Zastosowanie klinoptylolitu do usuwania substancji humusowych z wody

Transkrypt

1 opracowanie strategii odnowy sieci, wiążące się z wykonaniem badań stanu technicznego rurociągów oraz kanałów, a także wykonaniem analiz hydraulicznych i obliczeń statyczno-wytrzymałościowych. Opracowanie bazy danych o sieciach wodociągowej i kanalizacyjnej oraz ich stanie technicznym nie tylko umożliwia opracowanie strategii ich odnowy, ale również umożliwia obliczenie współczynnika amortyzacji infrastruktury wodociągowo-kanalizacyjnej w konkretnym mieście o określonej strukturze materiałowowiekowej rurociągów i kanałów oraz określonej specyfice ich eksploatacji. Uwzględnienie stosowania bezwykopowych technologii odnowy sieci wodociągowo-kanalizacyjnych oraz stosowania rur najnowszej generacji umożliwia aktualizację wartości współczynnika amortyzacji oraz ustalenie ich wartości dla określonego horyzontu czasowego, co przyczynia się do prowadzenia poprawnej polityki finansowej przez przedsiębiorstwa eksploatujące sieci wodociągowe. Obecnie przedsiębiorstwa wodociągowo-kanalizacyjne przyjmują następujące stawki amortyzacji: dla budynków i budowli 2% dla maszyn i urządzeń 10% dla sieci wod kan 4,5% Opisana wyżej analiza wartości stawek amortyzacji dla infrastruktury wodociągowej i kanalizacyjnej w jednym z polskich miast, uwzględniająca łącznie sieć, urządzenia i budowle na sieci wykazała że po uwzględnieniu stosowania nowych rozwiązań materiałowo-konstrukcyjnych, w tym nowych technologii bezwykopowej odnowy sieci, wartości tych stawek ulegają zmniejszeniu. Stopień ich zmniejszenia uwarunkowany jest wieloma różnymi czynnikami wcześniej wymienionymi. PIŚMIENNICTWO [1] Kuliczkowski A.: Odnawianie wodociągów metodą cementowania, Zakład Wodociągów i Kanalizacji Sp. z o.o. Łodź, 2006, s. 41 [2] Kuliczkowski A.: Problemy bezodkrywkowej odnowy przewodów kanalizacyjnych, monografia nr 13, Wydawnictwo Politechniki Świętokrzyskiej, Kielce 1998, s. 245 [3] Kuliczkowski A.: Zalety bezwykopowych technik budowy i odnowy przewodów wodociągowych, Materiały VII Międzynarodowej Konferencji Naukowo-Technicznej: Zaopatrzenie w wodę, jakość i ochrona wód, Zakopane 2006, s [4] Kuliczkowski A.: Ekspertyzy konstrukcyjne przewodów wodociągowych podstawą doboru optymalnych technik ich bezwykopowej odnowy, Materiały VI Międzynarodowej Konferencji Naukowo-Technicznej: Zaopatrzenie w wodę, jakość i ochrona wód Poznań 2004, s [5] Kuliczkowski A.: Kryteria doboru bezwykopowych technik odnowy przewodów wodociągowych, Inżynieria Bezwykopowa, 2005, nr.1, s [6] Kuliczkowski A., Kuliczkowska E.: Ekspertyzy konstrukcyjne kanałów ściekowych, Inżynieria Bezwykopowa, 2003, nr 2, s [7] Kuliczkowski A.: Zasady doboru optymalnej technologii bezwykopowej odnowy przewodów kanalizacyjnych, Rynek Instalacyjny, 1999, nr 5, s [8] Kuliczkowski A.: Kryteria doboru bezodkrywkowych technologii odnowy przewodów kanalizacyjnych, Gaz, Woda i Technika Sanitarna, 1996, nr 3, s [9] Kuliczkowska E.: Kryteria planowania bezwykopowej odnowy nieprzełazowych przewodów kanalizacyjnych, monografia Politechniki Świętokrzyskiej, Kielce, 2007, s. 224 Zastosowanie klinoptylolitu do usuwania substancji humusowych z wody Jadwiga Kaleta* ) 1. Wstęp Substancje humusowe (SH) są niemal powszechnie obecne w środowisku wodno-gruntowym. Stanowią one 60 80% całkowitej masy substancji organicznej występującej w wodach naturalnych i osadach dennych [1, 2]. Wody zawierające naturalną materię organiczną charakteryzują się często wysoką barwą i utlenialnością [3]. Do niedawna uważano, że substancje humusowe nie są szkodliwe dla ludzi. Z wody przeznaczonej do picia były usuwane przede wszystkim ze względów estetycznych. Badania przeprowadzone w ostatnich latach wykazały, że mogą być one źródłem * ) Dr inż. Jadwiga Kaleta Zakład Oczyszczania i Ochrony Wód, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska, Politechnika Rzeszowska, ul. Powstańców Warszawy 6, Rzeszów, tel. (0-17) , jkaleta@prz.edu.pl, niepożądanego zapachu i barwy wody oraz mogą kumulować niektóre substancje toksyczne poprzez tworzenie kompleksów z metalami ciężkimi, ze związkami fosforu i amoniaku oraz adsorpcję niebezpiecznych związków organicznych (pestycydów, ftalanów, wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych WWA). W czasie chlorowania wody zawierającej SH powstają niepożądane trihalometany (THM-y) [4, 5, 6]. W badaniach technologicznych zarówno wód powierzchniowych jak i podziemnych zwraca się uwagę na optymalizację warunków prowadzenia poszczególnych procesów pod kątem usuwania SH [7, 8, 3]. Najdoskonalszymi adsorbentami materii organicznej są węgle aktywne. Przy usuwaniu dużych cząstek jakimi są SH, może wystąpić efekt blokowania mikroporów adsorbenta. W związku z powyższym węgle o dużym udziale mezo- i makroporów lepiej nadają się do usuwania SH. O dużym powinowactwie SH do węgli aktywnych świadczy 38 GAZ, WODA I TECHNIKA SANITARNA LIPIEC SIERPIEŃ 2008

2 fakt, że konkurują one z innymi adsorbatami powodując czasami znaczną desorpcję niektórych związków organicznych, występujących głównie w ilościach śladowych w wodzie. Wstępne utlenianie chemiczne powoduje rozfrakcjonowanie i transformację SH, w wyniku czego powstają formy podatnie na proces adsorpcji i biodegradacji [9, 10]. Zdolność SH do dysocjacji wskazuje na zależność procesu adsorpcji od odczynu ph. Adsorpcja SH przebiega lepiej przy niższym ph wody [10]. Pojemność sorpcyjna węgla aktywnego Norit SA przy odczynie ph w zakresie 4,0-7,0 wynosiła mgsh/g węgla, a przy odczynie ph>8,0 zmalała do 20 mgsh/g węgla [11]. Dobrymi właściwościami sorpcyjnymi w stosunku do SH wykazał się dolomit, a zwłaszcza dolomit prażony i półprażony. Obróbka termiczna dolomitu, polegająca na jego dekarbonizacji poprzez wydzielenie dwutlenku węgla (CO 2 ), powoduje wytworzenie szeregu porów i zwiększenie powierzchni właściwej. SH wiążą się ze składnikami złoża poprzez tworzenie kompleksów z jonami wapnia i magnezu. Najlepszą skuteczność usuwania SH na dolomitach uzyskiwano przy odczynach lekko kwaśnych (ph około 6,0) i alkalicznych (ph = 9,5-10,5) [12]. Adsorbentem dużej części materii organicznej, szczególnie tej, która bogata jest w struktury aromatyczne i grupy karboksylowe okazały się tlenki żelaza (w różnych formach). W praktyce do tego celu stosuje się filtrację przez piasek kwarcowy pokryty tlenkami żelaza (wpracowany). Są to jednak metody, które nie wyszły poza krąg badań laboratoryjnych z uwagi na konieczność stosowania niskiego odczynu (ph < 4,0) [10]. Aktywny tlenek glinu, który powstaje poprzez odwodornienie wodorotlenku glinu Al(OH) 3 w temperaturach C w środowisku alkalicznym działa jak kationit i w tej formie nie może być wykorzystywany do usuwania SH, natomiast przy odczynie ph<8,2 działa jak anionit słabo zasadowy. Największą efektywność wymiany jonowej uzyskiwano w zakresie odczynu ph =5,0-6,0, a regeneracja odbywała się za pomocą silnych zasad. Skuteczne w usuwaniu SH okazały się również silnie zasadowe anionity pracujące w cyklu chlorkowym (regenerowane 10% solanką NaCl z dodatkiem 2%NaOH) [9]. Złoże marmurkowe impregnowane polielektrolitami kationowymi skutecznie sorbowało SH i w zależności od odczynu ph jego pojemność sorpcyjna wahała się od 20 mgsh/g złoża (ph=9,5) do 120 mgsh/g złoża (ph=7,5) [13]. Do sorpcji SH stosowano również glinkę (kaolinit) modyfikowaną jonami glinu. Powstawanie kompleksów SH z aluminium polepszało właściwości sorpcyjne glinki. Największą zdolność adsorpcyjną wynoszącą 13 mg SH/g glinki uzyskiwano w odczynie ph = 3,0 [14]. Inne badania wykazały, że glinka poddana obróbce za pomocą kwasu siarkowego skuteczniej usuwała SH [15]. Celem przeprowadzonych badań laboratoryjnych była ocena możliwości zastosowania klinoptylolitu w uzdatnianiu wody zawierającej naturalną materię organiczną w postaci związków humusowych. 2. Metodyka badań W badaniach zastosowano tuf klinoptylolitowy pochodzący ze Słowacji (okolice Koszyc). Obróbka wstępna klino- ptylolitu polegała na wyodrębnieniu (metodą przesiewania) frakcji 0,75-1,2 mm (typowa granulacja stosowana w technologii wody i ścieków), a następnie jej wyszlamowaniu i wysuszeniu w temperaturze 105 C. Charakterystyki strukturalne próbek klinoptylolitu wyznaczono z niskociśnieniowego zakresu izotermy adsorpcji według równania Dubinina-Raduszkiewicza. Struktura wewnętrzna tego minerału była następująca: powierzchnia właściwa 21,0 m 2 /g, całkowita objętość porów 0,073 cm 3 /g, w tym: makropory 0,0254 cm 3 /g, mezopory 0,0404 cm 3 /g, mikropory 0,0076 cm 3 /g. Badania prowadzono z zastosowaniem trzech różnych wód: I roztworu przygotowywanego na bazie wody wodociągowej, do którego dodawano kwas humusowy firmy FLUKA w ilości 20 mg, zwanego dalej roztworem modelowym, II roztworu modelowego, do którego dodawano koagulant wstępnie zhydrolizowany o nazwie PAX-16 firmy KE- MIPOL w ilości 4 mgal, III roztworu modelowego, do którego dodawano manganian(vii)potasu (KMnO 4 ) w ilości 0,2 mg. Stężenie substancji humusowych wyznaczano w sposób pośredni poprzez oznaczenie barwy i utlenialności. Oznaczenia kontrolne wykonywano zgodnie ze Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 18 th edition, Washington W celu określenia procentowego udziału procesu koagulacji dla wody II i utleniania chemicznego dla wody III wykonano próby zerowe. Odpowiednią wodę w ilości 300 cm 3 umieszczano w kolbkach stożkowych i wstrząsano przez 30 min. Następnie próby pozostawiano na 1 godzinę w celu sklarowania i oznaczano wskaźniki kontrolne. Kinetykę adsorpcji wyznaczano przy dawce klinoptylolitu 20 g. Do kolbek stożkowych zawierających po 300 cm 3 odpowiedniego roztworu dodawano klinoptylolit i wstrząsano przez 10, 20, 30, 40, 50, 60, 80, 100, 120 i 180 min. Czas klarowania wynosił 1 godzinę. Oznaczenia kontrolne wykonywano w zdekantowanych roztworach. W celu wyznaczenia izoterm adsorpcji do 6 kolbek stożkowych zawierających po 300 cm 3 odpowiedniego roztworu modelowego dodawano wzrastające dawki klinoptylolitu od 5 g do 30 g. Przeprowadzone wstępne testy wykazały, że większe dawki nie przynosiły lepszych efektów. W próbkach ustalano temperaturę na poziomie 15 C, osłaniano je materiałem izolacyjnym i wstrząsano 30 min. Następnie pozostawiano je na 1 godzinę i w zdekantowanych roztworach wykonywano oznaczenia kontrolne. Warunki przepływowe (dynamiczne) realizowano metodą filtracji kolumnowej. Kolumny adsorpcyjne wykonane były ze szkła organicznego o średnicy 32 mm. Wysokość wypełnienia wynosiła 750 mm, a ilość klinoptylolitu 650 g. Filtrację prowadzono z góry do dołu. Na początku każdego cyklu filtracyjnego zmieniano prędkości filtracji, wynosiły one kolejno: 3,6,8 m/h. Do dalszych badań wybrano prędkość optymalną. Po każdorazowym przejściu przez złoże 5 dm 3 pobierano próbki do wykonania oznaczeń kontrolnych. Filtracja trwała każdorazowo do momentu wyczerpania złoża, tj. takiego punktu, w którym stężenie w wycieku zrówna się ze stężeniem roztworu początkowego. GAZ, WODA I TECHNIKA SANITARNA LIPIEC SIERPIEŃ

3 3. Wyniki badań i ich omówienie Wodę modelową sporządzano kilkakrotnie w ciągu całego cyklu badań, dlatego też analizowane wskaźniki wahały się w pewnych granicach (tab. 1). Próba zerowa z zastosowaniem wody II wykazała, że obniżenie barwy wyniosło 4%, natomiast utlenialności 2%. Uzyskany wynik świadczy o tym, że sam proces koagulacji był nieskuteczny z uwagi na małą dawkę koagulantu. W próbie zerowej dla wody III nie zanotowano żadnych zmian w jej jakości. Zastosowany utleniacz nie usuwał, a jedynie powodował zmiany w strukturze wewnętrznej SH. Badania kinetyki adsorpcji dostarczyły informacji, że proces przebiega dość szybko (tab. 2). Równowaga adsorpcyjna ustalała się po około min. W dalszych badaniach jako optymalny czas wstrząsania przyjęto 30 min. Jest to granica, po której następowało już tylko minimalne zmniejszenie barwy i utlenialności. Wyniki uzyskane w kolejnych seriach doświadczeń przeprowadzonych w warunkach statycznych opisano równaniami podstawowych izoterm: Freundlicha, Langmuira i BET. Zachodzący proces najlepiej opisywały równania Freundlicha. O ich wyborze decydowały wysokie współczynniki korelacji R 2 (powyżej wartości 0,9). Rys. 1. Izotermy adsorpcji w odniesieniu do barwy Tabela 1 Skład wody modelowej Wskaźnik Jednostka Wartość dopuszczalna dla wody do spożycia przez ludzi Zakres zmian w wodzie modelowej ,0 14,6 15,2 Tabela 2 Wpływ czasu kontaktu na efektywność procesu adsorpcji Czas kontaktu w min. Woda I Woda II Woda III , ,0 21 7, ,0 81 9,5 18 6, ,8 76 9,3 16 6, ,7 77 9,2 15 6, ,7 76 9,2 15 6, ,8 76 9,3 14 6, ,6 77 9,2 15 6, ,7 75 9,3 15 6, ,6 76 9,3 14 6, ,6 76 9,2 14 6,4 Rodzaj wody K Tabela 3 Stałe izoterm Freundlicha K n Współczynniczynnik Współ- n korelacji R 2 korelacji R 2 Woda I 0, ,6429 0,9885 0, ,5272 0,9074 Woda II 0,2285 1,7507 0,9482 0, ,3999 0,9295 Woda III 0,5783 1,2324 0,9890 0,1389 1,6236 0,9666 Rys. 2. Izotermy adsorpcji w odniesieniu do utlenialności Rówanie Freundlicha wyraża się następującym wzorem: X/m = K C 1/n gdzie: X = C 0 C, C 0 stężenie początkowe w mg, C stężenie równowagowe mg, m masa adsorbenta w g, K i n stałe izotermy. Równanie Freundlicha po zlogarytmowaniu przyjmuje postać liniową: logx/m = log K + 1/n log C Wyznaczono izotermy Freundlicha w formie liniowej, aproksymowano je metodą najmniejszych kwadratów, opisano równaniami matematycznymi i na ich podstawie wyznaczono stałe K i n oraz obliczono pojemności adsorpcyjne (rys. 1 i 2, tab. 3). W przypadku wody I i wody II w odniesieniu zarówno do barwy jak i utlenialności nie uzyskano wartości normatywnych wymaganych dla wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi. W związku z powyższym dla tych wód nie wyznaczano pojemności adsorpcyjnych w warunkach statycznych. Pojemność adsorpcyjną dla wody III wyznaczono dla kryterium C = 15 Hazen dla barwy i C = 5,0 dla utlenialności. Analizując izotermy adsorpcji zarówno w odniesieniu do barwy jak i do utlenialności można stwierdzić, że najlepsze rezultaty w procesie adsorpcji uzyskano dla wody z utleniaczem KMnO 4, następnie dla roztworu z dodatkiem koagulantu, a najgorsze dla roztworu modelowego (woda I). Podobną zależność potwierdziły wyznaczone stałe izotermy Freundlicha oraz wyliczone pojemności adsorpcyjne. 40 GAZ, WODA I TECHNIKA SANITARNA LIPIEC SIERPIEŃ 2008

4 Rodzaj badanej wody Tabela 4 Pojemności adsorpcyjne klinoptylolitu Pojemności adsorpcyjne w odniesieniu do barwy (/g) określone w warunkach Pojemności adsorpcyjne w odniesieniu do utlenialności ( /g) określone w warunkach statycznych dynamicznych statycznych dynamicznych PAu PAc PAu PAc Woda I - - 5, ,33 Woda II - - 6,62-1,45 3,12 Woda III 5,2051 6,89 8,49 0,7363 2,25 4,36 Warunki dynamiczne prowadzono z prędkością 6 m/h, ponieważ uzyskane rezultaty były porównywalne dla prędkości 3 m/h oraz 6 m/h, natomiast znacznie lepsze od tych otrzymanych przy prędkości 8 m/h. Na podstawie uzyskanych wyników w warunkach filtracji kolumnowej sporządzono krzywe przebicia izoplany (rys. 3 i 4). Na podstawie sporządzonych izoplan wyznaczono pojemności sorpcyjne całkowite PAc i użyteczne PAu klinoptylolitu w odniesieniu do barwy i utlenialności (tab. 4). Ponieważ wartość normatywną w odpływie w odniesieniu do barwy uzyskano tylko dla wody III, nie wyznaczano pojemności użytecznych dla wody I i II. W przypadku utlenialności wartość normatywną w wycieku uzyskano dla wody II i III i dla tych wód wyznaczono pojemności użyteczne. Wartości pojemności adsorpcyjnych wyznaczone w warunkach statycznych na podstawie izoterm są znacznie mniejsze od wartości obliczonych na podstawie izoplan adsorpcji, Rys. 3. Izoplany procesu adsorpcji dla barwy Rys. 4. Izoplany procesu adsorpcji dla utlenialności które zostały wyznaczone w warunkach przepływowych. Jest to zgodne z przyjętym modelem adsorpcji. Podczas badań prowadzonych w warunkach statycznych równowaga adsorpcyjna ustaliła się raz i ograniczała dalsze możliwości sorpcji zanieczyszczeń. Prowadzenie sorpcji jednostopniowej wymaga większych dawek adsorbentów, przy czym ich zdolności sorpcyjne nie są całkowicie wykorzystane. Adsorpcję w warunkach dynamicznych można porównać do procesu prowadzonego w warunkach statycznych, gdzie sorbent dodawany jest porcjami (proces stopniowany) i przez to uzyskuje się lepsze wykorzystanie właściwości sorpcyjnych. Wyniki uzyskane podczas filtracji potwierdziły zależności zaobserwowane w badaniach prowadzonych w warunkach nieprzepływowych. Właściwości sorpcyjne klinoptylolitu zostały zwiększone po dodaniu do wody kierowanej na złoże koagulantu. Koagulant w połączeniu z SH wykazywał większe powinowactwo w stosunku do ujemnie naładowanej powierzchni klinoptylolitu, a powstające większe cząsteczki były zatrzymywane w porach wtórnych tego minerału. W niewielkim stopniu (około 3%) zachodził tu również proces koagulacji powierzchniowej. Najlepsze efekty uzyskano poprzez wprowadzenie do wody kierowanej na złoże utleniacza KMnO 4, który powodował częściowe rozfrakcjonowanie substancji humusowych, czyniąc je bardziej podatnymi na proces sorpcji. Ponadto powstający w złożu tlenek manganu (IV) dodatkowo sorbował substancje humusowe. 4. Wnioski Badania dotyczące kinetyki procesu adsorpcji dostarczyły informacji, że przebiega on najintensywniej w pierwszych 30 minutach kontaktu. Za optymalny czas przyjęto 30 min. Stwierdzona w badaniach prowadzonych w warunkach statycznych zgodność prawie wszystkich danych empirycznych z równaniem Freundlicha wskazuje na fizyczny charakter badanych zjawisk. Wartości stałych (K i n) izoterm Freundlicha oraz wyznaczone na ich podstawie pojemności adsorpcyjne wykazały, że lepsze efekty uzyskano wprowadzając do wody modelowej koagulant (PAX 16), a najlepsze dawkując utleniacz (KMnO 4 ). Zależność powyższą potwierdziły badania prowadzone w warunkach przepływowych. Pojemności całkowite dla wody modelowej, wody modelowej z koagulantem oraz wody modelowej z utleniaczem wynosiły odpowiednio dla barwy: 5,23, 6,62 i 8,49 /g, a dla utlenialności: 2,33, 3,12 i 4,36 mg/g. Wartości normatywne w stosunku do barwy uzyskano w wycieku ze złoża, na które był kierowany roztwór modelowy z utleniaczem, natomiast normatywną utlenialność uzyskano w początkowym okresie pracy złoża, przez które przepływał roztwór modelowy z koagulantem i utleniaczem. Zastosowanie praktyczne będzie miała filtracja przez złoże klinoptylolitowe z prędkością około 6 m/h. Do wody kierowanej na złoże powinien być dawkowany koagulant lub utleniacz w ściśle określonych w badaniach technologicznych dawkach. Tak prowadzony proces pozwoli uzyskać wodę odpowiadającą normom jakości wody do spożycia przez ludzi. GAZ, WODA I TECHNIKA SANITARNA LIPIEC SIERPIEŃ

5 PIŚMIENNICTWO [1] Odegaard H., Eikebrokk B., Storhaug R.: Processes for the removal of humic substances from, water an overview based on Norwegian experiences. Wat. Sci. Tech. 40(9), pp , [2] Perchuć M.: Żelazo i kwasy humusowe w barwnych wodach podziemnych. Gaz, Woda i Technika Sanitarna 11, s , [3] Kaleta J.: Związki humusowe w środowisku wodnym. Rzeszów, Z.N. PRz., 38, s , [4] Duan J., Wilson F., Graham N., Tay J.: Adsorption of humic acid by powered activated carbon in saline water condition. Desalination 151, pp , [5] Kam S.K., Gregory J.: The interaction of humic substances with cationic polyelectrolytes. Wat. Res. 35(15), pp , [6] Smeck N.E., Novak J.M.: Weathering of soil clays with dilute sulfuric acid as influenced by sorbed humic substances. Geoderma 63, pp , [7] Dumat C., Staunton S.: Reduced adsorption of calcesium on clay minerals caused by various humic substances. Journal of Environmental Radioactivity 46, pp , [8] Elfarissi F., Pefferkorn E.: Kaolinite/humic acid interaction in the presence of aluminium ion. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects 168, pp. 1-12, [9] Kowal A.L., Świderska-Bróż M.: Oczyszczanie wody, Wyd. Naukowe PWN, Warszawa-Wrocław, [10] Nawrocki J., Biłozor St.: Uzdatnianoie wody, procesy chemiczne i biologiczne, Wyd. Naukowe PWN, Warszawa-Poznań, [11] Han S., Kim S., Lim H., Choi W., Park H., Yoon J., Hyeon T.: New nanoporous carbon materials with high adsorption capacity and rapid adsorption kinetics for removing humic acids, Microporous and Mesoporous Materials 58, pp , [12] Kowalski T.: Zastosowanie dolimitów do uzdatniania wód, Oficyna Wydawnicza Politechniki Wrocławskiej, Wrocław, [13] Bob M., Walker H.W.: Enhanced adsorption of natural organic matter on calcium carbonate particles thtough surface charge modification, Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects 191, pp , [14] Elfarissi F., Pefferkorn E.: Kaolinite/humic acid interaction in the presence of aluminium ion, Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects 168, pp. 1-12, [15] Smeck N.E., Novak J.M.: Weathering of soil clays with dilute sulfuric acid as influenced by sorbed humic substances, Geoderma 63, pp , Perspektywy rozwoju systemów sanitarnych z zastosowaniem toalet separujących w Europie Agnieszka Tuszyńska, Hanna Obarska-Pempkowiak* ) 1. Wstęp Istniejące technologie z tradycyjnymi toaletami zbiorczymi (WC), kanalizacją ogólnospławną (względnie rozdzielczą) oraz oczyszczalnią centralną niosą za sobą szereg wad i nie rozwiązują problemu gospodarki wodno-ściekowej [7, 23, 42, 44]. Ochrona wód bazuje nadal na filozofii end-of-pipe i oczyszczalniach komunalnych. Pomimo wysokiej efektywności oczyszczania ścieków z obiegu przyrodniczego zostają po drodze usunięte wysokowartościowe substancje odżywcze, takie jak fosfor i potas, zagrażające zachwianiu biologicznej równowagi odbiornika ścieków. Ponadto wspólne oczyszczanie ścieków bytowych oraz przemysłowych w oczyszczalniach komunalnych prowadzi do niekorzystnego dla środowiska mieszania się substancji. Substancje te wprowadzane wraz ze ściekami oczyszczonymi do naturalnych systemów wodnych przyczyniają się do zachwiania równowagi ekosystemu wodnego. Wysokie stężenie azotu i fosforu w zbiornikach wodnych oraz związków niebezpiecznych prowadzi do zmiany stosunku N/P, rozwoju toksycznych glonów, a w konsekwencji do eutrofizacji zbiorników [7, 11, 29, 40, 41]. * ) Agnieszka Tuszyńska, Hanna Obarska-Pempkowiak Katedra Technologii Wody i Ścieków, Wydział Inżynierii Lądowej i Środowiska, Politechnika Gdańska, ul. Narutowicza 11/12, Gdańsk, atusz@pg.gda.pl, hoba@pg.gda.pl Oprócz substancji biogennych do odbiorników wodnych doprowadzane są również wraz ze ściekami hormony (gdzie największy udział stanowią estrogeny), które przyczyniają się do zaburzeń w układzie hormonalnym ludzi i zwierząt. Obok naturalnych hormonów ogromne działanie endokrynologiczne wykazują substancje pochodzące z ubocznych produktów procesów przemysłowych, jak również substancje stosowane do zwalczania szkodników (m.in. ftalany, fenole, aldryna, HCB, DDT, PCBs, furany, dioksyny) [33, 34, 36, 38, 39]. W przeprowadzonych przez [33] badaniach stwierdzono wysokie stężenia estrogenów w wodach powierzchniowych w Japonii. Wysokie stężenia tych hormonów w wodzie spowodowały deformację i zmianę narządów płciowych organizmów wodnych, a w szczególności ryb. Odnotowano również, że osobniki męskie posiadały cechy i organy żeńskie. Obok hormonów poważne zagrożenie dla zdrowia ludzkiego stanowią metabolity pochodzące ze środków leczniczych, doprowadzane wraz ze ściekami do wód [1, 16]. Wg [28] znaczna liczba metabolitów znajdująca się w wodach i gruncie pochodzi także ze środków ochrony roślin. Zmieszanie się ze sobą naturalnych odchodów moczu i kału staje się źródłem poważnych problemów technicznych oczyszczalni. Proces oczyszczania ścieków komunalnych wymaga wysokich nakładów energii m.in. na utlenienie substancji organicznej oraz tlenowe przemiany związków azotu w formy nieorganiczne (azotany (III) i (V)). Produktem ubocznym jest ditlenek węgla. Wg [7] wysokie stężenia CO 2 w powietrzu 42 GAZ, WODA I TECHNIKA SANITARNA LIPIEC SIERPIEŃ 2008