios.gov.pl/artykuly/159/Publikacje-dot-monitoringu-przyrody
[7] Instrukcja wypeániania Standardowego Formularza Danych obszaru Natura 2000
(wersja 2012.1). Generalna Dyrekcja Ochrony ĝrodowiska. Warszawa, 2012, 46.
[8] Opracowanie planu zadaĔ ochronnych dla obszaru Natura 2000. Wytyczne wydane
na podstawie art. 32 ust. 1 w Ğwietle art. 32 ust. 2 pkt 1 ustawy z 16 kwietnia 2004 r.
o ochronie przyrody. Generalna Dyrekcja Ochrony ĝrodowiska Warszawa, 2012, 59.
[9] Pawlaczyk P., Jermaczek A., 2004. Natura 2000 í narzĊdzie ochrony przyrody.
Planowanie ochrony obszarów Natura 2000. WWF Polska, Warszawa, 76.
[10] Stachowiak M. (red.), 2011. Informacja o projektach planów zadaĔ ochronnych dla
obszarów Natura 2000 opracowanych w 2011 roku w ramach projektu
POIS.05.03.00-00-285/10 „Projekty planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 na terenie województw kujawsko-pomorskiego i mazowieckiego”. Województwo kujawsko-pomorskie, Katedra Ksztaátowania i Ochrony ĝrodowiska,
Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy im. J. i J. ĝniadeckich w Bydgoszczy, Polskie Towarzystwo Botaniczne, Oddziaá w Bydgoszczy.
[11] Stachowiak M. (red.), 2012. Informacja o projektach planów zadaĔ ochronnych dla
obszarów Natura 2000 opracowanych w 2012 roku w ramach projektu
POIS.05.03.00-00-285/10 „Projekty planów zadaĔ ochronnych dla obszarów Natura 2000 na terenie województw kujawsko-pomorskiego i mazowieckiego”. Województwo kujawsko-pomorskie, Katedra Ksztaátowania i Ochrony ĝrodowiska,
Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy im. J. i J. ĝniadeckich w Bydgoszczy, Biuro BadaĔ, Monitoringu
i Ochrony Przyrody EcoFalk, Michaá Falkowski, Bydgoszcz.
156
PROBLEMS WITH CREATING PROJECTS OF CONSERVATION
TASKS FOR NATURA 2000 SITES
Abstract. Plans of conservation tasks for Natura 2000 sites are the main
planning documents based on which conservation activities for protected
objects (habitats, species of plants and animals) in specific Natura 2000 sites
are realized. The duty to create such plans results from the Nature Conservation
Act. The projects for plans of conservations tasks are created in the mode
specified by the Environment Minister in accordance with the procedure
described in guidelines given by General Directorate for Environmental
Protection. Problems related to creating the plans of conservation tasks for
Natura 2000 sites have been described in the thesis. They were divided into
two groups: substantive problems – that generally might be solved by the
people working on the projects of conservation tasks and system problems –
that need to be solved by decisions made on the General Directorate for Environmental Protection or the Environment Minister level.
Keywords: European Network Natura 2000, plans for protection tasks,
biodiversity, Natura 2000 sites, protection of nature
WYKORZYSTANIE WYSOKOSPRAWNEJ
CHROMATOGRAFII JONOWEJ (HPIC) W BADANIACH
EFEKTYWNOĝCI USUWANIA SKàADNIKÓW
JONOWYCH Z WODY WODOCIĄGOWEJ
ZA POMOCĄ FILTRÓW DZBANKOWYCH
Justyna ĝliwiĔska, Leonard Boszke*1
Streszczenie. W pracy przedstawiono wstĊpne wyniki badaĔ nad efektywnoĞcią usuwania wybranych kationów (Li+, Na+, K+, NH4+, Ca2+ i Mg2+) i anionów (F-, Cl-, NO3-, PO43- i SO32-) z wody wodociągowej przez filtry dzbankowe. Do badaĔ wytypowano trzy filtry dzbankowe dostĊpne w handlu, charakteryzujące siĊ róĪną renomą: Brita, Zelmer i Auchan. ZawartoĞü jonów
oznaczano w próbkach pobranych w trakcie przepuszczania ogóáem 200 L
wody wodociągowej za pomocą wysokosprawnej chromatografii jonowej
z detekcją konduktometryczną. Wyniki badaĔ wáasnych wykazaáy, iĪ przebadane filtry charakteryzowaáy siĊ róĪną efektywnoĞcią usuwania poszczególnych jonów, a takĪe czasem efektywnego dziaáania. Przeprowadzone wstĊpne
wyniki badaĔ potwierdziáy potrzebĊ wykorzystywania w dalszych badaniach
nad skáadem jonowym wody, wysokosprawnej chromatografii jonowej, jako
czuáej i selektywnej techniki rozdzielania i oznaczania analitów.
Sáowa kluczowe: chromatografia jonowa, kationy, aniony, filtry dzbankowe,
jakoĞü wody wodociągowej
WPROWADZENIE
Niezwykle waĪnym aspektem dla zdrowia czáowieka jest jakoĞü wody wodociągowej doprowadzonej do naszych domów. Normy jakoĞci dopuszczenia
wody wodociągowej do uĪytku publicznego reguluje Rozporządzenie Ministra
Zdrowia [23]. Pomimo ciągáych kontroli jakoĞci wody konsumenci bardzo czĊsto krytycznie oceniają jej jakoĞü, szczególnie kolor, zapach oraz twardoĞü [19].
MoĪe to wynikaü z tego, Īe analizy wody wodociągowej są wykonywane przy
ujĞciu ze stacji uzdatniania wody, a nie bezpoĞrednio u konsumenta, przez co
nie uwzglĊdnia siĊ powstawania zanieczyszczeĔ wtórnych, na które mają
wpáyw miĊdzy innymi instalacje wodociągowe doprowadzające wodĊ do
mieszkaĔ. Sieü wodociągowa zwykle jest zbudowana z przewodów stalowych
i Īeliwnych, ale czasem sieci są wykonane równieĪ z rur Īelbetonowych, betonowych oraz z tworzyw sztucznych, a nawet z rur miedzianych [18]. KaĪdy
z tych rodzajów rur moĪe powodowaü specyficzne zanieczyszczenia wtórne
zmieniające jakoĞü wody wodociągowej [22], szczególnie wtedy, gdy dochodzi
* mgr inĪ. Justyna ĝLIWIēSKA, dr hab. Leonard BOSZKE, prof. nadzw. UTP, Wydziaá
Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e- mail: [email protected]
158
do przestojów w przepáywie wody lub awarii sieci [17]. W wodach wodociągowych czĊsto wystĊpuje wysokie stĊĪenie jonów wapnia i magnezu, co z jednej strony jest bardzo korzystne dla zdrowia czáowieka, jednak z drugiej strony
í jony te odpowiadają za twardoĞü wody, która dziaáa niekorzystnie na wszystkie urządzenia podgrzewające wodĊ [15]. Z tego teĪ wzglĊdu obserwuje siĊ
coraz wiĊksze zainteresowanie konsumentów filtrami usuwającymi twardoĞü
wody [6], które szybko i wygodnie zmiĊkczają wodĊ poprzez usuwanie gáównie
jonów wapnia, a dodatkowo usuwają chlor, niektóre metale ciĊĪkie, takie jak:
oáów, miedĨ, kadm, cynk, oraz zanieczyszczenia staáe [24]. Powszechną technologią zastosowaną w prostych filtrach dzbankowych jest poáączenie Īywic jonowymiennych i wĊgla aktywnego oraz filtracji mechanicznej [1]. Dziaáanie
Īywic jonowymiennych polega na wychwycie jonów wapnia, a oddawaniu potasu lub sodu w zaleĪnoĞci od rodzaju uĪytej Īywicy czy sposobu jej modyfikacji [16]. W filtrach dzbankowych uĪywane mogą byü wyáącznie te Īywice jonowymienne, które mają atest higieniczny PaĔstwowego Zakáadu Higieny [8].
WĊgiel aktywny swoje dziaáanie zawdziĊcza mikroporowatej strukturze, a przepáywające przez niego wybrane substancje zostają trwale z nim związane. MoĪe
on znacznie zmniejszyü przykry zapach wody [14], a takĪe usunąü metale ciĊĪkie [1].
Doskonaáym narzĊdziem do oznaczania stĊĪeĔ jonów w próbkach ciekáych
jest wysokosprawna chromatografia jonowa (ang. High Performance Ion
Chromatography – HPIC). Technika ta zostaáa opracowana w poáowie lat siedemdziesiątych i od tego czasu zyskuje coraz wiĊkszą popularnoĞü [12]. Chromatografia jonowa ma wiele niezaprzeczalnych zalet, a jedną z nich jest moĪliwoĞü jednoczesnego oznaczania w trakcie jednego przebiegu chromatograficznego wielu jonów w próbce, dziĊki czemu w ciągu kilkunastu minut moĪna
mieü ogląd na caáy przekrój anionów czy kationów. W dodatku jest to metoda
bardzo dokáadna, precyzyjna, z niskimi granicami wykrywalnoĞci i oznaczalnoĞci [12]. NajczĊĞciej stosowany jest detektor konduktometryczny, jednak istnieje moĪliwoĞü stosowania róĪnych detektorów w zaleĪnoĞci od potrzeb. O zdecydowanej przewadze chromatografii jonowej nad klasycznymi metodami analitycznymi decyduje niewielka iloĞü próbki potrzebna do przeprowadzenia analizy oraz ograniczenie do minimum báĊdu ludzkiego podczas wykonywania
badaĔ poprzez zautomatyzowanie analiz [20]. Chromatografia jonowa charakteryzuje siĊ równieĪ prostym przygotowaniem próbek przed analizą. W przypadku matryc wodnych wystarcza zazwyczaj tylko wstĊpne przefiltrowanie, aby
usunąü z roztworu staáe zawiesiny, które potencjalnie mogáyby uszkodziü kolumnĊ analityczną. Dodatkowym atutem jest stosowanie tanich i bezpiecznych
odczynników [12]. Mimo tych zalet, w praktyce jedyną barierą uniemoĪliwiającą masowe upowszechnienie siĊ tej techniki analitycznej są bardzo wysokie
koszty zakupu aparatury.
W dostĊpnym piĞmiennictwie naukowym jest niewiele prac dotyczących
efektywnoĞci usuwania skáadników jonowych przez filtry dzbankowe, a publikacji naukowych poĞwiĊconych wykorzystaniu HPIC w oznaczeniu skáadników
Wykorzystanie wysokosprawnej chromatografii jonowej...
159
jonowych, praktycznie nie ma w ogóle. Z tego powodu podjĊto wstĊpne badania
z wykorzystaniem chromatografii jonowej, tej czuáej i dokáadnej metody oznaczania jonów, w badaniach efektywnoĞci usuwania kationów i anionów z wody
wodociągowej za pomocą filtrów dzbankowych.
MATERIAàY I METODY
Do badaĔ wytypowano 3 rodzaje filtrów dzbankowych tak, aby reprezentowaáy filtry zarówno produkowane przez maáo znane marki, jak i powszechnie
znane i cenione przez konsumentów. Jako najmniej znany i najtaĔszy filtr wybrano filtr Auchan, natomiast jako bardzo dobrze znany konsumentom – filtr
firmy Brita. SpoĞród filtrów zaliczanych do klasy poĞredniej wybrano filtr firmy
Zelmer. Filtry przygotowano do badaĔ wedáug wskazówek producentów, czyli
zanurzono w wodzie wodociągowej i páukano przez kilka minut. We wszystkich
przypadkach pierwsze dwa litry wody, które przepáynĊáy przez filtr, zostawaáy
odrzucone. Przez kaĪdy filtr, stosując przepáyw grawitacyjny, przepuszczono
áącznie po 200 L wody wodociągowej, przy czym po przepuszczeniu okreĞlonej
iloĞci wody pobierano próbkĊ do analizy. Dodatkowo dokonano analizy kationów i anionów w surowej wodzie wodociągowej niepoddanej dziaáaniu filtra,
którą przyjĊto za wodĊ kontrolną.
Sekwencyjne oznaczanie kationów i anionów w pobranych próbkach wykonywano metodą detekcji konduktometrycznej po wczeĞniejszym rozdzieleniu
analitów za pomocą chromatografu jonowego (881 Compact IC Pro Metrohm,
Szwajcaria) wyposaĪonego w kolumny analityczne firmy Metrohm (Szwajcaria) oraz automatyczny podajnik próbek 858 Professional Sample Processor
(Metrohm, Szwajcaria) wyposaĪony w ukáad filtracji online. W tabeli 1 przedstawiono zoptymalizowane warunki rozdzielania analitów, zaĞ na rysunku 1
otrzymane chromatogramy analiz prowadzonych w tychĪe warunkach.
Tabela1. Warunki analityczne przeprowadzania analizy anionów w roztworach próbek
kalibracyjnych i badanych wód
Table 1. Analytical conditions for the analysis of cations and anions in studied water
samples
Kolumna analityczna
Temperatura
Eluent
Przepáyw eluentu
Supresja
CiĞnienie
Ĩródáo – source: Metrohm
Analiza kationów
Metrosep C 4-150/4.0
(Metrohm)
30oC
1,7 mM HNO3/ 0,7 mM
kwas dipikolinowy
0,9 mL/min.
–
6,5 MPa
Analiza anionów
Metrosep A Supp 7-250/4.0
(Metrohm)
45oC
3,6 mM Na2CO3
0,7 mL/min.
100 mM H2SO4
8,2 MPa
160
Rys. 1. Chromatogramy kationów i anionów w próbce wody wodociągowej
z dzielnicy Fordon w Bydgoszczy (opracowanie wáasne)
Fig. 1. Chromatograms of cations and anions in a sample of tap water
from the Fordon District of the Bydgoszcz City (own scientific description)
WYNIKI I ICH OMÓWIENIE
Badane wáasne wykazaáy, Īe w surowej wodzie wodociągowej, z wyjątkiem jonów NH4+, Br- i NO2-, wykryto oznaczalne iloĞci pozostaáych jonów.
Dla wody przefiltrowanej wykryto natomiast dodatkowo oznaczalne iloĞci jonów NH4+, co wskazuje, Īe jony te są one uwalniane we wzglĊdnie duĪych iloĞciach przez filtry dzbankowe. Wykazano, Īe filtry dzbankowe charakteryzują
siĊ róĪną skutecznoĞcią usuwania/uwalniania poszczególnych jonów i generalnie odznaczają siĊ wiĊkszym oddziaáywaniem na kationy aniĪeli na aniony. Na
rysunkach 2-5 przedstawiono wyniki dotyczące zawartoĞci jonów w surowej
wodzie wodociągowej – przyjĊte jako poziom odniesienia – oraz zawartoĞci
jonów w próbkach wody przefiltrowanej. PoniĪej scharakteryzowano poszcze-
161
gólne jony ze szczególnym uwzglĊdnieniem róĪnic efektywnoĞci usuwania/
wprowadzania jonów z wody wodociągowej przez filtry dzbankowe.
StħǏenie Li [mg/L]
(a)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
objħtoƑđ przepuszczonej wody [L]
Auchan
StħǏenie Na [mg/L]
(b)
Zelmer
Brita
woda surowa
140
120
100
80
60
40
20
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
Auchan
StħǏenie K [mg/L]
(c)
Zelmer
Brita
woda surowa
140
120
100
80
60
40
20
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
Rys. 2. ZawartoĞü jonów litu (a), i jonów sodu (b) i potasu (c) w surowej wodzie
wodociągowej oraz w próbkach wody przefiltrowanej przez poszczególne filtry
(opracowanie wáasne)
Fig. 2. The content of lithium ions (a), sodium (b) and potassium (c) in the raw water
and tap water samples filtered by the tested filters
(own scientific description)
162
StħǏenie Ca [mg/L]
(a)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
StħǏenie Mg [mg/L]
(b)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
120
100
80
60
40
20
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
StħǏenie NH4 [mg/L]
(c)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
2,5
2
1,5
1
0,5
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
Rys. 3. ZawartoĞü jonów wapnia (a) i magnezu (b) i amonowych (c) w surowej wodzie
Fig. 3. The content of sodium ions (a) and magnesium (b) ammonium (c) in the raw
water and tap water samples filtered by the tested filters
StħǏenie F [mg/L]
(a)
Auchan
Zelmer
Brita
163
woda surowa
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
StħǏenie Cl [mg/L]
(b)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
250
200
150
100
50
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
StħǏnienie NO3 [mg/L]
(c)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
5
4
3
2
1
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
Rys. 4. ZawartoĞü jonów fluorkowych (a), chlorkowych (b) i azotanowych(V) (c)
w surowej wodzie wodociągowej oraz w próbkach wody przefiltrowanej przez
poszczególne filtry (opracowanie wáasne)
Fig. 4. The content of fluoride ions (a) chlorine (b) and nitrate (V) (c) in the raw water
and tap water samples filtered by the tested filters
164
StħǏenie PO4 [mg/L]
(a)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
5
4
3
2
1
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
StħǏenie SO4 [mg/L]
(b)
Auchan
Zelmer
Brita
woda surowa
250
200
150
100
50
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
Rys. 5. ZawartoĞü jonów fosforanowych (a) i siarczanowych (b) w surowej wodzie
Fig. 5. The content of ions phosphate (a) and sulphate (b) in water and the raw water
samples filtered by the tested filters (own scientific description)
Lit
Jest to pierwiastek, którego rola w procesach Īyciowych jest nie do koĔca
poznana. Wiadomo, Īe wpáywa na aktywnoĞü niektórych enzymów, dziaáa stymulująco na funkcje przytarczyc, a hamująco na tarczycĊ, zwiĊksza iloĞü witaminy B12 w komórkach. Bierze udziaá w procesach krwiotwórczych i krzepniĊcia krwi, zapobiega miaĪdĪycy i chorobom serca [21]. Dzienne pobieranie tego
pierwiastka, z pokarmem i napojami, powinno wynosiü 1,0-3,1 mg/L, z tego teĪ
wzglĊdu przyjmuje siĊ, Īe w wodzie do picia stĊĪenie litu powinno wynosiü
powyĪej 0,15 mg/L [4]. Wyniki badaĔ wáasnych wykazaáy (rys. 2a), Īe filtry
dzbankowe efektywnie usuwają jony litu z wody wodociągowej, praktycznie
z caáej objĊtoĞci przefiltrowanej wody. NajwiĊkszy efekt redukcji litu wykazaá
filtr Zelmer, po przefiltrowaniu 90 L wody wodociągowej stĊĪenie tego pierwiastka spadáo z poziomu kontrolnego – 0,26 mg/L aĪ do 0,09 mg/L i utrzymywaáo siĊ na tym samym poziomie. We wzglĊdnie najwiĊkszym stĊĪeniu
i jednoczeĞnie staáym poziomie – 0,2 mg/L obserwowano zawartoĞü litu w wodzie po przepuszczeniu jej przez filtr Brita. Generalnie, znaczna redukcja za-
165
wartoĞci litu przez filtry dzbankowe jest niezbyt korzystna dla zdrowia czáowieka, poniewaĪ jest on potrzebny dla prawidáowego funkcjonowania organizmu a jego Ĩródeá w poĪywieniu jest wzglĊdnie niewiele [4].
Sód
Jony sodowe wraz z chlorkami odpowiadają za równowagĊ osmotyczną
w páynach ustrojowych, a w konsekwencji regulują caáą gospodarkĊ wodną
organizmu. Sód uczestniczy ponadto w przewodzeniu przez neurony impulsów
nerwowych [21]. ZwiĊkszone zapotrzebowanie na sód wystĊpuje podczas
wzmoĪonego wysiáku fizycznego, upaáów oraz stanach chorobowych takich jak
biegunka i wymioty [21]. Do prawidáowego funkcjonowania organizm codziennie potrzebuje 575 mg sodu [3]. Trzeba jednak pamiĊtaü, Īe waĪnym Ĩródáem
tych pierwiastków jest sól kuchenna, naleĪy wiĊc wybieraü wody o stĊĪeniu
<200 mg Na/L [4]. Wyniki badaĔ wáasnych wykazaáy (rys. 2b), Īe sód naleĪy
zaliczyü do grupy jonów wprowadzanych do wody wodociągowej w procesie
przepuszczania jej przez filtry dzbankowe. Jest to prawdopodobnie efekt wymiany sodu z Īywicy jonowymiennej na inne kationy, co sugerują inne badania
[16]. NajwiĊksze iloĞci sodu uwalniane są z filtru Zelmer, z początkowego poziomu 56 mg/L obserwowanego w próbce wody surowej do maksymalnie 130
mg/L w próbce wody przepuszczonej przez filtr. Efekt staáego zwiĊkszania siĊ
iloĞci jonów uwalnianych z filtru Zelmer notuje siĊ do 40 L, potem poziom
sodu zmniejszaá siĊ w stosunku do wody surowej, a nastĊpnie po przepuszczeniu 120 L znowu filtr wprowadzaá ten pierwiastek, jednak juĪ znacznie mniejsze jego iloĞci. Pozostaáe filtry równieĪ wprowadzają sód, jednak znacznie
mniejsze jego iloĞci – filtr Brita maksymalnie do 70 mg/L przy 60 L, natomiast
filtr Auchan najwiĊksze iloĞci sodu oddaje przy pierwszych przepuszczonych
litrach (96 mg/L), a przy kolejnych litrach nastĊpuje nieduĪy juĪ efekt wprowadzania Na. Zbyt duĪe wprowadzanie sodu jest efektem niekorzystnym, poniewaĪ moĪe zakáóciü równowagĊ osmotyczną w organizmie. Filtry wprowadzające ten pierwiastek do wody w duĪych iloĞciach mogą byü uĪywane przez osoby
uprawiające sport lub podczas silnych upaáów, gdy straty sodu są najwyĪsze [21].
Potas
Obok sodu i chloru jest to podstawowy elektrolit w páynach ustrojowych
organizmu. Ma dziaáanie antagonistyczne w stosunku do sodu, czyli zwiĊksza
objĊtoĞü páynów wewnątrz komórki kosztem zmniejszania objĊtoĞci páynów
zewnątrzkomórkowych. Potas odpowiedzialny jest równieĪ za kontrolĊ pracy
i skurcze miĊĞni oraz pobudza wydzielanie insuliny [21]. Dzienne zapotrzebowanie organizmu czáowieka na potas wynosi 2000 mg, a stĊĪeniem mającym
znaczenie fizjologiczno-odĪywcze jest 300 mg/L [3]. Wyniki badaĔ wáasnych
wykazaáy (rys. 2c), iĪ podobnie jak w przypadku sodu, filtry wprowadzają takĪe
jony potasu, co wiązaü siĊ moĪe z efektem dziaáania Īywicy jonowymiennej
[16]. Filtr Brita wprowadzaá najwiĊksze iloĞci jonów potasu przez najdáuĪszy
166
okres. Początkowo, po przepuszczeniu pierwszych litrów wody, stĊĪenie tego
pierwiastka wynosiáo maksymalnie 116 mg/L, co jest wielokrotnie wiĊkszą
iloĞcią w porównaniu z wodą kontrolną (5 mg/L). Efekt intensywnego uwalniania potasu z filtra Brita utrzymywaá siĊ do ok. 70 L przefiltrowanej wody. Pozostaáe filtry wprowadzają stosunkowo niewiele potasu – Auchan 21 mg/L i tylko
dla pierwszych litrów, a filtr Zelmer uwalniaá potas do stĊĪenia 12 mg/L i to
tylko do 20 L przepuszczonej wody. Zjawisko uwalniania jonów potasu przez
filtry jest generalnie bardzo korzystne dla zdrowia czáowieka. W ĪywnoĞci istnieje niewiele Ĩródeá tego pierwiastka, który reguluje wiele istotnych funkcji
w organizmie [21].
WapĔ
Jest to gáówny budulec koĞci i zĊbów, ponadto jest odpowiedzialny za prawidáowe krzepniĊcie krwi, dziaáanie ukáadu nerwowego, procesu skurczu miĊĞni oraz regulacjĊ pracy serca. Prawidáowe spoĪycie wapnia w okresie dzieciĔstwa i dojrzewania zapewnia odpowiednie kostnienie i uwapnienie koĞüca, co
w przyszáoĞci zmniejsza ryzyko áamliwoĞci koĞci oraz osteoporozy [21]. Dzienne zapotrzebowanie organizmu czáowieka na wapĔ mieĞci siĊ w przedziale od
800 mg do 1200 mg, dlatego naleĪy piü wody zawierające wapĔ w iloĞci minimum 150 mg/L [3]. Jednym z gáównych zadaĔ filtrów jest usuwanie twardoĞci
wody, za którą odpowiadają m.in. jony wapniowe i mimo Īe dla zdrowia czáowieka usuwanie wapnia jest niezbyt korzystne, jednak poprawia to smak wody,
a przede wszystkim zmniejsza jej twardoĞü, która dziaáa niszcząco na wszelkie
urządzenia podgrzewające wodĊ [8]. Badania wáasne wykazaáy (rys. 3a), Īe początkowo wszystkie filtry skutecznie zmniejszyáy stĊĪenie wapnia, z poziomu stĊĪenia 106 mg/L dla wody wodociągowej do odpowiednio: 12 mg/L, 22 mg/L i 44
mg/L dla filtru Zelmer, Brita i Auchan. Najmniejszą skutecznoĞcią usuwania
wapnia charakteryzowaá siĊ filtr Auchan, który juĪ po 40 L nie zatrzymywaá wapnia, a w niektórych momentach stĊĪenie Ca wrĊcz rosáo w przefiltrowanej wodzie.
Lepszą skutecznoĞcią wykazaá siĊ filtr Zelmer, który efektywnie usuwaá jony wapnia do 100 L przepuszczonej wody. Najskuteczniejszy okazaá siĊ filtr Brita, który
wzglĊdnie skutecznie usuwaá wapĔ nawet po przepuszczeniu 200 L wody.
Magnez
Bierze udziaá w budowie koĞci i zĊbów, przemianie materii, syntezie kwasów nukleinowych i biaáka. Peáni takĪe waĪną rolĊ w procesie widzenia oraz
uczestniczy w przekazywaniu informacji pomiĊdzy nerwami a miĊĞniami.
Chroni przed zakrzepami w naczyniach krwionoĞnych przez hamowanie krzepniĊcia krwi [21]. Dzienne zapotrzebowanie na ten skáadnik wynosi 300 mg,
dlatego powinno siĊ spoĪywaü wody, które mają stĊĪenie magnezu co najmniej
50 mg/L [3]. Magnez podobnie jak wapĔ odpowiada za twardoĞü wody, wiĊc ze
wzglĊdu na urządzenia grzewcze korzystne jest zmniejszanie jego iloĞci [18],
jednak z powodów zdrowotnych istotna jest jego obecnoĞü wodzie pitnej, po-
167
niewaĪ jest niezbĊdny do prawidáowego funkcjonowania organizmu [21].
W badaniach wáasnych stwierdzono (rys. 3b), Īe początkowo wszystkie filtry
wzglĊdnie skutecznie usuwaáy jony magnezu z wody, z początkowej zawartoĞci
w wodzie wodociągowej wynoszącej 21 mg/L, do 4,0 mg/L, 7,0 mg/L i 11 mg/L,
odpowiednio dla filtrów: Zelmer, Brita i Auchan. Dla nastĊpnych porcji przepuszczanej wody przez filtry Zelmer i Auchan zaobserwowano uwalnianie niewielkich iloĞci magnezu. Dla filtra Auchan uwalnianie jonów magnezu utrzymaáo siĊ do przepuszczonej wody wodociągowej w iloĞci 100 L, po czym dziaáanie filtra przestaáo byü zauwaĪalne. Filtr Zelmer uwalniaá w niewielkich iloĞciach magnez do 60 L przepuszczonej wody, po tym czasie znowu zatrzymywaá magnez, aby znów po 100 L przepuszczonej wody uwalniaü jego niewielkie
iloĞci. Filtr Brita efektywnie absorbowaá jony magnezu do 70 L przepuszczonej
wody, po czym jak w przypadku pozostaáych filtrów nastąpiá efekt uwalniania
tego kationu, ale juĪ w niewielkich iloĞciach. Po 180 L przepuszczonej wody
efekt dziaáania filtra przestaá byü zauwaĪalny.
Jon amonowy
Zgodnie z wytycznymi ĝwiatowej Organizacji Zdrowia nie ma on bezpoĞredniego wpáywu na zdrowie czáowieka [25], moĪe natomiast zmniejszaü skutecznoĞü dezynfekcji wody oraz przyczyniaü siĊ do powstawania azotynów
w sieci wodociągowej i utrudniaü usuwanie manganu [10, 13]. Dopuszczalna
wartoĞü tego jonu w wodach do picia wynosi 0,5 mg/L [1]. Badania wáasne nie
wykazaáy obecnoĞci jonu amonowego w surowej wodzie wodociągowej (rys.
3c), natomiast po przepuszczeniu tej samej wody przez filtry dzbankowe zaobserwowano pojawienie siĊ tego kationu. W najwiĊkszej iloĞci jon amonowy
pojawiaá siĊ po przefiltrowaniu wody filtrem Brita – dla pierwszych litrów stĊĪenie jonu amonowego wynosiáo ponad 2 mg/L. Dla filtra Brita jon amonowy
oznaczany byá w przefiltrowanej wodzie do 100 L. Filtry Zelmer i Auchan
wprowadzaáy jon amonowy do 40 L przepuszczanej wody, jednak w zdecydowanie mniejszych iloĞciach, odpowiednio: 0,4 mg/L i 0,7 mg/L.
Fluor
Jest istotnym pierwiastkiem w mineralizacji zĊbów i koĞci, jego wáaĞciwoĞci są zauwaĪalne przy stĊĪeniu fluoru wynoszącego 1 mg/L. NaleĪy pamiĊtaü,
Īe ten pierwiastek w nadmiernych iloĞciach ma dziaáanie szkodliwe, jego stĊĪenie nie moĪe przekroczyü wartoĞci 5 mg/L. Szczególnie niebezpieczny jest dla
dzieci, dlatego nie naleĪy podawaü duĪych jego dawek [21]. Fluor jest potrzebny dla zdrowia czáowieka, jednak istnieje wiele innych bardziej znaczących
Ĩródeá tego pierwiastka niĪ wody pitne [21]. Badania wáasne wykazaáy (rys. 4a),
Īe w trakcie filtracji wody nastĊpuje wzbogacanie wody we fluor, jednak w nieznaczne iloĞci. Z tego teĪ wzglĊdu tych iloĞci fluoru nie moĪna uznaü za znacząco korzystne dla organizmu. NajwiĊcej fluoru wprowadza do przefiltrowanej
wody filtr Zelmer, w pierwszych porcjach wody stĊĪenie fluoru wynosiáo 0,07
168
mg/L, a nastĊpnie dla pozostaáych porcji rosáo i wynosiáo maksymalnie 0,12
mg/L. Pozostaáe filtry wprowadzają do wody znacznie mniejsze iloĞci fluorków.
Chlor
Podobnie jak sód odpowiada za równowagĊ osmotyczną w páynach ustrojowych, a w konsekwencji regule caáą gospodarkĊ wodną organizmu. Chlor
wchodzi w skáad soków trawiennych, a utrata chlorków powoduje zaburzenia
optymalnego pH organizmu [21]. Do prawidáowego funkcjonowania organizm
codziennie potrzebuje 750 mg chloru [3]. WaĪnym Ĩródáem chloru, podobnie
jak sodu, jest sól kuchenna, naleĪy wiĊc wybieraü wody o stĊĪeniu <200 mg
Cl/L [4]. Badania wáasne wykazaáy zaskakujące zjawisko, otóĪ przebadane
filtry dzbankowe zachowywaáy siĊ neutralnie wobec chlorków (rys. 4b). StĊĪenia tego pierwiastka w wodzie przefiltrowanej miaáy niemal te same wartoĞci
jak wartoĞci stĊĪenia chlorków w surowej wodzie wodociągowej. Producenci
filtrów deklarowali w materiaáach reklamowych usuwanie chloru, jednak mogáo
to dotyczyü tylko wolnego chloru, a badania wáasne nie obejmowaáy analizy
tego parametru. WystĊpowanie chlorków w stĊĪeniu obserwowanym w surowej
wodzie wodociągowej nie ma w praktyce wiĊkszego znaczenia dla zdrowia
czáowieka [21], wiĊc usuwanie go z wody wodociągowej nie jest konieczne.
Azotany(V)
Ich naturalnym Ĩródáem jest przebiegający w Ğrodowisku cykl azotowy,
związany m.in. z rozkáadem roĞlin. Jednak najbardziej problematycznym są
Ĩródáa antropogeniczne, np. Ğcieki miejskie i przemysáowe, nawozy sztuczne
i naturalne oraz kwaĞne deszcze i pyáy, które dostarczają znaczne iloĞci azotanów do Ğrodowiska [5]. BezpoĞrednio nie są one groĨne dla czáowieka, jednak
w przewodzie pokarmowym mogą siĊ przeksztaáciü w azotany(III) [2], dlatego
usuwanie azotanów(V) z wody wodociągowej jest korzystnym efektem dziaáania filtrów. Badania wáasne wykazaáy (rys. 4c), Īe wszystkie filtry dzbankowe
charakteryzują siĊ zdolnoĞcią usuwania jonów azotanowych(V) z wody wodociągowej i z początkowego stĊĪenia tego jonu w wodzie surowej wynoszącego
2,4 mg/L, najwiĊksze iloĞci tego jonu usuwaá filtr Zelmer (do 1,8 mg/L), mniejsze filtr Brita (do 2,0 mg/L), a najmniejsze filtr Auchan (do 2,3 mg/L).
Fosforany
Stanowią najczĊĞciej wystĊpującą w Ğrodowisku postaü fosforu, pierwiastka o bardzo duĪym znaczeniu w Ğrodowisku [2]. Związki fosforu biorą udziaá
w wielu podstawowych procesach Īyciowych organizmów, wchodzą w skáad
m.in. kwasów nukleinowych, fosfolipidów i fosfoprotein. W organizmie czáowieka wystĊpuje on gáównie w koĞciach i szkliwie zĊbów. Fosfor jest podstawą
metabolizmu wĊglowodorów, táuszczu i biaáek. Pierwiastek ten umoĪliwia rozprowadzanie substancji w organizmie [7]. Jednak jego nadmiar moĪe powodowaü groĨne skutki zdrowotne, m.in. zaburzenie wcháaniania Īelaza, niewydolnoĞü nerek oraz osteoporozĊ przez zaburzanie równowagi wapniowo-fosforanowej [21]. Badania wáasne wykazaáy (rys. 5a), Īe wszystkie filtry uwalniaáy
169
fosforany, a efekt ten utrzymywaá siĊ praktycznie w trakcie przepuszczenia 200
L wody wodociągowej. Jednak stĊĪenie tego jonu w przefiltrowanej wodzie nie
przekraczaáo 5,0 mg/L – jako maksymalnej wartoĞci dopuszczalnej w wodzie
do picia [23]. SpoĞród przebadanych filtrów najwiĊcej fosforanów uwalniaá filtr
firmy Zelmer – stĊĪenie tego jonu wynosiáo 1,2 mg/L w pierwszych litrach
przefiltrowanej wody, podczas gdy w wodzie wodociągowej stĊĪenie fosforanów wynosiáo 0,55 mg/L. Pozostaáe filtry wprowadzaáy znacznie mniejsze iloĞci fosforanów.
Siarczany
Mają pozytywne oddziaáywanie na pracĊ wątroby i trzustki. Zalecane są
przede wszystkich w stanach cukrzycowych [2]. Ich pozytywne dziaáanie na
organizm czáowieka jest zauwaĪalne, gdy wystĊpują w wodzie w stĊĪeniu 250
mg/L [11]. Badania wáasne wykazaáy stosunkowo niewielkie róĪnice w skutecznoĞci zatrzymywania/uwalniania siarczanów przez filtry dzbankowe (rys.
4b), dlatego nie moĪna jednoznacznie okreĞliü ogólnej tendencji. Jednak tak
niewielkie róĪnice stĊĪeĔ jonów siarczanowych w praktyce nie mają wiĊkszego
znaczenia dla zdrowia czáowieka.
PODSUMOWANIE I WNIOSKI
Po dokonaniu przeglądu dostĊpnej literatury naukowej nie doszukano siĊ
Īadnych informacji na temat wykorzystania chromatografii jonowej w celu
sprawdzenia efektywnoĞci usuwania jonów przez filtry dzbankowe, stąd zdecydowano siĊ na przeprowadzenie badaĔ wstĊpnych. Uzyskane wyniki badaĔ
okazaáy siĊ bardzo ciekawe i zarazem utwierdziáy autorów, iĪ naleĪy kontynuowaü badania uwzglĊdniające analizĊ innych parametrów, np. oznaczanie
srebra (dodawanego do filtrów jako Ğrodek bakteriobójczy) czy teĪ badania
mikrobiologiczne (przydatnoĞü do spoĪycia wody bez koniecznoĞci jej przegotowania), a takĪe uwzglĊdniające dáuĪsze przerwy przy przepuszczaniu poszczególnych porcji wody (aby bardziej uwzglĊdniü warunki codziennej eksploatacji filtrów). JednakĪe juĪ na etapie badaĔ wstĊpnych uzyskane wyniki
pozwalają sformuáowaü nastĊpujące wnioski:
í chromatografia jonowa okazaáa siĊ doskonaáym narzĊdziem analitycznym do oceny skutecznoĞci dziaáania filtrów dzbankowych w usuwaniu
skáadników jonowych wody wodociągowej,
í filtry wykazują wpáyw na zmianĊ stĊĪeĔ wiĊkszoĞci jonów, przede
wszystkim kationów, a w mniejszym stopniu anionów,
í ze wzglĊdu na uwalnianie kationów sodu lub potasu w trakcie filtrowania wody, przebadane filtry moĪna podzieliü na dwie podstawowe grupy, tj. „sodowe” i „potasowe”, co wydaje siĊ byü związane ze stosowaniem w filtrach róĪnych Īywic jonowymiennych bądĨ w inny sposób
ich modyfikowanych,
170
í filtry firm Brita i Zelmer charakteryzowaáy siĊ podobną skutecznoĞcią
dziaáania, najmniej efektywnym filtrem w usuwaniu jonów okazaá siĊ
filtr Auchan.
PIĝMIENNICTWO
[1] Ahmedna M., Marshall W.E., Husseiny A.A., Rao R.M., Goktepe I., 2004. The
use of nutshell carbons in drinking water ¿lters for removal of trace metals. Water
Res. 38, 1062-1068.
[2] Balcerzak M., Janiszewska J., 2011. Wieloanionowa analiza materiaáów Ğrodowiskowych techniką chromatografii jonowej. Ochrona ĝrodowiska i Zasobów Naturalnych 50, 78-87.
[3] Báaszczyk U., TuszyĔski T., 2007. Wody mineralne i ich znaczenie w profilaktyce
zdrowotnej. Laboratorium 4, 20-23.
[4] Dáugaszek M., Poáeü J., 2012. ZawartoĞü litu w wodach mineralnych i Ĩródlanych.
Bromatologia i Chemia Toksykologiczna 45, 138-143.
[5] DĪgan M., Pasternakiewicz A., 2007. Ryzyko zdrowotne związane z wystĊpowaniem azotanów w wodach pitnych. Zdrowie Publiczne 117, 364-368.
[6] Gáówny Urząd Statystyczny, 2012. Polska w liczbach. Zakáad Wydawnictw Statystycznych Warszawa, 13.
[7] Kokot F., Ficek R., Buáanowski M., 2005. Zaburzenia gospodarki fosforanowej.
Medycyna Praktyczna 11, 245-248.
[8] Kowal A.L., 1996. Odnowa wody. Podstawy teoretyczne procesów. Politechnika
Wrocáawska.
[9] Kowal A.L. ĝwiderska-BróĪ M., 2007. Oczyszczanie wody. Wyd. Nauk. PWN
Warszawa.
[10] Macioszczyk A., DobrzyĔski D., 2007. Hydrogeochemia. Wyd. Nauk. PWN Warszawa.
[11] Michalski R., 2005. Chromatografia jonowa – zalety i ograniczenia. Instytut Podstaw InĪynierii ĝrodowiska PAN Zabrze, 1-13.
[12] Michalski R., 2006. Wody mineralne – piü albo nie piü? Laboratorium Przemysáowe 11, 36-38.
[13] Nawrocki J., 2010. Uzdatnianie wody. Cz. 1. Procesy fizyczne, chemiczne i biologiczne. PWN Warszawa.
[14] Newcombe G., Morrison J., Hepplewhite C., 2002. Simultaneous adsorption of
MIB and NOM onto activated carbon. I. Characterisation of the system and NOM
adsorption. Carbon 40, 2135-2146.
[15] Obarska-Pempkowiak H., 1997. Technologia wody. Politechnika GdaĔska.
[16] Okada T., Kjelstrup-Ratkje S., Møller-Holst S., Jerdal L.O., Friestad K., Xie G.,
Holmen R., 1996. Water and ion transport in the cation exchange membrane systems NaC1-SrC12 and KC1-SrC12. J. Membrane Sci. 111, 159-167.
[17] Perchuü M., 1998. Doczyszczanie wody. Filtry domowe. Poradnik. Oficyna Wydawnicza MH Warszawa.
[18] Perchuü M., 2008. Skutki interakcji wody wodociągowej i rur ocynkowanych. Gaz
Woda i Technika Sanitarna 6, 18-23.
[19] Pietrucha K., Rak J., 2009. Wybrane zagadnienia bezpieczeĔstwa konsumentów
wody do spoĪycia. Gaz Woda i Technika Sanitarna 2, 9-12.
171
[20] Pogocki D., 1998. WstĊp do chromatografii jonowej. Instytut Chemii i Techniki
Jadrowej Warszawa, 1-46.
[21] SeĔczuk W., 2005. Toksykologia wspóáczesna. Wydawnictwo Lekarskie PZWL
Warszawa.
[22] ĝwiderska-BróĪ M., 1993. Mikrozanieczyszczenia w Ğrodowisku wodnym. Politechnika Wrocáawska.
[23] Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 20 kwietnia 2010 r. zmieniające rozporządzenie w sprawie jakoĞci wody przeznaczonej do spoĪycia przez ludzi (Dz.U.
z 2006 r. Nr 123, poz. 858, z 2007 r. Nr 147, poz. 1033 oraz z 2009 r. Nr 18, poz. 97).
[24] Toczyáowska B., 1995. Domowe stacje doczyszczania wody wodociągowej í rodzaje i warunki stosowania. Ochrona ĝrodowiska 3, 69-72.
[25] Wytyczne WHO dotyczące jakoĞci wody do picia í Wydanie 2, Polskie Zrzeszenie InĪynierów i Techników Sanitarnych, 1998.
THE USE OF HIGH PERFORMANCE ION
CHROMATOGRAPHY (HPIC) IN STUDIES OF THE REMOVAL
EFFICIENCY OF THE IONIC COMPONENTS OF TAP WATER
USING A FILTER JUGS
Abstract. The article presents preliminary results on the effectiveness of the
removal of selected cations (Li+, Na+, K+, NH4+, Ca2+ and Mg2+) and anions
(F-, Cl-, NO3-, PO43- and SO32-) from tap water through the filters jugs. Were
chosen three filters jugs commercially available at a different reputation: Brita, Zelmer and Auchan. Ion content was determined in samples taken during
the passage of a total of 200 L of tap water, using a High Ion Chromatography with conductivity detection. Our findings show that the filters tested
were characterized by varying the removal efficiency of individual ions and
time efficiency. Conducted preliminary results confirmed the need for further
research using the ionic composition of the water high ion chromatography as
sensitive and selective technique for the separation and determination of ionic
analytes.
Keywords: ion chromatography, cations, anions, jug filters, the quality of tap
water
WPàYW DROGI NA ZANIECZYSZCZENIE ĝRODOWISKA
HAàASEM
Zbigniew Tokarski, Edward Kujawski, Agnieszka Grucka
Karol Grucki*1
Streszczenie. W pracy zaprezentowano badania Studenckiego Koáa Naukowego prowadzone w ramach Katedry InĪynierii Produkcji i Zarządzania
w Budownictwie UTP. Wynika z nich koniecznoĞü staáego doskonalenia metod oceny wpáywu budowli drogowych na otaczające je Ğrodowisko, waĪnoĞci problematyki ograniczania emisji haáasu i jego poziomu, oraz poszukiwania innowacyjnych dróg w realizacjach tego typu przedsiĊwziĊü. Szeroki wachlarz przedstawionych badaĔ wskazuje teĪ na potrzebĊ staáej modernizacji
programów nauczania na studiach technicznych uwzglĊdniającej zagadnienia
dbaáoĞci o stan Ğrodowiska przyrodniczego. Haáas, który opracowaniu jest
mottem przewodnim oraz metody jego ograniczania w budownictwie drogowym, są dobrym przykáadem realizacji tego zadania.
Sáowa kluczowe: budowa dróg, normy, droga, haáas, recykling, technologie
DROGA JAKO PODSTAWOWY ELEMENT TECHNICZNY
W POLITYCE TRANSPORTOWEJ KRAJU
Podstawowym czynnikiem w realizacji polityki zrównowaĪonego rozwoju
naszego kraju jest zorganizowanie na jego terenie sprawnego systemu transportowego. Jednym z elementów tego systemu jest nowoczeĞnie zaplanowana infrastruktura drogowa zapewniająca wysokiej jakoĞci usáugi transportowe. DziĊki wspóáfinansowaniu budowy dróg ze Ğrodków unijnych realizacja budowy
sieci autostrad i dróg ekspresowych, a takĪe pozostaáych dróg krajowych i lokalnych, nabraáa realnego – szybszego tempa. W celu nadania realizacjom drogowym wysokiej rangi w dziaáaniach zmierzających do szybszego rozwoju
gospodarczego kraju, Ministerstwo Infrastruktury opracowaáo zasady narodowej polityki transportowej ujĊtej w dokumencie pod nazwą „polityka transportowa paĔstwa na lata 2006-2025”. Jednym z priorytetów wyznaczonych w tym
dokumencie jest stosowanie w budowie dróg koáowych innowacyjnych rozwiązaĔ technicznych i organizacyjnych, ze szczególnym uwzglĊdnieniem czynników
zmniejszających niekorzystne ich oddziaáywanie na otaczające Ğrodowisko.
* dr inĪ. Zbigniew TOKARSKI, prof. dr hab. inĪ. Edward KUJAWSKI, Wydziaá Budownictwa
Agnieszka GRUCKA, Karol GRUCKI, Koáo Naukowe Nowoczesnych Metod Projektowania
Technologii Robót Budowlanych, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP
174
Aktualny stan zrealizowanych oraz planowanych budowli autostrad i dróg
ekspresowych, opublikowany przez Generalną DyrekcjĊ Dróg Krajowych
i Autostrad wraz z planem na lata 2014-2020, przedstawia rysunek 1.
Rys. 1. Plan budowy autostrad i dróg ekspresowych 2014-2020
(Ĩródáo: GDDKiA – Internet fot. DGP)
Fig. 1. Plan for highway and expressways engineering on 2014-2020 years
(source: GDDKiA í The internet the Photo DGP)
Budowa autostrad i dróg szybkiego ruchu oraz modernizacja istniejących
pozostaáych dróg jest w Polsce koniecznoĞcią. Wynika to ze zmiany w przyzwyczajeniach ludzi w zakresie ich mobilnoĞci, áatwej dostĊpnoĞci do pozyskiwania wáasnego samochodu, a w zakresie transportu koáowego ze wzrostu wymogów dotyczących przewozu produktów spoĪywczych i codziennego uĪytku
ludnoĞci. Efektem tych zmian jest notowany w ostatnich kilkunastu latach niewspóámiernie wysoki wzrost natĊĪenia ruchu drogowego [4].
PODSTAWOWE ZAGROĩENIA WYNIKAJĄCE Z BUDOWY
I UTRZYMANIA DRÓG
Rozwój drogownictwa wyraĪający siĊ budową nowych dróg i modernizacją
juĪ istniejących, poza zwiĊkszeniem bezpieczeĔstwa podróĪowania i zmniejszeniem siĊ czasu dostĊpnoĞci do celów podróĪy, niesie za sobą realne zagroĪenia. Dotyczą ona zarówno degradacji naturalnego Ğrodowiska przyrodniczego,
Zbigniew Tokarski, Edward Kujawski, Agnieszka Grucka, Karol Grucki
Wpáyw drogi na zanieczyszczenie Ğrodowiska haáasem
175
jak i obniĪenia komfortu dla ludzi zamieszkujących tereny w pobliĪu tych dróg.
WĞród róĪnych zagroĪeĔ za gáówne uwaĪa siĊ:
– podziaá biocenozy (zespoáu populacji organizmów bytujących na danym
terenie)
– wprowadzanie do Ğrodowiska metali ciĊĪkich,
– wprowadzanie do Ğrodowiska haáasu komunikacyjnego,
– zasolenie otoczenia w okresie zimowego utrzymania dróg.
Podziaá biocenozy przez drogĊ i Ğrodki zaradcze stosowane w budowie
nowoczesnych dróg
Jednym z istotnych zagroĪeĔ dla Ğrodowiska przyrodniczego jest podziaá
zespoáów populacji organizmów na danym terenie. WyraĪa siĊ to rozdzieleniem
zespoáów organizmów roĞlinnych i zwierzĊcych przez nowo pobudowane
i zmodernizowane drogi, co w konsekwencji prowadzi do zerwania powiązaĔ
ekologicznych oraz pokarmowych miĊdzy bytującymi w okreĞlonej symbiozie
biocenozy na danym obszarze (np. poprzez ograniczenie przestrzeni Īyciowej
i warunków rozrodu Īyjącej tam fauny). KoniecznoĞü swobodnego poruszania
siĊ poszczególnych osobników na duĪych obszarach stanowi podstawową moĪliwoĞü pozyskiwania przez nich pokarmów (np. rysie polują na obszarze kilku
kilometrów kwadratowych) lub dla zachowania gatunku poprzez znalezienie
partnera do rozrodu. ZagroĪenia te nie odnoszą siĊ jedynie do duĪej zwierzyny.
TakĪe grupy niewielkich rozmiarowo zwierząt migrują na duĪych obszarach za
poszukiwaniem pokasmów. Dla tych zwierząt podziaá nawet niewielkiego obszaru ich bytowania bywa zagroĪeniem dla istnienia [7].
By temu zapobiec, projektanci dróg przewidują w okreĞlonych odlegáoĞciach pobudowanie tzw. „przejĞü migracyjnych dla zwierząt”. Na obowiązek
uwzglĊdniania tego rodzaju przejĞü wskazuje Ustawa z dnia 7 lipca 1994 r. –
Prawo budowlane. W szczególnoĞci podaje ona wytyczne i normy projektowania, budowy i utrzymania obiektów budowlanych, a w tym okreĞla definicje
istotne z punktu widzenia zagadnieĔ projektowania i realizacji przejĞü dla zwierząt wraz z przylegáymi do nich nasypami drogowymi. Ich uĞciĞlenie zawarte
jest w Rozporządzeniu Ministra Transportu i Gospodarki Morskiej z dnia
2 marca 1999r. w sprawie warunków technicznych jakim powinny odpowiadaü
drogi publiczne i ich usytuowanie (Dz.U. Nr 43 poz. 430 z 1999 r.) [3]. W zaleĪnoĞci od zapewnienia moĪliwoĞci migracji dla danego gatunku zwierząt buduje siĊ „przejĞcia” przedstawione na rysunkach 2 i 3.
176
Rys. 2. DuĪy korytarz ekologiczny [3] (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 2. Large ecological corridor [3] (source: own)
Rys. 3. Przepust ekologiczny (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 3. The ecological culvert (source: own)
Czynniki wpáywające na poziom haáasu komunikacyjnego
i Ğrodki zaradcze
Drugim istotnym zagroĪeniem dla Ğrodowiska przyrodniczego, bĊdącym
wynikiem ruchu pojazdów po drodze, jest jego zanieczyszczanie haáasem. Generalnie opisując ten problem moĪna stwierdziü, Īe haáas drogowy wywoáywany jest przez toczący siĊ po nawierzchni drogowej bieĪnik opony. Z tego krótkiego stwierdzenia moĪna wnioskowaü, Īe poziom haáasu bĊdzie funkcją trzech
elementów: rodzaju opony (rodzaju bieĪnika i jego szerokoĞci oraz materiaáu,
z którego jest sporządzona), rodzaju nawierzchni drogi (skáadu granulometrycznego, wilgotnoĞci i temperatury nawierzchni) oraz masy i prĊdkoĞci przejeĪdĪających pojazdów. Z tego teĪ wzglĊdu projektanci wszystkich tych elementów
(kaĪdy w swoim zakresie) dąĪą do obniĪenia emisji haáasu wytwarzanego przez
ich produkt.
Seweryn Rutkowski w artykule „Ranking opon – jak bada siĊ haáas i komfort opon?” stwierdza, Īe podczas ruchu samochodu obracająca siĊ opona ulega
ciągáym odksztaáceniom, a jej klocki bieĪnika uderzają o podáoĪe, wywoáując
fale dĨwiĊkowe. Fale te, odczuwane jako haáas, są wynikiem staáego naprĊĪania
siĊ i rozprĊĪania klocków przed i po kontakcie z nawierzchnią. Wywoáuje to
177
drgania objawiające siĊ haáasem, przy czym kaĪda opona ma swoją wáasną czĊstotliwoĞü, przy której drĪy najmocniej. Jest to przede wszystkim uciąĪliwe dla
podróĪujących danym pojazdem, ale takĪe odczuwalne dla przebywających
poza pojazdem. Na podstawie przeprowadzonych badaĔ moĪna stwierdziü, iĪ
istnieje moĪliwoĞü obniĪenia tej uciąĪliwoĞci poprzez zmniejszanie szerokoĞci
opony i odpowiedniego profilowania jej bieĪnika. Niestety te rozwiązania obniĪają takĪe takie parametry opony, jak przyczepnoĞü czy zachowanie siĊ pojazdu
na áukach poziomych oraz obniĪają odpornoĞci na tzw. aquaplaning, tj. powodują utratĊ przyczepnoĞci opony podczas jazdy po nawierzchni pokrytej wodą.
Z tych wzglĊdów „wyciszanie” opony nie jest najbardziej poĪądanym dziaáaniem przez uĪytkowników. NaleĪy jednak dodaü, Īe wraz z wejĞciem w Īycie
przepisów o etykietach na oponach, dopuszczalne normy haáasu dla opon o róĪnych szerokoĞciach zostaáy obniĪone o okoáo 4 dB (A) [7] i wynoszą odpowiednio (tab. 1):
Tabela 1. Dopuszczalne poziomy haáasu emitowane przez bieĪnik opon o róĪnych
szerokoĞciach [7]
Table 1. Admissible noise levels emitted by the tread of tyres about different widths [7]
Nominalna szerokoĞü przekroju opony
<185
185-215
215-245
245-275
>275
Dopuszczalny poziom haáasu dB (A)
70
71
71
72
74
Kolejnym czynnikiem wywoáującym haáas komunikacyjny o róĪnym poziomie jest prĊdkoĞü przejeĪdĪających pojazdów. Studenci z Koáa Naukowego
Nowoczesnych Metod projektowanie Technologii Robót Budowlanych przy
Wydziale Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego w Bydgoszczy (WBiIĝ UTP) prowadzą od kilkunastu lat
w ramach Katedry InĪynierii Produkcji i Zarządzania w Budownictwie badania
zaleĪnoĞci miĊdzy tymi czynnikami. Badania te są prowadzone zarówno na
drogach w Holandii, jak i w Polsce.
WyróĪnia siĊ róĪne warianty badania haáasu w zaleĪnoĞci od klasy drogi
oraz otaczającego ją Ğrodowiska. W obrĊbie dróg moĪna rozwaĪaü autostrady,
drogi szybkiego ruchu i drogi lokalne, a ze strony otaczającego je Ğrodowiska:
tereny otwarte, zabudowane oraz oddzielone ekranem dĨwiĊkocháonnym. Klasa
drogi decyduje bowiem o prĊdkoĞci pojazdów i natĊĪeniu ruchu, co bezpoĞrednio rzutuje na poziom emitowanego przez nie haáasu, a zabudowa otaczającego
ją Ğrodowiska – o rozprzestrzenianiu siĊ haáasu do wewnątrz Ğrodowiska.
Czáonkowie wspomnianego wyĪej Koáa Naukowego brali udziaá w przeprowadzeniu na terenie Holandii badania zarówno zaleĪnoĞci poziomu haáasu
od natĊĪenia ruchu, jak i wpáywu ekranowania drogi od otaczającego ją Ğrodowiska.
178
Pierwsze badanie zostaáo przeprowadzone na autostradzie A73. Pomiar
wykonywano w interwaáach 5-minutowych w áącznym czasie 15 minut i kilku
seriach pomiarowych. Uzyskane wyniki zawarto w tabeli 2. W wyniku przeprowadzonych obliczeĔ dla ruchu o natĊĪeniu Q i E uzyskano odpowiednio
1516 [P/h] i 1642 [E/h]. Prowadzone równolegle badanie poziomu haáasu wykazaáo charakterystyczne poziomy o wartoĞciach: MAX = 90,51 dB; MIN = 44,06 dB
oraz LEQ = 72,69 dB [4].
Tabela 2. Wyniki pomiaru natĊĪenia ruchu na autostradzie [4]
Table 2. Results of traffic measurement on highway [4]
Motocykle
Samochody osobowe
Samochody dostawcze
CiĊĪarowe bez przyczep
CiĊĪarowe z przyczepą
Autobusy
suma
08:00-08:05
0
113
4
0
9
0
126
08:05-08:10
1
109
9
1
5
0
125
08:10-08:15
0
114
6
2
6
0
128
Prowadzone w tym czasie badania na odcinkach drogi A73 wykazaáy poziomy haáasu przedstawione w tabeli 3, przy natĊĪeniu ruchu w przeliczeniu na
pojazdy ekwiwalentne.
Tabela 3. Przykáadowe wyniki pomiaru haáasu i natĊĪenia ruchu [6]
Table 3. Example results of traffic and noise measurement on highway [6]
Data
pomiaru
10.09.2011
13.09.2011
13.09.2011
14.09.2011
14.09.2011
Czas
pomiaru
15:15-15:30
06:00-06:15
15:15-15:30
08:00-08:15
10:00-10:15
Miejsce
pomiaru
A 73 Venlo
A73 Overloon
A73 Overloon
A73 Sint Joost
A73 Sint Joost
Poziom haáasu
LEQ
72,34
72,69
74,19
71,85
70,45
NatĊĪenie
ruchu E
1642,4
1024,0
1826,0
2772,4
1565,2
Z analizy tych dwóch badaĔ wynika, Īe równowaĪny poziom haáasu niewiele zmienia siĊ w funkcji natĊĪenia ruchu. MoĪna przyjąü, Īe podobieĔstwo
wyników jest funkcją podobnej prĊdkoĞci pojazdów, jaka obowiązuje pojazdy
na autostradzie (prawdopodobnie dopuszczalnej).
Inne badanie przeprowadzone przez ww. zespóá dotyczyáo skutecznoĞci
ekranowania drogi przed emisjĊ haáasu do otoczenia. Badanie przeprowadzono
przy autostradzie A59 w Holandii. Fragment wyników tych badaĔ zamieszczono w tabeli 4 [3].
179
Tabela 4. Wyniki pomiarów haáasu w otoczeniu autostrady A59 w Holandii [3]
Table 4. Results of noise measurement in surroundings of A59 highway in the
Netherlands [3]
Lp.
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
Godzina
pomiarów
14:59:56
15:00:00
15:22:00
15:37:00
15:46:18
15:52:00
15:52:00
16:07:00
16:07:00
16:22:00
16:22:00
16:35:51
16:40:04
16:39:58
16:55:00
16:54:59
Czas
trwania pomiarów
00:04:00
00:04:08
00:15:00
00:15:00
00:00:48
00:15:00
00:15:00
00:15:00
00:15:00
00:02:23
00:02:23
00:03:05
00:04:59
00:05:00
00:15:00
00:15:00
LEQ
MAX
MIN
Stanowisko
71,1
71,9
71,9
72,2
67,2
81,6
72,4
84,5
72,3
82,1
73,2
83,6
84,2
71,9
70,4
73,3
84,4
81,4
88,4
88,8
80,3
92,4
83,5
93,7
82,7
93,5
85,3
92,9
93,5
81,8
80,9
87,9
60,6
59,6
57,2
58,1
63,4
63,5
57,9
64,9
58,7
66,6
60,3
65,8
65,1
59,0
62,8
57,6
1
2
2
2
1
3
4
3
4
3
4
3
3
4
1
2
Tabela 4 zawiera wyniki pomiaru dokonanego na dwóch stanowiskach
pomiarowych zsynchronizowanych w czasie: raz przy braku ekranu dĨwiĊkocháonnego na poboczu drogi i drugi raz przy jego wystĊpowaniu. W przypadku
braku ekranu dĨwiĊkocháonnego instrumenty ustawiono w odlegáoĞci 10 m od
Ğrodka jezdni (stanowisko 2 prezentowane na rysunku 4) oraz 20 m (stanowisko
1), a w przypadku wystĊpowania ekranu: bezpoĞrednio przed ekranem (stanowisko 3 prezentowane na rysunku 5) oraz 10 m za ekranem (stanowisko 4).
Wyniki pomiarów wykonanych w tym samym momencie czasowym zostaáy
wyróĪnione jednolitym táem o róĪnej szaroĞci.
Rys. 4. Stanowisko sonometru ustawione w odlegáoĞci 10 m od Ğrodka jezdni
(Ĩródáo: wáasne)
Fig. 4. Position of sonometer placed within 10m from the centre of the road
(source: own)
180
Rys. 5. Stanowisko sonometru ustawione bezpoĞrednio przy ekranie dĨwiĊkocháonnym
Fig. 5. Position of sonometer placed directly at the sound-absorbing screen
(source: own)
Z analizy przeprowadzonych pomiarów wynika duĪa skutecznoĞü ekranowania dróg. Ma to szczególnie znaczenie na drogach o znaczącym natĊĪeniu
ruchu, jaki wystĊpuje na autostradach i drogach szybkiego ruchu.
Trzecim czynnikiem, który wpáywa emisjĊ haáasu komunikacyjnego, jest
rodzaj nawierzchni drogowej i związane z nim prace utrzymaniowe. W wyniku
eksploatacji kaĪda nawierzchnia ulega degradacji, dlatego okresowo wystĊpuje
koniecznoĞü jej naprawy. Prace te, wymagające uĪycia ciĊĪkich maszyn, wywoáują wyjątkowo uciąĪliwy haáas i drgania. Zgodnie z obowiązującymi w Polsce
przepisami, warstwa Ğcieralna nawierzchni drogowej powinna byü wymieniana
w okreĞlonym czasie. Tak restrykcyjne warunki (odnosząc je do moĪliwoĞci
technicznych kraju), wszĊdzie tam, gdzie są realizowane, wprowadzają trzy rodzaje zagroĪeĔ: 1 – zagroĪenie bezpieczeĔstwa wynikające z zakáócenia páynnego ruchu po drodze (wymianĊ nawierzchni wykonuje siĊ najczĊĞciej przy
ograniczeniu pasów ruchu), 2 – zwiĊkszenie poziomu haáasu poprzez wprowadzenie maszyn roboczych oraz 3 – utrzymanie wysokiej emisji szkodliwych
gazów w wytwórniach mas bitumicznych. W celu zmniejszenia cyklu wymiany
zuĪytej warstwy Ğcieralnej nawierzchni stosuje siĊ coraz to nowsze, bardziej
przyjazne Ğrodowisku technologie. Mają one ograniczyü emisjĊ szkodliwych
substancji do otoczenia, ale takĪe obniĪyü poziom wytwarzanego haáasu podczas prac renowacyjnych. JeĞli uwzglĊdni siĊ dodatkowo fakt, Īe odspojona
zuĪyta warstwa Ğcieralna musi byü odtransportowania do przetwórni odpadów
drogowych, a na jej miejsce musi byü przywieziona nowa masa bitumiczna, to
takĪe odcinki dróg, po których poruszaü siĊ bĊdą pojazdy transportowe, obciąĪone zostaną dodatkowym Ĩródáem haáasu.
Innym zagadnieniem, objĊtym programem studenckiego obozu naukowego
w Holandii, byáo zapoznanie siĊ uczestników z nowoczesną technologią wytwarzania mieszanki mineralno-asfaltowej, pozwalającej na obniĪenie emisji CO2
do atmosfery w porównaniu z innymi rodzajami mieszanek [1], co przedstawia
dla produkcji MMA w Holandii wykres na rysunku 6.
181
Emisja CO2
Rys. 6. Wykres porównania emisji CO2 dla poszczególnych technologii [1]
Fig. 6. Graph of comparison CO2 issue for each technologies [1]
Podczas produkcji mieszanki w technologii LEAB, emisja CO2 utrzymuje
siĊ na poziomie 14,3 kg na 1 tonĊ mieszanki. W porównaniu do SMA
(stosowanej w Polsce) uzyskuje siĊ emisjĊ niĪszą o 35%. Dla porównania asfalt
porowaty osiąga wartoĞü okoáo 18 kg/tonĊ mieszanki, co równieĪ naleĪy uznaü
za wynik istotnie lepszy od mieszanki SMA [1]. Profil ekologiczny mieszanki
LEAB przestawiono na rysunku 7.
Rys. 7. Profil ekologiczny mieszanki LEAB [2]
Fig. 7. Ecological profile of the mixture LEAB [2]
Na podstawie badaĔ wykonanych w Laboratorium w Utrechcie przeprowadzono charakterystykĊ oddziaáywania na Ğrodowisko mieszanki LEAB (wyniki
przedstawiono na powyĪszym wykresie). W spektrum badaĔ znalazáy siĊ nastĊpujące pozycje mające wpáyw na: globalne ocieplenie, warstwĊ ozonową, toksycznoĞü dla czáowieka, zasoby wodne, glebĊ (ziemska ekotoksycznoĞü), utlenianie fotochemiczne, zakwaszanie, eutrofizacjĊ, energiĊ wykorzystywaną podczas procesu produkcji, iloĞü odpadów. EkotoksycznoĞü pojmowana jest jako
cecha substancji mogąca spowodowaü natychmiastowe lub opóĨnione ryzyko
dla jednego lub wiĊcej fragmentów Ğrodowiska. Na wykresie podano procentowe wartoĞci toksycznoĞci w odniesieniu do StAB (tradycyjna mieszanka betonu
182
asfaltowego do ukáadania na ciepáo). Wynika z niego, Īe w porównaniu z typowymi mieszankami do ukáadania na gorąco mieszankĊ LEAB charakteryzuje
znacznie mniejsze zuĪycie energii (o okoáo 30%) oraz relatywnie mniej destrukcyjny wpáyw na Ğrodowisko naturalne aniĪeli mieszanki tradycyjne do
ukáadania na ciepáo. Na rysunku 8 przedstawiono przebieg badaĔ i poszczególne fazy procesu wytwarzania.
MJ/tonħ
150
Faza I
Faza II
Faza III
100
70
50
0
50
100
150
o
[ C]
Rys. 8. Wykres faz badaĔ mieszanki mineralno-asfaltowej LEAB [1]
Fig. 8. Graph phases of research the mineral-asphalt mixture LEAB [1]
Zgodnie z wykresem (rys. 8) oszczĊdnoĞü energii wystĊpuje w fazie II,
podczas której podgrzewa siĊ wszystkie skáadniki do temperatury 95oC, a nastĊpnie utrzymuje siĊ staáą temperaturĊ.
W laboratoriach firmy BAM Wegen prowadzone są równieĪ inne badania.
Przy wykorzystaniu kamery termowizyjnej porównuje siĊ rozkáad temperatur na
nawierzchni mieszanki LEAB i tradycyjnej mieszanki mineralno-asfaltowej. Na
podstawie uzyskiwanych wyników moĪna stwierdziü, zgodnie z przewidywaniami, Īe temperatura na powierzchni ukáadanej przy uĪyciu LEAB byáa jednakowa, natomiast w przypadku mieszanki ukáadanej na gorąco zakres i rozkáad
temperatur byá bardzo nierównomierny.
Produkcja i stosowanie mieszanek mineralno-asfaltowych do ukáadania „na
gorąco” wymaga, aby materiaá byá podgrzewany do temperatury 135-180oC.
WysokoĞü temperatury wynika z lepkoĞci lepiszcza bitumicznego i jest niezbĊdna w celu zapewnienia równomiernego, dokáadnego otoczenia kruszywa
asfaltem. W przypadku LEAB (ang. Low Energy Asphalt Concrete) temperatura
wytwarzania oscyluje w wartoĞciach zbliĪonych do 100oC. Aby moĪliwa byáa
do zrealizowania wystarczająco niska lepkoĞü wiązania (zapewniająca sposobnoĞü efektywnej agregacji mineraáów), konieczne jest dodanie bitumu
w postaci piany. Zasada uĪywania spienionego bitumu do budowy dróg nie jest
nowa i byáa juĪ wczeĞniej wykorzystywana, jednakĪe w powodu wygaĞniĊcia
patentów w ostatniej dekadzie nabraáa nowego wymiaru i jest coraz bardziej
popularna [1, 2]. Na rysunku 9 przedstawiono widok urządzenia sáuĪącego do
wytwarzania spienionego bitumu.
183
Rys. 9. Widok stanowiska do wytwarzania spienionego bitumu (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 9. View of position to the production foamy bitumen (source: own)
Wprowadzenie do gorącego bitumu maáej (kontrolowanej) iloĞci wody,
powoduje jej przeksztaácenie w parĊ wodną oraz wytworzenie piany. Spieniony
bitum ma wiĊkszą lepkoĞü oraz objĊtoĞü, co uáatwia produkcjĊ mieszanki oraz
jej ukáadanie na ciepáo.
Do prawidáowego wykonania badaĔ okreĞlających podstawowe cechy
wpáywające na mieszankĊ LEAB (wraĪliwoĞü próbki mieszanki na wodĊ,
sztywnoĞü i odpornoĞü na zmĊczenie, odpornoĞü na trwaáe odksztaácenia),
wymagany jest szereg specjalistycznych urządzeĔ i mierników. Na rysunku 10
przedstawiono widok stanowiska do zagĊszczania mieszanek wyprodukowanych
w laboratorium.
Istotną kwestią jest zapewnienie wáaĞciwego wymieszania skáadników
mieszanki mineralno-asfaltowej. Na rysunku 11 przedstawiono mieszalnik.
Rys. 10. Widok stanowiska do
zagĊszczania mieszanek (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 10. View of position to
the inspissation of mixtures (source: own)
Rys. 11. Widok mieszalnika
Fig. 11. View of the stirring apparatus
(source: own)
Urządzenie wykonano specjalnie na potrzeby laboratorium, poniewaĪ do
produkcji mieszanki w technologii LEAB niezbĊdne jest zapewnienie wáaĞciwego stopnia poáączenia skáadników mieszanki.
Firma BAM Wegen rozpoczĊáa badania nad LEAB w roku 2002. Początkowo realizacja tej idei wydawaáa siĊ nieosiągalna, jednakĪe wraz z postĊpem
184
badaĔ staáo siĊ to wykonalne. W 2007 roku zapoczątkowano postĊpujący sukcesywnie wzrost produkcji mieszanki LEAB na wiĊkszą skalĊ. Początkowo iloĞü
produkowanej mieszanki nie byáa imponująca, gdyĪ nie byáo pewne, czy koncepcja znajdzie zastosowanie w rzeczywistoĞci. W 2010 roku produkcja siĊgaáa
juĪ 60000, a w roku 2011 í 110000 ton, z czego aĪ 90000 ton przeznaczono dla
inwestycji związanych z budową autostrad.
Technologia produkcji LEAB sprawdziáa siĊ na budowach w Holandii, co
wzbudziáo zainteresowanie innych krajów. Patent na technologiĊ produkcji
mieszanki LEAB posiada holenderska firma BAM Wegen. KoncesjĊ na to innowacyjne rozwiązanie zakupiáa juĪ od niej Japonia. Ze wzglĊdu na walory ta
technologia powinna byü w przyszáoĞci równieĪ objĊta transferem technologii
do Polski.
Bardzo waĪnym czynnikiem, mającym decydujący wpáyw na stan Ğrodowiska naturalnego w otoczeniu dróg, jest sposób odprowadzania wód opadowych z ich powierzchni oraz ewentualna utylizacja szkodliwych związków
w nich zawartych. Aktualne dziaáania w tym zakresie kierowane są przede
wszystkim na projekty odpowiedniego zagospodarowania bezpoĞredniego otoczenia drogi. Budowa rowów retencyjnych o okreĞlonych wymaganiach technicznych i dostosowanych do lokalnych warunków geotechnicznych staje siĊ
aktualnie podstawowym imperatywem w projektowaniu dróg. Dotyczą one:
odizolowania napáywu wód opadowych spoza obszaru drogi, zapewnienie przez
zbiorniki retencyjne okreĞlonej pojemnoĞci na wody spáywające z nawierzchni
drogowej, coraz szerszego stosowania europejskich norm i ich transferu na polskie warunki [1].
PODSUMOWANIE
Przedstawione badania, wykonywane na nowoczesnych drogach Holandii,
pozwoliáy na zapoznanie studentów z innowacyjnymi rozwiązaniami stosowanymi w budownictwie drogowym zachodniej Europy. Pomoc finansowa, którą
Polska otrzymuje w ramach budĪetu Unii oraz liczne programy wspóápracy
miĊdzynarodowej powinny byü podstawą dalszej wymiany doĞwiadczeĔ miĊdzy firmami polskimi a zachodnimi í zarówno dla dobra nauki polskiej, jak
i ochrony Ğrodowiska.
LITERATURA
[1] Grucka A., Grucki K., 2011. Innowacyjna technologia LEAB jako przykáad mieszanki mineralno-asfaltowej do ukáadania na ciepáo. XI Seminarium Naukowe
Aktualna Problematyka Badawcza: Ciche Nawierzchnie Asfaltowe, Bydgoszcz.
[2] Jacobs M.M.J., van den Beemt C.M.A., Sluer B.W., 2012. Successful Dutch
Experiences with Low Energy Asphalt Concrete. BAM Wegen bv, Department of
Technology and Development (T&O), Utrecht, the Netherlands.
185
[3] Jendryczka M., 2011. Stan prawny oraz normy w zakresie projektowania i realizacji
przejĞü dla zwierząt oraz przylegáych nasypów. XI Seminarium Naukowe Aktualna
Problematyka Badawcza: Ciche Nawierzchnie Asfaltowe, Bydgoszcz.
[4] Martinek W., Tokarski Z., Chojnacki K., 2012. Organizacja budowy asfaltowych
nawierzchni drogowych. PWN Warszawa.
[5] Olenkiewicz P., Pietrzak K., 2011,.Utrzymanie obiektu zbudowanego w ramach
PPP na przykáadzie autostrady A59 w Holandii. XI Seminarium Naukowe Aktualna
Problematyka Badawcza: Ciche Nawierzchnie Asfaltowe, Bydgoszcz.
[6] OtrĊbski D., Pietrzak K., 2011. Analiza poziomu haáasu komunikacyjnego na przykáadzie wyników pomiarów terenowych w Holandii. XI Seminarium Naukowe Aktualna Problematyka Badawcza: Ciche Nawierzchnie Asfaltowe, Bydgoszcz.
[7] Rutkowski S., 2010. Ranking opon í jak bada siĊ haáas i komfort opon? Oponeo.pl
Internet.
[8] Tokarski Z., Kujawski E., 2012. Transfer innowacyjnych technologii stosowanych
przy budowie autostrad jako element wspomagający ochronĊ Ğrodowiska. [W:] InĪynieria i ochrona Ğrodowiska, M. Granops (red.), Wyd. Uczeln. UTP w Bydgoszczy, 187-207.
THE ROAD INFLUENCE ON THE ENVIRONMENTAL NOISE
POLLUTION
Abstract. In the present article examinations of Student Scientific Circle
conducted as part of the Department of the production engineering and
Management in a Civil Engineering of UTP was presented Results of these
studies indicate on permanent improving methods of the assessment of the
impact of road buildings for the environment surrounding them, the
importance of issues of limiting the noise emission and his level, and seeking
innovative ways in implementations of this type results from them of under
-takings. A wide range of described examinations shows also to need of the
constant modernization of programs instruction on technical studies which
taking into account the issue of the care for the state of the natural
environment. The noise and methods of limiting him in the road construction
which in this study is a central epigraph, are a good example of the
accomplishment of this task.
Keywords: road construction, norms, road, noise, recycling, technologies
TRANSFER INNOWACYJNYCH TECHNOLOGII
STOSOWANYCH PRZY BUDOWIE AUTOSTRAD JAKO
ELEMENT WSPOMAGAJĄCY OCHRONĉ ĝRODOWISKA
Zbigniew Tokarski, Edward Kujawski*1
Streszczenie. Praca zawiera opis problemów wynikających z realizacji nawierzchni drogowych z zastosowaniem asfaltu porowatego. Podstawą opracowania są procedury tej innowacyjnej technologii okreĞlone w normach krajowych i europejskich. Na bazie zdobytych doĞwiadczeĔ na budowach w Holandii przedstawiono zasady prawidáowego wykonania takich nawierzchni
oraz wpáyw poszczególnych czynnoĞci na zanieczyszczanie Ğrodowiska.
Transfer technologii związanych z budową i uĪytkowaniem dróg, sprawdzonych na budowach zachodniej Europy, pozwoli zmniejszyü negatywne dla
Ğrodowiska wpáywy wielu czynników opisanych w niniejszej pracy.
Sáowa kluczowe: budownictwo, normy, droga, recykling, technologie
WSTĉP
Wprowadzone w ostatnim czasie normy serii PN-EN oraz Wymagania
Techniczne WT-1, WT-2, WT-4 i WT-5 pozwalają na wykorzystanie doĞwiadczeĔ krajów zachodnich w zakresie stosowania najnowszych technologii w budownictwie drogowym. Ma to istotne znaczenie zarówno dla gospodarki polskiej,
jak i dla realizacji idei zrównowaĪonego rozwoju kraju. Realizacja tej idei sáuĪy
bowiem ochronie Ğrodowiska naturalnego oraz ludnoĞci zamieszkaáej bezpoĞrednio w otoczeniu dróg. Do najnowszych rozwiązaĔ technologicznych, uwzglĊdniających te cele, naleĪy niewątpliwie budowa nawierzchni z zastosowaniem konstrukcji warstw typu „asfalt porowaty”. Definicje tego asfaltu zawarte są w dwóch
dokumentach, które dotyczą caáej Unii Europejskiej – w normie EN-13 108-7
oraz w krajowym dokumencie aplikacyjnym WT-2. Zgodnie z normą 13 108-7
Mieszanki mineralno-asfaltowe. Wymagania. CzĊĞü 7: Asfalt porowaty z roku
2008, definicja asfaltu oznacza „mieszankĊ mineralno-asfa-ltową (MMA) z lepiszczem przygotowanym tak, aby uzyskaü bardzo duĪą zawartoĞü poáączonych
wolnych przestrzeni, które umoĪliwiają przepáyw wody i powietrza w celu zapewnienia wáaĞciwoĞci drenaĪowych i zmniejszających haáas” [2].
Ze wzglĊdu na fakt, Īe utrzymanie takiej nawierzchni jest bardzo trudne,
norma podaje równieĪ charakterystyczne wskaĨniki do prawidáowej eksploatacji warstwy Ğcieralnej oraz nowe pojĊcia dotyczące rekonstrukcji tej warstwy po
okresie gwarancji. Dotyczy to przede wszystkim pojĊcia destruktu asfaltowego, które zostaáo okreĞlone w normie PN-EN 13108-8, a wymagania í w nor* dr inĪ. Zbigniew TOKARSKI, prof. dr hab. inĪ. Edward KUJAWSKI, Wydziaá Budownictwa
188
mie europejskiej EN 13108-7. Jest to istotne, gdyĪ te dwa elementy: zuĪywanie
siĊ warstwy Ğcieralnej oraz dziaáania związane z jej rekonstrukcją í naleĪą do
najbardziej uciąĪliwych dla Ğrodowiska czynników.
NaleĪy dodaü, Īe zarówno dopuszczalne kombinacje normowych wymagaĔ, jak i identyfikacja są okreĞlone, a zaáącznik ZA zawiera podstawowe informacje o postanowieniach dotyczących podstawowych aktów prawnych stosowanych w paĔstwach zachodnich od początku wprowadzania tych technologii
na drogach europejskich. Podana norma serii EN zostaáa opracowana na podstawie Mandatu M/124-Wyroby budowlane udzielonego przez CEN (Europejski Komitet Normalizacyjny) oraz KomisjĊ Europejską i Europejskie Stowarzyszenie Wolnego Handlu. Informacjom tym towarzyszy oznakowanie CE.
WàAĝCIWOĝCI DRENAĩOWE ASFALTU POROWATEGO
Odprowadzanie wód opadowych z nawierzchni drogowej ma istotne znaczenie dla bezpieczeĔstwa ruchu oraz zanieczyszczania otaczającego Ğrodowiska. Istnieje zatem problem techniczny jak najwáaĞciwszego rozwiązania tego
problemu, który wiąĪe siĊ bezpoĞrednio z wáaĞciwoĞciami poáoĪonego asfaltu.
W normie PN-EN 13108 podano najwaĪniejsze wáaĞciwoĞci dla asfaltu porowatego, które dotyczą zawartoĞci wolnych przestrzeni i przepuszczalnoĞci [2]:
x minimalna zawartoĞü wolnych przestrzeni Vmin,
x maksymalna zawartoĞü wolnych przestrzeni Vmax,
x przepuszczalnoĞü pozioma Kb,
x przepuszczalnoĞü pionowa Kv .
Ze wzglĊdu na niszczące dziaáanie ruchu drogowego podano m.in.:
x wskaĨnik wytrzymaáoĞci na rozciąganie poĞrednie ITRS,
x ubytek ziaren PL.
Kategoria Vmin i Vmax
ZawartoĞü wolnych przestrzeni jest zgodna z normą EN-13108-20: 2005
i powinna byü zgodna z wartoĞciami podanymi w tabelach 1 i 2.
Tabela 1. Minimalna zawartoĞü wolnych przestrzeni [2]
Table 1. Minimum content of empty spacer [2]
Kategoria Vmin
Vmin28
Vmin26
Vmin24
Vmin22
Vmin20
Vmin18
Vmin16
Vmin14
VminNR
Minimalna zawartoĞü wolnych przestrzeni [%]
28,0
26,0
24,0
22,0
20,0
18,0
16,0
14,0
brak wymagaĔ
Transfer innowacyjnych technologii...
189
Tabela 2. Maksymalna zawartoĞü wolnych przestrzeni [2]
Table 2. Maximum content of empty spaces [2]
Kategoria Vmax
Vmax32
Vmax30
Vmax28
Vmax26
Vmax24
Vmax22
Vmax20
Vmax18
VmaxNR
Minimalna zawartoĞü wolnych przestrzeni [%]
32,0
30,0
28,0
26,0
24,0
22,0
20,0
18,0
brak wymagaĔ
W normie EN 13108-7 podano, Īe „asfalt porowaty przeznaczony jest do
warstw Ğcieralnych. MoĪe byü wbudowany w wiĊcej niĪ jedną warstwĊ” [2]. Na
rysunku 1 pokazano ukáad dwóch warstw z asfaltu porowatego. Warstwa górna
o gruboĞci 2,5 cm wykonana jest z kruszywa o frakcji 4/8, a warstwa dolna
o gruboĞci 4,5 cm, wykonana jest z frakcji 11/16.
Rys. 1. Widok warstw z asfaltu porowatego (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 1. View of layers from the porous asphalt (source: own)
W normie podano równieĪ wartoĞci dla wszystkich krajów czáonkowskich
Unii Europejskiej, jednak dla polskich warunków przyjmuje siĊ, ze najlepszy
zakres wolnych przestrzeni powinien byü zawarty w przedziale 14%-18%.
PrzepuszczalnoĞü
Kategorie przepuszczalnoĞci muszą byü zgodne z normą PN-EN 1310820:2005. Problem dotyczy przepuszczalnoĞci poziomej i pionowej kontrolowanej w czasie budowy i w okresie eksploatacji. W szczególnoĞci naleĪy to odnieĞü do skutecznego odwodnienia warstwy Ğcieralnej wykonanej z asfaltu porowatego. Záy stan nawierzchni moĪe zwiĊkszyü zagroĪenie bezpieczeĔstwa
kierowców oraz moĪe mieü wpáyw na wiĊkszą haáaĞliwoĞü nawierzchni w okresie gwarancji. Normowe wartoĞci przepuszczalnoĞci poziomej i pionowej podano w tabelach 3 i 4.
190
Tabela 3. PrzepuszczalnoĞü pozioma [2]
Table 3. Horizontal penetrability [2]
Kategoria Kb
Kb4,0
Kb3,5
Kb3,0
Kb2,5
Kb2,0
Kb1,5
Kb1,0
Kb0,5
Kb0,1
KbNR
Minimalna przepuszczalnoĞü pozioma [10-3 m/s]
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,1
brak wymagaĔ
Tabela 4. PrzepuszczalnoĞü pionowa [2]
Table 4. Perpendicular penetrability [2]
Kategoria Kb
Kv4,0
Kv3,5
Kv3,0
Kv2,5
Kv2,0
Kv1,5
Kv1,0
Kv0,5
Kv0,1
KbNR
Minimalna przepuszczalnoĞü pozioma [10-3 m/s]
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,1
brak wymagaĔ
OdpornoĞü na dziaáanie wody
OdpornoĞü na dziaáanie wody wiąĪe siĊ z wytrzymaáoĞcią na rozciąganie
poĞrednie. Kategorie wskaĨnika na to rozciąganie podano w tabeli 5.
Tabela 5. WartoĞci minimalnego wskaĨnika ITSR [2]
Table 5. Values of the minimum indicator ITSR [2]
Kategoria ITSR
ITSR100
ITSR90
ITSR80
ITSR70
ITSR60
ITSR50
ITSRNR
Minimalny wskaĨnik wytrzymaáoĞci na rozciąganie poĞrednie [%]
100
90
80
70
60
50
brak wymagaĔ
191
Ubytek ziaren
Maksymalny ubytek ziaren ma wpáyw na szorstkoĞü nawierzchni oraz gruboĞü
warstwy Ğcieralnej. Uszkodzenie warstwy Ğcieralnej moĪe powodowaü zmniejszenie
odpornoĞci na Ğrodki odladzające w zimowym utrzymaniu nawierzchni drogowej. WartoĞci kategorii związanej z ubytkiem ziaren podano w tabeli 6.
Tabela 6. WartoĞci minimalnego wskaĨnika ITSR [2]
Table 6. Values of the minimum indicator ITSR [2]
Kategoria PL
PL10
PL15
PL20
PL30
PL40
PL50
PLNR
Maksymalny ubytek ziaren [%]
10
15
20
30
40
50
brak wymagaĔ
JakoĞü mieszanki asfaltu porowatego przewidzianej do wykonania warstwy
Ğcieralnej równieĪ podano w normie PN-EN 13108. W tabeli 7 przedstawiono
trzy kombinacje normowych wymagaĔ dla pojedynczej mieszanki. Dla danej
mieszanki naleĪy wybraü jedną z trzech kombinacji. Norma odnosi siĊ równieĪ
do trwaáoĞci asfaltu porowatego. W normie podano, Īe asfalt porowaty moĪna
uwaĪaü za trwaáy „w rozsądnym okresie eksploatacyjnym”.
Tabela 7. Dopuszczalne kombinacje wymagaĔ [2]
Table 7. Admissible combinations of requirements [2]
Wymaganie
ZawartoĞü lepiszcza
Uziarnienie
Minimalna zawartoĞü wolnych przestrzeni
Maksymalna zawartoĞü wolnych przestrzeni
PrzepuszczalnoĞü pozioma
PrzepuszczalnoĞü pionowa
ITSR
Utrata ziaren
1
x
x
x
x
x
x
Kombinacje
2
x
x
x
x
x
x
2
x
x
x
x
x
x
Dokument dostawy mieszanki powinien zawieraü co najmniej nastĊpujące
informacje w celu identyfikacji wyrobu:
x producent i wytwórnia,
x kod identyfikujący mieszanki mineralno-asfaltowej,
x oznaczenie mieszanki mineralno-asfaltowej.
192
Informacje dotyczące wymaganego oznakowania towarzyszą wyrobowi
i dotyczą znakowania CE oraz etykietowania.
W warstwach porowatych istotny jest dobór lepiszcza, które ma poáączyü
kruszywa zgodnie z wymaganiami podanymi w tabelach 2 i 3. Rodzaj asfaltu
drogowego, typ i rodzaj asfaltu modyfikowanego powinny byü okreĞlone.
W przypadku asfaltu drogowego jego rodzaj naleĪy wybraü pomiĊdzy 35/50
a 250/330 wáącznie. Z uwagi na duĪą zmiennoĞü warunków klimatycznych, obciąĪenia ruchem i uĪyte materiaáy konieczne moĪe byü wybranie okreĞlonych
lepiszczy na poziomie regionalnym, co w przypadku polskiej sieci drogowej
odnosi siĊ do lokalnej iloĞci przejĞü temperatury powietrza przez zero i potrzeby
dostosowania do lokalnej gruboĞci warstwy przemarzania. Podstawową wáaĞciwoĞcią jest adhezja asfaltu do kruszywa. Záy dobór lepiszcza spowoduje ubytki
ziaren w warstwie Ğcieralnej i utratĊ szorstkoĞci powierzchni tej warstwy.
NaleĪy zauwaĪyü, Īe uszkodzenia warstwy Ğcieralnej, wyraĪające siĊ ubytkami ziaren czy utratą szorstkoĞci nawierzchni wynikających ze zmniejszenia
odpornoĞci na chemiczne Ğrodki odladzające, stanowią kolejny czynnik wpáywający negatywnie na otaczające Ğrodowisko. ZwiĊkszenie Ğrodków chemicznych,
spáywających z czasem poza drogĊ, ma bezpoĞredni, negatywny wpáyw na wegetacjĊ rosnących w pobliĪu drogi roĞlin i bytujących drobnych zwierząt [1].
PRODUKCJA MIESZANEK MINERALNO-ASFALTOWYCH DO
UKàADANIA WARSTW POROWATYCH
Podstawowym skáadnikiem niezbĊdnym do produkcji mieszanek mineralno-asfaltowych (MMA) jest kruszywo. Szczegóáowe wymagania dotyczące
kruszyw zalecanych do stosowania przy produkcji MMA podano w wymaganiach technicznych WT-1. WáaĞciwoĞci wybranych wymagaĔ dla kruszyw do
porowatej warstwy wiąĪącej i Ğcieralnej kategorii ruchu KR4-KR6 są nastĊpujące [4]:
x uziarnienie kruszywa grubego (Gc),
x tolerancje uziarnienia (odchyáki),
x zawartoĞü pyáów (f2),
x ksztaát kruszywa FI20 lub SI20,
x procentowa zawartoĞü ziaren o powierzchni przekruszonej i áamanej
(kategoria),
x odpornoĞü kruszywa na rozdrabnianie (LA20),
x odpornoĞü na polerowanie kruszywa (PSV),
x gĊstoĞü ziaren,
x mrozoodpornoĞü (FNACL7),
x grube zanieczyszczenia lekkie (kategoria),
Podano w nich równieĪ wymagane wáaĞciwoĞci dla kruszywa drobnego do
warstwy wiąĪącej i Ğcieralnej oraz wymagane wáaĞciwoĞci wypeániacza dla obu
warstw.
193
W wymaganiach technicznych WT-2 podano z kolei definicjĊ asfaltu porowatego i destruktu zgodnie z normą PN-EN 13108-7, a takĪe granulatu asfaltowego, który okreĞla siĊ jako przetworzony destrukt asfaltowy o udokumentowanej jakoĞci, stosowany jako materiaá skáadowy w produkcji mieszanek mineralno-asfaltowych w technologii „na gorąco”. Podano równieĪ definicjĊ warstwy technologicznej – jako konstrukcyjnego elementu nawierzchni ukáadanego w pojedynczej operacji oraz warstwy konstrukcji – jako konstrukcyjnego
elementu nawierzchni zbudowanego z jednego materiaáu, który moĪe siĊ skáadaü z jednej lub wielu warstw technologicznych [5].
W wymaganiach technicznych wskazano równieĪ technologiĊ transportu
mieszanki mineralno-asfaltowej i wykonania warstw z asfaltu porowatego.
Bardzo waĪnym elementem cyklu Īycia warstw nawierzchni z asfaltu porowatego jest jego okres gwarancji i jego zagospodarowanie po tym okresie.
Jedną z moĪliwoĞci zagospodarowania takiego materiaáu po okresie gwarancji
jest przygotowanie go jako destruktu lub granulatu. Definicje tych materiaáów
zawarte są w normie PN-EN 13108-8 oraz w wymaganiach technicznych WT-1,
a stosowanie destruktu asfaltowego okreĞla norma PN-EN 13108-8.
W normie zapisano to w postaci wyraĪenia „wáaĞciwoĞci destruktu asfaltowego powinny byü zgodne z wymaganiami stosownie do planowanego przeznaczenia. PojĊcie to oznacza, Īe wybór wymagaĔ i okreĞlonej kategorii,
w której uĪywana bĊdzie dana mieszanka, zaleĪy od wielu czynników. Czynniki
te obejmują natĊĪenie ruchu, warunki klimatyczne, konstrukcjĊ warstwy,
w której uĪywana bĊdzie dana mieszanka oraz wzglĊdy ekonomiczne. Wedáug
norm EN 13108-1 do EN 13108-7 zastosowanie destruktu asfaltowego jest dopuszczalne w okreĞlonej iloĞci i przy dotrzymaniu okreĞlonych wymagaĔ podanych w dokumentach aplikacyjnych. Definicja destruktu podana jest w polskiej
normie PN-EN 13108-8 i okreĞla destrukt jako materiaá w postaci mieszanki
mineralno-asfaltowej uzyskanej w wyniku frezowania warstw asfaltowych,
rozkruszenia páyt wyciĊtych z nawierzchni asfaltowej, bryá uzyskanych z páyt
oraz z mieszanki mineralno-asfaltowej odrzuconej lub bĊdącej nadwyĪką produkcji. Destrukt asfaltowy oznaczony jako RA (ang. Reclaimed Asphalt) moĪe
byü zastosowany do wytwarzania mieszanek mineralno-asfaltowych na gorąco
w otaczarkach zgodnie ze specyfikacjami tych mieszanek.
W normie PN-EN 13108-8 podano równieĪ definicjĊ granulatu asfaltowego – jako „okreĞloną iloĞü materiaáu do uĪycia jako materiaáu skáadowego
w produkcji mieszanek mineralno-asfaltowych na gorąco”. W wymaganiach
technicznych WT-2 przedstawiono takĪe istotne dane dotyczące granulatu asfaltowego. Zestawienie wymagaĔ dotyczących tego materiaáu zawiera tabela 8.
194
Tabela 8. Wymagania dotyczące granulatu asfaltowego [3]
Table 8. Requirements concerning asphalt granulate [3]
Wymagania
ZawartoĞü materiaáów obcych
Rodzaj lepiszcza
JednorodnoĞü
Warstwa nawierzchni
podbudowa
wiąĪąca
Ğcieralna
kategoria Fdec
kategoria F5
od P10 do P15 lub od S80 do S70
dopuszczalny rozstĊp wyników zgodnie z WT-2
Granulat asfaltowy moĪe stanowiü dodatek do mieszanki mineralno-asfaltowej jeĪeli speánione są wymagania dotyczące koĔcowego wyrobu.
Obecnie stosowane są dwie metody dodawania granulatu asfaltowego do mieszalnika otaczarki:
x bez wstĊpnego ogrzewania (metoda „na zimno”),
x ze wstĊpnym ogrzewaniem granulatu asfaltowego (metoda „na ciepáo”).
W metodzie „na zimno” dopuszcza siĊ stosowanie dodatku granulatu asfaltowego w iloĞci nie wiĊkszej niĪ 15% mieszanki mineralno-asfaltowej. W metodzie „na ciepáo” dopuszcza siĊ zgodnie z WT-2 stosowanie dodatku granulatu
asfaltowego w iloĞci 30% masy mieszanki mineralno-asfaltowej. Warunkiem
stosowania granulatu w takiej iloĞci jest wykazanie przez producenta jednorodnoĞci tego materiaáu.
Jako MMA do asfaltu porowatego stosuje siĊ mieszanki o wymiarze D
równym 8 mm oraz 11 mm, a dodatkowo, tylko do warstwy wiąĪącej z asfaltu
porowatego ukáadanej dwuwarstwowo – mieszankĊ mineralno-asfaltową o wymiarze D równym 16 mm. Jako lepiszcze stosuje siĊ asfalty polimerowe PMB
45/80-55, PMB 45/80-65 oraz PMB 65/100-60.
Kontrolowanie procesu produkcji mieszanek mineralno-asfaltowych
Zharmonizowane Normy Europejskie oraz Europejskie Aprobaty Techniczne dotyczące mieszanek mineralno-asfaltowych wprowadzają zasady kontroli procesu produkcji i transportowania MMA. Jednym z nowych pojĊü jest
wprowadzona ocena organoleptyczna za pomocą zmysáów: wzroku, dotyku,
wĊchu, sáuchu itp., rozszerzająca pojĊcie „ocena wzrokowa”. Badanie takie
moĪe wykazaü, czy asfalt jest zgodny z oczekiwaniami osoby sprawdzającej,
ale moĪe byü równieĪ najszybszym sposobem wykrycia wadliwej partii. Podobne zasady odnoszą siĊ do kruszywa, szczególnie w czasie sprawdzania na
skáadowisku, podczas którego moĪna szybko stwierdziü wystĊpowanie zanieczyszczeĔ.
W celu lepszej organizacji procesu produkcji producent mieszanki mineralno-asfaltowej powinien wprowadziü, dokumentowaü i utrzymywaü system
zakáadowej kontroli produkcji. Z zakáadową kontrolą produkcji wiąĪe siĊ ĞciĞle
plan jakoĞci. Plan ten powinien zawieraü opis sposobów postĊpowania, pozwalający na zidentyfikowanie i monitorowanie procesów, które wpáywają bezpo-
195
Ğrednio na jakoĞü i zgodnoĞü wyrobu. W szczególnoĞci plan jakoĞci powinien
uwzglĊdniaü:
x strukturĊ organizacyjną producenta odnoszącą siĊ do zgodnoĞci i jakoĞci wyrobu,
x nadzór nad dokumentacją,
x procedury kontroli materiaáów skáadowych oraz wyrobów dostarczonych przez zamawiającego,
x sterowanie procesami,
x wymagania dotyczące obchodzenia siĊ z wyrobem i jego przechowywania,
x kalibracjĊ i utrzymanie wytwórni,
x wymagania dotyczące kontroli i badania procesów oraz wyrobów,
x procedury postĊpowania przy stwierdzeniu niezgodnoĞci.
Plan jakoĞci powinien uwzglĊdniaü równieĪ czĊstoĞü kontroli i badaĔ.
Dostawy materiaáów skáadowych powinny zapewniü osiągniĊcie i utrzymanie planowanego poziomu produkcji. Inne rodzaje materiaáu naleĪy transportowaü i przechowywaü w taki sposób, aby uniknąü ich wymieszania, zanieczyszczenia lub pogorszenia wáaĞciwoĞci, co moĪe wpáynąü na jakoĞü produkowanego wyrobu. Istotne jest teĪ zabezpieczenie skáadowanych materiaáów
przed roznoszeniem ich przez wiatr. Drobne frakcje wielu materiaáów mogą
bowiem byü przenoszone nawet na duĪe odlegáoĞci, zanieczyszczając ogromne
obszary Ğrodowiska.
Wymienione wymagania ogólne naleĪy uszczegóáowiü w zakresie wymagaĔ dotyczących danej wytwórni. Wymagania te muszą obejmowaü:
x procedury kontroli kruszyw dostarczanych na skáadowisko,
x etykietowanie zasieków i silosów przeznaczonych do skáadowania materiaáów,
x ogrzewanie, regulacjĊ temperatury i izolacji zbiorników,
x etykietowanie zbiorników,
x kontrolĊ dostawy asfaltów do odpowiednich zbiorników,
x kontrolĊ dodatków, domieszek, wypeániaczy i destruktu asfaltowego.
Nadzorowanie procesu produkcji zgodnie z planem jakoĞci powinno
uwzglĊdniaü:
x opis przepáywu materiaáów i opis procesów, którym one podlegają od
momentu dostarczenia do wytwórni aĪ do przekazania klientowi (opis
powinien zawieraü schemat technologiczny),
x wykaz procedur, które naleĪy zastosowaü, aby zachowaü zgodnoĞü ze
specyfikacją,
x plan monitorowania przebiegu procesów.
196
Plan zapewnienia jakoĞci powinien zawieraü procedury dotyczące przemieszczania, skáadowania i dostarczania MMA w sposób zapewniający minimum
segregacji lub obniĪania jakoĞci oraz w ustalonym zakresie temperatur [1].
PROJEKTOWANIE I WYKONYWANIE NAWIERZCHNI
TYPU „ASFALT POROWATY”
Projektowanie i wykonywanie nawierzchni drogowej mają szczególne znaczenie dla minimalizowania uciąĪliwoĞci, jakie wprowadza droga do Ğrodowiska. Dobrze zaprojektowana i wáaĞciwie wykonana nawierzchnia zachowuje
przez dáuĪszy okres swą trwaáoĞü ,a jej eksploatacja jest taĔsza. Podstawowym
parametrem nawierzchni z asfaltu porowatego jest jej gruboĞü. W doborze gruboĞci i ukáadu warstw nawierzchni drogowej moĪna stosowaü katalogi projektowania konstrukcji nawierzchni drogowych z uwzglĊdnieniem zapisów wymagaĔ technicznych WT-2. JeĪeli projektowana gruboĞü warstwy podbudowy
asfaltowej jest wiĊksza niĪ najwiĊksza dopuszczalna gruboĞü warstwy technologicznej, to warstwĊ podbudowy pod warstwy typu asfalt porowaty naleĪy
ukáadaü w kilku warstwach technologicznych (w tym równieĪ w mieszanek
podanych w wymaganiach technicznych WT-4 i WT-5, tj. mieszanek z kruszyw
niezwiązanych i związanych hydraulicznie).
Projekt konstrukcji nawierzchni, ukáad warstw, ich gruboĞü oraz typ mieszanki mineralno-asfaltowej okreĞla dokumentacja projektowa, natomiast wybór materiaáów do mieszanki mineralno-asfaltowej oraz zaprojektowanie skáadu
mieszanki MA naleĪy do producenta MMA.
Jak wspomniano, warstwy typu porowatego mają uáatwiü szybsze odprowadzanie wód opadowych przenikających do nawierzchni. W związku z tym
dobierając materiaáy do poszczególnych warstw nawierzchni trzeba ten aspekt
stale uwzglĊdniaü. NaleĪy unikaü ukáadu warstw, w którym odpáyw wody bĊdzie utrudniony z warstwy poĞredniej pomiĊdzy warstwami szczelnymi. Ukáad
warstw, w którym warstwa wiąĪąca o strukturze czĊĞciowo otwartej jest poáoĪona na szczelnej warstwie podbudowy, moĪe utrudniaü odpáyw wody przenikającej do nawierzchni. MoĪe to wywoáaü zjawisko powstawania pĊcherzy
wskutek parowania wody zatrzymanej w wolnych przestrzeniach warstwy wiąĪącej. JeĪeli mieszanka mineralno-asfaltowa jest dostarczana z kilku wytwórni
lub od kilku producentów, to naleĪy zapewniü zgodnoĞü typu i wymiaru mieszanki oraz speánienie wymagaĔ dokumentacji projektowej, jak równieĪ szczególne warunki, np. barwĊ warstwy Ğcieralnej.
Podczas budowy nawierzchni naleĪy dąĪyü do uáoĪenia wszystkich warstw
z warstwą Ğcieralną wáącznie przed sezonem zimowym, aby zapewniü szczelnoĞü nawierzchni i jej odpornoĞü na dziaáanie wody i mrozu.
Dopuszczenie wykonanej warstwy asfaltowej do ruchu moĪe nastąpiü po
jej scháodzeniu do temperatury maksimum 60oC. Zapewnia to jej odpornoĞü na
deformacje trwaáe. Pozwala teĪ na osiągniĊcie odpowiedniego wskaĨnika ITR,
kategorii przepuszczalnoĞci poziomej i pionowej oraz minimalnej maksymalnej
197
zawartoĞci wolnych przestrzeni. Jest to szczególnie trudne przy ukáadaniu w jednej operacji dwóch warstw porowatych, tj. tak zwanego kompakasfaltu [1, 2].
Projektowanie odwodnienia nawierzchni porowatej
Osobnym problemem jest skáadowanie wody opadowej. W sytuacji gdy
brak jest moĪliwoĞci odprowadzenia wody opadowej z nawierzchni drogi oraz
z obiektów inĪynierskich do urządzeĔ odwodnienia drogi, naleĪy wodĊ opadową odprowadziü do specjalnie wybudowanych w tym celu zbiorników. Zbiorniki te, w zaleĪnoĞci od konstrukcji, powinny speániü nastĊpujące wymagania:
x zapewniü retencjĊ i oczyszczenie wód opadowych,
x przechwytywaü gwaátowne opady.
W szczególnych przypadkach, gdy wymagania ochrony Ğrodowiska bĊdą
wskazywaáy na potrzebĊ oczyszczania wód opadowych z produktów ropopochodnych, zbiorniki na wody opadowe powinny byü uzupeánione dodatkowymi
urządzeniami oczyszczającymi. Do retencji i czyszczenia wód opadowych
moĪna ponadto zastosowaü [1]:
x rowy trawiaste,
x powierzchnie trawiaste,
x rowy infiltracyjne.
Rowy trawiaste stosuje siĊ, gdy spáyw wód opadowych jest nie wiĊkszy
niĪ 40 l/s oraz gdy wody są w niewielkim stopniu zanieczyszczone. Rowy te
powinny speániaü nastĊpujące wymagania:
a) pochylenie podáuĪne dna – 0,2y0,3%,
b) pochylenie skarp nie wiĊksze niĪ 1:3,
c) pokrycie gĊstą trawą wysoko koszoną, odporną na wodĊ zasoloną,
d) grunt rowu przepuszczalny o wspóáczynniku filtracji wiĊkszym niĪ 1,25
cm/h – gdy nie zachodzi niebezpieczeĔstwo zanieczyszczenia wód gruntowych, tj. przy gruntach nienawodnionych i o gáĊbokim poziomie zalegania
wód gruntowych,
e) dno rowu wyposaĪone w przegrody obsypane kamieniami przeciwdziaáającymi wymywaniu gruntu.
Po speánieniu tych wymagaĔ rowy trawiaste mogą byü wykorzystane do
odprowadzania wód opadowych do zbiorników przyjmujących gwaátowne opady bez ich oczyszczenia.
Wymienionych wymagaĔ nie muszą speániaü rowy sáuĪące tylko do przepáywu wód opadowych. Powinny one mieü jedynie wiĊksze pochylenie podáuĪne.
Powierzchnie trawiaste moĪna zastosowaü, gdy spáyw wód opadowych
z obiektu inĪynierskiego jest nieduĪy i są one w niewielkim stopniu zanieczyszczone, a teren w pasie drogowym ma odpowiednią powierzchniĊ, lub gdy istnieje moĪliwoĞü odprowadzenia wód opadowych na teren sąsiedni. Powierzchnie
te powinny speániaü wymagania dotyczące rowów oraz zapewniü równomierne
198
rozprzestrzenianie wód opadowych. Rozprzestrzenianie wód opadowych uzyskuje siĊ w szczególnoĞci za pomocą sztucznych przegród z otworami lub kanaáów wypeánionych kamieniami, usytuowanych poprzecznie do pochylenia terenu trawiastego. WielkoĞü powierzchni trawiastej powinna wynikaü z warunku
oczyszczenia peánej objĊtoĞci wód opadowych z obiektu, przy czasie eksfiltracji
równym siedemdziesiąt dwie godziny.
Rowy infiltracyjne moĪna zastosowaü w przypadku duĪego zanieczyszczenia wód opadowych. Powinny byü one przewidziane w miejscach wystĊpowania gruntu zapewniającego szybkoĞü filtracji nie mniejszą niĪ 0,7 cm/h i gáĊbokiego zalegania wód gruntowych, co wymaga uprzedniego potwierdzenia
poprzez badania gruntu na gáĊbokoĞü 1,5 m poniĪej projektowanego dna rowu.
Rów ten powinien speániaü nastĊpujące wymagania:
a) szerokoĞü w przypadku autostrady –1,0y2,5 m,
b) grunt rodzimy zastąpiony páukanymi rozdrobnionymi kamieniami lub grubym Īwirem o Ğrednicy ziarna 3,15y6,3 cm,
c) Ğciany boczne odizolowane od gruntu materiaáem zabezpieczającym przed
zamuleniem,
d) w górnej czĊĞci zasypki kamiennej umieszczona przekáadka z geowáókniny
filtrującej – zabezpieczająca przed zanieczyszczeniem materiaá wypeániający
rów,
e) dno wypeánione filtrem piaskowym o gruboĞci 15,0y30,0 cm,
f) od strony napáywu wody przewidziane pasmo trawiastego terenu, a po przeciwnej stronie próg przelewowy,
g) wyposaĪenie w studniĊ kontrolną w postaci perforowanej pionowej rury
z odpowiednim przykryciem.
Wymiary rowu infiltracyjnego powinny zapewniü eksfiltracjĊ peánej objĊtoĞci wód opadowych do gruntu w czasie siedemdziesiĊciu dwóch godzin.
Zbiorniki do przechwytywania gwaátownych opadów powinny byü zastosowane w regionach o duĪym natĊĪeniu opadów i przy odprowadzeniu opadów
z obiektów o duĪych powierzchniach. JeĞli warunki topograficzne pozwalają,
powinny byü usytuowane w miejscach naturalnych zagáĊbieĔ terenu nawet
w oddaleniu od obiektu. Zbiorniki te mogą byü wykonywane w zaleĪnoĞci od
rodzaju podáoĪa w szczególnoĞci jako zbiorniki:
x infiltracyjne,
x retencyjne,
x odparowujące.
Muszą one speániaü wymagania Polskiej Normy.
WáaĞciwe rozpoznanie rodzaju gruntów i poziomu wód gruntowych jest
niezbĊdne przy lokalizacji zbiorników filtracyjno-odparowujących. Ich zastosowanie związane jest z odprowadzeniem wody deszczowej z powierzchni
jezdni lub w przypadku asfaltów porowatych z jednej z warstw nawierzchni, po
której woda jest odprowadzana do zamkniĊtych, szczelnych rowów lub kanali-
199
zacji deszczowej. NastĊpnie systemem urządzeĔ oczyszczających (piaskowniki,
separatory) odprowadzana jest juĪ jako produkt oczyszczony do naturalnych
zbiorników, tj. rowów melioracyjnych, rzek lub do gruntu, poprzez zbiorniki
filtracyjno-odparowujące. Istotnym jest, aby zbiorniki te lokalizowane byáy
w miejscach, gdzie w podáoĪu pod zbiornikiem nie zalegają grunty nieprzepuszczalne oraz gdzie poziom wód gruntowych nie powoduje napeániania siĊ
zbiornika. NiezbĊdne jest równieĪ zabezpieczenie zbiornika przed napáywem
wód z otaczającego terenu i spoza nawierzchni drogi. Taki stan rzeczy moĪe
spowodowaü koniecznoĞü wykonania dodatkowych robót ziemnych w celu
wykonania rowów odwadniających wodĊ napáywającą z przylegáego terenu. Ze
wzglĊdu na przedstawione okolicznoĞci przyjmuje siĊ, Īe zbiorniki filtracyjno-odparowujące projektuje siĊ na pojemnoĞü co najmniej 50% wiĊkszą niĪ wynika to z obliczeĔ. Przykáad takiego zbiornika wybudowanego przy autostradzie
o nawierzchni z asfaltu porowatego pokazano na rysunku 2.
1
2
Rys. 2. Widok zbiornika do gromadzenia wody spáywającej z nawierzchni porowatej,
1 – nawierzchnia porowata, 2 – zbiornik przed napeánieniem (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 2. View of the reservoir to the accumulation of water flowing from the porous
surface, 1 – the porous surface, 2 – the reservoir before filling (source: own)
Zbiorniki po peánym zagospodarowaniu (roĞlinnoĞü, ptaki) stanowią element maáej architektury danej drogi, wpisujący siĊ pozytywnie w monotonny
obraz trasy. Ma to pozytywny wpáyw zarówno na zmniejszenie zmĊczenia kierowców, jak i zmniejszenie uciąĪliwoĞci budowli drogowej dla lokalnej przyrody.
Zbiorniki retencyjne znajdują zastosowanie na terenach o bardzo zróĪnicowanej intensywnoĞci opadów deszczu w róĪnych przedziaáach czasowych. Są
poáączone z kanaáami deszczowymi o duĪej Ğrednicy po to, aby w krótkim czasie pomieĞciü napáywające Ğcieki deszczowe z otaczającej zlewni. Aby zapobiec
podtopieniom dróg i lokalnym powodziom, projektowane są zbiorniki retencyjne do miejscowego i chwilowego gromadzenia nadmiaru tych Ğcieków. Zbiorniki są budowane pojedynczo lub w bateriach. OpróĪnianie odbywa siĊ grawitacyjnie poprzez króüce wylotowe lub dodatkowe studnie dáawiące wyposaĪone
w regulatory przepáywu. Dobór liczby i Ğrednicy zbiorników zaleĪy od geome-
200
trii zlewni oraz dostĊpnej powierzchni terenu, w którym zbiornik ma byü posadowiony. Zbiorniki retencyjne mogą byü równieĪ budowane w postaci rurociągu o róĪnej dáugoĞci, zlokalizowanego np. pod drogą samochodową. Dobrze
wykonane zbiorniki mają zdolnoĞü samooczyszczania siĊ. Proces samooczyszczania powoduje, Īe nie ma potrzeby instalowania dodatkowych urządzeĔ spáukujących. Gdy pojemnoĞü komory retencyjnej zbiornika zostanie przekroczona,
nadmiar Ğcieków zostanie odprowadzony bezpoĞrednio do odbiornika za pomocą przelewów. Komora wyposaĪona jest ponadto w czĊĞü dáawiącą, dziĊki której opróĪniana jest w sposób kontrolowany. Instaluje siĊ równieĪ detale uniemoĪliwiające przedostanie siĊ do komory zanieczyszczeĔ.
Zasada zrównowaĪonego rozwoju, a w szczególnoĞci ksztaátowanie i ochrona zasobów wodnych wiąĪe siĊ z racjonalnym przygotowaniem zakresu robót,
uwzglĊdniającym caáoĞciowe traktowanie zasobów wód powierzchniowych
i podziemnych. Gospodarowanie wodami powinno uwzglĊdniaü zasadĊ wspólnych interesów. Jest ono realizowane poprzez wspóápracĊ administracji publicznej, w tym administracjĊ drogową, uĪytkowników wód i przedstawicieli
lokalnych spoáecznoĞci tak, aby uzyskaü maksymalne korzyĞci spoáeczne zarówno w zakresie ochrony zasobów, jak równieĪ komfortu Īycia, a sieü dróg ma
w tym procesie stanowiü miernik rozwoju spoáecznego i gospodarczego kaĪdego paĔstwa.
Transport i ukáadanie MMA
Krótkotrwaáym, bo jedynie podczas ukáadania mieszanek mineralno-asfaltowych, jest problem dostarczania ich na miejsce wbudowania. Transport, jak
kaĪdy inny, wprowadza do Ğrodowiska zanieczyszczenie haáasem, a przewóz
tak specyficznego materiaáu jak MMA – dodatkowo ograniczenia na drogach
przejazdowych i ewentualnie ich zanieczyszczanie. Dlatego zapewnienie wáaĞciwego sposobu transportowania MMA oraz jego rozáadunek jest istotnym
problemem przy planowaniu robót.
Transport mieszanek mineralno-asfaltowych z wytwórni do miejsca wbudowania powinien odbywaü siĊ takimi Ğrodkami do transportu technologicznego, które zapewnią:
x sprawny i szybki zaáadunek, przewóz oraz wyáadunek MMA,
x moĪliwoĞü realizacji zamówienia na MMA w trudnych warunkach terenowych,
x ochronĊ mieszanki przed zanieczyszczeniem i nadmiernym scháodzeniem,
x wykorzystanie wydajnoĞci wytwórni i ukáadarki.
Wyboru Ğrodków do transportu technologicznego MMA naleĪy dokonaü,
kierując siĊ nastĊpującymi zasadami:
x gdy wbudowanie mieszanki mineralno-asfaltowej odbywa siĊ ukáadarką,
do przewozu naleĪy stosowaü samochody samowyáadowcze z wyáadunkiem materiaáu do tyáu,
201
x przy ukáadaniu MMA na maáej szerokoĞci (poszerzenie istniejącej drogi, naprawa kolein) naleĪy stosowaü maáe ukáadarki i jednostki transportowe o mniejszej áadownoĞci,
x przy duĪych powierzchniach ukáadania (autostrady, nawierzchnia z áącznicą, place manewrowe w duĪych magazynach) naleĪy stosowaü wiĊksze jednostki transportowe.
Ponadto na liczbĊ jednostek transportowych wpáyw ma rodzaj mieszanki
i ukáadana warstwa oraz jej gruboĞü. Przy wiĊkszej gruboĞci zuĪywa siĊ wiĊcej
mieszanki, jednak naleĪy pamiĊtaü, Īe warstwa wyrównawcza i wiąĪąca są
ukáadane dáuĪej, a w związku z tym rozáadunek jednostek transportowych równieĪ jest dáuĪszy. Na czas przejazdu i na liczbĊ jednostek transportowych
wpáyw ma trasa przejazdu, stan dróg dojazdowych na budowĊ, odpowiednia
powierzchnia manewrowania i liczba punktów do zawracania.
Realizacja zapotrzebowania na przewóz mieszanki z wytwórni na budowĊ
uwarunkowana jest wieloma czynnikami, które czĊsto wynikają z bieĪących
sytuacji, takich jak: zakáócenia ruchu na trasie przejazdu, zmiana organizacji
robót wynikająca z braku MMA i brak skáadników do produkcji mieszanki mineralno-asfaltowej, a nawet czasem awaria ukáadarki. Brak skáadników i MMA
moĪe spowodowaü zamianĊ wytwórni na inną i w konsekwencji spowodowaü
zmianĊ trasy przejazdu. Awaria moĪe czasowo wstrzymaü dostawy mieszanki
na budowĊ. Wynika z tego, Īe realizacja zapotrzebowania na przewóz w znacznym stopniu wynikaü bĊdzie z prawidáowo przekazywanej informacji i przemyĞlanych decyzji w ciągu caáej zmiany roboczej.
Jednostki transportowe naleĪy tak dobieraü, aby czas transportu MMA nie
byá dáuĪszy niĪ dwie godziny, a warunkiem doboru jednostek transportowych
jest zachowanie wymaganych wáaĞciwoĞci i wymaganej temperatury mieszanki
mineralno-asfaltowej przed wbudowaniem.
Przewóz gorącej MMA odbywa siĊ najczĊĞciej w samochodach samowyáadowczych lub w naczepach o duĪej áadownoĞci. Widok takich jednostek transportowych pokazano na rysunku 3.
a)
b)
Rys. 3. Widok jednostek do transportu technologicznego, a) samochód samowyáadowczy,
b) samochód z naczepa o specjalnym ksztaácie (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 3. View of units to the technological transport; a) the self-dumping car,
b) the car with the semitrailer about the special shape (source: own)
202
Jednym z waĪnych dokumentów jest „Zakáadowa kontrola produkcji”
(ZKP) opisana szczegóáowo w wymaganiach technicznych. Dokument ten odnosi siĊ równieĪ do transportu MMA. Zgodnie z ZKP transport dotyczy dwóch
przypadków:
x gdy producent jest odpowiedzialny za dostawĊ mieszanki samochodem
na budowĊ,
x gdy wykonawca sam odbiera mieszankĊ z wytwórni wáasnym samochodem.
Plan jakoĞci producenta powinien ĞciĞle okreĞliü sytuacjĊ, w której koĔczy
siĊ jego odpowiedzialnoĞü za przemieszczanie, przechowywanie i dostarczanie
MMA.
Transport mieszanki z wytwórni na budowĊ powinien byü zorganizowany
w taki sposób, aby dostarczony materiaá nie ulegá segregacji oraz aby wykazywaá odpowiednią lepkoĞü, niezbĊdną podczas zagĊszczania. WiĊkszoĞü mieszanek mineralno-asfaltowych wymaga odpowiedniego okrycia skrzyni (plandeka
lub szczelne pokrywy górnej czĊĞci skrzyni zamykane mechanicznie z obu
stron). WyziĊbienie mieszanki w trakcie przewozu moĪe byü przyczyną braku
moĪliwoĞci osiągniĊcia odpowiedniego wspóáczynnika zagĊszczenia w trakcie
wbudowywania. Oprócz spadku cech wytrzymaáoĞciowych uáoĪona warstwa
charakteryzuje siĊ wówczas znaczną iloĞcią wolnej przestrzeni powodującej
obniĪenie trwaáoĞci, a nawet ubytki nawierzchni przy realizacji robót w okresie
póĨnej jesieni. Ma to szczególne znaczenie przy wbudowywaniu cienkich
warstw Ğcieralnych.
WielkoĞü obniĪenia temperatury MMA podczas transportu uzaleĪniona jest
od takich czynników, jak:
x prĊdkoĞü transportowania i czas przewozu áadunku,
x iloĞü mieszanki mineralno-asfaltowej w skrzyni (wiĊksza masa áadunku
zwiĊksza jego pojemnoĞü cieplną i obniĪa utratĊ ciepáa) i powierzchnia
wymiany ciepáa przewoĪonego na skrzyni áadunku,
x budowa skrzyni áadunkowej (skrzynie o podwójnych Ğciankach wypeánionych powietrzem lub materiaáem termoizolacyjnym ograniczają
przepáyw powietrza na zewnątrz),
x ksztaát skrzyni áadunkowej (powinien byü taki, aby przepáyw ciepáa
w kaĪdym punkcie byá w przybliĪeniu jednokierunkowy),
x szczelne zamkniĊcie górnej powierzchni skrzyni samochodu,
x stosowane Ğrodki zapobiegające przyklejaniu siĊ mieszanki do burt,
x temperatura powietrza w czasie transportu i ukáadania mieszanki mineralno-asfaltowej.
PrĊdkoĞü transportowania MMA w samochodach do transportu technologicznego zaleĪy od wybranej trasy przejazdu, natĊĪenia ruchu oraz pory dnia
(nocy) przewoĪenia áadunku. Wybór trasy moĪe byü związany z iloĞcią przewoĪonego áadunku, istniejącymi ograniczeniami noĞnoĞci obiektów inĪynierskich
203
oraz godziny (czasu) przejazdu z áadunkiem i bez áadunku. Transport MMA
w godzinach szczytu przewozowego powoduje zmniejszenie prĊdkoĞci transportowej, co zwiĊksza liczbĊ samochodów do transportu technologicznego,
a tym samym zwiĊksza równieĪ iloĞü spalin emitowanych do atmosfery. Dobrze
dobrana trasa eliminuje czĊĞciowo to zjawisko.
Szybki rozáadunek mieszanki na budowie, bez oczekiwania w kolejce, pozwala na utrzymanie wáaĞciwej temperatury mieszanki podczas wyáadunku.
WydajnoĞü ukáadarek na budowie uzaleĪniona jest jednak od páynnego dostarczania mieszanki i utrzymania staáego kontaktu z wytwórnią lub wytwórniami
mieszanki przygotowującymi MMA. TakĪe iloĞü mieszanki w skrzyni ma
wpáyw na zmianĊ temperatury. Przejazd samochodu z czĊĞciowym napeánieniem nie jest korzystny z powodu wycháadzania mieszanki. Dlatego lepszym
rozwiązaniem wydaje siĊ byü zastosowanie samochodu o mniejszej áadownoĞci
skrzyni. Samochód z mniejszym áadunkiem moĪe równieĪ mieü zaplanowaną
krótszą trasĊ ze wzglĊdu na noĞnoĞü obiektów inĪynierskich znajdujących siĊ na
trasie.
WáaĞciwa budowa skrzyni ogranicza w znaczącym stopniu straty ciepáa nie
tylko wewnątrz áadunku, ale równieĪ w czĊĞci przypowierzchniowej, co umoĪliwia transport mieszanki na wiĊksze odlegáoĞci. Istotne wówczas staje siĊ zaplanowanie transportu mieszanki za pomocą wiĊkszych jednostek transportowymi (np. jednostki szeĞcioosiowe). Skrzynie samochodów zabezpieczone są
od góry pokrywami dwuczĊĞciowymi, zamykanymi z obu stron lub są przykrywane plandeką. Podstawowym celem tego zabezpieczenia jest ograniczenie
strat ciepáa na skutek konwekcji wymuszonej (przepáyw wymuszony strumienia
powietrza) i w pewnym stopniu konwekcji swobodnej (spowodowanej róĪnicą
gĊstoĞci nagrzanych i zimnych cząstek) oraz ograniczenie promieniowania.
Przepáyw wymuszony – jako najistotniejszy – ogranicza siĊ poprzez zabezpieczenie skrzyni przed napáywem powietrza przedostającego siĊ nad przewoĪoną
w skrzyni mieszankĊ w miejscach nieszczelnoĞci pomiĊdzy przykryciem a krawĊdzią burty.
W celu zapobiegania przyklejaniu siĊ MMA do Ğcianek skrzyni stosuje siĊ
Ğrodki antyadhezyjne. SkrzyniĊ naleĪy do kolejnego zaáadunku odpowiednio
przygotowaü. Samochód musi zjechaü na osobne stanowisko w celu wyczyszczenia i skropienia Ğrodkiem antyadhezyjnym dna skrzyni i burt. PozostaáoĞci
MMA odspojone z burt w czasie czyszczenia skrzyni wrzuca do specjalnego
kontenera. Po wyczyszczeniu burt bardzo dokáadnie czyĞci siĊ tylną dolną krawĊdĨ skrzyni pod klapą i teĪ skrapia siĊ ją Ğrodkiem zabezpieczającym. Na
rysunku 4 przedstawiono stanowisko do czyszczenia skrzyni wraz z kontenerem
przeznaczonym do wrzucania mieszanki stanowiącej resztki przyklejone do burt
i do dna skrzyni.
204
a)
b)
Rys. 4. Widok stanowiska do czyszczenia skrzyni: a) sprawdzanie krawĊdzi,
b) czyszczenie (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 4. View of the position detergent of the box: a) the check of the edge,
b) the cleaning (source: own)
W czasie transportu mieszanki waĪna jest równieĪ temperatura powietrza
i pora roku realizowanych robót. Wysoka temperatura powietrza uáatwia transport mieszanki, natomiast niska wymaga lepszych zabezpieczeĔ skrzyni i ogranicza transport mieszanki na wiĊksze odlegáoĞci. Niska temperatura powoduje
równieĪ ocháodzenie miejsca ukáadania mieszanki, a tym samym intensyfikuje
oddawanie ciepáa i powoduje koniecznoĞü przyspieszenia caáego procesu ukáadania i zagĊszczania danej warstwy. W celu ochrony temperatury przewoĪonej
mieszanki mineralno-asfaltowej moĪna zastosowaü samochody ze skrzyniami
podgrzewanymi (ze specjalnym obiegiem spalin w ukáadzie wydechowym).
Liczba jednostek transportowych przeznaczonych do transportowania
MMA na budowĊ jest ĞciĞle uzaleĪniona od zastosowanej technologii robót.
Klasycznym rozwiązaniem jest zaplanowanie jednej ukáadarki i wspóápracujących z nią jednostek transportowych, jest to jednak rozwiązanie nieprawidáowe
ze wzglĊdu iloĞü emisji spalin oraz czas wykonania robót np. na autostradzie.
Powoduje ono wydáuĪenie czasu robót i kolejkĊ oczekujących na rozáadunek
samochodów. Wynika to z faktu, Īe ukáadarka po wykonaniu jednego przejazdu
wraca na początek odcinka, co przy maáej prĊdkoĞci jazdy znacznie wydáuĪa
czas oczekiwania samochodów. NaleĪy zaznaczyü, Īe w Holandii samochody
oczekujące w kolejce nie wyáączają silników w czasie oczekiwania na rozáadunek. Ciepáy silnik ma mniejszą emisjĊ spalin, a poza tym przemieszczanie siĊ
w kolejce powodowaáoby kilkakrotne wáączanie silnika, co wpáywa negatywnie
zarówno na sam silnik, jak i na otaczającą przyrodĊ. Ukáad z jedną ukáadarką
przedstawiono na rysunku 5.
Znacznie lepszym rozwiązaniem jest zastosowanie kilku ukáadarek pracujących równolegle (rys. 6).
Rozwiązanie to eliminuje manewrowanie ukáadarek na początek odcinka
i znacznie skraca czas budowy, co ma istotny wpáyw na oddziaáywanie na otoczenie przyrodnicze budowy.
205
Rys. 6. Widok zestawów maszyn
i Ğrodków transportowych
Fig. 6. View of sets of machines and
transportances (source: own)
Rys. 5. Widok jednej ukáadarki
z samochodem samowyáadowczym
Fig. 5. View of one paver with car
to self-dumping (source: own)
Jeszcze lepszym rozwiązaniem jest zastosowanie zbiornika dodatkowego
stanowiącego magazyn mieszanki na budowie (rys. 7).
a)
b)
Rys. 7. Widok: a) kontenera do rozáadunku mieszanki, b) urządzenie schuttle bugge
Fig. 7. The view: a) the container to the unloading of the mixture,
b) the device schuttle bugge (source: own)
Rozwiązanie z kontenerem pozwala na zniwelowanie kolejki oczekujących
samochodów, poniewaĪ przywoĪą one mieszankĊ, rozáadowują do tego swoistego magazynu i odjeĪdĪają. Podobne rozwiązanie stanowi mobilny zbiornik
schuttle bugge. Samochody podjeĪdĪają pod ten zbiornik wyáadowują mieszankĊ i odjeĪdĪają. Istotne w tych rozwiązaniach jest prawidáowe obliczenie liczby
samochodów do transportu technologicznego mieszanki. Gdy roboty wykonywane są w porze nocnej, rozwiązanie to ma duĪe znaczenie równieĪ z powodu
haáasu silników samochodów oczekujących na rozáadunek. W tym przypadku
stoi w kolejce najczĊĞciej tylko jeden samochód.
Pod wzglĊdem technologii robót najnowszym innowacyjnym rozwiązaniem
jest ukáadanie dwóch warstw jednoczeĞnie. Taka technologia powoduje zwiĊkszenie wydajnoĞci robót oraz znaczne przyspieszenie czasu realizacji. W efekcie
206
warstwy są lepiej poáączone, a wartoĞcią dodaną jest wczeĞniejsze oddanie do
uĪytku danej drogi [1].
WNIOSKI
1. Przedstawione rozwiązania stanowią przykáad poszukiwania w krajach Unii
Europejskiej najlepszych technologii z punktu widzenia ochrony przyrody
oraz kosztów spoáecznych budowy dróg. Rozwiązania te mogą byü udostĊpnione na rynku polskim, a istotnym czynnikiem transferu są uczelnie wyĪsze, które powinny je promowaü i wskazywaü jako najlepsze dla lokalnych
spoáecznoĞci oraz dla mieszkaĔców Wspólnoty odwiedzających coraz czĊĞciej nasz kraj.
2. Transfer przedstawionych technologii dla asfaltu porowatego jest problemem zupeánie nowym, bo zastosowanie materiaáów z recyklingu nie jest
nawet brane pod uwagĊ w procedurze przetargowej budowy dróg, co w krajach zachodnich stanowi normĊ. W Holandii technologia stosowania przy
budowie dróg materiaáów przetworzonych w procesie recyklingu jest obligatoryjna.
3. Budowa dróg pozwala bez obniĪenia jakoĞci produktu koĔcowego zagospodarowaü znaczne iloĞci odpadów pochodzących z istniejących obecnie obiektów
budowlanych. W efekcie likwiduje siĊ odpady gromadzone na haádach oraz
pozyskuje nowe powierzchnie do ponownego zagospodarowania.
4. Przedstawione rozwiązania innowacyjne stanowią ogromny dorobek paĔstw
Unii Europejskiej, które tak jak Polska otrzymywaáy pomoc finansową na
budowĊ dróg. Obecnie jest to podstawa do wymiany doĞwiadczeĔ miĊdzy
firmami polskimi a zachodnimi, a nowa perspektywa finansowa na lata
2014-2020 bĊdzie takie technologie w sposób szczególny promowaáa w Programie Operacyjnym Infrastruktura i ĝrodowisko.
LITERATURA
[1] Martinek W., Tokarski Z., Chojnacki K., 2012. Organizacja budowy asfaltowych
[2] PN-EN 13108-7 Mieszanki mineralno-asfaltowe. Wymagania. CzĊĞü 7: Asfalt porowaty. PKN 2008.
[3] PN-EN 13108-8 Mieszanki mineralno asfaltowe. Wymagania. czĊĞü 8: Destrukt asflatowy. PKN 2008.
[4] Wymagania Techniczne WT-1, 2010. Kruszywa do mieszanek mineralnoasfaltowych i powierzchniowych utrwaleĔ na drogach krajowych. Warszawa.
[5] Wymagania Techniczne WT-2, 2010. Nawierzchnie asfaltowe na drogach krajowych. Warszawa.
THE TRANSFER OF INNOVATIVE PRACTICAL
TECHNOLOGIES USING TO THE CONSTRUCTION
OF HIGHWAYS AS THE HELPING ELEMENT OF
ENVIRONMENTAL PROTECTION
Abstract. In this paper the description of problems consequential from the
realization of road surfaces with use of the porous asphalt are included.
A base for the elaboration are procedures of this innovative technology
definite in local and European standards. On the basis of gained experiences
on constructions in Holland, rules of the correct realization of these surfaces
and the influence of each acts on polluting of the environment are presented.
The transfer of technologies connected with construction and exploitation of
ways, checked on western Europe constructions, will permit to reduce
negative influence of many factors for environment, which are described in
this article.
Keywords: civil engineering, norms, road, recycling, technologies
207
INNOWACYJNE TECHNOLOGIE W RECYKLINGU
MATERIAàÓW DO BUDOWY DRÓG JAKO ELEMENT
POLITYKI ZRÓWNOWAĩONEGO ROZWOJU
Zbigniew Tokarski, Edward Kujawski*1
Streszczenie. W pracy zaprezentowano stan prawny dotyczący nowych technologii w recyklingu budowy dróg. Przedstawiono róĪne technologie pozyskiwania materiaáów, stosowane w budowie warstwy Ğcieralnej nawierzchni
drogowej oraz zasady rozwiązaĔ w zakresie innowacyjnych materiaáów i procedur produkcyjnych. KoĔcowym efektem prezentowanego materiaáu są
konkretne wyniki pomiarów, które zostaáy dokonane na terenie Holandii.
Sáowa kluczowe: budownictwo, normy, droga, recykling, technologie
WSTĉP
DziĊki przystąpieniu Polski do Unii Europejskiej problematyka dbaáoĞci
o Ğrodowisko naturalne zaczĊáa siĊ pojawiaü w wielu opracowaniach dotyczących dziaáaĔ indywidualnych, spoáecznych oraz gospodarczych. Od roku 2004
rozpocząá siĊ powolny proces naprawiania polskiego prawa w tym zakresie oraz
zmiany mentalnoĞci projektantów, inwestorów i uĪytkowników obiektów budowlanych, w tym równieĪ obiektów drogowych. ZaczĊto sobie uĞwiadamiaü,
Īe o Ğrodowisko naleĪy dbaü podczas projektowania, budowy i uĪytkowania
dróg. W szczególnoĞci dotyczy to dróg najwyĪszych klas technicznych, które
dzielą znaczne obszary Ğrodowiska naturalnego na czĊĞci, przez co utrudniają
przemieszczanie siĊ zwierząt i ludzi. Ponadto pojazdy drogowe, których jest
coraz wiĊcej, emitują zanieczyszczenia, w tym szczególnie uciąĪliwy haáas.
ĝwiadomoĞü, Īe dobrze zaprojektowany obiekt moĪe sáuĪyü przyrodzie i gospodarce, a záy spowoduje trudnoĞci, bĊdące przyczyną zwiĊkszenia zagroĪenia
bezpieczeĔstwa zwierząt i ludzi, jest w spoáeczeĔstwie polskim coraz wiĊksza.
Zanieczyszczenie wód i powietrza moĪe w szerszej perspektywie spowodowaü
wyginiĊcie caáych populacji okreĞlonych gatunków istot Īywych. Przykáadem
„nowego myĞlenia” jest ochrona obszarów Natura 2000, gdzie w przypadku
przedsiĊwziĊü liniowych (dróg, linii kolejowych) wymagana jest decyzja o Ğrodowiskowych uwarunkowaniach caáego przedsiĊwziĊcia. Dotyczy to zarówno
projektowania samej drogi, jak i jej lokalizacji, na wybór której coraz wiĊkszy
wpáyw mają lokalne spoáecznoĞci ze wzglĊdu na ewentualne uciąĪliwoĞci zbudowanego obiektu.
* dr inĪ. Zbigniew TOKARSKI, prof. dr hab. inĪ. Edward KUJAWSKI, Wydziaá Budownictwa
210
Innym problemem jest stan dróg istniejących zbudowanych przed przystąpieniem Polski do Wspólnoty. Degradacja sieci drogowej wynikająca z braku
Ğrodków na utrzymanie dróg oraz záa polityka związana z zarządzaniem siecią
drogową doprowadziáy do tego, Īe Polska staáa siĊ drogowym „korkiem Europy”, co w roku 2006 zostaáo potwierdzone w dokumentach Naczelnej Izby Kontroli. Zmiana stanu prawnego oraz szerokie dziaáania organów paĔstwa odpowiedzialnych za Ğrodowisko naturalne staáy siĊ wiĊc koniecznoĞcią. Jako istotne
uzupeánienie tej problematyki pojawiáo siĊ nowe pojĊcie tzn. zrównowaĪony
rozwój. PojĊcie to naleĪy rozumieü jako rozwój trwaáy, samopodtrzymujący
siĊ, a wiĊc taki, w procesie którego zaspokajanie bieĪących potrzeb spoáecznoĞci nie przynosi uszczerbku dla moĪliwoĞci rozwoju przyszáych pokoleĔ. ZrównowaĪony rozwój powinien uwzglĊdniaü nastĊpujące zasady:
wykorzystanie lokalnych (regionalnych) zasobów,
wykorzystanie w pierwszym rzĊdzie zasobów odtwarzalnych,
poszukiwanie i wybieranie rozwiązaĔ, które nie niszczą Ğrodowiska naturalnego,
uwzglĊdnianie ochrony i racjonalnego wykorzystania dziedzictwa kulturowo-przyrodniczego,
uznanie za podstawĊ decyzji wiĊzi spoáecznych oraz warunków spoáecznych
i gospodarczych,
Ğcisáe sprzĊĪenie struktur wáadzy spoáecznej z organizacjami gospodarczymi
i pozarządowymi,
wspieranie drobnych firm nieformalnego sektora gospodarczego,
uwzglĊdnianie szerokich kontaktów systemów lokalnych, które opierają siĊ
na wzajemnej kooperacji z odlegáymi rynkami zewnĊtrznymi.
Obszary strategiczne zrównowaĪonego rozwoju przedstawiono na rysunku 1.
W tabeli 1 wymieniono filary zrównowaĪonego rozwoju zgodne z podaną strategią.
Gospodarka
SpoáeczeĔstwo
ĝrodowisko naturalne
Rys. 1. Schemat zrównowaĪonego rozwoju (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 1. Schema of sedate development (source: own)
Innowacyjne technologie w recyklingu materiaáów…
211
Tabela 1. Koncepcja zrównowaĪonego rozwoju (Ĩródáo: wáasne)
Table 1. Idea of the sedate development (source: own)
Instrumenty
Zagadnienia
Grupa kluczowych
partnerów
Filary zrównowaĪonego rozwoju
ekonomiczne
rynek
Klienci/konsumenci
Kontrahenci/dostawcy
i partnerzy
Inwestorzy
Sektor publiczny
Odpowiedzialne zarządzanie
áaĔcuchem dostaw
JakoĞü
Innowacja
BezpieczeĔstwo produktu
WáaĞciwa cena
Satysfakcja klienta i oczekiwania klienta
Etyczna reklama
spoáeczne
Ğrodowiskowe
miejsce pracy
spoáecznoĞü
Ğrodowisko
Pracownicy
Wáadze publiczne Naturalne Ğrodowisko
Związki zawodowe
Organizacje poza- Rzecznicy Ğrodowiska:
Pracodawcy
rządowe (organizacje organizacje pozarządowe
SpoáecznoĞü lokalna lokalnych pracodaspoáecznoĞü lokalna
Organizacje przedsiĊ- wców, szpitale,
obywatele/konsumenci
biorców
szkoáy, organizacje
pracownicy
Wáadze publiczne
spoáeczne)
wáadze publiczne
ZróĪnicowanie miejsca
pracy
Równe szanse
Zachowana równowaga
Zdrowie i bezpieczeĔstwo
Szkolenia i rozwój
Satysfakcja
Páace i Ğwiadczenia
Tworzenie miejsc
pracy
Prawo pracy
Etykieta produktu
Elastyczne godziny
Karta klienta
pracy
Marketing (w szczególnoĞci Udziaá w procesie
marketing zaangaĪowany decyzyjnym
spoáecznie)
Wspóápraca ze związKomunikacja zewnĊtrzna kami zawodowymi
Standardy (np. ISO 9000, Programy praktyk
znaczki akcji spoáecznych) Partnerstwo z siecią
Systemy zarządzania
zewnĊtrzną
jakoĞcią
Standardy
Integracja spoáeczna
Opieka medyczna
Edukacja
JakoĞü Īycia
Regeneracja ekonomiczna i rozwój
Lokalna infrastruktura
BezpieczeĔstwo
Darowizny
a) pieniĊĪne
b) w naturze
Usáugi bezpáatne
PoĪyczanie zasobów
firmy
Udziaá okreĞlenie/
/wolontariat
Udziaá pracodawcy
(pojedyncze akcje,
partnerstwo publiczne
i prywatne, akcje
komercyjne/
sponsoring)
Istotne dla okreĞlenia:
1. wykorzystanie zasobów:
materiaáy, zuĪycie wody
2. odpady: skáadowisko;
teren, zanieczyszczenie
gleby, woda gruntowa
3. zanieczyszczenie:
powietrza, wody, gleby
(ekosystem), zmniejszenie
róĪnorodnoĞci biologicznej
Przewidywanie nowych
przepisów
Systemy zarządzania
okreĞlenie
Projekt dla Ğrodowiska
Ocena cyklu Īycia
Ekologiczne etykiety
Deklaracje o wpáywie
produktu na Ğrodowisko
Czysty produkt
Badanie i rozwój
Planowanie przestrzenne
Plan transportu
Dobrowolne umowy
W ujĊciu szczegóáowym moĪna stwierdziü, Īe zrównowaĪony rozwój ma
nastĊpujące aspekty:
1) biologiczno-przyrodniczy:
x postĊpujące rozwijanie i róĪnicowanie siĊ organizmu,
x rosnąca zdolnoĞü do reagowania na zmiany w otoczeniu,
x rosnąca spójnoĞü,
x powstawanie wewnĊtrznych mechanizmów integrujących;
2) spoáeczno-ekonomiczny:
x przemiany jakoĞciowe w Īyciu spoáecznym,
x zmiany gáĊbokie, istotne dla sfery gospodarczej, kulturowej oraz politycznej;
212
3) regionalny lub lokalny:
x rozwój zidentyfikowany terytorialnie pewnej wspólnoty na poziomie
lokalnym,
x rozwój zbiorowoĞci na poziomie regionalnym.
EUROPEJSKA POLITYKA TRANSPORTOWA
Przesáanki tworzenia europejskiej polityki transportowej (EPT) moĪna podzieliü nastĊpująco:
1. Integracja krajów czáonkowskich Unii.
2. Znaczenie gospodarcze transportu.
3. Znaczenie transportu dla jakoĞci Īycia spoáeczeĔstw.
4. Oddziaáywanie transportu na Ğrodowisko naturalne.
Integracja krajów czáonkowskich UE wymaga efektywnego utworzenia
wspólnej przestrzeni gospodarczej o áatwej dostĊpnoĞci, w celu swobodnego
przepáywu kapitaáu, dóbr, usáug i osób zgodnie z celami Wspólnoty. Infrastruktura transportowa kreuje moĪliwoĞci rozwojowe, przesądzając o dostĊpnoĞci
poszczególnych regionów oraz podwyĪszając spójnoĞü kontynentu. Integracja
europejska przewiduje równomiernoĞü rozwoju, szczególnie w regionach uboĪszych, do których naleĪy Polska, jako stymulatora ich rozwoju.
Znaczenie gospodarcze transportu dotyczy m.in. wydatków na transport.
W Polsce przykáadem mogą byü wydatki związane z mistrzostwami piákarskimi
„EURO 2012” i budową znacznej iloĞci sieci drogowej uáatwiającej przemieszczanie siĊ obywateli róĪnych krajów Europy na terenie Polski. W kosztach tych
naleĪy równieĪ uwzglĊdniü nowe miejsca pracy w firmach drogowych i zakup
nowych maszyn oraz Ğrodków transportowych do budowy dróg.
Transport jako podstawowy element systemu logistycznego jest uniwersalnym i niezbĊdnym kooperantem wszystkich procesów wytwarzania i obrotu
gospodarczego. Jest równieĪ czynnikiem lokalizacji produkcji oraz ksztaátowania sieci osiedleĔczej. Transport istotnie oddziaáuje na koszty produkcji i koszty
logistyczne, a tym samym na zdolnoĞü konkurencyjną gospodarki unijnej.
Z jakoĞcią Īycia wiąĪe siĊ m.in. mobilnoĞü spoáeczeĔstw i podejmowanie
podróĪy na coraz wiĊksze odlegáoĞci. Skracanie czasu podróĪy, zwiĊkszenie
bezpieczeĔstwa i ograniczenie ryzyka podróĪowania oraz wygoda podróĪowania są najwaĪniejszymi elementami zmniejszenia wysiáku związanego z czasem
spĊdzonym w podróĪy.
Oddziaáywanie transportu na Ğrodowisko naturalne jest coraz bardziej
uĞwiadamiane spoáecznie oraz wyceniane finansowo. Transport zajmuje przestrzeĔ, ingeruje w krajobraz, florĊ i faunĊ, generuje haáas oraz zanieczyszczenia
powietrza, wody i gleby. Polityka transportowa w tym zakresie polega na oddziaáywaniu na lokalizacjĊ dziaáalnoĞci transportowej, na technologie transportu,
zwáaszcza preferowanie gaáĊzi transportu i technologii przyjaznych Ğrodowisku.
213
Mając na uwadze powyĪsze przesáanki, wypracowano ideĊ przeksztaáconą
w koncepcjĊ polityczną zrównowaĪonego rozwoju transportu, polegającą na
rozwoju transportu odpowiadającym zmianom popytu, zharmonizowanym z potrzebami spoáeczeĔstwa i racjonalnie wykorzystującym zasoby naturalne.
STAN PRAWNY W ZAKRESIE TRANSPORTU
Europejska polityka transportowa jest jednym z priorytetowych obszarów
gospodarczo-spoáecznych i naleĪy do najwiĊkszych beneficjentów europejskich
Ğrodków finansowych. Rozwój polityki transportowej ewoluowaá w kierunku
zwiĊkszenia efektywnoĞci, spójnoĞci, sprawiedliwych cen, konkurencyjnoĞci
oraz zrównowaĪonego rozwoju gospodarki. Unia Europejska ogáosiáa w formie
oficjalnych opracowaĔ nastĊpujące dokumenty:
1. Zielona ksiĊga „Ku sprawiedliwemu i efektywnemu stanowieniu cen
transporcie” –1995 rok.
2. Biaáa ksiĊga „Sprawiedliwe opáaty za uĪytkowanie infrastruktury” –1998 rok.
3. Biaáa ksiĊga „Europejska polityka transportowa 2010: czas na decyzje” – 2001.
PowyĪsze dokumenty stanowiáy podstawĊ do przygotowania i przyjmowania dyrektyw i rozporządzeĔ regulujących funkcjonowanie i rozwój europejskiego transportu.
WdraĪanie norm europejskich w budownictwie drogowym w Polsce
WdroĪenie 80% norm europejskich byáo jednym z warunków przyjĊcia
Polski do Unii Europejskiej. Dotyczy to norm zharmonizowanych, opracowywanych i ustanawianych przez europejskie instytucje normalizacyjne. Dla drogownictwa najwaĪniejsze są normy opracowywane przez Europejski Komitet
Normalizacyjny (CEN). Prace normalizacyjne CEN prowadzone są w specjalistycznych Komitetach Technicznych (TC). Z waĪniejszych Komitetów Technicznych, których prace są ĞciĞle związane z budownictwem drogowym, naleĪy
wymieniü:
1. Komitet Techniczny TC 154-Kruszywa i wypeániacze.
2. Komitet Techniczny TC 226-WyposaĪenie dróg.
3. Komitet Techniczny TC 227-Materiaáy drogowe.
4. Komitet Techniczny TC 246-KamieĔ naturalny.
5. Komitet Techniczny TC 336-Lepiszcza asfaltowe.
Komitety Techniczne podzielone są na Grupy Robocze (WG). Dla TC 227
podziaá na grupy robocze jest nastĊpujący:
1. WG 1-Mieszanki mineralno-asfaltowe na gorąco.
2. WG 2-Powierzchniowe utrwalenia i cienkie warstwy na zimno.
3. WG 3-Materiaáy do nawierzchni betonowych wraz z wypeánieniem i zalewami spoin.
4. WG 4-Mieszanki związane spoiwami hydraulicznymi i niezwiązane.
5. WG 5-Cechy powierzchniowe nawierzchni.
214
Komitety Techniczne, zwáaszcza TC 154, TC 227 i TC 336, opracowują
normy o podstawowym znaczeniu dla budownictwa drogowego (lepiszcza,
kruszywa, wypeániacze).
Dla mieszanek mineralno-asfaltowych przygotowano w WG 1 osiem podstawowych norm na wyroby. Są to normy:
1. EN 13 108-1 beton asfaltowy.
2. EN 13 108-2 mieszanki mineralno-asfaltowe do bardzo cienkich warstw.
3. EN 13 108-3 miĊkkie mieszanki mineralno-asfaltowe.
4. EN 13 108-4 mieszanki HRA.
5. EN 13 108-5 mieszanki SMA.
6. EN 13 108-6 asfalt lany.
7. EN 13 108-7 asfalt drenaĪowy.
8. EN 13 108-8 mieszanki z rozbiórki warstw nawierzchni asfaltowych.
Uzupeánieniem są dwie normy dotyczące zapewnienia jakoĞci produkcji mieszanek mineralno-asfaltowych, tj. norma EN 13 108-20 i norma EN 13 108-21.
NiezaleĪnie od wymienionych norm EN opracowanych przez TC 227, bardzo istotne dla budownictwa drogowego są normy dotyczące kruszyw, którymi
zajmuje siĊ Komitet Techniczny CEN TC 154. Europejska norma 13043:2002 –
Kruszywa do mieszanek mineralno-asfaltowych i powierzchniowych utrwaleĔ
stosowanych na drogach i innych powierzchniach przeznaczonych dla ruchu
odwoáuje siĊ do dyrektywy UE 89/106 Rady Wspólnot Europejskich z 1989
roku. W jednym z tzw. WymagaĔ Podstawowych dyrektywa stanowi, Īe naleĪy
tak projektowaü, aby utrzymywaü na niskim poziomie iloĞü energii wymaganą
do uĪytkowania obiektu, z uwzglĊdnieniem warunków klimatycznych, lokalizacji i potrzeb uĪytkowników. Rozwijając sens tej dyrektywy, moĪna stwierdziü,
Īe obiekt budowlany naleĪy traktowaü jako swego rodzaju dzierĪawĊ Ğrodowiska naturalnego i jego zasobów, a projektowanie powinno dotyczyü obiektu
„zagregowanego”, rozumianego jako sumĊ nakáadów np. energii na jego wzniesienie, eksploatacjĊ i rozbiórkĊ. Dotyczy to równieĪ wytworzenia materiaáów
budowlanych, ich transportu i wbudowania, rozbiórki i utylizacji lub zagospodarowania, np. poprzez ponowne wbudowanie materiaáów przetworzonych
w procesie recyklingu. Tak rozumiana ochrona zasobów naturalnych i zastosowanie najlepszych, dostĊpnych technologii stanowi podstawĊ do wprowadzenia
jednego z najwaĪniejszych priorytetów Wspólnoty, tj. innowacyjnoĞci opisanej
szczegóáowo w dalszej czĊĞci.
W szerszym znaczeniu jest to energocháonnoĞü wytworzenia materiaáów
budowlanych, ich transportu, wbudowania oraz rozbiórki i utylizacji. W aspekcie energii naleĪy problem rozpatrywaü jako pozyskanie energii z krajowych
surowców energetycznych, w tym równieĪ lokalnych, ale takĪe zastosowanie
alternatywnych odnawialnych Ĩródeá energii. Istnieją juĪ w Europie projekty
nawierzchni podgrzewanych w okresie zimowym instalacjami zasilanymi
w energią sáoneczną. Nie bez znaczenia jest teĪ wytwarzanie takich produktów,
jak mieszanka mineralno-asfaltowa i mieszanki kruszynowe, na których pro-
215
dukcjĊ moĪna zuĪywaü paliwa alternatywne: biogaz, paliwa pochodzenia roĞlinnego i inne. Ma to na celu ograniczenie zuĪycia energii, co jest tym bardziej
istotne, Īe najnowsze technologie ukierunkowane są na ukáadanie poszczególnych warstw nawierzchni w niĪszej temperaturze, to znaczy na ciepáo, gdzie
nastĊpuje obniĪenie temperatury nawet o 40oC. NiĪsza temperatura produkcji
mieszanki mineralno-asfaltowej i niĪsza temperatura ukáadania w istotny sposób wpáywają na zagregowany proces oceny zuĪycia energii na wytworzenie
okreĞlonej produkcji budowlanej, w tym przypadku odcinka nowej drogi.
Gáównym zadaniem jest jednak zagospodarowanie znacznej iloĞci odpadów budowlanych zalegających na haádach i zajmujących znaczne obszary mogące sáuĪyü do zagospodarowania w celach rekreacyjnych czy do stworzenia
obszarów przyrodniczych. Jest to szczególnie waĪne w sytuacji, gdy wiele projektów realizuje siĊ w Polsce przy duĪym wsparciu finansowym Unii Europejskiej, a to wymusza stosowanie technologii zgodnych z wymogami ochrony
Ğrodowiska, a wiĊc i tych, które umoĪliwiają zagospodarowanie ogromnych
iloĞci materiaáów pozyskiwanych w procesie recyklingu.
Destrukt i granulat asfaltowy
InnowacyjnoĞü produktowa jest w polskich dokumentach okreĞlona w Programie Operacyjnym Innowacyjna Gospodarka. W odniesieniu do budownictwa
drogowego innowacyjnoĞü jest równieĪ procesowa, bowiem odnosi siĊ do zupeánie nowych okreĞleĔ, takich jak destrukt. Pozyskiwanie materiaáów odpadowych do produkcji kruszyw stanowi zupeánie nowe ujĊcie problemu w polskich normach. Przykáadem jest norma PN-EN 13108 czĊĞü 8, w której destrukt
okreĞlono jako mieszankĊ mineralno-asfaltową, uzyskaną w wyniku frezowania
warstw asfaltowych, rozkruszenia páyt wyciĊtych z nawierzchni asfaltowej, bryá
uzyskanych z páyt oraz z mieszanki mineralno-asfaltowej odrzuconej lub bĊdącej nadwyĪką produkcji [3].
Uzupeánieniem tych definicji jest nowe pojĊcie tzw. granulat asfaltowy,
który zgodnie z normą moĪna rozumieü jako okreĞloną iloĞü materiaáu do uĪycia
jako materiaá skáadowy do produkcji mieszanek mineralno-asfaltowych na gorąco.
System BAT
Wprowadzanie polskich aktów prawnych dotyczących gospodarki odpadami rozpoczĊto od ustawy „o odpadach”. Wprowadziáa ona obowiązek opracowywania na szczeblu krajowym, wojewódzkim, powiatowym i gminnym,
planów gospodarki odpadami, w tym równieĪ odpadów z sektora budownictwa.
Krajowy plan gospodarki odpadami staá siĊ podstawą do opracowywania programów wojewódzkich i do poszukiwania rozwiązaĔ optymalnych, których
istotą byáo opracowanie podstaw organizacyjnych badaĔ, produkcji i zastosowania surowców wtórnych, z wykorzystaniem rozwiązaĔ juĪ istniejących,
zgodnie z tzw. systemem BAT (ang. Best Available Technologies). System ten
wprowadza zasadĊ stosowania najlepszych dostĊpnych technologii przy jedno-
216
czesnym ograniczaniu zanieczyszczenia Ğrodowiska poprzez unikanie tworzenia
odpadów i efektywne wykorzystanie energii w procesach produkcyjnych. Na
podstawie tych dokumentów jednostki terytorialne zostaáy zobowiązane do
sukcesywnego zwiĊkszania udziaáu recyklingu w procesach produkcyjnych
i inspirowania do powstawania nowych zakáadów, zajmujących siĊ przetwarzaniem surowców nadających siĊ do wtórnego wykorzystania. Zagospodarowanie
odpadów budowlanych przewidziano do:
x wykorzystania jako substytut kruszywa,
x wbudowania w nasypy i podbudowy drogowe,
x wzmacniania gruntów,
x wykonywania drenujących warstw wyrównawczych,
x rekultywacji terenów.
TECHNOLOGIA POZYSKIWANIA MATERIAàÓW JAKO
INNOWACYJNOĝû PROCESOWA I PRODUKTOWA
Przez innowacjĊ rozumie siĊ wprowadzenie do praktyki w przedsiĊbiorstwie nowego lub znacząco ulepszonego rozwiązania w odniesieniu do produktu (towaru lub usáugi), procesu, marketingu lub organizacji. Istotą innowacji jest
wdroĪenie nowoĞci do praktyki. WdroĪenie nowego produktu polega na zaoferowaniu go na rynku. Ulepszenie moĪe dotyczyü charakterystyk technicznych,
komponentów, materiaáów oraz innych cech funkcjonalnych. Innowacja procesowa oznacza wprowadzenie do praktyki w przedsiĊbiorstwie nowych lub
znacząco ulepszonych metod produkcji lub dostaw. WdroĪenie nowego procesu
polega na ich zastosowaniu w bieĪącym funkcjonowaniu przedsiĊbiorstwa.
PrzedsiĊbiorstwo innowacyjne to takie, w którym w przyjĊtym okresie obserwacji, np. w ostatnich trzech latach, dokonano innowacji, czyli wprowadzono pewną nowoĞü do praktyki w odniesieniu do produktu (towaru lub usáugi).
Prawidáowe dziaáanie innowacyjne dotyczące produktu moĪe prowadziü do
innowacyjnoĞci organizacyjnej, którą naleĪy rozumieü jako nową metodĊ
organizacji dziaáalnoĞci nowych miejsc pracy lub nowych relacji zewnĊtrznych.
W tym przypadku bĊdzie to wykorzystanie doĞwiadczeĔ firm zachodnich (np.
holenderskich w zakresie wprowadzania na rynek mieszanek kruszynowych
pozyskiwanych w procesie recyklingu). W odniesieniu do dokumentów aplikacyjnych moĪe to byü wykorzystanie polskich i holenderskich wymagaĔ technicznych typu WT.
Maszyny do recyklingu nawierzchni
Maszyny stosowane do recyklingu moĪna klasyfikowaü w zaleĪnoĞci od
miejsca wykonywania procesów. Na budowie projektuje siĊ roboty przygotowawcze, w których moĪna zastosowaü maszyny do robót ziemnych oraz frezarki i páyty kruszące (gilotyny). Maszyny do robót ziemnych mają czĊsto dodatkowe wyposaĪenie robocze, np. máot do kruszenia nawierzchni jako wyposaĪe-
217
nie koparki, dodatkowe wyposaĪenie spycharek do odspajania gruntów spoistych
i nawierzchni niskich klas, wywrotki do transportowania odspojonego materiaáu. JeĪeli nawierzchnia ma znaczną gruboĞü i maszynami do robót ziemnych nie
moĪna dokonaü rozbiórki, to stosuje siĊ kruszenie poprzez áamanie pionową
páytą w prowadnicach, zrzucaną z wysokoĞci. Zarówno materiaá frezowany, jak
i áamany, poddawane są dalszej obróbce technologicznej w procesie przygotowania tego materiaáu do wykonania nowej mieszanki mineralno-asfaltowej. Proces ten polega na ustawieniu w pobliĪu miejsca rozbiórki drogi poligonowego
zestawu maszyn do jedno- lub dwustopniowego kruszenia materiaáu áamanego.
Frezarki
Organizacja ruchu drogowego oraz robót na budowie w istotny sposób
wpáywają na planowanie robót z zastosowaniem frezarek. Bardzo waĪne jest
równieĪ natĊĪenie ruchu na remontowanej, przebudowywanej lub odnawianej
drodze. Brak moĪliwoĞci caákowitego zamkniĊcia drogi dla ruchu na czas robót
oraz krótki czas realizacji wyznaczony przez zamawiającego roboty powodują,
Īe konieczne jest przygotowanie kilku wariantów wykonania robót we wáaĞciwej porze dnia lub nocy. Najprostszy wariant polega na frezowaniu i jednoczesnym zaáadunku materiaáu frezowanego na samochody samowyáadowcze,
przewoĪące destrukt (granulat asfaltowy) do wytwórni MMA lub na skáadowisko. Bardziej skomplikowane rozwiązania, ze wzglĊdu na wáaĞciwą organizacjĊ
robót, wymagają ustalenia wydajnoĞci frezarek i ukáadarek oraz okreĞlenia odpowiedniego przedziaáu czasu, w którym frezarki bĊdą rozpoczynaáy frezowanie. Dla wáaĞciwej organizacji robót istotne jest ustalenie czasu rozpoczĊcia
pracy frezarek i ukáadarek [1]. Przykáad podstawowego zestawu do frezowania
nawierzchni przedstawia rysunek 2.
Rys. 2. Schemat maszyn do frezowania i zaáadunku granulatu na samochody
Fig. 2. Schema of machines to milling and the loading granulate on cars (source: own)
Koparki i áadowarki
Koparki i áadowarki stanowią wyposaĪenie przy róĪnych robotach budowlanych. MoĪna je równieĪ zastosowaü do rozbiórki dróg. Na rysunku 3 przedstawiono zestawy maszyn do robót rozbiórkowych nawierzchni drogi.
Cechą charakterystyczną przetwarzania destruktu ze starych nawierzchni
jest miejsce pozyskania i kruszenia tych materiaáów. Przy zastosowaniu frezowania i zaáadunku materiaáu bezpoĞrednio na samochody, podstawowy zestaw
218
skáada siĊ z frezarki i odpowiednio dobranej liczby samochodów. JeĪeli frezarek pracuje wiĊcej i pracują na caáej szerokoĞci drogi, to roboty przebiegają
szybciej, co ma szczególne znaczenie przy zamykaniu autostrady tylko na bardzo krótki czas, np. w okresie weekendu. Pozyskany z frezowania materiaá nadaje siĊ bezpoĞrednio do produkcji MMA i czĊsto koĔcowym elementem przetwarzania jest dodanie go do mieszanki produkowanej na tą samą budowĊ. Materiaá z frezarki moĪe byü skáadowany na haádach (na odkáad) i wówczas zaáadunek moĪe odbyü siĊ w czasie póĨniejszym (rys. 3).
a)
b)
Rys. 3. Schematy zestawów maszyn a) zaáadunek koparką po frezowaniu na odkáad,
b) zaáadunek áadowarką po frezowaniu na odkáad (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 3. Schema of machines sets a) loading with the excavator after milling on the layer,
b) loading with the loader after milling on the layer (source: own)
Na rysunku 4 zaprezentowano schematy maszyn do pozyskiwania materiaáu w postaci áamanych páyt oraz bryá. Materiaá ten moĪna równieĪ zaáadowaü na
samochody w póĨniejszym terminie áadowarką lub koparką.
219
a)
b)
Rys. 4. Schematy zestawów maszyn do kruszenia páyt i bryá: a) máot, b) gilotyna
Fig. 4. Schema of machines sets to breaking into fragments plates and blocks:
a) the hammer, b) the guillotine (source: own)
ORGANIZACJA PUNKTÓW DEPONOWANIA
I PRZETWARZANIA MATERIAàÓW NA PRZYKàADZIE
WYTWÓRNI HOLENDERSKICH
Pozyskiwanie materiaáów do budowy dróg odbywa siĊ najczĊĞciej w profesjonalnych kamienioáomach, jednak w krajach takich jak Holandia, gdzie brakuje surowców naturalnych, wykorzystuje siĊ równieĪ materiaáy przetworzone
w róĪnych wytwórniach kruszyw. WyróĪnia siĊ trzy rodzaje zakáadów produkujących kruszywo z destruktu:
• stacjonarne wytwórnie kruszywa,
• punkty deponowania róĪnych materiaáów stanowiących destrukt budowlany oraz koĔcówkĊ produkcji mieszanki mineralno-asfaltowej na daną
budowĊ,
• poligonowe wytwórnie kruszywa.
W wytwórniach stacjonarnych w Holandii produkuje siĊ kruszywa budowlanego, ale jednoczeĞnie gromadzi wszystkie moĪliwe materiaáy odpadowe:
beton cementowy z filarów mostów, páotów i fragmentów obiektów budowlanych, odpadów komunalnych, nawet takich jak liĞcie, produkty drewniane wyposaĪenia mieszkaĔ, papier, szkáo. Nie są one innowacyjne po wzglĊdem zastosowanych technologii kruszenia, jednak jako punkty gromadzenia odpadów
stanowią istotny dla danego obszaru teren oddziaáywania na ludzi i zwierzĊta.
Dotyczy to w szczególnoĞci emisji zanieczyszczeĔ powietrza, kurzu i zagroĪeĔ
dla wody gruntowej.
220
Punkty deponowania
Istotnym rozwiązaniem innowacyjnym dla pozyskiwania kruszywa do budowy dróg są punkty deponowania materiaáów budowlanych. Okres gromadzenia tych odpadów jest róĪny w zaleĪnoĞci od pory roku i warunków atmosferycznych. Dostarczane przez obywateli i firmy materiaáy są segregowane i po
zgromadzeniu wystarczającej iloĞci surowców zamawiany jest mobilny zestaw
kruszący o wydajnoĞci okoáo 100 Mg/h, który produkuje kruszywo w systemie
jedno- lub dwustopniowym. WyposaĪenie takiego zestawu do kruszenia pokazano na rysunku 5.
3
2
1
5
4
Rys. 5. Schemat poligonowego zestawu kruszącego: 1 – zasobnik kruszywa,
2 – kruszarka, 3 – sortownik, 4 – wyprodukowane kruszywo,
5 – koparka (destrukt), (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 5. Schema of set breaking into fragments: 1 í the container of the aggregate,
2 í the impactor, 3 í the sorter, 4 í the made aggregate,
5 í the excavator (source: own)
Usytuowanie punktów deponowania i przetwarzania wiąĪe siĊ z proporcjonalnie maáym terenem w porównaniu z wytwórniami stacjonarnymi, a ich cechą
charakterystyczną jest staáa rotacja materiaáu. Materiaá jest przyjmowany do
kruszenia, a jednoczeĞnie jest sprzedawany odbiorcom, zgáaszającym siĊ przewaĪnie z wáasnym transportem. Bardzo waĪne jest oddzielenie na osobnym
stanowisku materiaáu zawierającego metal oraz zmniejszenie objĊtoĞci gruzu
áamanego gilotyną. Zmniejszenie objĊtoĞci odbywa siĊ przez podniesienie kawaáka materiaáu na wysokoĞü kilku metrów w áyĪce áadowarki i grawitacyjne
zrzucanie na metalową gáowicĊ o duĪej twardoĞci. To wstĊpne pokruszenie ma
na celu przyspieszenie procesu rozdrabniania po ustawieniu poligonowego zestawu do kruszenia. Podstawowy mobilny zestaw kruszący skáada siĊ z pojemnika na materiaá oraz kruszarki i sit. Dodatkowo do kruszenia materiaáu o wiĊkszych wymiarach moĪna zastosowaü koparkĊ wyposaĪoną w máot lub szczĊki
hydrauliczne. Schemat linii do kruszenia przedstawiono na rysunku 6.
1
2
221
3
4
5
8
1
9
1
1
6
7
1
1
Rys. 6. Schemat linii produkcyjnej do kruszenia gruzu: 1 – gruz asfaltowy, 2 – koparka,
3 – zasobnik, 4 – sortownik do wstĊpnego sortowania, 5 – kruszarka, 6 – zasobnik,
7 – przenoĞnik, 8 – elektromagnes, 9 – pojemnik, 10 – produkt koĔcowy,
11– przenoĞnik, 12 – przenoĞnik, 13 – piasek, 14 – áadowarka (kierunek
przemieszczania materiaáu zaznaczono strzaákami), (Ĩródáo: wáasne)
Fig. 6. Schema of the production line to breaking into fragments of the rubble:
1 í the asphalt-rubble 2 í the excavator, 3 í the container, 4 í the sorter to the initial
classification, 5 í the impactor, 6 í the container, 7 í the conveyor, 8 í the electromagnet,
9 í the container, 10 í the final product, 11 í the conveyor, 12 í the conveyor, 13 í sand,
14 í the loader (the direction of the displacement of material is marked with pointers)
(source: own)
JeĪeli materiaá jest silnie zanieczyszczony gruntem lub humusem, to dodatkowo naleĪy zastosowaü przesiewacze z zestawem przenoĞników taĞmowych. Pierwszy stopieĔ kruszenia wykonuje kruszarka do kruszenia grubszego
materiaáu. Materiaá do zasobnika pierwszej kruszarki áaduje koparka. Rozdrobniony materiaá jest transportowany przenoĞnikiem taĞmowym do zasobnika
drugiej kruszarki, która rozdrabnia ten materiaá, sortuje na przesiewaczach
i przemieszcza wáaĞciwą frakcjĊ na haádĊ lub transportuje nadziarno przenoĞnikiem powrotnym do ponownego kruszenia w drugiej kruszarce. Istotą tego rozwiązania jest odpowiednie dozowanie materiaáu do kruszenia w drugiej kruszarce, do której podawane jest kruszywo z kruszarki pierwszej oraz z przesiewacza jako kruszywo do ponownego kruszenia.
Punkty deponowania wyznacza siĊ równieĪ doraĨnie wzdáuĪ frezowanej
nawierzchni. Haády frezowanego materiaáu są czasowo gromadzone i w póĨniejszym czasie jako áadunki powrotne dostarczane do wytwórni mieszanki
mineralno-asfaltowej. Taka sytuacja jest najczĊĞciej spowodowana zbyt duĪą
odlegáoĞcią transportowania tego materiaáu, z powodu braku miejsca w wytwórni MMA lub z braku zapotrzebowania na materiaá o bardzo niskiej jakoĞci.
222
Poligonowe wytwórnie kruszywa
Poligonowy zestaw kruszący ma równieĪ zastosowanie w poligonowych
wytwórniach kruszyw. W przeciwieĔstwie do punktu deponowania zestaw ten
znajduje siĊ przy drodze przeznaczonej do rozbiórki. NajczĊĞciej wyposaĪony
jest w nastĊpujące maszyny i urządzenia:
x mobilna kruszarka szczĊkowa z przesiewaczem (pierwszy stopieĔ kruszenia).
x mobilna kruszarka walcowa z przesiewaczem (drugi stopieĔ kruszenia)
x koparka podsiĊbierna napeániająca kosz kruszarki szczĊkowej,
x áadowarka mniejsza (áyĪka 2,5 m3 do transportowania materiaáu zbrylonego pod koparkĊ),
x áadowarka wiĊksza (áyĪka 3,5 m3 do zaáadunku przekruszonego materiaáu na haádĊ lub na samochody przewoĪące wyprodukowany granulat
do wytwórni MMA).
WydajnoĞü zestawu uzaleĪniona jest od produkowanej frakcji. Dla frakcji
0/32 wydajnoĞü takiego zestawu wynosi okoáo 1000 Mg/zmianĊ. Ze wzglĊdu na
brak miejsca do gromadzenia przekruszonego materiaáu niezbĊdny jest jego
przewóz do wytwórni mieszanki mineralno-asfaltowej na haády przygotowane
zgodnie z produkowaną frakcją. Materiaá ten jest nastĊpnie opisany i wykorzystany do produkcji MMA „na gorąco” zgodnie z ustaloną frakcją. JeĪeli w wytwórni MMA nie ma miejsca, wyznacza siĊ doraĨnie miejsce gromadzenia granulatu w najbliĪszej okolicy tej wytwórni.
Lokalizacja poligonowej wytwórni kruszywa jest najczĊĞciej wybierana
w dogodnym miejscu dla jednostek transportowych dostarczających materiaá
z rozbieranej drogi. Jednak ze wzglĊdu na uciąĪliwoĞü produkcji (haáas, kurz,
niszczenie lokalnych dróg przez samochody do transportu technologicznego)
niezbĊdna jest wczeĞniejsza konsultacja z mieszkaĔcami. CzĊsto przygotowuje
siĊ teĪ punkty informacyjne dla mieszkaĔców z animacją procesu produkcyjnego i eliminacją potencjalnych zagroĪeĔ. Pozwolenia na produkcjĊ kruszywa
w poligonowych wytwórniach wydaje siĊ tylko na okreĞlony czas.
ZASTOSOWANIE MATERIAàÓW Z RECYKLINGU W POLSCE
Podstawowymi dokumentami dopuszczającymi stosowanie destruktu i granulatu asfaltowego w Polsce są wymagania techniczne WT-1 i WT-2. Uzupeánieniem jest norma PN-EN 13043, która definiuje wáaĞciwoĞci geometryczne,
fizyczne, mechaniczne i chemiczne kruszyw oraz podaje kategorie wymagaĔ
sáuĪące do oceny jego jakoĞci. Norma ta nie okreĞla wymagaĔ dotyczących
kruszywa do konkretnych zastosowaĔ, pozostawiając ich okreĞlenie krajom
czáonkowskim CEN. WT-1 okreĞlają zalecane wáaĞciwoĞci i metody badania
kruszywa zastosowanego do mieszanek mineralno-asfaltowych i powierzchniowych utrwaleĔ, nie dotyczą jednak kruszyw uzyskiwanych z recyklingu mieszanek mineralno-asfaltowych. Te kruszywa w postaci destruktu lub granulatu
223
opisane są w WT-2. NajwaĪniejszą czĊĞü wymagaĔ technicznych zawierających
materiaáy z recyklingu stanowi WT-4. Podano tu wszystkie definicje dotyczące
podáoĪa (w tym równieĪ ulepszonego), podbudowy i kruszyw (w tym równieĪ
destruktu) stosowanych do budowy dróg. Istotna dla tych wymagaĔ jest norma
PN-EN 13242, wedáug której do mieszanek niezwiązanych hydraulicznie moĪna stosowaü kruszywa naturalne, kruszywo z recyklingu oraz mieszankĊ z poáączenia tych kruszyw. Kruszywo to jest przeznaczone do warstw podbudowy,
nawierzchni z kruszywa niezwiązanego oraz do ulepszonego podáoĪa gruntowego [4, 5, 6]. W zaáączniku A podano przykáadowe zawartoĞci materiaáu
w róĪnych mieszankach niezwiązanych. Przykáadowy skáad mieszanek niezwiązanych przedstawiono w tabelach 2, 3 i 4.
Przykáadowe mieszanki z roĪnych materiaáów odpadowych zgodnie z WT-4
zaáącznik A. Zaáącznik ten zawiera równieĪ bardzo dokáadny opis kontrolowania caáego procesu produkcji mieszanek zawarty w czĊĞci dotyczącej zakáadowej kontroli produkcji (ZKP).
Tabela 2. Mieszanki z betonu przekruszonego [6]
Table 2. Mixtures from the concrete broken into fragments [6]
Skáadniki
Gáówne skáadniki
Inne materiaáy ziarniste
Zanieczyszczenia
przekruszony beton (o gĊstoĞci >2,1 Mg/m3)
i kruszywo (áącznie z ĪuĪlem)
przekruszony mur
destrukt asfaltowy
skáadniki spoiste (áącznie z gliną)
skáadniki organiczne
ZawartoĞü
[% (m/m)]
> 90
< 10
<5
<1
< 0,1
Tabela 3. Mieszanki z przekruszonego muru [6]
Table 3. Mixtures from wall broken into fragments [6]
Skáadniki
Gáówne skáadniki
Inne materiaáy ziarniste
Zanieczyszczenia
przekruszony mur (o gĊstoĞci >1,6 Mg/m3),
przekruszony beton (o gĊstoĞci >2,1
Mg/m3) i kruszywo (áącznie z ĪuĪlem)
materiaáy ziarniste o gĊstoĞci <1,6 Mg/m3
destrukt asfaltowy
skáadniki spoiste (áącznie z gliną)
skáadniki organiczne
ZawartoĞü
[% (m/m)]
> 80
< 20
<5
<1
< 0,1
224
Tabela 4. Przekruszone materiaáy drogowe [6]
Table 4. Broken fragments road fragments [6]
ZawartoĞü
[% (m/m)]
Skáadniki
Gáówne skáadniki
materiaáy drogowe áącznie z kruszonym betonem,
niezwiązanymi kruszywami i przekruszone
mieszanki kruszyw związane hydraulicznie
> 90
Potencjalnym miejscem pozyskiwania materiaáów są równieĪ istniejące
w Polsce drogi. W tabeli 5 przedstawiono dane dotyczące stanu polskich dróg
w latach 2001-2009.
Tabela 5. Stan nawierzchni drogowych w Polsce w latach 2001-2009 (Ĩródáo: wáasne)
Table 5. The state of road surfaces in Poland in years 2001-2009 (source: own)
Stan [%]
Dobry
Niezadowalający
Záy
Suma
2001
28,5
37,5
34,0
2002
37,0
33,4
29,6
2003
40,1
30,3
29,6
2004
45,5
28,7
25,8
Rok
2005
48,9
26,2
24,9
100 %
2006
53,2
23,4
23,4
2007
54,9
22,6
22,5
2008
53,6
25,1
21,3
2009
59,6
21,5
18,9
W roku 2002 nastąpiáa zmiana tendencji w jakoĞci dróg. Notowany jest
ciągáy wzrost dáugoĞci odcinków w stanie dobrym w stosunku do odcinków
w stanie záym. W 2009 roku róĪnica ta wyniosáa juĪ ponad 40% na korzyĞü
stanu dobrego nawierzchni. W kolejnych latach í mimo wzrostu ruchu pojazdów (w tym pojazdów ciĊĪkich) í udaáo siĊ zmniejszyü do niespeána 19% iloĞü
odcinków nawierzchni w stanie záym.
Osobnym problemem jest szybkie tempo wykonywanych robót i trwaáoĞü
nowych nawierzchni wykonanych w ostatnim czasie.
ZAKOēCZENIE
Technologie z zastosowaniem frezarek oraz innych maszyn do recyklingu
wymagają bardzo dokáadnego sprawdzenia skáadników w istniejącej nawierzchni. Badane są cechy powierzchniowe nawierzchni oraz wáaĞciwoĞci
warstw bitumicznych. Frezowane kruszywo jest mieszane z nowymi skáadnikami (np. w recyklerze) i w związku z tym niezbĊdna jest staáa kontrola materiaáu pozyskiwanego ze starej nawierzchni. W tej technologii wybór najlepszego rozwiązania dotyczy gáównie wáaĞciwego doboru nowych i starych skáadników, ale okreĞlenie wáaĞciwej zawartoĞci lepiszcza dla konkretnych mieszanek
mineralnych moĪe byü ustalone jedynie na podstawie odpowiednich metod
obliczeniowych i zweryfikowane doĞwiadczalnie dla ustalonych w danym miejscu warunków realizacji. Dobre przygotowanie tych robót i ustalenie zasad
kontrolowania przebiegu caáego procesu oraz ustalenie zakresu robót jest pod-
225
stawą do zaprojektowania optymalnej mechanizacji tych robót. Dobre przygotowanie robót oznacza równieĪ dokáadne zorganizowanie dostaw materiaáów.
WaĪny jest równieĪ wybór czasu realizacji robót. Realizacja robót na dwie
zmiany (w tym równieĪ w dni wolne) przyspieszy wykonanie, ale jednoczeĞnie
spowoduje potrzebĊ uzgodnieĔ z dostawcami skáadników. Potrzebny jest równieĪ kompromis z lokalną spoáecznoĞcią. Haáas w godzinach nocnych spowodowany pracą maszyn moĪe byü zrekompensowany wczeĞniejszym oddaniem
drogi do uĪytku i zwiĊkszeniem bezpieczeĔstwa oraz komfortu poruszania siĊ
pojazdów na drodze. Kompromisem moĪe byü równieĪ wykorzystanie w danym
okresie dobrych warunków atmosferycznych i przyspieszenie robót poprzez ich
realizacjĊ w dodatkowych godzinach.
Istotnym elementem jest równieĪ dobór technologii i zakresu robót do
moĪliwoĞci finansowych zamawiającego. JeĪeli przyspieszenie robót nie umoĪliwi korzystania z nowej drogi z powodu innych zakáóceĔ, np. opóĨnieĔ w wykonaniu mostu, a jednoczeĞnie pozwoli na oszczĊdnoĞci wynikające z zastosowania maszyn taĔszych o mniejszej wydajnoĞci, to dokonanie wyboru najlepszej technologii moĪe przebiegaü wedáug takich kryteriów jak koszt realizacji,
komfort Īycia (haáas maszyn w nocy), zatrudnienie firm lokalnych, nowe miejsca pracy dla miejscowej ludnoĞci. Przy duĪych inwestycjach drogowych proces dokonywania wyboru moĪe teĪ byü poáączony z wykorzystaniem Ğrodków
finansowych z Unii Europejskiej przeznaczonych na technologie innowacyjne
oraz przygotowanie kadry poprzez zorganizowanie za pieniądze unijne szkoleĔ
i warsztatów. Te ostatnie kryteria stanowią istotne kroki w rozwoju lokalnych
spoáecznoĞci czĊsto zagubionych w nowej rzeczywistoĞci. Pozbycie siĊ uciąĪliwych odpadów i zbudowanie nowej drogi z udziaáem miejscowej, dobrze wyszkolonej ludnoĞci, jest równieĪ szansą na poáączenie wykluczonych geograficznie regionów Polski z innymi regionami Polski i Europy.
Innym problemem jest dąĪenie projektantów do stosowania innowacyjnych
technologii, poniewaĪ zdarza siĊ, Īe projektanci w obawie przed konsekwencjami stosują jak najlepsze materiaáy, czĊsto drogie i trudne do zdobycia na
danym terenie. Na jednej autostradzie poszczególne odcinki mają róĪne przekroje, bo projektowali je inni projektanci, a rozwiązaniem jest standaryzacja
przekrojów jak w Holandii. Zastosowanie materiaáów pozyskiwanych z recyklingu musi byü obligatoryjne, z uwzglĊdnieniem preferencyjnego wykorzystania materiaáów z danego terenu, gdzie np. zalegają haády gruzu budowlanego.
Obecnie czĊsto moĪna zobaczyü haády kruszywa z przekruszonych budynków
starych fabryk, których nikt nie chce wykorzystaü. SpoĪytkowanie tego materiaáu odpowiednio zbadanego pod wzglĊdem przydatnoĞci w budownictwie drogowym, np. do wykonania podbudowy zasadniczej lub pomocniczej, staje siĊ
wrĊcz koniecznoĞcią, jednak nie odbĊdzie siĊ to w warunkach, gdy projektanci
nie są zainteresowani takimi rozwiązaniami. MoĪe dobrym rozwiązaniem na
początek byáyby odcinki doĞwiadczalne, na których moĪna by sprawdziü przydatnoĞü tych technologii na danym terenie. Zasadniczym problemem jest to,
226
kto, jaka instytucja byáaby tym zainteresowana, lecz przede wszystkim muszą
siĊ w tym wzglĊdzie zmieniü jak najszybciej przepisy.
WNIOSKI
1. Przedstawione innowacyjne technologie są stosowane do budowy dróg
w Holandii, a doĞwiadczenia firm holenderskich w tym zakresie bĊdą przydatne dla firm budowlanych w Polsce.
2. Zmiana mentalnoĞci projektantów w kwestii stosowania materiaáów pochodzących z recyklingu powinno byü przedmiotem szkoleĔ i badaĔ w jednostkach badawczych, w tym równieĪ w uczelniach wyĪszych.
3. Wybór materiaáów z recyklingu do budowy dróg powinien byü obligatoryjny
w procedurze przetargowej, co wynika z zasad zrównowaĪonego rozwoju
gospodarki.
4. W związku z brakiem wymagaĔ dla technologii wbudowania mieszanek
mineralno-asfaltowych opartych na juĪ wprowadzonych normach PN-EN,
Generalna Dyrekcja Dróg Krajowych i Autostrad w Warszawie, w stosownym piĞmie z 2004 roku, okreĞliáa, Īe stosowanie tej normy jest moĪliwe
tam, gdzie w specyfikacjach na okreĞlone budowy zostaną podane takie
wymagania. Wynika z tego, Īe przy braku doĞwiadczeĔ związanych
z badaniami kruszyw i odniesienia wyników do wymagaĔ eksploatacyjnych
nawierzchni, odpowiedzialnoĞü na obecnym etapie wprowadzania norm
europejskich moĪe ponosiü tylko projektant. Bardzo praktyczne staje siĊ dla
projektantów jak najszybsze budowanie odcinków doĞwiadczalnych, tak jak
robi siĊ to w krajach Unii Europejskiej.
LITERATURA
[1] Martinek W., Tokarski Z., Chojnicki K., 2012. Organizacja budowy asfaltowych
[2] Norma PN-EN 13108-7 Asfalt porowaty. PKN Warszawa 2008.
[3] Norma PN-EN 13108-8 Destrukt asfaltowy. PKN Warszawa 2008.
[4] Wymagania Techniczne WT-1 Kruszywa do mieszanek mineralno-asfaltowych
i powierzchniowych utrwaleĔ na drogach krajowych. GDDKiA Warszawa, 2010.
[5] Wymagania Techniczne WT-2 Nawierzchnie asfaltowe na drogach krajowych.
GDDKiA Warszawa, 2010.
[6] WT-4 Mieszanki niezwiązane na drogach krajowych. GDDKiA Warszawa, 2010.
[7] Ustawa o odpadach z dnia 27 kwietnia 2001 roku, Dz.U. NR 62, poz. 628.
227
INNOVATIVE TECHNOLOGIES IN RECYCLING MATERIALS
USING TO THE CONSTRUCTION OF ROADS AS THE
ELEMENT OF A SUSTAINABLE DEVELOPMENT POLICY
Abstract. In this paper the legal status concerning of new technologies in the
road – building recycling is presented. There is shown varied technologies of
gaining materials using to the construction of surface layers and the rule of
qualifying of solutions for product and process innovation. A final effect of
presented material are concrete results of measurement, which were
effectuated in Netherlands.
Key words: civil engineering, norms, road, recycling, technologies
UZDATNIANIE WODY PODZIEMNEJ
DO CELÓW KOTàOWYCH
Z ZASTOSOWANIEM ODWRÓCONEJ OSMOZY
GraĪyna Totczyk, Ryszard OkoĔski, Leonard Boszke*1
Streszczenie. Woda wykorzystywana do celów kotáowych musi speániaü
wyostrzone kryteria jakoĞciowe, które okreĞlają producenci. Gáównymi
czynnikami decydującymi o jakoĞci wody zasilającej są parametry pracy kotáa, jego konstrukcja, warunki eksploatacji i obciąĪenie powierzchni wymiany
ciepáa. Obecnie coraz czĊĞciej stosowane są metody uzdatniania wody z uĪyciem moduáów odwróconej osmozy, które gwarantują wysoki stopieĔ demineralizacji wody. W artykule przedstawiono wyniki badaĔ uzdatniania wody
podziemnej do celów kotáowych z zastosowaniem procesu odwróconej
osmozy.
Sáowa kluczowe: odwrócona osmoza, uzdatnianie wody, woda kotáowa
WPROWADZENIE
Wody naturalne, a takĪe wodociągowe nie nadają siĊ do celów kotáowych
bez wczeĞniejszego przygotowania, gdyĪ muszą speániaü specjalne wymagania,
związane z konstrukcją kotáów, ich eksploatacją, obciąĪeniem cieplnym czy
jakoĞcią materiaáów, z których zostaáy wykonane. Z tego wzglĊdu nie jest moĪliwe okreĞlenie jednoznacznych wymagaĔ dla wody kotáowej. Musi ona speániaü przede wszystkim wymogi producenta kotáów, a wymagania podane
w obowiązujących przepisach [5, 8] mają jedynie charakter zaleceĔ. Zawsze
jednak woda kotáowa musi byü tak uzdatniona, aby nie powodowaáa wytrącania
siĊ osadów (typu kamienia kotáowego lub szlamu), nie byáa korozyjna w stosunku do urządzeĔ kotáowych i nie pieniáa siĊ [2, 4].
W celu odpowiedniego przygotowania wody zasilającej kotáy í oprócz metod konwencjonalnych í coraz czĊĞciej stosuje siĊ metodĊ odwróconej osmozy
[1, 9]. Jest to proces rozdziaáu cząsteczek wody od rozpuszczonych w niej substancji, który zachodzi dziĊki selektywnej membranie przepuszczalnej tylko
dla cząsteczek rozpuszczalnika. Wspóápraca moduáów odwróconej osmozy
z filtrami wĊglowymi oraz mechanicznymi daje bardzo wysokie efekty oczyszczania wody, która pozbawiona zostaje substancji koloidalnych, jonowych,
bakterii i wirusów.
* dr inĪ. GraĪyna TOTCZYK, mgr inĪ. Ryszard OKOēSKI, dr hab. Leonard BOSZKE, prof.
nadzw. UTP, Wydziaá Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e-mail: [email protected]
230
EFEKTYWNOĝû TECHNOLOGICZNA PROCESU
ODWRÓCONEJ OSMOZY
Na efektywnoĞü dziaáania moduáów odwróconej osmozy ma wpáyw jakoĞü
zasilającej wody, dlatego wymaga ona wstĊpnego uzdatnienia. W przypadku
wody wodociągowej konieczne jest usuniĊcie cząstek staáych, twardoĞci wody
oraz chloru. Gdy zasilanie moduáów odbywa siĊ wodą z ujĊü podziemnych,
zachodzi koniecznoĞü dodatkowego usuniĊcia Īelaza i manganu. Niedostateczne
oczyszczenie wody przed wprowadzeniem jej na moduáy odwróconej osmozy
powoduje skrócenie czasu funkcjonowania membran, spadek wydajnoĞci oraz
pogorszenie jakoĞci uzyskiwanej wody zdemineralizowanej.
W praktyce do okreĞlania zdolnoĞci wody do zanieczyszczenia membrany
powszechnie stosowany jest indeks koloidalny í SDI (ang. Silt Density Index).
Oznacza siĊ go doĞwiadczalnie, mierząc obniĪenie siĊ strumienia filtratu
w okreĞlonym czasie, pod staáym ciĞnieniem i przy zastosowaniu membran
o wielkoĞci porów 0,1-1,0 μm [1, 4]. Indeks SDI przyjmuje wartoĞci z przedziaáu 0÷6,67. Gdy SDI <3, to woda jest maáo zanieczyszczona, a gdy SDI >5, to
woda jest zanieczyszczona w stopniu wysokim i ma duĪy potencjaá zanieczyszczania membran [4].
Membrany powinny byü czyszczone, gdy stwierdzi siĊ [2]:
x wzrost zasolenia filtratu o ponad 15% i wzrost ciĞnienia o ponad 20%,
x spadek wydajnoĞci hydraulicznej o wiĊcej niĪ 5%,
x obecnoĞü osadów na membranach.
WskaĨnikami okreĞlającymi efektywnoĞü przebiegu procesu odwróconej
osmozy są [4, 6]:
x stopieĔ zatrzymania (R), który okreĞla stopieĔ eliminacji substancji
rozpuszczonej z roztworu zasilającego, obliczany z zaleĪnoĞci:
R = (c1-c2) / c1
gdzie:
c1 í stĊĪenie substancji rozpuszczonej w roztworze zasilającym [g/m3],
c2 í stĊĪenie substancji rozpuszczonej w filtracie [g/m3],
zwiĊkszenie stĊĪenia substancji rozpuszczonej w roztworze zasilającym
zmniejsza selektywnoĞü membrany (wartoĞü R maleje);
x stopieĔ odzysku (Y), okreĞlany wzorem:
Y = Qp / Qf ·100% ,
gdzie:
Qp í natĊĪenie przepáywu filtratu [m3/s],
Qf – natĊĪenie przepáywu roztworu zasilającego [m3/s],
zwiĊkszenie stopnia odzysku powoduje wzrost stĊĪenia substancji rozpuszczonej w roztworze zasilającym, w konsekwencji zmniejsza siĊ
szybkoĞü filtracji i stopieĔ rozdziaáu.
Uzdatniane wody podziemnej do celów kotáowych...
231
OPIS OBIEKTU
Badaniem objĊta zostaáa stacja uzdatniania wody (SUW) pracująca na potrzeby Centrum Onkologii w Bydgoszczy, Ğwiadczącego usáugi lecznictwa
otwartego i zamkniĊtego. W SUW wyodrĊbnione są dwa stopnie ukáadu technologicznego. W ukáadzie pierwszego stopnia (I°) uzdatniana jest woda na potrzeby wodociągowe obiektu, a ukáad stopnia drugiego (II°) í to dalsze uzdatnianie
wody do celów kotáowych.
W kotáowni eksploatowane są cztery kotáy firmy Viessmann:
x dwa kotáy parowe wysokotemperaturowe o mocy Q = 4 MW
i Q = 11570 kW, których maks. ciĞnienie robocze wynosi 16 bar,
a maks. temperatura pracy kotáów wynosi 150°C,
x dwa kotáy wodne wysokotemperaturowe o mocy 7 MW, o maks.
ciĞnieniu roboczym 10 bar i maks. temperaturze pracy kotáów 150°C.
Kotáownia zaspokaja potrzeby centralnego ogrzewania, ciepáej wody uĪytkowej i wody technologicznej dla szpitala (sterylizacja, dezynfekcja, kuchnia,
pralnia).
Obiekt zasilany jest w wodĊ podziemną czerpaną za pomocą studni wierconej o gáĊbokoĞci 209 m. Posiada takĪe dwa ujĊcia z miejskiej sieci wodociągowej, które peánią rolĊ ujĊü awaryjnych.
Ukáad technologiczny I°, na który podawana jest woda surowa, jest przedstawiony na rysunku 1.
komora
koagulacji
o
filtr I
(odĪelaziacz)
filtr II o
(odmanganiacz)
zbiornik
retencyjny
na 2 stopieĔ
uzdatniania
2 degree
treatment
nd
woda
wodociągowa
woda
surowa
raw
water
tap water
coagulation
chamber
retention
filter I o
filter II o
(water deferrization) (water demanganization) tank
do sieci
wodociagowej
tap-water
network
Rys. 1. Ukáad technologiczny uzdatniania wody na potrzeby wodociągowe
Fig. 1. Technological water treatment system for tap-water purposes
Woda pompowana ze studni gáĊbinowej trafia do komory koagulacji, gdzie
za pomocą automatycznego systemu dozowania dawkowany jest koagulant.
Powoduje on wytwarzanie siĊ káaczkowatej, gąbczastej zawiesiny, na której
adsorbowane są zanieczyszczenia koloidalne. NastĊpnie woda przepáywa na
dwa filtry ciĞnieniowe, poáączone szeregowo, do których doprowadzane jest
równieĪ sprĊĪone powietrze. Pierwszy filtr peáni rolĊ odĪelaziacza, a drugi wy-
232
peániony masą katalityczną – braunsztynem pracuje jako odmanganiacz. Na
filtrach usuwane są związki Īelaza, manganu i pozostaáe zawiesiny pokoagulacyjne. NastĊpnie podczas przepáywu do zbiorników retencyjnych woda poddawana jest procesowi chlorowania podchlorynem sodu (NaOCl) w celu dezynfekcji i zapobiegawczo, aby nie dopuĞciü do rozwoju bakterii w zbiornikach. Ze
zbiorników retencyjnych czĊĞü wody kierowana jest do Centrum Medycznego
jako woda wodociągowa, a czĊĞü na drugi ukáad technologiczny í do dalszego
uzdatniania.
Ukáad uzdatniania II° (rys. 2) ma za zadanie dostarczenie wody do celów
kotáowych.
zespóá filtrów
wstĊpnego oczyszczania
50 Pm 5 Pm
záoĪe
jonitowe
filtr 5 Pm
preliminary puryfikation
filters 50 Pm and 5 Pm
ion exchange
resins deposit
filter 5 Pm
woda
wodociągowa
tap water
filtr z wĊglem
aktywnym
filtr1 Pm
odwrócona
osmoza
zbiornik
wody
do kotáowni
boiler room
filter with
active carbon
filter 1Pm
reverse
osmosis
water
tank
Rys. 2. Ukáad technologiczny uzdatniania wody do celów kotáowych
Fig. 2. Technological water treatment system for boiler-room purposes
Ze zbiorników retencyjnych woda przepáywa przez ukáad szeregowo pracujących dwóch filtrów wstĊpnego oczyszczania 50 μm i 5 μm. Kolejnym procesem uzdatniania jest zmiĊkczanie wody, czyli usuwanie z niej przede wszystkim wĊglanów oraz siarczanów wapnia i magnezu, powodujących tzw. twardoĞü wody. Proces ten przebiega na równolegle poáączonych jonitach. Zastosowano jonity kationowymienne kwaĞne pracujące w cyklu wodorowym i sodowym. Ostatecznym rezultatem jest dekarbonizacja, zmiĊkczenie i w znacznym
stopniu odsolenie wody. Po jonitach woda trafia na kolejny filtr przeciw-
233
koloidowy 5 μm, a nastĊpnie na filtry z wĊglem aktywnym, gdzie usuwany jest
przede wszystkim chlor pozostaáy po dezynfekcji wody wodociągowej, niektóre
metale ciĊĪkie i związki organiczne. Na drodze dalszego przepáywu wody,
przed moduáami odwróconej osmozy znajduje siĊ filtr przeciwkoloidowy 1 μm.
Podczas procesu odwróconej osmozy nastĊpuje demineralizacja wody. Tak
uzdatniona woda kierowana jest do kotáowni parowej i wodnej.
W celu ochrony membran odwróconej osmozy przed osadzaniem siĊ kamienia kotáowego i zatykaniem por w membranach do wody dawkowane są
odpowiednie chemikalia í antyskalanty.
Ostatnim etapem przygotowania wody zasilającej kotáy jest korekta chemiczna. Ma ona na celu nadanie wodzie wáaĞciwoĞci antyosadowych i antykorozyjnych oraz stabilizacjĊ odczynu.
METODY BADAē
Analiza efektywnoĞci procesu uzdatniania wody do celów kotáowych przeprowadzona zostaáa na podstawie wyników badaĔ analitycznych, które wykonywane są okresowo w zakáadowym laboratorium. Badaniem objĊte są wody
surowe i uzdatnione w kolejnych procesach jednostkowych ukáadu technologicznego. W ukáadzie I° badana jest woda surowa pobierana ze studni, po procesie koagulacji, filtracji I i II stopnia, i ze zbiorników retencyjnych, czyli woda
dystrybuowana wewnątrzzakáadową siecią wodociągową. Kontrola analityczna
próbek wody obejmuje oznaczenie barwy, mĊtnoĞci, odczynu, zasadowoĞci
ogólnej, tlenu, CO2, Īelaza ogólnego, N-NH4, N-NO2, N-NO3, azotu ogólnego,
manganu, chlorków, siarczanów i utlenialnoĞci.
W ukáadzie II° badana jest woda po procesie zmiĊkczania, demineralizacji
metodą odwróconej osmozy i na zasilaniu kotáów. W próbkach tych przeprowadza siĊ oznaczenia twardoĞci ogólnej, zasadowoĞci, odczynu, Īelaza ogólnego
i przewodnictwa elektrolitycznego.
Wszystkie oznaczenia wykonywane są zgodnie z obowiązującą w Polsce
metodyką badaĔ.
WYNIKI I DYSKUSJA
Ukáad technologiczny I°
Ujmowana woda podziemna o odczynie 7,6 pH charakteryzuje siĊ podwyĪszoną barwą (25 mgPt/l), mĊtnoĞcią (2,7 NTU), zawartoĞcią Īelaza wystĊpującego w stĊĪeniu 2,02 mg/l i jonu amonowego w stĊĪeniu 0,78 mg/l. Pozostaáe wskaĨniki jakoĞci wody surowej ksztaátują siĊ na poziomie lub poniĪej
wartoĞci dopuszczalnych dla wody przeznaczonej na cele pitne [7].
234
Przedstawione w tabeli 1 wyniki badaĔ Ğwiadczą o tym, Īe w trakcie
uzdatniania wody w kolejnych procesach technologicznych nastĊpuje stopniowe
usuwanie niepoĪądanych substancji aĪ do uzyskania wody odpowiadającej wymogom
stawianym wodzie pitnej. NaleĪy wiĊc stwierdziü, Īe ukáad technologiczny I° uzdatniania wody wáaĞciwie speánia swoją rolĊ.
Tabela 1. Wyniki badaĔ wody uzdatnianej do celów wodociągowych [3]
Table 1. Testing results for the water treated for tap-water purposes [3]
Oznaczenie
Jednostka
Woda
surowa
Barwa
MĊtnoĞü
Odczyn
ZasadowoĞü og.
N-NH4
N-NO2
N-NO3
Azot ogólny
ĩelazo og.
Mangan
Chlorki
Siarczany
UtlenialnoĞü
Tlen
CO2wolny
mg Pt/l
NTU
pH
mval/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mgO2/l
mg/l
mg/l
25
2,70
7,6
5,7
0,78
n.w.
0,31
1,05
2,02
0,12
74,5
<10
5,30
1,70
6,60
Woda po
procesie
koagulacji
20
2,90
7,4
5,8
0,37
n.w.
0,28
0,98
1,07
0,80
74,5
<10
3,10
1,10
6,60
Woda po
Woda
WartoĞü dofitracji
w zbiorniku puszczalna dla
I i II stopnia retencyjnym wody pitnej [7]
17
10
15
0,65
0,14
1,00
7,5
7,7
6,5÷9,5
5,7
n.o.
n.o.
0,27
<0,06
0,50
n.w.
n.w.
0,50
0,21
0,86
50,0
0,87
0,96
n.o.
0,16
0,06
0,20
0,05
n.w.
0,05
76,0
74,6
250,0
<10
<10
250,0
3,00
2,30
5,0
5,40
9,00
n.o.
7,70
2,20
n.o.
n.o. í nie okreĞlono, n.w. í nie wykryto
Ukáad technologiczny II°
Ukáad technologiczny II° zasilany jest wodą ze zbiorników retencyjnych,
o jakoĞci wody wodociągowej. W procesie zmiĊkczania wody na jonitach zostaáa ona pozbawiona związków powodujących twardoĞü, a stĊĪenie Īelaza ogólnego obniĪone zostaáo do wartoĞci 0,04 mg/l (tab. 2). W wyniku dalszego
uzdatniania wody metodą odwróconej osmozy zawartoĞü Īelaza ogólnego
zmniejszyáa siĊ do 0,01 mg/l, wystąpiáa szczątkowa twardoĞü ogólna, a przewodnictwo elektrolityczne wynosiáo 346 μS/cm. W ostatecznym efekcie uzdatniania otrzymano wodĊ, która speánia wymagania okreĞlone przez producenta
kotáów. Jednak woda je zasilająca charakteryzowaáa siĊ zawartoĞcią Īelaza na
granicy dopuszczalnoĞci. Biorąc pod uwagĊ, Īe stĊĪenie Īelaza zarówno po
záoĪach jonitowych, jak i po moduáach RO byáo o poáowĊ niĪsze i wynosiáo
0,01 mg/l, moĪna przypuszczaü, Īe jego związki kumulują siĊ w zbiorniku wody do zasilania kotáów (rys. 2). W takim przypadku naleĪaáoby wyáączyü zbiornik z eksploatacji i przeprowadziü jego páukanie.
235
Tabela 2. Wyniki badaĔ wody uzdatnianej na potrzeby kotáowni [3]
Table 2. Testing results for the water treated for boiler-room purposes [3]
Oznaczenie
Jednostka
Woda
wodociągowa
Odczyn
ZasadowoĞü m
ZasadowoĞü p
Zelazo og.
TwardoĞü og.
Przewodnictwo
elektrolityczne
pH
mval/l
mval/l
mg/l
mval/l
7,68
2,75
n.o.
0,06
2,5
μS/cm
n.o.
Woda po procesie Woda po procesie
zmiĊkczania
demineralizacji
na jonitach
na RO
n.o.
7,77
n.o.
n.o.
n.o.
n.o.
0,01
0,01
n.w.
0,018
n.o.
346
Woda
zasilająca
kotáy
8,66
1,20
0,15
0,02
n.w.
480
n.o. í nie okreĞlono, n.w. í nie wykryto
Woda zasilająca kotáy miaáa odpowiedni odczyn i znacznie niĪsze wartoĞci
zasadowoĞci ”m” í wobec oranĪu metylowego i „p” í wobec fenoloftaleiny
(odpowiednio 1,2 i 0,15 mval/l) od dopuszczalnych, nie wykazywaáa twardoĞci.
Przewodnictwo elektrolityczne wynoszące 480 μS/cm równieĪ mieĞciáo siĊ
w zakresie dopuszczalnych wartoĞci. Przeprowadzona analiza jakoĞci wody
zasilającej kotáy pozwala stwierdziü, Īe ukáad technologiczny II° funkcjonuje
poprawnie. Zastosowane rozwiązanie hybrydowe, polegające na szeregowej
wspóápracy záóĪ jonitowych i moduáów odwróconej osmozy, charakteryzuje siĊ
wysoką efektywnoĞcią technologiczną.
WNIOSKI
Na podstawie przeprowadzonej analizy wyników badaĔ sformuáowano nastĊpujące wnioski:
1. Odpowiedni dobór technologii i urządzeĔ do uzdatniania wody pozwala
na wykorzystanie wody podziemnej do celów kotáowych.
2. Zastosowany dwustopniowy ukáad technologiczny uzdatniania zapewnia dostawĊ wody o odpowiedniej jakoĞci do wewnątrzzakáadowej sieci
wodociągowej i na potrzeby kotáowni analizowanego obiektu.
3. Zastosowanie odwróconej osmozy w uzdatnianiu wody kotáowej umoĪliwia speánienie wysokich wymagaĔ jakoĞciowych, jakie stawiane są
wodzie stosowanej w energetyce.
LITERATURA
[1] Bodzek M., Konieczny K., 2005. Wykorzystanie procesów membranowych
w uzdatnianiu wody. Oficyna Wydawnicza Projprzem–EKO Bydgoszcz.
[2] Kowal A.L., ĝwiderska-BróĪ M., 1996. Oczyszczanie wody. Wydawnictwo Naukowe PWN Warszawa-Wrocáaw.
236
[3] Materiaáy Ĩródáowe.
[4] Nawrocki J., Biáozor S. i in. 2000. Uzdatnianie wody. Procey chemiczne i biologiczne. Wydawnictwo Naukowe PWN Warszawa-PoznaĔ.
[5] PN-85/C-04601 Woda do celów energetycznych. Wymagania i badania jakoĞci
wody dla kotáów wodnych i zamkniĊtych obiegów ciepáowniczych.
[6] Rautenbach R., 1996. Procesy membranowe. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne
Warszawa.
[7] Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 29 marca 2007 w sprawie jakoĞci wody
przeznaczonej do spoĪycia przez ludzi – Dz.U. 2007 nr 61, poz.417, z póĨniejszymi zmianami..
[8] StaĔda J., 1995. Woda dla kotáów parowych i obiegów cháodzących siáowni cieplnych. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne Warszawa.
[9] Totczyk G., 2005. Uzdatnianie wody na cele energetyczne metodą odwróconej
osmozy. XXV MiĊdzynarodowe Sympozjum im. Bolesáawa Krzysztofika, AQUA,
Politechnika Warszawska, Páock.
UNDERGROUND WATER TREATMENT FOR BOILER
PURPOSES APPLYING REVERSE OSMOSIS
Abstract. The water applied for boiler-room purposes must meet the higher
quality criteria determined by producers. The main factors determining the
quality of supplying water are the boiler operation parameters, boiler design,
conditions of use and the heat transfer surface load. At present the water
treatment methods involving reverse osmosis modules, which guarantee
a high degree of water demineralization, are applied more and more
frequently. The paper presents the results of research into the underground
water treatment for boiler-room purposes applying the process of reverse
osmosis.
Key words: reverse osmosis, water treatment, boiler water
KONCEPCJA WYKORZYSTANIA STRATEGICZNEJ
MAPY AKUSTYCZNEJ W PROCESIE TWORZENIA
MIEJSCOWYCH PLANÓW ZAGOSPODAROWANIA
PRZESTRZENNEGO
Janusz KwiecieĔ, Kinga SzopiĔska*1
Streszczenie. Sposób zagospodarowania przestrzeni w Polsce okreĞla system
opracowaĔ planistycznych regulowany przez UstawĊ z dnia 27 marca 2003 r.
o planowaniu i zagospodarowaniu przestrzennym. Na poziomie gminy aktem
prawa miejscowego stanowiącego podstawĊ rozwoju urbanistycznego przestrzeni miejskiej jest miejscowy plan zagospodarowania przestrzennego
(MPZP). Analizując proces tworzenia polskich miast, moĪna stwierdziü brak
kompleksowych badaĔ Ğrodowiska uwzglĊdniających problem klimatu akustycznego. Tryb postĊpowania przy tworzeniu MPZP obejmuje jedynie ogólną diagnozĊ Ğrodowiska bez podawania mierzalnych wielkoĞci negatywnego
oddziaáywania zanieczyszczeĔ, w tym poziomu haáasu Ğrodowiskowego. Celem pracy jest przedstawienie problematyki wpáywu klimatu akustycznego na
proces zagospodarowania przestrzeni miast z wykorzystaniem Strategicznej
Mapy Akustycznej (SMA). Mapa umoĪliwia caáoĞciową ocenĊ stopnia zagroĪenia terenów miejskich haáasem, okreĞla jego przyczyny oraz przedstawia prognozy zmian jego poziomu. W pracy zaproponowano ponadto etapy
realizacji MPZP z uwzglĊdnieniem SMA jako narzĊdzia wspomagającego
okreĞlanie poziomu haáasu Ğrodowiskowego. Zaletą uwzglĊdnienia SMA
w procesie tworzenia MPZP jest moĪliwoĞü weryfikacji ustaleĔ koncepcji
rozwiązaĔ przestrzennych pod kątem ochrony przed haáasem oraz póĨniejsze
ich uwzglĊdnienie w projekcie planu. SMA jest cennym i niezastąpionym
Ĩródáem informacji o poziomie haáasu i powinna byü wykorzystywana przez
urbanistów w procesie planowania przestrzeni miasta w myĞl zasad zrównowaĪonego rozwoju i áadu przestrzennego.
Sáowa kluczowe: planowanie przestrzenne, haáas Ğrodowiskowy, klimat
akustyczny, strategiczna mapa akustyczna, miejscowy plan zagospodarowania
przestrzennego
WPROWADZENIE
Wszelkie dokuczliwe i szkodliwe zjawiska dĨwiĊkowe pojawiające siĊ
w Ğrodowisku wspóátworzą klimat akustyczny otoczenia [8]. Wraz z gwaátownym rozwojem miast, zmniejszeniem przestrzeni urbanistycznej oraz wciąĪ
rosnącą liczbą emitorów haáasu problem jego oddziaáywania na poziomie ponadnormatywnym staá siĊ zjawiskiem powszechnym [12, 17, 18]. Haáas
* dr hab. inĪ. Janusz KWIECIEē, prof. UTP, mgr inĪ. Kinga SZOPIēSKA, Wydziaá
Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e-mail: [email protected], [email protected]
238
w aglomeracjach miejskich powoduje dyskomfort wĞród ludnoĞci, przyczyniając siĊ w ten sposób do powstania tzw. stresu miejskiego, jak równieĪ wpáywa
niekorzystnie na gospodarowanie zasobami miasta [1, 2]. OkreĞlenie klimatu
akustycznego projektowanych rozwiązaĔ terenowych jest waĪnym elementem
umoĪliwiającym kreowanie przestrzeni miejskiej w sposób harmonijny, z peánym wykorzystaniem jej potencjaáu i zachowaniem walorów Ğrodowiskowych.
Problem ten podejmuje Dyrektywa 2002/49/WE Parlamentu Europejskiego
i Rady Europy z dnia 25 czerwca 2002 roku odnosząca siĊ do oceny i zarządzania poziomem haáasu w Ğrodowisku [4]. Obowiązkiem paĔstw czáonkowskich
jest okreĞlenie poziomu haáasu, wskazanie dziaáaĔ zmierzających do poprawy
stanu akustycznego oraz ochrona terenów, na których poziom dĨwiĊku jest wáaĞciwy. Polska jako czáonek Unii Europejskiej zobligowana jest do przestrzegania zapisów powyĪszej dyrektywy.
MAPA AKUSTYCZNA JAKO NARZĉDZIE WYKORZYSTYWANE
PRZY OKREĝLANIU KLIMATU AKUSTYCZNEGO
Jednym z zaproponowanych w dyrektywie 2002/49/WE dziaáaĔ zmierzających do ochrony przed haáasem jest strategiczna mapa akustyczna (SMA) [4].
SMA to uĞredniona mapa haáasu emitowanego do Ğrodowiska przez róĪne grupy Ĩródeá. Daje ona moĪliwoĞü caáoĞciowej oceny stopnia zagroĪenia terenów
miejskich haáasem, okreĞla jego przyczyny oraz przedstawia prognozy zmian
jego poziomu. Obliczenia dla SMA wykonuje siĊ w oparciu o bazĊ danych GIS
oraz specjalistyczne programy komputerowe, m.in. CadnaA, SoundPlan czy
IMMI [5, 6, 14]. W polskim prawodawstwie podstawowym aktem prawnym
regulującym zagadnienia dotyczące poziomu haáasu Ğrodowiskowego jest
Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 roku Prawo Ochrony ĝrodowiska [16]. Zgodnie z treĞcią art. 112 ochrona przed haáasem polega na zapewnieniu jak najlepszego akustycznego stanu Ğrodowiska poprzez utrzymanie poziomu haáasu nieprzekraczającego wartoĞci dopuszczalnych. Sporządzając SMA haáas Ğrodowiskowy moĪna okreĞliü za pomocą wskaĨnika: LDWN oraz LN. LDWN to dáugookresowy Ğredni poziom dĨwiĊku A wyraĪony w decybelach (dB), wyznaczony
w ciągu wszystkich dób w roku, z uwzglĊdnieniem: pory dnia, pory wieczoru
i pory nocy, natomiast LN – dáugookresowy Ğredni poziom dĨwiĊku A wyraĪony
w decybelach (dB) wyznaczony w ciągu wszystkich pór nocy w roku. WartoĞci
dopuszczalne powyĪszych wskaĨników na terenach wraĪliwoĞci okreĞla Rozporządzenie Ministra ĝrodowiska z dnia 1 paĨdziernika 2012 r. zmieniające rozporządzenie w sprawie dopuszczalnych poziomów haáasu w Ğrodowisku [13].
Poziom wskaĨników uzaleĪniony jest od rodzaju Ĩródáa dĨwiĊku oraz od przeznaczenia obszaru nim zagroĪonego (tab. 1).
Koncepcja wykorzystania strategicznej mapy akustycznej...
239
Tabela 1. Dopuszczalny poziom haáasu dla poszczególnych grup Ĩródeá [13]
Table 1. Acceptable noise level for particular groups of sources [13]
Rodzaj terenu
Strefa ochronna „A” uzdrowiska, tereny
szpitali poza miastem
Teren zabudowy mieszkaniowej jednorodzinnej, domów opieki spoáecznej,
szpitali w miastach i tereny zabudowy
związane ze staáym lub czasowym
pobytem ludzi
Teren zabudowy mieszkaniowej wielorodzinnej i zamieszkania zbiorowego,
teren zabudowy zagrodowej, tereny
rekreacyjno-wypoczynkowe, tereny
mieszkaniowo-usáugowe
Tereny w strefie Ğródmiejskiej miast
powyĪej 100 tys. mieszkaĔców
Dopuszczalny poziom haáasu [dB]
pozostaáe obiekty
drogi lub linie
i dziaáalnoĞü bĊdąca
kolejowe
Ĩródáem haáasu
LDWN
LN
LDWN
LN
50
45
45
40
64
59
50
40
68
59
55
45
70
65
55
45
HAàAS ĝRODOWISKOWY W PROCESIE TWORZENIA
PRZESTRZENI POLSKICH MIAST
Sposób zagospodarowania przestrzeni w Polsce okreĞla system opracowaĔ
planistycznych regulowany przez UstawĊ z dnia 27 marca 2003 r. o planowaniu
i zagospodarowaniu przestrzennym [15]. Podstawą dziaáaĔ planistycznych są
zasady zrównowaĪonego rozwoju oraz áad przestrzenny. Na poziomie lokalnym
aktem prawa miejscowego stanowiącego podstawĊ rozwoju urbanistycznego
jest miejscowy plan zagospodarowania przestrzennego (MPZP). Stanowi on
element poĞredni pomiĊdzy poziomem planowania strategicznego, studium
uwarunkowaĔ i kierunków zagospodarowania przestrzennego (SUiKZG) a poziomem operacyjnym, w którym dochodzi do realizacji ustaleĔ planu przez
wydanie decyzji o pozwoleniu na budowĊ inwestycji (rys. 1).
240
Rys. 1. Struktura planowania przestrzennego w Polsce
Fig. 1. The structure of spatial planning in Poland
W MPZP ustala siĊ przeznaczenie obszaru, rozmieszczenie inwestycji celu
publicznego oraz okreĞla sposób zagospodarowania i warunki zabudowy terenu.
Etapy opracowania MPZP przedstawiono na rysunku 2. Zgodnie z art. 71 Ustawy z dnia 27 kwietnia 2001 r. Prawo Ochrony ĝrodowiska wraz z póĨniejszymi
zmianami podstawą do sporządzenia i aktualizacji MPZP są zaáoĪenia m.in.
ochrony Ğrodowiska [16]. Zgodnie z ustawą w planach miejscowych naleĪy
podaü niezbĊdne rozwiązania prowadzące do zapobiegania zanieczyszczeniom
w Ğrodowisku oraz tak planowaü przestrzeĔ, aby utrzymaü równowagĊ przyrodniczą i racjonalnie gospodarowaü zasobami Ğrodowiska z uwzglĊdnieniem m.in.
potrzeb w zakresie ochrony przed haáasem. W planach miejscowych wymóg ten
realizowany jest na wiele sposobów, do których moĪna zaliczyü m.in.:
1) wyznaczenie w MPZP terenów o róĪnych funkcjach i zasadach zagospodarowania, w tym obszarów wraĪliwoĞci akustycznej, dla których obowiązują akustyczne standardy jakoĞci Ğrodowiska; do obszarów tych naleĪą tereny przeznaczone pod zabudowĊ mieszkaniową, pod szpitale
i domy opieki spoáecznej, przeznaczone na cele uzdrowiskowe oraz pod
budynki związane ze staáym lub czasowym pobytem dzieci i máodzieĪy;
2) zdefiniowanie w granicach planu obszarów ograniczonego uĪytkowania,
w tym terenów cichych, gdzie haáas jest na poziomie wáaĞciwym;
3) sytuowanie terenów przeznaczonych pod dziaáalnoĞü produkcyjną, skáadowania i magazynowania w odlegáoĞciach eliminujących ich negatywne
oddziaáywanie na Ğrodowisko i ludzi; do oddziaáywania tego zaliczyü
moĪna ponadnormatywny poziom haáasu przemysáowego.
241
Rys. 2. Etapy opracowania miejscowego planu zagospodarowania przestrzennego
Fig. 2. Stages of Local Land Use Plan (source: own work)
PROBLEM BADAWCZY
W dziaáaniach związanych z planowaniem przestrzeni miejskiej, a w szczególnoĞci przy okreĞlaniu terenów naraĪonych na szkodliwe dziaáanie haáasu
wyznaczenie poziomu dĨwiĊku pochodzącego z projektowanych w MPZP Ĩródeá haáasu jest niezbĊdne do prawidáowego funkcjonowania struktury miasta
[7, 9]. Procedura tworzenia MPZP polega na weryfikacji stanu istniejącego oraz
okreĞleniu zmian zachodzących w zagospodarowaniu przestrzennym. Cymerman [3] etapy tworzenia MPZP podzieliá na cztery zasadnicze fazy. Faza 0 to
zebranie danych wejĞciowych dostarczających informacji o przestrzeni. Do
materiaáów tych zalicza siĊ m.in. mapĊ zasadniczą, ekofizjografiĊ oraz inwentaryzacjĊ urbanistyczną (rys. 3). Analizy stanu Ğrodowiska przyrodniczego dostarcza ekofizjografia. Opracowanie zawiera informacje o stanie istniejącym
oraz o zagroĪeniach poszczególnych komponentów Ğrodowiska, w tym o poziomie haáasu i ewentualnych zmianach jego wartoĞci w czasie. Po weryfikacji
i ocenie kompletnoĞci zebranych materiaáów wejĞciowych nastĊpuje faza I –
242
prace analityczne. Na tym etapie dochodzi do oceny uwarunkowaĔ rozwoju na
podstawie dostĊpnych opracowaĔ oraz rozpoznania zagroĪeĔ Ğrodowiska i jego
podatnoĞü na zmiany. Faza II to tworzenie wstĊpnej koncepcji rozwiązaĔ przestrzennych, na podstawie której sporządza siĊ projekt planu, prognozĊ skutków
finansowych oraz prognozĊ oddziaáywania ustaleĔ planu na Ğrodowisko przyrodnicze (faza III). Celem prognozy oddziaáywania na Ğrodowisko jest ocena
skutków wynikających z realizacji ustaleĔ MPZP. Na podstawie jej wyników
moĪna przeprowadziü weryfikacjĊ uwarunkowaĔ projektu planu w zakresie
negatywnego oddziaáywania na Ğrodowisko. Przy tworzeniu prognozy korzysta
siĊ z danych wejĞciowych m.in. SUiKZP, ekofizjografii oraz opracowaĔ kartograficznych. Po zaopiniowaniu, uzgodnieniu i konsultacji spoáecznej projekt
planu zapisuje siĊ w formie aktu prawa miejscowego oraz formuje regulacje
dotyczące zagospodarowania terenu i parametrów zabudowy. Faza IV obejmuje
prace koĔcowe związane z uchwaleniem MPZP.
Obecnie w Polsce tryb postĊpowania przy tworzeniu planów miejscowych
obejmuje diagnozĊ Ğrodowiska w postaci ekofizjografii oraz prognozy oddziaáywania na Ğrodowisko (zwana dalej prognozą). W ekofizjografii informacje
dotyczące klimatu akustycznego obszaru pochodzą przede wszystkim z SUiKZP
oraz badaĔ zamieszczonych w raportach o stanie Ğrodowiska dla poszczególnych województw (zwany dalej raportem). W opracowaniach tych analizy akustyczne wykonywane są wybiórczo. W raporcie pomiar dĨwiĊku realizowany
jest w gáównych miastach i nie uwzglĊdnia haáasu generowanego ze wszystkich
grup Ĩródeá. W SUiKZP analizy klimatu akustycznego wykonuje siĊ jedynie
w postaci opisowej bez podawania wielkoĞci mierzalnych. Analogiczna sytuacja dotyczy prognozy, w której brakuje badaĔ haáasu wynikających z precyzyjnych pomiarów jego poziomu. Wszystkie analizy dla stanu istniejącego
i sytuacji docelowej (przy peánym wykonaniu uwarunkowaĔ planu) pochodzą
jedynie z opracowaĔ towarzyszących, m.in. SUiKZP. NaleĪy podkreĞliü, Īe
w omawianych opracowaniach nie przeprowadza siĊ precyzyjnych analiz akustycznych poziomu dĨwiĊku generowanego przez ustalone projektem planu
Ĩródáa haáasu [11]. Wszystkie propozycje ochrony akustycznej, tj. ekrany akustyczne, minimalne odlegáoĞci lokalizacji terenów wraĪliwoĞci od Ĩródeá
dĨwiĊku, nie wynikają z obliczeĔ, a są jedynie interpretacją cząstkowych, maáo
wiarygodnych danych [12]. Praktyka zawodowa, szereg prac badawczych oraz
wnikliwa analiza treĞci opracowaĔ ekofizjograficznych, raportów o stanie Ğrodowiska dla poszczególnych województw oraz studium uwarunkowaĔ dla gmin
wskazują na brak w nich dostatecznej diagnozy Ğrodowiska akustycznego analizowanej przestrzeni zurbanizowanej. W związku z tym proponuje siĊ uwzglĊdniü w procesie tworzenia MPZP (rys. 2) strategiczną mapĊ akustyczną (SMA)
poprzez nastĊpujące rozwiązania projektowe (rys. 3):
1) SMA jako wierzytelne Ĩródáo informacji o poziomie haáasu powinno
zostaü wáączone do materiaáów wejĞciowych procedury tworzenia
MPZP (faza 0);
243
2) przy sporządzaniu prognozy oddziaáywania na Ğrodowisko naleĪy
wprowadziü analizy SMA uwzglĊdniające poziom dĨwiĊku pochodzący
z ustalonych projektem planem Ĩródeá haáasu (faza 3);
3) po analizach prognozy zaleca siĊ ponowne przeanalizowanie ustaleĔ
projektu planu pod kątem zachowania standardów akustycznych dla obszarów wraĪliwoĞci (faza 3).
Korzystając z SMA otrzymuje siĊ mierzalne wartoĞci poziomu haáasu wyraĪone w decybelach, co prowadzi do przejrzystego i weryfikowalnego zamieszczenia wniosków w prognozach. Tym samym zapobiega to powszechnej, wysoce
nieprawidáowej praktyce stosowania w niej maáo precyzyjnych stwierdzeĔ dotyczących klimatu akustycznego, tj. duĪy, maáy, silny, sáaby do stanu istniejącego
oraz dla sytuacji docelowej: prawdopodobnie na tym samym poziomie, pozostający bez zmian – bez podawania wartoĞci okreĞlających ten stan rzeczy.
Rys. 3. Etapy opracowania MPZP z uwzglĊdnieniem SMA
Fig. 3. Stages of LLUP including the SNM (source: own work)
244
ZAKOēCZENIE I WNIOSKI KOēCOWE
Problem wpáywu klimatu akustycznego na proces tworzenia przestrzeni
miejskiej oraz przedstawienie schematu etapów opracowania MPZP z uwzglĊdnieniem strategicznej mapy akustycznej (SMA) umoĪliwia sformuáowanie nastĊpujących wniosków:
1. W procesie tworzenia MPZP problem haáasu Ğrodowiskowego i ochrony
przed nim nie jest dostatecznie rozpoznany.
2. SMA jest cennym i niezastąpionym Ĩródáem informacji o poziomie haáasu i powinna byü wykorzystywana przez urbanistów w procesie planowania przestrzeni miasta w myĞl zasad zrównowaĪonego rozwoju i áadu
przestrzennego.
3. Wszystkie analizy klimatu akustycznego otoczenia, w ramach którego ma
zastaü uchwalony plan miejscowy odbywają siĊ intuicyjne na podstawie
niekompletnych materiaáów. Sytuacja ta dotyczy stanu istniejącego oraz
stanu prognostycznego – po peánej realizacji ustaleĔ planu.
4. SMA umoĪliwia weryfikacjĊ wniosków zawartych w prognozie oddziaáywania na Ğrodowisko w zakresie ochrony przed haáasem, poniewaĪ daje
mierzalne wartoĞci jego poziomu. W konsekwencji pozwala na trafne
okreĞlenie granic obszarów o róĪnym sposobie zagospodarowania,
w szczególnoĞci terenów wraĪliwoĞci, gdzie naleĪy utrzymaü standardy
akustyczne okreĞlone przez ustawodawcĊ.
5. Zaletą wykorzystania SMA w procesie tworzenia MPZP jest moĪliwoĞü
weryfikacji ustaleĔ koncepcji rozwiązaĔ przestrzennych pod kątem ochrony przed haáasem oraz póĨniejsze ich uwzglĊdnienie w projekcie planu.
WstĊpne wyniki badaĔ potwierdziáy koniecznoĞü uwzglĊdnienia wpáywu
poziomu haáasu w dziaáaniach związanych z planowaniem przestrzeni zurbanizowanej, szczególnie jego poziomu prognostycznego wynikającego z ustaleĔ
miejscowych planów zagospodarowania przestrzennego. Zmiany zachodzące
w przestrzeni (w tym towarzyszący im haáas) są zjawiskiem dynamicznym,
w związku z tym pojawia siĊ koniecznoĞü ciągáego ich monitorowania. Rzetelna
informacja w zakresie zmian poziomu haáasu Ğrodowiskowego jest niezbĊdna
uczestnikom przestrzeni w podejmowaniu wáaĞciwych decyzji inwestycyjnych,
jak równieĪ urbanistom w tworzeniu przyjaznego mieszkaĔcom miasta speániającego zaáoĪenia zrównowaĪonego rozwoju. Po wejĞciu w Īycie zapisów Dyrektywy 2002/49/WE dotyczących tworzenia SMA w aglomeracjach powyĪej
100 tys. mieszkaĔców dostĊp do precyzyjnych danych akustycznych niebudzących wątpliwoĞci staje siĊ áatwiejszy. Wykorzystanie nowego Ĩródáa informacji
w procesie tworzenia MPZP pozwoli trafniej okreĞliü granice obszarów o róĪnym
sposobie zagospodarowania, w szczególnoĞci terenów wraĪliwoĞci, gdzie zgodnie
z rozporządzeniem poziom haáasu nie moĪe przekroczyü wartoĞci dopuszczalnych [13]. Peáne rozeznanie tematyki wpáywu poziomu haáasu Ğrodowiskowego
na proces tworzenia przestrzeni miejskiej wymaga dalszych badaĔ i analiz.
245
LITERATURA
[1] Adams M., Cox T., Croxford B., Rafae M., Sharples S., 2006. Sustainable soundscapes: noise policy and urban experience. Urban Studies 43(13), 2385-2398.
[2] Arana M., San Martin R., San Martin M.L., 2010. Strategic noise map of a major
road carried out with two environmental prediction software packages. Environmental Monitoring and Assessment 163(1-4), 503-513.
[3] Cymerman R. (red.), 2010. Podstawy planowania przestrzennego i projektowania
urbanistycznego. UWM Olsztyn.
[4] Dyrektywa 2002/49/WE Parlamentu Europejskiego oraz Rady Europejskiej z dnia
25 czerwca 2002 r. odnosząca siĊ do oceny i zarządzania poziomem haáasu w Ğrodowisku (Dz.U. WE L 189 z dnia 18 lipca 2002 r.).
[5] Fyhri A., Aasvang G.M., 2010. Noise, sleep and poor health: modeling the relationship between road traffic noise and cardiovascular problems. Sci. Total
Environ. 408(21), 4935-4942.
[6] Italo C. Montalvão Guedes, Stelamaris R. Bertoli, Paulo H.T. Zannin. 2011. Influence of urban shapes on environmental noise: A case study in Aracaju – Brazil.
Sci. Total Environ. 412-413, 66-76.
[7] Krajewska M., SzopiĔska K., 2012. Noise Level in Relation to Real Estate Prices
in Selected Settlements in Poland. FIG Working Week, Knowing to manage the
territory, protect the environment, evaluate the cultural heritage, Rome, Italy, 6-10
May, http://www.fig.net/pub/fig2012/papers/ts06h/TS06H_krajewska_szopinska_
5538.pdf. (access: 23 may, 2012).
[8] KwiecieĔ J., SzopiĔska K., Sztubecka M., 2010. Problem ochrony przed haáasem
na terenach zurbanizowanych na przykáadzie miasta Bydgoszcz. Ekologia i Technika XVIII(4), 205-212.
[9] Lebiedowska B., 2005. Acoustic background and transport noise in urbanised
areas: A note on the relative classification of the city soundscape. Transportation
Research Part D 10, 341-345.
[10] PapiĔska E., 2007. Rola opracowaĔ ekofizjograficznych w procesie planowania
przestrzennego. Wydawnictwo Politechniki Krakowskiej, Czasopismo Techniczne
A 7, 185-190.
[11] Paszkowski W., 2011a. Elementy planowania przestrzennego w projektowaniu
Ğrodowiska akustycznego na terenach zurbanizowanych. Management Systems in
Production Engineering 3(3), 33-37.
[12] Paszkowski W., 2011b. Powiązanie mapy akustycznej z planowaniem przestrzennym. VI Seminarium CMAM, 17.02.2011, Zabrze.
[13] Rozporządzenie Ministra ĝrodowiska z dnia 1 paĨdziernika 2012 r. zmieniające
rozporządzenie w sprawie dopuszczalnych poziomów haáasu w Ğrodowisku (Dz.U.
Nr 0, poz. 1109).
[14] Souza L.C., Giunta M.B., 2011. Urban indices as environmental noise indicators.
Computers. Environment and Urban Systems 35(5), 421-430.
[15] Ustawa z dnia 23 marca 2003 r. o planowaniu i zagospodarowaniu przestrzennym
(Dz.U. z 2003 r. Nr 80, poz. 717).
[16] Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. Prawo Ochrony ĝrodowiska (Dz.U. z 2008 r.
Nr 25, poz. 150, z póĨn. zm.).
246
[17] Xie D., Liu Y., Chen J., 2011. Mapping urban environmental noise: a land use regression method. Environmental Science & Technology 45(17), 7358-7364, September.
[18] Yu C., Kang J., 2011. Acoustic Sustainability in Urban Residential. 3rd International Conference on Environmental Science and Information Application Technology (ESIAT 2011), Procedia Environmental Sciences 10, 471-477.
THE CONCEPT OF USING THE STRATEGIC NOISE MAP
IN THE PROCESS OF LOCAL LAND USE PLANS
Abstract. In the territory of Poland spatial planning policies are described by
a system of planning documents controlled by Spatial Planning and Land
Development Act of 27 March 2003 As for communal local legal regulations
being the support for urban development, it is the Local Land Use Plan
(LLUP). When analyzing the development process of Polish cities, an
obvious conclusion emerges about the lack of complex studies and researches
of the environment concerning the issue of acoustic climate. The procedures
of development of LLUP involve merely a general diagnosis of an
environment excluding measured values of pollution, including noise levels.
The main aim of this article is to introduce the issue of the influence that
acoustic climate has on the urban space planning with the application of
Strategic Noise Map (SNM). The map enables holistic assessment of the
degree to which urban areas are exposed to noise, determines its sources and
forecasts variations of its levels. Moreover, stages of an LLUP implementations have been suggested with the use of an SNM, being a tool made for
assisting the process of environmental noise level. Applying SNM in
verification of conceptual space arrangements in terms of protection against
noise in the preparation of LLUP as well as their further application in the
plan is a considerable advantage. The noise map is a valuable and irreplaceable
source of information about noise levels and thus should be applied by urban
planners in the process of urban space planning according to principles of
sustainable development and spatial order.
Key words: spatial planning, environmental noise, acoustic climate, strategic
noise map, local land use plan
TECHNOLOGIA GIS W TWORZENIU STRATEGICZNEJ
MAPY AKUSTYCZNEJ
Janusz KwiecieĔ, Kinga SzopiĔska* 12
Streszczenie. W pracy omówiono zagadnienia związane z pojĊciem systemów informacji geograficznej (GIS) oraz przedstawiono problem ochrony
przed haáasem Ğrodowiskowym w Polsce ze szczególnym uwzglĊdnieniem
Strategicznej Mapy Akustycznej (SMA). Scharakteryzowano elementy bazy
danych GIS pomocne przy okreĞlaniu poziomu haáasu w Ğrodowisku oraz
metodykĊ tworzenia SMA z wykorzystaniem danych geoinformacyjnych.
Zaprezentowane takĪe wyniki badaĔ klimatu akustycznego budynków Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego w Bydgoszczy. Analizy przeprowadzono na podstawie bazy danych GIS oraz dostĊpnych map akustycznych
miasta Bydgoszczy.
Sáowa kluczowe: systemy informacji geograficznej, dane geoinformacyjne,
haáas Ğrodowiskowy, strategiczna mapa akustyczna, klimat akustyczny
WPROWADZENIE
Koniec dwudziestego wieku byá okresem fascynującego rozwoju technik
i technologii umoĪliwiających dostĊp do danych charakteryzujących Ğwiat.
Elektroniczne urządzenia uáatwiają inwentaryzacjĊ zasobów otaczającej przestrzeni, które mogą byü wykorzystywane w teoretycznych badaniach i praktycznym rozwiązywaniu problemów. Do koĔca lat 80. ubiegáego wieku stosowano tradycyjne metody zbierania danych o przestrzeni (np. zdjĊcia fotograficzne, mapy papierowe). Z początkiem lat dziewiĊüdziesiątych sytuacja ta radykalnie zaczĊáa siĊ zmieniaü dziĊki rozwojowi systemów informacji geograficznej, które dostarczając dane o Ziemi w postaci cyfrowej, pozwalają na globalną wymianĊ informacji dziĊki sieciom komputerowym (internet). Obserwowana tendencja do przyspieszania rozwoju infrastruktury informacyjnej dotyczy
równieĪ zagadnieĔ związanych z ochroną Ğrodowiska, w tym przeciwdziaáania
ponadnormatywnemu poziomowi haáasu Ğrodowiskowego. Zgodnie z zapisami
dyrektywy 2002/49/WE podstawowym narzĊdziem w ochronie przed haáasem
jest strategiczna mapa akustyczna. Obszerna analiza stanu Ğrodowiska niezbĊdna przy jej tworzeniu wskazuje na celowoĞü wykorzystania danych geoinformacyjnych. Ich zastosowanie umoĪliwia wprowadzenie jednolitych zasad gromadzenia i archiwizacji wyników pomiarów, obliczeĔ oraz analiz wielkoĞci charakteryzujących stan przestrzeni zurbanizowanej i oddziaáywania poziomu haáasu.
* dr hab. inĪ. Janusz KWIECIEē, prof. UTP, mgr inĪ. Kinga SZOPIēSKA, Wydziaá
Budownictwa i InĪynierii ĝrodowiska UTP, e-mail: [email protected], [email protected]
248
SYSTEMY INFORMACJI GEOGRAFICZNEJ
Definicja pojĊcia systemy informacji geograficznej (ang. Geographical
Information Systems – GIS) wymaga szerszego omówienia. NaleĪy zwróciü
szczególną uwagĊ na okreĞlenie „system informacji” (lub „system informacyjny”) oraz sprecyzowanie terminu „geograficzny”. OkreĞlenie geograficzny jest
uĪywane w odniesieniu do danych, które są okreĞlone pod wzglĊdem geograficznym, czyli wzglĊdem Ziemi [2, 12]. PrzestrzeĔ, w której dane te są identyfikowane, moĪe byü trójwymiarowa lub dwuwymiarowa, np. sprowadzona do
páaszczyzny lub powierzchni elipsoidy ziemskiej, gdy trzeci wymiar í wysokoĞü í jest pomijany. Dodatkowy wymiar stanowi czas niezbĊdny do przedstawienia zmiennoĞci danych [4]. System informacyjny moĪna natomiast okreĞliü
jako áaĔcuch operacji, na który skáadają siĊ: planowanie obserwacji i gromadzenie danych, magazynowanie i operowanie danymi oraz ich analiza
i w efekcie wykorzystanie posiadanych danych procesach podejmowania decyzji. System informacyjny jako zbiór danych i narzĊdzi do ich przetwarzania
moĪna przedstawiü w postaci analogowej (np. rĊkopis, slajdy fotograficzne) lub
teĪ cyfrowej (np. binarny zapis komputerowy).
Wprawdzie systemy informacji geograficznej teoretycznie nie muszą opieraü siĊ na technologii komputerowej, jednak trudno dzisiaj sobie wyobraziü
funkcjonowanie takich systemów bez informatycznego zaplecza. Technologia
zarządzania geoinformacją rozwijaáa siĊ w wielu dyscyplinach. Geograficzne
systemy rysunkowe (o rozbudowanych moĪliwoĞciach graficznych), analityczne (mające narzĊdzia analizy przestrzennej) i statystyczne (z mechanizmami
zarządzania bazą danych) rozwijane byáy niezaleĪnie, począwszy od lat 50. i 60.
ubiegáego wieku. Gáównym problemem, jaki rozwiązaü musieli informatycy
tworzący takie systemy, byá wydajny sposób przetwarzania danych przestrzennych. W początkach rozwoju GIS widaü byáo jego silny związek z istniejącymi
i tworzonymi systemami inĪynieryjnymi. ZaleĪnoĞü ta szczególnie uwidoczniáa
siĊ w poszczególnych pracach nad metodami wizualizacji danych, interfejsu
graficznego i graficznych urządzeniach wyjĞciowych. Standardem staáa siĊ
stworzona w Massachusetts Institute of Technology (MIT) w póĨnych latach
50. technologia wspomaganego komputerowo projektowania (CAD í Computer
Aided Drafting). Systemy CAD, które przeznaczone byáy gáównie do graficznych opracowaĔ projektowych, nie speániają jednak wymagaĔ stawianych
oprogramowaniu systemów informacji geograficznej. Dopiero w ciągu ostatnich kilkunastu lat uksztaátowaá siĊ miĊdzynarodowy rynek oprogramowania
sáuĪącego systemom informacji geograficznej. DostĊpna jest juĪ znaczna liczba
pakietów oprogramowania, nazywanych systemami informacji geograficznej.
WĞród osób zajmujących siĊ w Polsce problematyką systemów informacji
geograficznej nie ma jednomyĞlnoĞci, co do definicji i zakresu znaczeniowego
tego pojĊcia. Po czĊĞci wynika to ze stosunkowo krótkiej obecnoĞci tych systemów na naszym rynku i niedostatecznej iloĞci dobrych polskich opracowaĔ na
ich temat. Jest to teĪ efektem (a takĪe przyczyną) róĪnic znaczeniowych miĊdzy
Technologia GIS w tworzeniu strategicznej mapy akustycznej
249
angielskimi terminami (GIS, LIS í ang. Land Information System) a ich polskimi odpowiednikami. Obecnie funkcjonują nastĊpujące definicje GIS:
„GIS jest systemem przeznaczonym do zbierania, przechowywania, weryfikacji, integrowania, manipulowania, analizy i wizualizacji danych przestrzennie odniesionych do powierzchni Ziemi”.
„GIS jest zautomatyzowanym systemem do gromadzenia, przechowywania, wyszukiwania, analizowania i wyĞwietlania danych przestrzennych”.
Z cytowanych powyĪej definicji wynikają trzy gáówne cechy systemu GIS:
x udostĊpnia on mechanizmy wprowadzania, gromadzenia i przechowywania danych przestrzennych oraz zarządzania nimi, zapewnia integralnoĞü i spójnoĞü oraz pozwala na ich wstĊpną weryfikacjĊ,
x na podstawie zgromadzonych w systemie danych moĪliwe jest przeprowadzenie specyficznych analiz opierających siĊ m.in. na relacjach
przestrzennych miĊdzy obiektami,
x wyniki analiz przestrzennych i operacji charakterystycznych dla programów obsáugujących bazy danych mogą byü przedstawione w postaci
opisowej (tabelarycznej) lub graficznej (mapa, diagramy, wykresy, rysunki), stąd cechą GIS jest wizualizacja i udostĊpnianie informacji
przestrzennych w Īądanej postaci.
Dla wielu osób system informacji geograficznej oznacza zupeánie odmienne spojrzenie na informacje. Integruje on sprzĊt komputerowy, oprogramowanie, dane i zasoby ludzkie, dając nowe perspektywy kreatywnego rozwiązywania skomplikowanych problemów. System informacji geograficznej powinien
byü rozumiany nie tylko jako kombinacja sprzĊtu i oprogramowania, której
funkcjonalnym celem jest przetwarzanie danych przestrzennych. GIS, zgodnie
z koncepcją systemową, skáada siĊ z piĊciu wzajemnie powiązanych elementów: sprzĊtu komputerowego, oprogramowania, danych, zasobów ludzkich
metod (zadaĔ). KoncepcjĊ tĊ ilustruje rysunek 1. Brak choüby jednego z tych
podsystemów wyklucza sprawne dziaáanie systemu jako caáoĞci.
oprogramowanie
GIS
sprzĊt
ludzie
zadania
dane
Rys. 1. Koncepcja systemowa GIS (Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 1. The system concept of GIS (source: own work)
250
Ze wzglĊdu na zawrotne w ostatnich latach tempo rozwoju technologii
komputerowych standardowe konfiguracje sprzĊtowe GIS podlegają szybkiej
dezaktualizacji. Zacierają siĊ wyraĨne jeszcze na początku lat 90. róĪnice miĊdzy komputerami osobistymi, mikrokomputerami a stacjami roboczymi. Aktualnie tylko od specyfiki realizowanych zadaĔ zaleĪy klasa sprzĊtu do realizacji
GIS. Istotne funkcje GIS to wprowadzanie danych i uzyskiwanie produktu koĔcowego, dlatego do niezbĊdnych elementów sprzĊtu komputerowego GIS naleĪą urządzenia sáuĪące do wprowadzania i wyprowadzania danych (np. skanery,
plotery). Oprogramowanie peáni rolĊ integratora podsystemów GIS. Musi
umoĪliwiaü realizacjĊ piĊciu podstawowych funkcji GIS: wprowadzania danych
przestrzennych i opisowych, wstĊpnego ich przetwarzania, przechowywania
danych, analizy i prezentacji wyników (tworzenia produktu koĔcowego). Dane
stanowią najwaĪniejszy i najbardziej wartoĞciowy element systemów informacji
geograficznej. Immanentną cechą GIS jest zdolnoĞü integracji danych przestrzennych i atrybutowych (opisowych), co ma zasadnicze znaczenie przy realizacji funkcji analitycznych i prezentacji wyników. Pozyskanie odpowiednich
danych do realizacji celów danego GIS jest z reguáy procesem dáugotrwaáym,
pocháaniającym wiĊkszą czĊĞü kosztów związanych z opracowaniem GIS. PóĨniejsze utrzymanie bazy danych wymaga w wiĊkszoĞci przypadków znacznie
mniejszych nakáadów.
KaĪdy kompleksowy system informacji geograficznej realizowany jest
wokóá celów i zadaĔ przed nim postawionych. WáaĞciwe rozpoznanie potrzeb
i dokáadne okreĞlenie wymagaĔ, jakie powinien speániaü GIS, warunkuje sukces
caáego przedsiĊwziĊcia. WáaĞnie takie zadania związane z wykorzystaniem
informacji przestrzennych i rozpoznane metody ich realizacji rzutują na klasĊ
i rodzaj wymaganego sprzĊtu i oprogramowania oraz wymagania kadrowe.
Pakiet oprogramowania GIS sam w sobie nie pozwala na realizacjĊ konkretnych
zadaĔ, specyficznych dla danego uĪytkownika í z reguáy konieczne jest stworzenie specjalistycznych aplikacji, bazujących na rozwiązaniach oferowanych
przez oprogramowanie GIS. Sprzyja temu otwarta struktura wspóáczesnych
programów GIS, pozwalająca na praktycznie dowolne rozszerzanie moĪliwoĞci
systemu poprzez opracowywanie dodatkowych moduáów, przy wykorzystaniu
niezaleĪnych bądĨ wbudowanych jĊzyków programowania.
STRATEGICZNA MAPA AKUSTYCZNA W OCHRONIE PRZED
HAàASEM ĝRODOWISKOWYM
Zgodnie z zapisami prawa Ğrodowisko jako ogóá elementów przyrodniczych, w tym równieĪ przeksztaáconych w wyniku dziaáalnoĞci czáowieka podlega ochronie polegającej na podjĊciu lub zaniechaniu dziaáaĔ umoĪliwiających
zachowanie lub przywrócenie równowagi przyrodniczej w myĞl zasad zrównowaĪonego rozwoju [23]. Haáas jako zanieczyszczenie Ğrodowiska jest jednym
z najwiĊkszych problemów Ğrodowiskowych. ĝwiatowa Organizacja Zdrowia
(WHO) uplasowaáa go na trzecim miejscu wĞród wszystkich zagroĪeĔ. WyĪej
251
znalazáy siĊ jedynie gazowe zanieczyszczenia powietrza oraz zanieczyszczenia
wód. Pomimo znacznych obniĪeĔ emisji zjawisk dĨwiĊkowych w latach 70.
ubiegáego wieku haáas nadal stanowi jeden z gáównych problemów Ğrodowiskowych. W chwili obecnej co trzeci mieszkaniec Europy naraĪony jest na ponadnormatywny poziom haáasu [17]. Analizując wyniki wielu prac badawczych
oraz wyniki publikacji WHO z marca 2010 roku moĪna stwierdziü, Īe uciąĪliwoĞü akustyczna na terenie paĔstw europejskich nadal wystĊpuje w duĪym
stopniu [7, 15, 17]. Do najbardziej dokuczliwej akustycznie grupy Ĩródeá zalicza siĊ haáas pochodzenia drogowego [11, 20], aĪ 16% ludnoĞci europejskiej
zamieszkującej aglomeracje powyĪej 250 tys. mieszkaĔców naraĪona jest na
szkodliwy poziom tego rodzaju dĨwiĊku. Odziaáywanie pozostaáych Ĩródeá, jak
np. haáas lotniczy i przemysáowy wynosi 0,1%, a szynowy 1,0% [15].
Sadowski i Szudrowicz [19] zespóá zjawisk akustycznych powstających
w Ğrodowisku zewnĊtrznym nazwali „klimatem akustycznym Ğrodowiska przyrodniczego”. Podstawą prawidáowego ksztaátowania Ğrodowiska akustycznego
jest formowanie optymalnych dla potrzeb zdrowia i dziaáalnoĞci czáowieka warunków akustycznych. Na wynik wartoĞciowania haáasów Ğrodowiskowych, bĊdących skáadowymi klimatu akustycznego wpáywają dĨwiĊki pochodzące
z róĪnych grup Ĩródeá, w tym m.in.: haáas drogowy, kolejowy, lotniczy, wodny
i przemysáowy. Haáas o ponadnormatywnym dziaáaniu ma wpáyw na jedną trzecią
mieszkaĔców Polski. ZasiĊg negatywnego oddziaáywania obejmuje 21% powierzchni kraju [8]. Podobnie jak w innych paĔstwach europejskich tak
i w Polsce problem haáasu drogowego jest najwiĊkszy. Zgodnie z danymi zamieszczonymi na portalu NOISE [15] aĪ 36% Polaków mieszkających w aglomeracjach powyĪej 250 tys. mieszkaĔców naraĪona jest na ponadnormatywny poziom haáasu drogowego. Prawie poáowa ludnoĞci Warszawy, tj. 47,7% oraz 20%
mieszkaĔców Bydgoszczy i Gdyni naraĪona jest na szkodliwe dziaáanie ruchu
drogowego. Nieco mniejsze wartoĞci wystĊpują we Wrocáawiu i Biaáymstoku.
Najmniejszy odsetek mieszkaĔców naraĪonych na haáas drogowy zanotowano
w Poznaniu – 6,3%, Szczecinie – 7,5%, Krakowie – 7,7% oraz àodzi – 8,6% [15].
Poziom haáasu Ğrodowiskowego moĪna zaprezentowaü na mapach haáasu
realizowanych w odpowiedniej skali z przedstawieniem usytuowania budynków, sieci infrastruktury komunikacyjnej oraz lokalizacją obszarów przemysáowych. SzczegóáowoĞü map zaleĪy od istniejącego oraz planowanego sposobu
uĪytkowania terenu podlegáemu badaniu. Na mapie w sposób graficzny przedstawia siĊ strefy zasiĊgu haáasu. Są to obszary, dla których wartoĞü dáugotrwaáego Ğredniego poziomu dĨwiĊku z korekcją zawiera siĊ miĊdzy dwoma okreĞlonymi poziomami, np. 55-60 dB [16]. Zgodnie z dyrektywą 2002/49/WE [1]
opracowaniem kartograficznym prezentującym w sposób przestrzenny strefy
zasiĊgu szkodliwych dĨwiĊków w Ğrodowisku jest strategiczna mapa akustyczna (SMA). W myĞl tej dyrektywy SMA to uĞredniona mapa haáasu emitowanego
do Ğrodowiska przez róĪne grupy Ĩródeá, dająca moĪliwoĞü caáoĞciowej oceny
stopnia zagroĪenia haáasem na terenie miasta, moĪliwoĞü stwierdzenia przyczyn
tego stanu oraz moĪliwoĞü realizacji ogólnych prognoz zmian haáasu. Na jej
252
podstawie moĪna równieĪ tworzyü záoĪone wskaĨniki oceny zagroĪenia haáasem poprzez okreĞlenie liczby osób naraĪonych na dziaáanie haáasu przekraczającego wartoĞü dopuszczalną na danym terenie. Strategiczna mapa akustyczna
wpisuje siĊ we wszystkie kluczowe obszary polityki ochrony przed haáasem
[14]. Odnosi siĊ do caáoĞciowej oceny naraĪenia ludnoĞci na haáas w podziale
na Ĩródáa powstawania dĨwiĊku w Ğrodowisku. Stanowi podstawĊ przy tworzeniu planów ochrony przed haáasem oraz jest udostĊpniona spoáeczeĔstwu na
stronach internetowych [21]. W opinii Kompaáy [10] SMA zawiera w sobie
dane wykorzystywane do globalnego szacowania sytuacji na danym obszarze
albo do ogólnych przewidywaĔ dotyczących takiego obszaru pochodzących
z mapy akustycznej. OcenĊ stanu klimatu akustycznego w SMA wykonuje siĊ
na podstawie wyników pomiarów poziomów haáasu okreĞlonych wskaĨnikami
haáasu LDWN i LN [23].
Proces tworzenia SMA jest czasocháonną analizą danych demograficznych
oraz danych dotyczących sposobu zagospodarowania i uĪytkowania terenu [9].
Obliczenia do jej sporządzenia wykonuje siĊ przy uĪyciu specjalistycznego
oprogramowania komputerowego do analiz akustycznych np.: IMMI, CadnaA,
SoundPlan, Mithra, ArcAkus itd. na podstawie bazy danych GIS [10, 13, 14].
PaĔstwa czáonkowskie Unii Europejskiej zostaáy zobligowane poprzez zapisy
dyrektywy 2002/49/WE [1] do opracowania strategicznych map akustycznych
z zastrzeĪeniem nastĊpujących terminów realizacji: do 30 czerwca 2007 roku –
dla aglomeracji o liczbie mieszkaĔców przekraczającej 250 tys. oraz do 30
czerwca 2012 roku – dla wszystkich aglomeracji na swym terytorium1.3W polskim prawodawstwie ustalenia te potwierdza artykuá 117 Ustawy Prawo Ochrony ĝrodowiska [23]. Na terenie Polski dla wszystkich aglomeracji liczących
powyĪej 100 tys. mieszkaĔców opracowano strategiczną mapĊ akustyczną.
Strategiczna mapa akustyczna rozumiana jako system zawiera czĊĞü
opisową i graficzną. W czĊĞci opisowej znajduje siĊ: charakterystyka obszaru
podlegającego ocenie wraz z identyfikacją i charakterystyką Ĩródeá haáasu;
uwarunkowania akustyczne wynikające z planu miejscowego oraz metody,
oceny, zestawienia wyników badaĔ z analizą trendów zmian stanu akustycznego
Ğrodowiska oraz identyfikacją terenów zagroĪonych haáasem. CzĊĞü graficzna
zbudowana jest z szeregu map akustycznych, tj.: mapy charakteryzujące haáas
emitowany z poszczególnych grup Ĩródeá, mapy stanu akustycznego Ğrodowiska, mapy obszarów cichych24oraz mapy terenów zagroĪonych haáasem [13].
PoniĪej przedstawiono niektóre sugestie zawarte w zaáączniku nr IV dyrektywy
[1], które dotyczą realizacji strategicznej mapy akustycznej.
1
2
W rozumieniu Dyrektywy 2002/49/WE aglomeracja oznacza czĊĞü terytorium o liczbie mieszkaĔców przekraczającej 100 tysiĊcy i gĊstoĞci zaludnienia powodującej, Īe PaĔstwo Czáonkowskie uznaje je za teren zurbanizowany [1].
Obszary ciche to takie, na których poziom haáasu jest prawidáowy, tzn. nie przekracza wartoĞci
dopuszczalnych okreĞlonych przez ustawodawcĊ. Dla tych terenów w strategicznej mapie akustycznej przedstawia siĊ dziaáania utrzymujące wartoĞü dĨwiĊku na co najmniej istniejącym poziomie [1].
253
1. Dane zawarte w strategicznej mapie akustycznej powinny obejmowaü nastĊpujące zagadnienia:
ocena istniejącego, przeszáego lub prognozowanego stanu klimatu akustycznego okreĞlonego za pomocą wskaĨnika haáasu,
ustalenie przekroczeĔ wartoĞci dopuszczalnych,
szacunkowe ustalenie liczby lokali mieszkalnych, szkóá i szpitali na danym obszarze, na które oddziaáuje haáas o okreĞlonej wartoĞci,
oszacowanie liczby ludzi zamieszkaáych na obszarze naraĪonym na haáas.
2. Strategiczne mapy haáasu mogą byü prezentowane spoáeczeĔstwu jako:
materiaá graficzny,
zestaw danych numerycznych zawartych w tabelach (wydruki).
3. Strategiczne mapy haáasu dla aglomeracji powinny káaĞü szczególny nacisk
na haáas emitowany przez:
ruch drogowy,
ruch kolejowy,
porty lotnicze,
obszary dziaáalnoĞci przemysáowej, áącznie z portami.
Zgodnie z artykuáem 119 ustawy Prawo Ochrony ĝrodowiska strategiczna
mapa akustyczna stanowi podstawĊ do sporządzenia i aktualizacji programów
ochrony przed haáasem [1]. Program ten tworzy siĊ dla terenów zagroĪonych
haáasem. Jego celem jest dostosowanie poziomu haáasu do wielkoĞci
dopuszczalnych. Szczegóáowe wytyczne dotyczące planów dziaáaĔ oraz
metodykĊ jego wykonania okreĞla Rozporządzenie Ministra ĝrodowiska z dnia
14 paĨdziernika 2002 r. w sprawie szczegóáowych wymagaĔ, jakim powinien
odpowiadaü program ochrony Ğrodowiska przed haáasem [18]. Programy te
muszą równieĪ uwzglĊdniaü zapisy pozostaáych aktów prawnych regulujących
zagadnienia związane z ochroną przed haáasem [23]. Opracowanie to skáada siĊ
z trzech czĊĞci. Pierwsza z nich – opisowa í zawiera informacje dotyczące:
charakterystyki obszaru badaĔ, naruszeĔ dopuszczalnych poziomów haáasu
w Ğrodowisku, kierunków i zakresów dziaáaĔ niezbĊdnych do przywrócenia
odpowiedniego stanu akustycznego badanego terenu, kosztów realizacji
programu oraz Ĩródeá finansowania. Druga czĊĞü programu ochrony przed
haáasem zawiera wykaz organów administracji odpowiedzialnych za wydawanie aktów prawa miejscowego, monitorowanie realizacji programu lub jego
etapów oraz wydawanie decyzji, których ustalenia zmierzają do osiągniĊcia
celów programu. Trzecia czĊĞü zawiera dane i wnioski wynikające ze
strategicznej mapy akustycznej, w tym: informacje o gĊstoĞci zaludnienia,
zakres przekroczeĔ poziomu haáasu, charakterystykĊ techniczno-akustyczną
Ĩródeá mających negatywny wpáyw na poziom haáasu w Ğrodowisku, analizĊ
materiaáów, dokumentów, publikacji i niezrealizowanych czĊĞci programu wraz
z przyczynami braku realizacji. W programie ochrony okreĞla siĊ i ocenia
powstającą emisjĊ haáasu z eksploatacji zakáadów, urządzeĔ, ciągów
komunikacyjnych. W badaniach uwzglĊdniony jest haáas powstający przed i po
254
realizacji zadaĔ programu z uwzglĊdnieniem liczby mieszkaĔców oraz efektywnoĞci ekonomiczno-ekologicznej.
Problem ochrony przed haáasem Ğrodowiskowym jest istotny nie tylko dla
wáadz paĔstw europejskich. W wielu miastach spoza Europy istnieją mapy
akustyczne pomagające w zachowaniu wáaĞciwego klimatu akustycznego.
W krajach rozwijających siĊ Ameryki Poáudniowej pomimo braku ustaleĔ
legislacyjnych w zakresie tworzenia SMA i niepeánej informacji kartograficznej
powstają mapy akustyczne. Przykáadem mogą byü miasta brazylijskie, tj.
Belém, Rio de Janeiro, Sorocaba czy Curitiba [5, 24].
ZASTOSOWANIE DANYCH GEOINFORMACYJNYCH
W PROCESIE TWORZENIA STRATEGICZNEJ MAPY
AKUSTYCZNEJ
Charakterystyka GIS dla SMA
Analiza stanu Ğrodowiska akustycznego, záoĪonoĞü jego opisu i charakterystyki przy istniejących i rozwiniĊtych podstawach teoretycznych emisji i propagacji haáasu w zróĪnicowanych warunkach terenowych, a takĪe wymagania
wynikające z krajowych i miĊdzynarodowych przesáanek legislacyjnych wskazują na celowoĞü zastosowania komputerowego systemu informacji geograficznej GIS jako podstawy metodologicznej do budowy Strategicznej Mapy Akustycznej (SMA) w aglomeracjach miejskich. Technologia GIS áącząca cyfrowe
mapy analizowanego terenu z relacyjnymi bazami danych umoĪliwia nie tylko
zastosowanie ujednoliconych zasad gromadzenia i archiwizacji wyników pomiarów i analiz, ale takĪe zapewnia moĪliwoĞü automatycznego wykonywania
obliczeĔ związanych z wyznaczaniem wskaĨników i innych wielkoĞci charakteryzujących stan Ğrodowiska akustycznego. GIS jako gáówne Ğrodowisko zarządzania przestrzennymi bazami danych jest wykorzystywane w specjalistycznych oprogramowaniach do tworzenia map akustycznych, które zapewniają
przestrzenną prezentacjĊ akustycznych sytuacji.
Celem projektu bazy danych GIS systemu SMA jest przeprowadzenie obszernej analizy stanu Ğrodowiska potrzebnej przy okreĞleniu dáugookresowych
wskaĨników oceny klimatu akustycznego przestrzeni zurbanizowanej dla
wszystkich grup Ĩródeá oraz ich prezentacja kartograficzna w postaci cyfrowej
mapy akustycznej. Baza danych GIS dla sytemu SMA skáada siĊ z dwóch niezaleĪnych komponentów. Pierwszym z nich jest model pojĊciowy informacji opisowej o stanie przestrzeni zurbanizowanej z przedstawieniem charakterystyki
Ĩródeá haáasu. Drugim skáadnikiem jest mapa cyfrowa utworzona na podstawie
mapy zasadniczej oraz wysokorozdzielczego zobrazowania satelitarnego
QuickBird (podkáadu rastrowego) zawierającego w sobie poszczególne elementy Ğrodowiska z uwzglĊdnionym sposobem zagospodarowania. KoĔcowym
etapem tworzenia systemu SMA jest implementacja danych geoinformacyjnych
do oprogramowania komputerowego zajmującego siĊ obliczaniem klimatu aku-
255
stycznego. Przy tworzeniu bazy danych GIS systemu SMA niezbĊdne są dobrej
jakoĞci dane wejĞciowe, które czĊsto są rozproszone, mają róĪnorodne formaty
i pochodzą z róĪnych Ĩródeá, np.:
x dane w postaci obiektów rozmieszczonych na powierzchni Ziemi, np.
sieci komunikacyjne, budynki, zakáady przemysáowe, lotniska, uksztaátowanie terenu;
x dane zbierane przez urządzenia rejestrujące (czujniki elektroniczne,
kamery), np. urządzenia do pomiaru haáasu, natĊĪenia ruchu drogowego;
x dane zbierane bezpoĞrednio przez ludzi, np. szkice polowe, kwestionariusze, ankiety;
x dane graficzne o lokalizacji powierzchniowych Ĩródeá haáasu oraz obszarów wraĪliwoĞci akustycznej;
x przetworzone dane w postaci analogowej lub cyfrowej, np. mapy, dane
statystyczne;
x dane czerpane z istniejących systemów informatycznych, np. baza danych GeoKataster.
Na rysunku 2 przedstawiono, jak uĪytkownik moĪe utworzyü dziĊki technologii GIS warstwy tematyczne dla SMA na podstawie wybranych atrybutów
opisowych.
Podczas integracji danych z róĪnych Ĩródeá naleĪy braü pod uwagĊ dwa
waĪne aspekty, tj. ograniczonoĞü danych i wystĊpowanie róĪnych ukáadów
wspóárzĊdnych. KaĪdy zbiór danych ma wáaĞciwe dla niego ograniczenia. Korzystając z danych Ĩródáowych, naleĪy równieĪ wziąü pod uwagĊ przestrzenną
dokáadnoĞü poáoĪenia obiektu, która moĪe zmieniaü siĊ od kilku do kilkuset
metrów. W pewnych przypadkach dokáadnoĞü danych moĪe byü za maáo szczegóáowa dla wykonywanego projektu, chociaĪ moĪe byü wystarczająca na etapie
wstĊpnych prac badawczych. WaĪne jest teĪ, aby dla caákowicie róĪnych zbiorów danych przyjąü wspólny ukáad wspóárzĊdnych. Technologia GIS dysponuje
narzĊdziami do sprowadzania do jednolitego ukáadu geograficzno-kartograficznego (z ang. Coordinate System and Map Projection) [1].
256
Rys. 2. Warstwy tematyczne (Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 2. Layered structure of the database (source: own work)
Przykáad wykorzystania bazy danych GIS systemu SMA
Przedmiotem badaĔ byáy obiekty Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego im. J.J ĝniadeckich w Bydgoszczy (UTP) mieszczące siĊ na osiedlu
Akademickie – Wschód w jednostce Fordon miasta Bydgoszcz oraz ich otoczenie i sąsiedztwo. W strukturze przestrzennej badanego terenu dominuje zabudowa mieszkaniowa wielorodzinna, uzupeániona zabudową usáugową o charakterze podstawowym. Klimat akustyczny badanego terenu ksztaátuje wiele Ĩródeá
dĨwiĊku. WyróĪniono haáas pochodzenia drogowego oraz przemysáowego.
Podstawowym kryterium wyboru obszaru do badaĔ byáa róĪnorodnoĞü funkcji
i sposobów zagospodarowania, znaczny udziaá obszarów wraĪliwoĞci akustycznej, mnogoĞü Ĩródeá haáasu oraz dostĊpnoĞü materiaáów wejĞciowych do sporządzenia systemu strategicznej mapy akustycznej (SMA). Modelowanie baz
danych GIS dla systemu SMA badanego terenu rozpoczĊto od wygenerowania
mapy cyfrowej wybranego fragmentu miasta. Stworzono klasy obiektów dla
sieci dróg, budynków oraz róĪnych sposobów zagospodarowania przestrzeni.
Na rysunku 3 przedstawiono fragment wektoryzowanej ortofotomapy obiektów
UTP oraz pobliskich ulic (al. Prof. S. Kaliskiego oraz ul. Bydgoskich Olimpijczyków).
257
Rys. 3. Wyrys z wektoryzowanej ortofotomapy satelitarnej (kampus Uniwersytetu
Technologiczno-Przyrodniczego w Bydgoszczy), (Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 3. A part of vectorized satellite orthophotomap (campus of University of
Technology and Life Sciences in Bydgoszcz), (source: own work)
Kolejnym etapem tworzenia bazy danych GIS dla systemu SMA byáo
okreĞlenie modelu opisowego zawierającego dane o sposobie zagospodarowania terenu, Ĩródáach haáasu oraz obszarach wraĪliwoĞci. Do tego zadania wykorzystano program GeoMedia Professional. Przykáad poáączenia danych opisowych z obiektami graficznymi zlokalizowanymi przestrzennie przedstawia rysunek 4. Zaprezentowano klasĊ obiektów typu powierzchniowego (kompleks
UTP) – jako przykáad obszaru wraĪliwoĞci akustycznej í oraz warstwĊ parkingów – jako przykáad powierzchniowego Ĩródáa haáasu. W obu przypadkach
w pierwszej kolejnoĞci zdefiniowano klucz gáówny, nastĊpnie przyporządkowano parametry charakteryzujące dany element przestrzeni zurbanizowanej.
Dla obiektów UTP okreĞlono liczbĊ pracowników, liczbĊ studentów, funkcjĊ
budynku oraz dane adresowe, natomiast dla warstwy parkingów informacje
o wáaĞcicielu i maksymalnej liczbie pojazdów osobowych mogących skorzystaü
z postoju.
Tworzenie SMA przy uĪyciu oprogramowania komputerowego odbywa siĊ
na podstawie charakterystyki Ĩródáa dĨwiĊku. Dla haáasu drogowego Ĩródáem tym
jest ruch pojazdów na danym odcinku drogi. W bazie opisowej warstwy dróg
znajdują siĊ parametry dotyczące charakterystyki badanego odcinka oraz informacje dotyczące ruchu pojazdów. Dane te wprowadzono do bazy opisowej analizowanej warstwy. W ramach systemu GIS-SMA wykonano pomiary równowaĪnego poziomu dĨwiĊku LDWN oraz badania natĊĪenia ruchu drogowego (NRD)
szczytu porannego i popoáudniowego na skrzyĪowaniach analizowanego terenu,
w rejonie ulic: gen. Wá. Andersa, Akademicka, FordoĔska oraz J. Brzechwy. Do
badaĔ wykorzystano caákujący miernik poziomu dĨwiĊku Mediator 2238 firmy
Bruel&Kjaer. Z przeprowadzonych badan wynika, iĪ wraz ze wzrostem natĊĪenia
258
ruchu drogowego wzrasta poziom haáasu drogowego. NajwiĊkszy ruch pojazdów
koáowych odnotowano na skrzyĪowaniu ulic FordoĔskiej í Kaliskiego, gdzie
poziom haáasu drogowego wskaĨnika LDWN wyniósá aĪ 75,1 dB. NajniĪszą wartoĞü uzyskano na skrzyĪowaniu ulic Andersa – Igrzyskowa í 66,8 dB. Uzyskane
wyniki badaĔ natĊĪenia ruchu drogowego oraz poziomu haáasu drogowego
wskaĨnika LDWN wprowadzono do bazy opisowej GIS dla systemu SMA dla odpowiednich odcinków sieci dróg. NastĊpnie bazĊ zaimplementowano do programu
CadnaA i na jej podstawie wygenerowano mapy akustyczne haáasu drogowego.
Rys. 4. Przestrzenne rozmieszczenie elementów analizowanego terenu z prezentacją
atrybutów opisowych (Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 4. Spatial distribution of elements of analyzed area with the presentation of
attributes descriptive (source: own work)
Przy opracowaniu map akustycznych dla miasta Bydgoszczy wykorzystano
metody obliczeniowe zalecane przez DyrektywĊ 2002/49/WE [1]. Poziom haáasu
drogowego okreĞlono na podstawie metody francuskiej „NMPB-Routes - 96
(SETRA-CERTU-LCPC-CSTB)”. Do ustalenia haáasu szynowego posáuĪono siĊ
holenderską metodą obliczeniową SRM II oraz alternatywie dla haáasu tramwajowego normą niemiecką í Schall03 [3, 6, 22]. Haáas przemysáowy obliczono
zgodnie z metodą zawartą w normie ISO 9613-2 „Akustyka. Táumienie dĨwiĊku
podczas propagacji w przestrzeni otwartej: CzĊĞü 2: Ogólne metody obliczeĔ”3.5Do obliczeĔ haáasu lotniczego zastosowano metodĊ ECAC.CEAC Doc. 29.
3
Zapis normy zgodny z podanym w Dyrektywie 2002/49/WE. JednakĪe norma ma juĪ status
normy polskiej (PN).
259
Rysunek 5 przedstawia mapĊ dáugookresowego Ğredniego poziomu haáasu drogowego wskaĨnika LDWN. NajwiĊksze wartoĞci odnotowano na ulicy FordoĔskiej,
gdzie poziom haáasu przekroczyá 75 dB. Wykorzystanie specjalistycznego oprogramowania komputerowego pozwala okreĞliü rozkáad dĨwiĊku w Ğrodowisku.
Haáas drogowy równomiernie rozchodzi siĊ w przestrzeni zurbanizowanej. Wraz
ze wzrostem odlegáoĞci od osi dróg poziom haáasu maleje i na analizowanym
terenie oscyluje w granicach 55-65 dB. Na obszarach najbardziej oddalonych od
dróg, umiejscowionych miĊdzy obiektami mieszkalnictwa wielorodzinnego, poziom haáasu drogowego jest najniĪszy i wynosi 50-55 dB.
Rys. 5. Wyrys z analizowanego Miejscowego Planu Zagospodarowania Przestrzennego
w zestawieniu ze Strategiczną Mapą Akustyczną (istniejący poziom haáasu
drogowego – wskaĨnik LDWN), (Ĩródáo: opracowanie wáasne)
Fig. 5. Dimensioned drawing of the analyzed Local Land Use Plan in comparison with
SNM (existing level of traffic noise – noise indicator Lden), (source: own work)
PODSUMOWANIE I WNIOSKI KOēCOWE
Zasadniczym celem realizacji strategicznej mapy akustycznej (SMA) jest
uzyskanie aktualnych informacji o stanie akustycznym Ğrodowiska z uwzglĊdnieniem danych nieakustycznych, takich jak demografia oraz sposób zagospodarowania i uĪytkowania terenu. Zgodnie z dyrektywą [1] celem SMA jest
stworzenie podstaw dla rozwijania Ğrodków wspólnotowych w zakresie obniĪania haáasu z gáównych Ĩródeá, w szczególnoĞci z taboru drogowego i szynowego oraz ich infrastruktury, samolotów, urządzeĔ pracujących na otwartej przestrzeni i urządzeĔ przemysáowych oraz maszyn i urządzeĔ samobieĪnych. Efek-
260
tem prac, realizowanych na zamówienie organów ochrony Ğrodowiska w urzĊdach miast, są:
x diagnozy stanu Ğrodowiska akustycznego na obszarze miasta zgodne zarówno z wymaganiami unijnymi, jak i polskimi przepisami ochrony Ğrodowiska,
w tym przygotowanie zestawieĔ statystycznych dla potrzeb Komisji Europejskiej i krajowego raportu z wyników procesu mapowania akustycznego;
x system techniczno-organizacyjny umoĪliwiający posáugiwanie siĊ mapą
akustyczną w zakresie oceny stanu, analizy trendów zmian, ocen wpáywu
róĪnego rodzaju inwestycji na zmiany stanu klimatu akustycznego itp.; dane
takie niezbĊdne są do opracowania skutecznego programu ochrony Ğrodowiska przed haáasem;
x materiaá do informowania spoáeczeĔstwa nt. stanu klimatu akustycznego
w miejscu zamieszkania i odpoczynku udostĊpniany na stronie internetowej.
Wykonanie mapy akustycznej miasta to zaawansowany technologiczne system GIS w skali odpowiadającej danej aglomeracji. Wymaga to duĪego nakáadu prac związanych z pozyskaniem danych przestrzennych z róĪnych
Ĩródeá. W budowie SMA uczestniczą nie tylko róĪne jednostki organizacyjne miasta, ale takĪe instytucje odpowiedzialne za komunikacjĊ w mieĞcie,
jak równieĪ zarządcy duĪych zakáadów przemysáowych. Wykonawca mapy
akustycznej dane te weryfikuje, uzupeánia i przetwarza dla potrzeb obliczeĔ
haáasu. System SMA powinien stanowiü element miejskiego systemu informacji geograficznej.
Analiza zebranych informacji o wykorzystaniu danych geoinformacyjnych
w procesie tworzenia SMA pozwala sformuáowaü nastĊpujące wnioski:
1. Obszerna analiza komponentów przestrzeni zurbanizowanej niezbĊdna przy
tworzeniu SMA wskazuje na celowoĞü wykorzystania technologii GIS jako
podstawy metodologicznej jej realizacji.
2. Dane GIS umoĪliwiają wprowadzenie ujednoliconych zasad gromadzenia
i archiwizacji wielkoĞci charakteryzujących stan Ğrodowiska, jak równieĪ parametrów wpáywających na poziom haáasu.
3. Do obliczeĔ rozkáadów poziomu haáasu w przestrzeni zurbanizowanej wykorzystuje siĊ specjalistyczne oprogramowanie komputerowe umoĪliwiające
tworzenie szeregu map haáasu.
4. Generowanie SMA przy uĪyciu specjalistycznego oprogramowania komputerowego odbywa siĊ na podstawie charakterystyki Ĩródáa dĨwiĊku. Poziom
haáasu komunikacyjnego wynika z ruchu pojazdów oraz charakterystyki trasy komunikacyjnej.
5. Wraz ze wzrostem natĊĪenia ruchu drogowego wzrasta poziom haáasu. Na
analizowanym terenie najwiĊkszy ruch pojazdów koáowych odnotowano na
skrzyĪowaniu ulic FordoĔskiej í Kaliskiego, gdzie poziom haáasu drogowego wskaĨnika LDWN wyniósá aĪ 75,1 dB. NajniĪszą wartoĞü uzyskano na
skrzyĪowaniu ulicy Andersa z ulicą Igrzyskową í 66,8 dB.
261
LITERATURA
[1] Dyrektywa 2002/49/WE Parlamentu Europejskiego oraz Rady Europejskiej z dnia
25 czerwca 2002 r. odnosząca siĊ do oceny i zarządzania poziomem haáasu w Ğrodowisku (Dz.U. WE L 189 z dnia 18 lipca 2002 r.).
[2] Dyrektywa 2007/2/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 14 marca 2007 r.
ustanawiająca infrastrukturĊ informacji przestrzennej we Wspólnocie Europejskiej
(INSPIRE) (Dz.U. WE L 108 z 25.4.2007)
[3] French standard XPS 31-133:2001. Acoustique – Bruit des infrastructures de
transports terrestres – calcul de l’attenuation du son lors de sa propagation en milieu extérieur, incluant les effets météorologiques, AFNOR, 2001.
[4] GaĨdzicki J., 1990. Systemy informacji przestrzennej. PPWK Warszawa.
[5] Guedes I.C.M., Bertoli S.., Zannin P.H.T., 2011, Influence of urban shapes on environmental noise: A case study in Aracaju – Brazil, Sci. Total Environ. 412-413,
66-76.
[6] Guide du Bruit des Transports Terrestres – Prévision des niveaux sonores, Ministére de l’Environnement et du Cadre de Vie/Minisitére des Transports/CETUR,
Novembre 1980.
[7] Health and environment in Europe: progress assessment, 2010. WHO Regional
Office for Europe ISBN 978 92 890 4198 0
[8] Jarosz W., 2005. WstĊp, Program Wieloletni ĝrodowisko a Zdrowie, e-biuletyn,
Instytut Ekologii Terenów Uprzemyslowionych, 9, 1.
[9] King E.A., Murphy E., Rice H.J., 2011. Implementation of the EU environmental
noise directive: Lessons from the first phase of strategic noise mapping and action
planning in Ireland. Journal of Environmental Management 92, 756-764
[10] Kompaáa J., 2009. Mapa akustyczna i program ochrony Ğrodowiska przed haáasem
jako elementy systemu zarządzania Ğrodowiskiem. Prace Naukowe GIG, Katowice.
[11] Kompaáa J., Lipowczan A., 2007. Noise hazard to the population of areas connected with functioning of roadway frontier crossings. Archives of Acoustics
32(2), 279-286.
[12] KwiecieĔ J., 2004. Systemy Informacji Geograficznej. Podstawy. Wyd. Uczeln.
ATR Bydgoszcz.
[13] KwiecieĔ J., SzopiĔska K., Sztubecka M., 2010. Problem ochrony przed haáasem
na terenach zurbanizowanych na przykáadzie miasta Bydgoszcz. Ekologia i Technika XVIII(4), 205-212.
[14] Murphy, E., King, E.A., 2010. Strategic environmental noise mapping: methodological issues concerning the implementation of the EU environmental noise Directiveand their policy implications. Environment International 36(3), 290-298.
[15] NOISE - Noise Observation and Information Service for Europe [web site], 2011.
Copenhagen, European Environment Agency, 2010 (http://noise.eionet.europa.eu).
[16] PN-ISO 1996-2 „Opis i pomiary haáasu Ğrodowiskowego. Zbieranie danych dot.
sposobu zagospodarowania terenu”.
[17] Report from the Commission to the European Parliament and the Coincil, 2011,
On the implementation of the Environmental Noise Directive in accordance with
Article 11 of Directive 2002/49/EC.
[18] Rozporządzenie Ministra ĝrodowiska z dnia 1 paĨdziernika 2007 r. w sprawie
w sprawie zakresu danych ujĊtych na mapach akustycznych oraz ich ukáadu
i prezentacji (Dz. U. Nr 187, poz. 1340).
262
[19] Sadowski J., Szudrowicz B., 2002. InĪynieria Ğrodowiska w ksztaátowaniu klimatu
akustycznego Ğrodowiska i jego ochrony przed haáasem i drganiami. Monografia
Komitetu Inzynierii PAN 12, 117-139.
[20] Salomons E.M., Pont M.B., 2012. Urban traffic noise and the relation to urban
density, form, and traffic elasticity. Landscape and Urban Planning 108, 2-16.
[21] SzopiĔska K., Krajewska M., Beáej M., 2012. Apartment Market Analysis Considering Environmental Noise Level in Poland. European Real Estate Society 19th
Annual Conference, Edinburgh, Scotland, 13-16 June.
[22] The French national computation method "NMPB-Routes-96 (SETRA-CERTULCPC-CSTB)", referred to in "Arrêté du 5 mai 1995 relatif au bruit des
infrastructures routières, Journal Officiel du 10 mai 1995, Article 6.
[23] Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. Prawo Ochrony ĝrodowiska (Dz.U. z 2008 r.
Nr 25, poz. 150, z póĨn. zm.).
[24] Zannin P.H.T., Queiroz de Sant’Ana D., 2011. Noise mapping at different stages
of a freeway redevelopment project – A case study in Brazil. Applied Acoustics
72, 479-486.
GIS TECHNOLOGY IN CREATING NOISE STRATEGIC MAP
Abstract. The following article discusses issues related to the concept of
geographic information systems (GIS), and presents the problem of
environmental noise protection in Poland, with particular emphasis on
Strategic Noise Map (SNM). Elements of a GIS database for the
determination of the noise level in the environment and development of the
methodology SNM using geospatial data have been described. In addition,
the article presents the results of the acoustic climate of buildings near the
University of Technology and Life Sciences in Bydgoszcz. Analysis based on
GIS database and acoustic software was made.
Key words: spatial information systems, environmental noise, acoustic
climate, strategic noise map, local land use plan

Page 1 Page 2 Page 3 OPINIODAWCY prof. dr hab. Marcin

Transkrypt

Podobne dokumenty

Marzec 2015