Dr hab.inż. Wojciech Dąbrowski, prof.PK

Instytut Zaopatrzenia w Wodę i Ochrony Środowiska

Politechnika Krakowska

Ul.Warszawska 24, 31-155 Kraków

HYDROBOTANICZNE OCZYSZCZANIE ŚCIEKÓW

Wstęp

W miarę budowania nowych oczyszczalni ścieków komunalnych, coraz

poważniejszy jest udział zanieczyszczeń obszarowych, w pierwszej kolejności spływów

ścieków deszczowych, w dalszej zanieczyszczenia atmosfery, w kształtowaniu jakości wód

powierzchniowych. Dlatego w najbliższej przyszłości można się spodziewać inwestowania

w przedsięwzięcia mające na celu zmniejszenie zanieczyszczeń obszarowych, w tym

powstrzymania erozji gleby i opóźnienia odpływu ścieków deszczowych, a przez to

częściowego powrotu do stosunków wodno-gruntowych przed okresem urbanizacji (Phillips

(1993), Apfelbaum (1993)). Do końca 2002 roku w Polsce w terenach niezabudowanych

ścieki deszczowe mogły być odprowadzane bez oczyszczania bezpośrednio do cieków

powierzchniowych. Obecnie Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 29 listopada 2002

(Dz.U. 02.212.1799 z dnia 16 grudnia 2002) nie definiuje wyraźnie tej możliwości

wymieniając jedynie zabudowę, z której ścieki deszczowe mają być oczyszczane i

wyłączając z niej powierzchnie dachów na tych terenach. Można więc domniemywać, że

poza szczelną zabudową terenów przemysłowych i składowych, baz transportowych,

portów, centrów miast, dróg ekspresowych, krajowych i wojewódzkich, parkingów,

obiektów magazynowania i dystrybucji paliw pozostałe nie wymienione w rozporządzeniu

tereny nie wymagają oczyszczania wód deszczowych. Nie tylko wymagania dotyczące

jakości ścieków deszczowych ale i ochrony przeciwpowodziowej decydują o stosowaniu

basenów infiltracyjnych i oczyszczalni hydrobotanicznych dla oczyszczania i usuwania

ścieków deszczowych z powierzchni dróg i autostrad. Zmienia się również podejście do

oceny wpływu zanieczyszczeń obszarowych na wody odbiorników ścieków i oprócz

klasyfikowania tych odbiorników, wyłącznie w oparciu o wskaźniki fizykochemiczne i

bakteriologiczne, coraz to większą uwagę poświęca się innym wskaźnikom biologicznym,

jak różnorodność flory i fauny. Ważne są bowiem nie tylko stężenia toksycznych związków

chemicznych, ale również ich dostępność dla organizmów żywych i dlatego pod auspicjami

Kongresu Stanów Zjednoczonych Agencja Ochrony Środowiska USA przyjęła do

stosowania w ramach programu oceny osadów ARCS (Assessment and Remediation of

Contaminated Sediments) 40 testów biologicznych badania toksyczności osadów (Dennis-

Flagier (1993)). Wskaźniki ekologiczne, są uważane coraz częściej za bardziej miarodajne

do oceny wpływu na odbiornik zanieczyszczeń obszarowych niż parametry fizyczne i

chemiczne wody (Yoder (1993), Yoder, Miltner i White (1993)).

Oczyszczanie ścieków deszczowych na terenach niezurbanizowanych opiera się

wyłącznie na naturalnych procesach zachodzących w czasie przepływu tych ścieków przez

sztuczne zbiorniki wodne, mokradła, pasy zieleni, infiltracji do i filtracji przez grunt (w

przypadku

infiltracji

stosowane

są

również

geowłókniny,

dla

ochrony

wodoprzepuszczalności warstwy infiltracyjnej). Omówiono tutaj zastosowanie mokradeł i

infiltracji do oczyszczania ścieków deszczowych. Metody te są tanie i wysokoefektywne w

odniesieniu do usuwania ChZT, BZT

5

, zawiesiny, lecz okazują się bardziej zawodne w

odniesieniu do usuwania biogenów. Niestety brak możliwości precyzyjnego sterowania

parametrami procesów, jak stężenie tlenu, stężenie całkowitego węgla organicznego itd.

oraz brak dokładnego rozpoznania skomplikowanych zjawisk zachodzących w mokradłach

powoduje, iż zasady ich projektowania opierają się raczej na uogólnieniu dotychczasowych

doświadczeń, niż na opracowanej teorii, co stwarza zawsze ryzyko uzyskania mniejszych od

założonych sprawności oczyszczania. Niemniej w odniesieniu do ścieków deszczowych w

terenach słabo zabudowanych procesy naturalne oczyszczania powinny być intensyfikowane

i pod względem ekonomicznym oraz energetycznym nie ma dla nich obecnie alternatywy.

Oczyszczalnie hydrobotaniczne pozwalają na wykorzystanie zawartych w ściekach

związków organicznych, a więc zalecane są jako element zrównoważonego rozwoju

(Niemcynowicz, Dziopak (2001)a, Niemcynowicz, Dziopak (2001)b). Przewidywane

zmiany systemów odprowadzania ścieków deszczowych (Heaney, Pitt i Field (1999)) w

XXI wieku dotyczą oczyszczania ich na miejscu, zgodnie z zasadą rozwiązywania

problemów środowiskowych w miejscu gdzie się one tworzą. Należy jednak dostrzegać

również niebezpieczeństwa związane z rozproszeniem oczyszczalni na dużych obszarach.

Efektywność podczyszczania ścieków deszczowych lub zrzucanych przez przelewy

burzowe ścieków ogólnospławnych zależy między innymi od ich składu, w tym od

granulacji, ciężaru właściwego i prędkości sedymentacji zawieszonych cząstek fazy stałej.

Dlatego rozpoznanie tych parametrów jest niezbędne dla prawidłowego projektowania

urządzeń podczyszczających. Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 29

listopada 2002 roku od pierwszego stycznia roku 2003 urządzenia oczyszczające ścieki

deszczowe ze szczelnych terenów przemysłowych, składowisk, baz transportowych, centrów

miast i dróg ekspresowych, krajowych i wojewódzkich oraz parkingów wymiaruje się na

spływy powierzchniowe 15dm

3

/s·ha, a z obiektów magazynowania i dystrybucji paliw na

natężenia większe niż spowodowane opadem o częstotliwości występowania raz na rok przy

czasie miarodajnym 15 minut. Po latach dyskusji (Osmulska-Mróz, Sadkowski (1993),

Osmulska-Mróz, (1996), Dąbrowski (2001)) poprawiono więc zarządzenie Ministra

Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z 05 listopada 1991 roku w

sprawie klasyfikacji wód oraz warunków jakim powinny odpowiadać ścieki wprowadzane

do wód lub do ziemi (Dz.U.Nr 116, poz.503). Rozporządzenie to nie precyzowało

miarodajnych spływów powierzchniowych do wymiarowania urządzeń oczyszczających i

nie wiadomo dlaczego stawiało dwa warunki, a mianowicie stężenie zawiesiny na poziomie

nie wyższym niż 50 mg/dm

3

oraz stężenia substancji ekstrahujących się eterem naftowym

również na poziomie 50 mg/dm

3

. Skład ścieków deszczowych jest bardzo zmienny i

spełnienie wymagań dotyczących stężenia zawiesiny dla niektórych deszczy było nierealne

podczas gdy za wyjątkiem terenów stacji benzynowych, warsztatów samochodowych i

niektórych terenów przemysłowych ścieki deszczowe utrzymywały praktycznie zawsze

stężenie substancji ekstrahujących się eterem naftowym poniżej wymaganych 50 mg/dm

3

.

Stawiało to projektantów odwodnień dróg i ulic w sytuacji niepewności, co do wymagań

stawianych inwestycji w zakresie jakości odprowadzanych ścieków opadowych. Obecnie

również taka, tym razem uzasadniona, niepewność towarzyszy projektom, albowiem oprócz

spełnienia wymagań do stężenia zawiesiny poniżej 100mg/dm

3

oraz substancji

ropopochodnych poniżej 15mg/dm

3

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 29

listopada 2002 roku stawia wymagania natury ogólnej, jak to sformułowane w paragrafie

drugim, że „ścieki wprowadzane do wód nie powinny wywoływać w nich zmian fizycznych,

chemicznych i biologicznych, które uniemożliwiałyby prawidłowe funkcjonowanie

ekosystemów wodnych i spełnienie przez wody określonych dla nich wymagań

jakościowych, związanych z ich użytkowaniem wynikającym z warunków korzystania z

wód regionu wodnego.” Sprawa ta wymaga więc naświetlenia.

Uwarunkowania prawne

Oprócz wymagań stawianych jakości odprowadzanych do wód i do gruntu ścieków

deszczowych z terenów zanieczyszczonych, na etapie planowania dróg wymagana jest

również ocena oddziaływania tychże ścieków na środowisko, a w szczególności na wody

podziemne i powierzchniowe. Taki wymóg wynika z przytoczonych dalej przepisów

prawnych. Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów

Naturalnych i Leśnictwa z dnia 14 lipca 1998 roku (Dz.U. z dnia 23 lipca 1998 roku) "W

sprawie określania rodzajów inwestycji szczególnie szkodliwych dla środowiska i zdrowia

ludzi albo mogących pogorszyć stan środowiska oraz wymagań, jakim powinny odpowiadać

oceny oddziaływania na środowisko tych inwestycji" autostrady i drogi ekspresowe zostały

wymienione w punkcie 9 paragrafu pierwszego, jako inwestycje szczególnie szkodliwe dla

środowiska i zdrowia ludzi. W tym samym rozporządzeniu w paragrafie 2 pkt. l drogi

krajowe i wojewódzkie zostały wymienione jako inwestycje mogące pogorszyć stan

środowiska. Wymagania jakim powinny odpowiadać oceny oddziaływania autostrad

płatnych na środowisko zostały wyszczególnione w rozporządzeniu Ministra Ochrony

Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z dnia 5 czerwca 1995 roku " W sprawie

wymagań jakim powinny odpowiadać oceny oddziaływania autostrady na środowisko,

grunty rolne i leśne oraz na dobra kultury objęte ochroną", opublikowanym w Dzienniku

Ustaw Nr 64,poz.332. Tak więc, przynajmniej na etapie udzielania wskazań

lokalizacyjnych, konieczne jest przeprowadzenie oceny oddziaływania odwodnień autostrad

i różnego rodzaju dróg na wody powierzchniowe i podziemne, jako jeden z istotnych

elementów oddziaływania na środowisko. W ocenach niezbędne jest odrębne traktowanie

okresu budowy i eksploatacji dróg z uwagi na różną jakość spływów powierzchniowych.

ścieki deszczowe

Jakość ścieków deszczowych jest uzależniona od warunków lokalnych, w tym od

tego czy prowadzone są prace remontowe jezdni i pobocza, w czasie których szczególnie

powinno się zwrócić uwagę na zapobieganie erozji gruntu i podczyszczanie spływów

powierzchniowych. Dla ogólnego scharakteryzowania ścieków deszczowych pochodzących

z terenów o różnym stopniu zagospodarowania przedstawiono w tabeli 1 przeciętne wartości

stężeń zanieczyszczeń i współczynnika spływu według danych z USA.

Tabela.1 Przeciętne wartości współczynnika spływu oraz stężeń wybranych zanieczyszczeń

w zależności od zagospodarowania terenu według danych z USA (Dreher and Prive

(1993)).

zagospodarowanie

terenu

współczynnik

spływu

zawiesina

[mg/l]

ropopochodne

[mg/l]

całkowity

fosfor [mg/l]

miedź

[mg/l]

tereny

przemysłowe

0.60

120

20

0.20

0.05

tereny handlowo -

usługowe

0.80

80

20

0.20

0.05

małej gęstości

zabudowa

mieszkalna

0.20

100

5

0.60

0.03

wysokiej gęstości

zabudowa

mieszkalna

0.40

90

10

0.40

0.04

tereny opuszczone 0.10

60

0

0.20

0.01

parki miejskie

0.10

50

0

0.60

0.01

autostrady i

główne drogi wraz

z terenem

przynależnym

0.60

80

15

0.20

0.05

tereny rolnicze

0.10

150

0

0.80

0.01

tereny lesiste,

mokradła

0.05

50

0

0.20

0.01

drogi kolejowe

0.20

80

15

0.20

0.05

wpływ urbanizacji na powódź

Urbanizacja terenu wpływa na znaczne zwiększenie wartości współczynników

spływu. Przez dziesiątki lat propagowana była negatywna polityka odprowadzania wód i

ścieków deszczowych jak najszybciej do odbiornika. W każdym projekcie systemu

odwodnienia przyjmuje się z pewnym prawdopodobieństwem, że wystąpi opad przy którym

system nie spełni swojego zadania (Dziopak (2002)). Jednakże projekt powinien

przewidywać skutki takiego opadu i zabezpieczyć konstrukcję przed wypadkiem

budowlanym. W jednej z metod projektowych przyjmuje się parametry opadu miarodajnego

do obliczeń hydraulicznych w oparciu o prawdopodobieństwo tego, że w całym okresie

amortyzacji systemu odwodnieniowego prawdopodobieństwo podtopienia terenu nie

przekroczy pewnej wartości. Ten sposób projektowania odnosi się głównie do zabudowy

lokalnych cieków, do których odprowadzamy ścieki deszczowe. Gdy dysponujemy N

obserwacjami opadów , a spośród nich N

1

przekroczyło pewną wartość natężenia przepływu

Q

1

, to prawdopodobieństwo wystąpienia natężenia przepływu Q takiego, lub wyższego

P(Q>Q

1

) = N

1

/N, a spodziewana częstość takiego zdarzenia C(Q)= 1/P(Q). Zdarzenie

przeciwne wystąpi więc z prawdopodobieństwem P(Q<Q

1

)=1-P(Q)=1-1/C(Q). Traktując

zdarzenia wystąpienia wysokich stanów jako niezależne od siebie otrzymujemy wzór na

prawdopodobieństwo tego, że w okresie n lat nie wystąpi natężenie przepływu

przekraczające projektowaną wartość P(Q<Q

1

n

) = (1-1/C(Q))

n

, a prawdopodobieństwo

(ryzyko R) tego, że takie zdarzenie wystąpi co najmniej raz R= P(Q>Q

1 w n latach

)= 1-

P(Q<Q

1

n

) = 1 - (1-1/C(Q))

n

. Ze wzoru tego można z kolei wyliczyć jaka powinna być

projektowa wartość C aby prawdopodobieństwo P(Q>Q

1 w n latach

) nie przekroczyło zadanej

wartości ryzyka R , C= 1/{1-(1-R)

1/n

}To samo podejście projektowe może być zastosowane

w odniesieniu do doboru przewodów kanalizacyjnych. Tak więc przykładowo jeżeli kanał

obliczony został na dwudziestoletnie natężenie opadu deszczu, to prawdopodobieństwo tego,

że w ciągu dziesięciu lat nie będzie przepełniony wynosi (1-1/20)

10

= 0.60, a ryzyko

przepełnienia w tym czasie jest równe 0.40. Gdybyśmy chcieli zaprojektować ten kanał w

taki sposób, aby ryzyko jego przepełnienia w okresie dziesięcioletnim nie przekroczyło 30%,

to należałoby przyjąć do obliczeń deszcz o natężeniu opadu powtarzającym się co C = 1/[1-

(1- 0.3)

0.1

] = 29 lat. Aby określić częstość występowania wysokich natężeń przepływu w

cieku należy dysponować wynikami pomiarów z wielolecia, co pokazano w tabeli 2.

Tabela 2. Tabela wymaganego okresu obserwacji w celu określenia częstości występowania

wysokich natężeń przepływu w cieku, według Służb Geologicznych Korpusu Inżynierów

Amerykańskich

Częstość występowania [lata]

Wymagany okres obserwacji [lata]

10

10

25

15

50

20

100

25

rodzaje zanieczyszczeń

Ogólna charakterystyka niektórych zanieczyszczeń ścieków deszczowych została

przedstawiona w tabeli 3. Dotyczy ona Stanów Zjednoczonych, a więc nie może być

bezpośrednio przeniesiona na warunki krajowe.

Tabela 3. Typowe zanieczyszczenia w ściekach deszczowych z dróg i autostrad wraz z ich

pochodzeniem, według raportu US EPA (EPA-841-F-95-008d(1995))

zanieczyszczenie

pochodzenie zanieczyszczenia

zawiesina

chodniki, samochody, opad atmosferyczny, roboty drogowe

biogeny

opad atmosferyczny i nawozy

ołów

ołowiowa benzyna i ogumienie samochodów

cynk

ogumienie, oleje i smary

żelazo

rdza karoserii i struktur żelaznych konstrukcji mostowych.

miedź

pokrycia metaliczne, środki grzybobójcze i owadobójcze

kadm

ogumienie i środki owadobójcze

chrom

powłoki chromowe na częściach metalowych

nikiel

olej napędowy i benzyna, niklowane powierzchnie metalowe

pojazdów, połączenia przewodów elektrycznych, asfaltowe

nawierzchnie

mangan

ruchome części silników

cyjanki

związki zapewniające niezbrylanie się soli do topienia lodu

sód, wapń, chlorki

sól do topienia lodu

siarczany

podbudowa drogi, paliwo i sól.

węglowodory

rozlane paliwo, środki zapobiegające zamarzaniu szyb, płyny

hydrauliczne w pojazdach, powierzchnia nawierzchni

asfaltowej

W tabeli 4 wymieniono za Raportem CIRIA najczęściej stosowane procesy do oczyszczania

ścieków deszczowych w terenach słabo zurbanizowanych, a w tabeli 5 podobne zalecenia

według literatury.

Tabela 4. Podstawowe procesy stosowane do oczyszczania ścieków deszczowych z dróg i

autostrad według raportu CIRIA (Luker i Montague (1994))

proces

podstawowe

zastosowanie

dodatkowe

działania

zmiany jakości ścieków

wpusty deszczowe zbieranie

ścieków

deszczowych

usuwanie osadu

mogą usuwać zanieczyszczenia

zawarte w zawiesinie, ale mogą

się również tworzyć

zanieczyszczenia rozpuszczone

dreny filtracyjne

gromadzenie i

przekazywanie

z opóźnieniem

ścieków

deszczowych

drenowanie wód

gruntowych

mogą usuwać zanieczyszczenia

zawarte w zawiesinach, ale mogą

zagrażać wodom podziemnym

rowy

odwadniające

gromadzenie i

odprowadzanie

ścieków

deszczowych

przesyłanie

ścieków

deszczowych na

odległość

niezauważalny wpływ

porowate

powierzchnie

zbieranie

ścieków

deszczowych

wpływ nie jest rozpoznany

szczelinowe

drenaże

zbieranie

ścieków

deszczowych

brak

bez wpływu

naturalne dopływy

do cieków

powierzchniowych

odprowadzanie

ścieków

deszczowych

brak

mogą usuwać zanieczyszczenia

zawarte w zawiesinach

drenaże w rękawie

z geowłóknin

zbieranie wód

gruntowych

usuwanie

zawiesin i

innych

zanieczyszczeń

mogą usuwać zanieczyszczenia ale

okresowo przyczyniać się również

do zwiększenia stężenia biogenów

infiltracyjne

nawierzchnie

sztywne

zbieranie i

usuwanie

ścieków

deszczowych

usuwanie

zawiesin i

zanieczyszczeń

mogą usuwać wytrącone i

rozpuszczone zanieczyszczenia ale

mogą się przyczynić do wzrostu

biogenów

pułapki na osady usuwanie

osadów

usuwanie

zanieczyszczeń

usuwają zanieczyszczenia

występujące w gruboziarnistych

osadach

separatory oleju

usuwanie

zanieczyszczeń

brak

usuwają lekkie ropopochodne o

tendencji do wypływania na

powierzchnię ścieków

doły i rynsztoki

przesył ścieków gromadzenie

ścieków,

usuwanie

zanieczyszczeń

mogą usuwać zawiesiny , również

rozpuszczone, ale mogą stanowić

zagrożenie dla wód podziemnych

jeżeli nie są szczelne

baseny

infiltracyjne

usuwanie

ścieków

deszczowych

gromadzenie

ścieków,

usuwanie

zanieczyszczeń

usuwają wytrącone i rozpuszczone

zanieczyszczenia ale mogą

negatywnie oddziaływać na jakość

wód podziemnych

przesiąkliwe

podłoża i

infiltracyjne

usuwanie

ścieków

deszczowych

gromadzenie

ścieków,

usuwanie

usuwają zawiesiny i mogą usuwać

zanieczyszczenia rozpuszczone ale

stanowią zagrożenie dla jakości

bruzdy

osadów i

zanieczyszczeń

wód podziemnych

zbiorniki

przetrzymujące

gromadzenie

ścieków

deszczowych

usuwanie

osadów i

zanieczyszczeń

możliwe usuwanie zanieczyszczeń

zawartych w osadach

stawy retencyjne

gromadzenie

ścieków

deszczowych

usuwanie

osadów i

zanieczyszczeń

usuwają zanieczyszczenia zawarte

w zawiesinie i dostarczają w

ograniczonym stopniu

oczyszczania biologicznego

osadniki

usuwanie osadu usuwanie

zanieczyszczeń

pozwalają na usunięcie

zanieczyszczeń zawartych w

osadach i hydrofobowych

laguny

usuwanie

zanieczyszczeń

usuwanie

osadów i ich

przetrzymywanie

mogą usuwać zanieczyszczenia

zawarte w osadach a roślinność

może doprowadzić do

późniejszego uzdatniania

mokradła

usuwanie

zanieczyszczeń

gromadzenie

zanieczyszczeń

mogą usuwać i przetwarzać

zanieczyszczenia

Tabela 5. Ocena przydatności różnych metod podczyszczania ścieków deszczowych według

publikacji Marsalek i inni (1993).

Sposób oczyszczania

Zawiesina

P

N

BZT

Metale

Bakterie

Maks.

Natęż.

przepł

Objętość

Infiltracyjne filtry

C

C

D

C

B

C

D/C

D/C

Trawiaste zapadliska

D

D

D

D

E

D

E/D

E

Trawiaste strefy buforowe

E

E

E

E

E

E

E/D

E

Przepuszczalne chodniki

/nawierzchnie

E

B

C

B

C

D

E

E/D

Baseny infiltracyjne

C

C

D

C

B

C

D/C

D/C

Zarośnięte drogi wodne

D

D

E

D

E

D

E/D

E

Pułapki w postaci

zagłębienia

D

E

E

D

E

E

-----

-----

Zbiorniki suche i mokre

A

C

D

C

B

A

D/B

E

Mokradła

B

C/B

D/C

D/C

B

C/A

D/C

E

Napowietrzanie

-----

-----

-----

A

-----

-----

-----

-----

Sprzątanie powierzchni ulic

D/C

E

E

E

E

E

-----

-----

Osadzanie i usuwanie pyłów

W metodach numerycznego modelowania ilości i jakości spływów ścieków

deszczowych do sieci kanalizacyjnej przyjmuje się zazwyczaj zgodną z równaniem (1)

kinetykę odkładania cząstek fazy stałej na powierzchni dróg, oraz usuwania ich przez wiatr

i sprzątanie:

dX/dt = a – bX , (1)

gdzie : X – ładunek pyłów wyrażony w g/m

2

,

t - czas w tygodniach,

a – szybkość odkładania zanieczyszczeń fazy stałej w g/m

2

/tydzień,

b – stała szybkości usuwania pyłu przez wiatr [1/tydzień].

Po scałkowaniu równania (1) uzyskuje się dobrze znane równanie (2):

X=(a/b)(1- e

-bt

) , (2)

a więc dla długiego okresu czasu pomiędzy nawalnymi deszczami zgromadzony na

powierzchni dróg ładunek ustaliłby się na poziomie X

u

= a/b, gdzie X

u

jest ładunkiem

pozostającym w równowadze pomiędzy odkładaniem i usuwaniem pyłów. Wartości a,b, X

u

zależą zarówno od zanieczyszczenia atmosfery pyłami, jak i od klimatu. Ładunki

zgromadzonych pyłów mierzono dla sześciu przekrojów pomiarowych w Wielkiej Brytanii

((Butler i Clark (1995)), a następnie obliczono współczynniki a,b oraz X

u

z równania (1).

Uzyskano następujące przedziały wartości : X

u

od 52 do 330 [g/m

2]

, a od 7 do 20

[g/m

2

/tydzień], b od 0.04 do 0.14 [1/tydzień]. W Polsce mierzone są opady pyłów, co

pozwala oszacować wstępnie wartość a dla danej miejscowości.

efektywność sprzątania

Sprzątanie ulic i dróg może być prowadzone mechanicznie, przy pomocy

odkurzaczy przemysłowych do czyszczenia powierzchni jezdni, lub ręcznie. Odkurzacze są

bardziej efektywne od innych urządzeń mechanicznych do sprzątania ulic, szczególnie w

zakresie małych cząstek pyłów, o ile powierzchnia jezdni jest sucha (Amy, Pitt, Bradford i

Lagraff(1974)). Efektywność sprzątania ręcznego trudno jest oceniać obiektywnie, a prace

te nie są prowadzone na wielką skalę. Porównanie testów sprzątania różnymi metodami

przedstawiono za danymi z literatury ((Butler i Clark (1995)) w tabeli 6. Niestety różne

frakcje cząstek stałych były przedmiotem pomiarów przy sprzątaniu różnymi urządzeniami,

co utrudnia przeprowadzenie porównania.

Tabela 6. Efektywność różnych metod sprzątania jezdni w zależności od wielkości pyłów

Oczyszczanie mechaniczne

Odkurzacze przemysłowe

Sprzątanie ręczne

wymiar

ziaren [



m]

sprawność

usuwania [%]

wymiar

ziaren [



m]

Sprawność

usuwania [%]

wymiar

ziaren [



m]

sprawność

usuwania [%]

>2000

79

>5600

90

>1000

57

840-2000

66

5600-1000

91

1000-300

46

246-840

60

1000-300

84

300-63

45

104-246

48

300-63

77

<63

25

43-104

20

<63

76

<43

15

Polewanie ulic może być efektywne w usuwaniu drobnych pyłów, które zostają

przesunięte do najbliższych wpustów deszczowych. Tak więc o ile w przypadku sprzątania

koszty tego zabiegu są częściowo rekompensowane mniejszą częstotliwością opróżniania

wpustów deszczowych, o tyle zmywanie powierzchni jezdni nie pomniejsza kosztów

eksploatacji kanałów.

Częstość czyszczenia

Skoro częstość sprzątania zależy od względów bezpieczeństwa, estetycznych i

higienicznych, a nie od ekonomicznych, to potrzebny jest harmonogram czasowy,

określający jak często należy je prowadzić. W Wielkiej Brytanii według normy z 1989 roku

(High Maintenance – A Code of Good Practice (LLA, 1989)) drogi poza miastem sprzątane

są raz, lub dwa razy do roku, a w mieście zależnie od kategorii drogi tygodniowo, co

miesiąc, lub co kwartał. Sprzątanie chodników w centrach miast jest wielokrotnie częstsze,

nawet przed ekskluzywnymi sklepami co godzinę. Natomiast zalecenia co do

częstotliwości wybierania wpustów deszczowych mieszczą się w przedziale od jednego do

trzech czyszczeń w roku.

Oczyszczalnie hydrobotaniczne

Do oczyszczania ścieków, pochodzących z jezdni, parkingów i terenów zielonych

nadają się mokradła (EPA 832-R-93-008 (1993)). Chociaż trudniejsze w konstruowaniu, to

jednak przy tych samych efektach technologicznych przyjmujące większe obciążenia

hydrauliczne i nie grożące wydzielaniem nieprzyjemnych zapachów, są mokradła

podpowierzchniowe. Zazwyczaj buduje się je w utworach piaszczystych o dużej

wodoprzepuszczalności, chociaż znane są również rozwiązania w których do budowy

wykorzystano grunty zwięzłe, a przepływ przez mokradła, przy stosunkowo niskim

obciążeniu hydraulicznym, odbywa się szczelinami utworzonymi przez system korzenny

roślinności

porastającej

mokradło.

Do

1990

roku

około

500

mokradeł

podpowierzchniowych, jako oczyszczalni, zostało wybudowanych w Niemczech, Danii,

Austrii i Szwajcarii w gruntach zwięzłych, przyjmując około 2.2 m

2

powierzchni w

przeliczeniu na równoważnego mieszkańca (EPA (1993)). Natomiast w Wielkiej Brytanii

preferowano w tym czasie mokradła z wypełnieniami piaszczystymi, w dodatku o spadku

dna od 0.5 do 1.0%, w kierunku przepływu ścieków. W USA do roku 1991 wybudowano co

najmniej 80 podpowierzchniowych mokradeł, ale podstawowe parametry pracy tych

oczyszczalni, omówione dla wybranych przypadków w raporcie EPA (1993), różniły się

znacznie, i tak obciążenie związkami organicznymi wahało się od 4 do 180 kg/ha/dobę,

pozorna prędkość przepływu (filtracji) od 3 do 14 cm/dobę, a czas przetrzymania od jednej

do sześciu dób. Rozrzut pomiędzy skrajnymi wartościami tych parametrów wskazuje na

brak jasnych wytycznych w zakresie projektowania mokradeł, jako oczyszczalni ścieków.

W zakresie usuwania BZT

5

nie należy się spodziewać lepszych efektów niż 2 do 7

mg O

2

/dm

3

w odpływie, z uwagi na rozkład zgromadzonych w mokradle materii

organicznej, a więc to raczej stężenie w odpływie, a nie procent usuwania, jest parametrem

projektowym w zakresie BZT

5

. Analiza wyników pracy kilkunastu mokradeł

podpowierzchniowych (EPA (1993)) wskazuje na to, że zakres usuwania BZT

5

może być w

przybliżeniu obliczony według równania opisującego kinetykę reaktora tłokowego do 1.5 –

2 doby, a później wartość BZT

5

jest w przybliżeniu stała i niezależna od czasu

przetrzymania oraz ilorazu długości do szerokości mokradła.

Mokradła powierzchniowe wykazują również wysoką efektywność usuwania

zawiesiny, już po kilku metrach przepływu. W rezultacie efekt usuwania zawiesiny nie jest

zależny od czasu przetrzymania i ilorazu długości do szerokości mokradła (EPA (1993)).

Usuwanie biogenów w mokradłach jest niestety bardziej zawodne niż zawiesiny i

BZT

5

. W przypadku ścieków komunalnych azot dopływa głównie w postaci azotu

amonowego i organicznego. Dekompozycja i mineralizacja związków organicznych w

mokradłach prowadzi w pierwszej kolejności do przemiany dużej części azotu organicznego

w azot amonowy, a dopiero w następnym etapie może zachodzić nitryfikacja i

denitryfikacja. W przypadku braku dopływu tlenu przez system korzenny roślinności nie

powstają warunki do przebiegu nitryfikacji i stężenia azotu amonowego na odpływie z

mokradeł mogą , nawet znacznie (EPA (1993)), przekroczyć stężenia na dopływie.

Najmniejsze stężenia azotu amonowego uzyskuje się w odpływie z płytkich mokradeł

powierzchniowych, pozbawionych glonów i penetrowanych w 100% głębokości przez

korzenie roślin. Badania statystyczne (EPA (1993)) wskazują również na stosunkowo niski

stopień usuwania fosforu ogólnego na mokradłach, przy stężeniach w odpływie zazwyczaj

około 2-3 mg P/dm

3

, w słabej korelacji ze stężeniem w dopływie i czasem przetrzymania.

Wyjątkowo niskie stężenia fosforu można natomiast uzyskać w przypadku dużej zawartości

żelaza w złożu mokradła podpowierzchniowego, przynajmniej w pierwszym okresie jego

eksploatacji.

Parametry projektowe

Tradycyjnie w USA głębokość mokradeł podpowierzchniowych wynosi około 0.6m,

co przy dużych długościach mokradła znacznie zmniejsza możliwość stosowania dużych

spadków hydraulicznych. Dlatego ostatnio zaleca się stosowanie stosunkowo krótkich

mokradeł o ilorazie szerokości do długości w granicach od 0.4:1 do 3:1 i obciążeniu

związkami organicznymi przekroju pionowego w płaszczyźnie prostopadłej do przepływu

poniżej 0.5 kg BZT

5

/m

2

/dobę . Jeżeli usuwanie fosforu nie jest jednym z podstawowych

zadań mokradła, to złoża budowane są raczej z materiału gruboziarnistego, a współczynnik

wodoprzepuszczalności można wstępnie przyjąć w oparciu o wartości podane w tabeli 7.

Tabela 7. Średnica efektywna i współczynnik wodoprzepuszczalności materiałów

stosowanych do budowy podpowierzchniowych mokradeł (EPA (1993)).

rodzaj złoża

średnica efektywna

d

10

[mm]

porowatość

objętościowa [%]

współczynnik

wodoprzepuszczalnosci

k [m/dobę]

gruboziarnisty piasek 2

32

1000

żwir z piaskiem

8

35

5000

drobny żwir

16

38

7500

średni żwir

32

40

10000

kamienie

gruboziarniste

128

45

100000

Ze względu na możliwość zamulania złoża podpowierzchniowego mokradła w

obliczeniach przyjmuje się wykorzystanie nie więcej niż 70% maksymalnego

dopuszczalnego spadku hydraulicznego dla wymuszenia przepływu. Rozprowadzanie

ścieków odbywać się może rurami perforowanymi, skrzyniami infiltracyjnymi i innymi

sposobami. US EPA (1993) zaleca rozprowadzanie powierzchniowe przez złoże z kamieni o

wymiarach 8-15 cm, poprzedzające właściwe mokradło podpowierzchniowe. Niemniej w

naszym klimacie ten sposób rozprowadzenia nie byłby skuteczny zimą. Odprowadzenie

oczyszczonych ścieków dostosowuje się do lokalnych warunków terenowych.

Jedną z podstawowych decyzji które należy podjąć na etapie projektu jest rodzaj

roślinności, której korzenie są prawdopodobnie jedynym ważnych źródłem tlenu,

niezbędnego w procesie nitryfikacji. Dla przeprowadzenia 1 mg azotu amonowego w azot

azotanowy potrzeba około 5 mg tlenu. Dlatego korzenie roślinności powinny penetrować

mokradło do dna i charakteryzować się dużą zdolnością dostarczania tlenu. W klimacie

europejskim mokradła obsadza się najczęściej przez trzciny (Phragmites), dzięki szybkiemu

wzrostowi i głębokiemu systemowi korzeniowemu, który osiąga głębokość 0.6m po trzech

latach. Natomiast w USA w latach dziewięćdziesiątych oceniano, że około 40 % mokradeł

podpowierzchniowych jest osadzanych wyłącznie przez Scripus. W następnej kolejności

stosuje się Rogożę.

Infiltracja

Infiltracja jest dobrym sposobem zarówno na wydłużenie odpływu ścieków

deszczowych, jak i na ich podczyszczenie. Jednakże liczne awarie basenów, pól, chodników

i parkingów przepuszczalnych, studni chłonnych i trawiastych odprowadzeń wody

przyczyniły się do powściągliwej oceny tego procesu uzdatniania w USA (Livingston

(2000)). Do najczęściej występujących błędów projektowych można według tego autora

zaliczyć :

1. niewłaściwą ocenę szybkości infiltracji ścieków do gruntu,

2. wadliwe rozpoznanie poziomu wód gruntowych,

3. zagęszczenie gruntu przez ciężki sprzęt w czasie budowy urządzeń infiltracyjnych,

4. kolmatację ośrodka porowatego przez osady pochodzące z erozji gruntu, lub

przedostające się do powierzchni infiltracyjnej w wyniku braku właściwego

podczyszczania ścieków przed infiltracją,

5. brak należytej konserwacji urządzeń.

Zalecane jest oszacowanie prędkości infiltracji w warunkach polowych, gdyż badania

laboratoryjne często podają zawyżone wartości współczynnika wodoprzepuszczalności.

Infiltracja może być połączona z przepływem przez tereny zielone, które usuwają

skutecznie zawiesinę. Pozwala ona również utrzymać stosunkowo wysoką

wodoprzepuszczalność gruntu bez specjalnych zabiegów, oprócz koszenia. Grunt nie

powinien zawierać więcej niż 30% gliny w suchej masie, a infiltracja trwać każdorazowo

krócej od 72 godzin po opadzie deszczu. W przypadku terenów zielonych nawet mniej

niż 36 godzin, z uwagi na ochronę traw. Zwierciadło wody gruntowej ma się znajdować

nie mniej niż metr poniżej terenu, a spadek terenu zielonego przez który infiltrują spływy

deszczowe nie może przekraczać 20%. Szerokość pasów zieleni nie powinna być

większa niż 2-2.5 metra, chyba że powierzchnia jest bardzo starannie splantowana, co

zapobiega powstawaniu strumieni. Prędkość przepływu po powierzchni terenu zaleca się

przyjmować poniżej 27 cm/s (Livingston (2000)), a minimalny czas kontaktu z trawą nie

powinien być krótszy niż 9 minut.

Modelowanie matematyczne

Wpływ ścieków deszczowych na odbiornik może być modelowany matematycznie

zarówno w zakresie zmiennych w czasie natężeń przepływu jak i jakości wody. Program

SWMM (Storm Water Management Model) pozwala na opisanie ilościowo i jakościowo,

jednym modelem matematycznym, transportu masy w ciekach powierzchniowych oraz w

deszczowych i ogólnospławnych sieciach kanalizacyjnych. Jego pierwsza wersja z roku

1971 (Kelly i Wool (1993)), opracowana na zlecenie Agencji Ochrony Środowiska USA,

jest na bieżąco aktualizowana i udostępniona w internecie. Program składa się z bloków,

które współpracują ze sobą, ale mogą być również uruchamiane niezależnie, co pozwala na

specjalizację prowadzonych obliczeń. Istotne dla użytkowników jest to, że jest to program

public domain udostępniony w internecie, a korzystanie z niego nie wymaga opłat nawet

jeżeli jest stosowany dla celów komercyjnych. Dlatego pomimo dużej konkurencji na rynku

oprogramowania (np. Mouse, StormCad, Mosqito itd.) program ten zastosowany został w

zintegrowanym modelu zlewni i cieków (Martin i Wool (1993)), w którym dane o

użytkowaniu gruntów pochodzą z ARC/INFO, modelowanie spływów powierzchniowych

prowadzone jest programem SWMM, modelowanie jakości w ciekach programem LWWM,

a program WASP4 służy do łączenia wyników obliczeń.

Literatura

Amy G., Pitt R., Bradford W., Lagraff M., Water quality management planning for urban

runoff, U.S. Environmental Protection Agency, 1974,raport nr 440/9-75-004

Apfelbaum S.I., The role of landscapes in stormwater management, Seminar

Publication-National Conference on Urban Runoff Management: Enhancing Urban

Watershed Management at the Local, County, and State Levels, United States

Environmental Protection Agency, Chicago, Illinois, 1993, 165-169

Balousek J.D., Roa-Espinosa A., Bubenzer G.D., Predicting erosion rates on construction sites

using the universal soil loss equation in DaneCounty, Wisconsin, National Conference on

Tools for Urban Water Resource Management and Protection Proceedings, 2000, luty 7-10,

Chicago,IL,USA, 206-213

Butler D., Clark P., Sediment management in urban drainage catchments, Construction

Industry Research Information Association, 1995,Londyn,raport 134, 93 str.

Cyre H.J., The stormwater utility concept in the next decade (forget the Millenium), National

Conference on Tools for Urban Water Resource Management and Protection Proceedings,

2000,luty 7-10, Chicago,IL,USA, 397-403

Dąbrowski W., Parametry fizyczne zawiesin wód deszczowych jako podstawa do

projektowania systemów podczyszczania, Gaz, Woda i Technika Sanitarna, 2001,6, 221-224

Dennis-Flagier D., Overview of contaminated sediment assessment methods, Seminar

Publication-National Conference on Urban Runoff Management: Enhancing Urban

Watershed Management at the Local, County, and State Levels, United States

Environmental Protection Agency, Chicago, Illinois, 1993, 198-201

Dreher D., Prive T., Application of urban targeting and prioritization methodology to

Butterfield Creek, Cook and Will Counties, Illinois, Seminar Publication-National

Conference on Urban Runoff Management: Enhancing Urban Watershed Management at

the Local, County, and State Levels, United States Environmental Protection Agency,

Chicago, Illinois, 1993,119-134

Dziopak J., Physical and mathematical model for traditional storage reservoir, Environment

Protection Engineering, 2002,28,2,119-130

Harbor J., Engel B., Jones D., Pandey S., Lim K.J., Muthukrishnan S., A comparison

of the long-term hydrological impacts of urban renewal versus urban sprawl, National

Conference on Tools for Urban Water Resource Management and Protection

Proceedings, 2000,luty 7-10, Chicago,IL,USA, 192-197

Harbor J., Tatalovich S., Turco R., Reicher Z., Spacie A., Poole V., Using constructed

wetlands to reduce nonpoint source pollution in urban areas, National Conference on Tools

for Urban Water Resource Management and Protection Proceedings, 2000,luty 7-10,

Chicago, IL, USA, 303-313

Hayes J., Mathieu M., Lindsey G., Effectiveness in erosion and sediment control: new

initiatives in Indianapolis, National Conference on Tools for Urban Water Resource

Management and Protection Proceedings, 2000,luty 7-10, Chicago, IL, USA, 147-157

296-302

Heaney J.P., Pitt R., Field R., Innovative urban wet-weather flow management systems,

National Risk Management Research Laboratory – Office of Research and Development,

raport EPA/600/R-99/029, U.S. Environmental Protection Agency, 1999

Horner W.R., Conservation design: managing stormwater through maximizing preventive

nonstructural practices, National Conference on Tools for Urban Water Resource

Management and Protection Proceedings, 2000, luty 7-10, Chicago, IL, USA, 147-157

Kelly M., Wool T., Linked watershed/water-body model, Seminar Publication National

Conference on Urban Runoff Management: Enhancing Urban Watershed Management at

the Local, County, and State Levels, United States Environmental Protection Agency,

Chicago, Illinois, 1993, 202-212

Livingston E.H., Lessons learned about successfully using infiltration practices, National

Conference on Tools for Urban Water Resource Management and Protection Proceedings,

2000,luty 7-10, Chicago, IL, USA, 81-96

Luker M., Montague K., Control of pollution from highway drainage discharges, Construction

Industry Research and Information Association, 1994, Londyn, raport 142

Marsalek J., Barnwell T.O., Geiger W., Grottker M., Huber W.C., Saul A.J., Scilling W.,

Torno H.C., Urban drainage systems: design and operation, Wat.Sci.Tech.,1993,27,1,31-70

Martin K., Wool T., Linked watershed/water-body model, Seminar Publication-National

Conference on Urban Runoff Management: Enhancing Urban Watershed Management at

the Local, County, and State Levels, United States Environmental Protection Agency,

Chicago, Illinois, 1993, 202-212

Niemcynowicz J., Dziopak J., Water management in recycling societies – part I. Water and

stormwater in a city, Environment Protection Engineering, 2001a, 27,3-4,27-35

Niemcynowicz J., Dziopak J., Water management in recycling societies – part II. Sanitation,

Management of residuals and bioconversion, ibid. 2001b,27,3-4,37-44

Osmulska-Mróz B., Sadkowski K., Zasady ochrony środowiska w projektowaniu, budowie i

utrzymaniu dróg – dz.07, Ochrona wód w otoczeniu dróg, Generalna Dyrekcja Dróg

Publicznych, Warszawa 1993, maszynopis

Osmulska-Mróz B., Ochrona wód w otoczeniu dróg – dział 07, Zasady ochrony środowiska w

projektowaniu, budowie i utrzymaniu dróg, Instytut Budowy Dróg i Mostów, Warszawa,

kwiecień 1996, maszynopis 83 str

Phillips N.J., Lewis E.T., Site planning from a watershed perspective, Seminar

Publication-National Conference on Urban Runoff Management: Enhancing Urban

Watershed Management at the Local, County, and State Levels, United States

Environmental Protection Agency, Chicago, Illinois, 1993, 139-150

Pitt R., Lalor M., Harper J., Nix C., Barbē D., Potential new tools for the use of tracers to

indicat sources of contaminants to storm drainage systems, National Conference on Tools

for Urban Water Resource Management and Protection Proceedings, 2000,luty 7-10,

Chicago, IL,USA, 97-109

Promise J., Kennedy K., Brashear R.W., Texas nonpoint source book is now on-line!,

National Conference on Tools for Urban Water Resource Management and Protection

Proceedings, 2000,luty 7-10, Chicago, IL, USA, 186-191

Spetzman J., Lawn care and water quality: finding the balance, National Conference on

Tools for Urban Water Resource Management and Protection Proceedings, 2000,luty 7-

10, Chicago, IL, USA, 238-242

Stecker E., Reininga K., Integrated urban stormwater master planning, National Conference on

Tools for Urban Water Resource Management and Protection Proceedings, 2000,luty 7-10,

Chicago, IL, USA, 132-146

Strecker E., Quigley M.M., Urbonas B.R., Determining urban stormwater BMP effectiveness,

National Conference on Tools for Urban Water Resource Management and Protection

Proceedings, 2000,luty 7-10, Chicago, IL, USA, 175-185

Terstriep M.L., Lee M.T., AUTO-QI: An urban runoff quality/quantity model with a GIS

interface, Seminar Publication-National Conference on Urban Runoff Management:

Enhancing Urban Watershed Management at the Local, County, and State Levels, United

States Environmental Protection Agency, Chicago, Illinois, 1993, 213-224

United States Environmental Protection Agency, Subsurface flow constructed wetlands

for wastewater treatment - a technology assessment, 1993, July, EPA 832-R-93-008

United States Environmental Protection Agency, Erosion, sediment, and runoff control for

roads and highways, raport EPA-841-F-95-008d, 1995,grudzień, 5str

Yoder C.O., Incorporating ecological concepts and biological criteria in the assessment

and management of urban nonpoint source pollution, Seminar Publication-National

Conference on Urban Runoff Management: Enhancing Urban Watershed Management at

the Local, County, and State Levels, United States Environmental Protection Agency,

Chicago, Illinois, 1993, 183-197

Zieliński J., Caracao D., Claytor R., Comparative nutrient export and economic benefits

of conventional and better site design techniques, National Conference on Tools for Urban

Water Resource Management and Protection Proceedings, 2000, luty 7-10, Chicago, IL,

USA, 198-205