Racjonalna technologia rewitalizacji wybranych ekosystemów wodnych

Destrukcyjna działalność człowieka w odniesieniu do ekosystemów wodnych skutkuje znacznymi stratami gospodarczymi ujawniającymi się w postaci zanieczyszczenia źródeł wody, pogarszając jej jakość, a tym samym jej dostępność w jeziorach, zbiornikach wodnych, a nawet w glebie. Stąd też wynika potrzeba systematycznie prowadzonej rewitalizacji czy też rekultywacji ekosystemów wodnych. Tego typu działania, aby były racjonalne wymagają szczegółowego rozeznania przyczyn, a następnie zastosowania odpowiedniej technologii. Potrzeba ww. działań wynika z zauważalnych w ostatnich latach zmian pogodowych, m.in. w Polsce, a także zanieczyszczeń środowiska zwiększających eutrofizację wody w zbiornikach i stymulującą rozwój niektórych gatunków sinic. Sinice te mogą być przyczyną groźnego zatrucia wody, szczególnie w zbiornikach zasilających wodociągi. Zapobieganie eutrofizacji i rozwojowi sinic jest bardziej racjonalnym działaniem niż ich późniejsza eliminacja. Dlatego też opracowano racjonalną, kompleksową technologię usuwania osadów dennych i ich przetwarzania na nawóz organiczno-mineralny o właściwościach zbliżonych do obornika. Zastosowanie tej technologii zapobiega ww. negatywnym skutkom, a ponadto przyczynia się do spełnienia zobowiązań Polski wobec Unii Europejskiej i Zarządzeń Krajowych dotyczących poprawy parametrów sanitarnych zasobów wody powierzchniowej. Dodatkowo, stwarza możliwości poprawy struktury gleb w Polsce dzięki dostarczeniu węgla organicznego, którego ubytek stwierdzono m.in. również w glebach UE. Te nowe możliwości rewitalizacji nie były dotychczas znane i umożliwiają w znacznym stopniu zachowanie wymagań środowiskowych przy rewitalizacji zbiorników wodnych i gleby.

1. Wstęp

Przywrócenie zanieczyszczonym ekosystemom wodnym stanu zbliżonego do pierwotnego, zwanego rewitalizacją, wymaga uwzględnienia szeregu czynników, których wzajemne powiązania w sposób syntetyczny uwidacznia rys. 1. [Borsuk 2014].

Część tych czynników jest skutkiem wpływu działalności człowieka na destrukcję ekosystemu wodnego. Jego zmniejszenie może nastąpić w wyniku odpowiednio przeprowadzonej rewitalizacji. Wśród tych czynników, na które mamy wpływ, wyróżnia się dwa istotne w procesie rewitalizacji, a są to: woda wraz z zawartą w niej zawiesiną części stałych i rozpuszczonych związków chemicznych, zwana sentosanem, oraz osady denne stanowiące zbiór części stałych pochodzenia mineralnego i organicznego, cechujących się właściwościami zaliczanymi do właściwości cieczy nienewtonowskich.

Na stopień zanieczyszczenia sentosanu możemy oddziaływać głównie procesami rewitalizacyjnymi na obszarze zlewni chroniącymi przed zanieczyszczeniami, a są to części stałe zawarte m.in. w spływach powierzchniowych oraz chemiczne w ściekach bytowych i przemysłowych. Znacznie trudniejsza jest ochrona przed opadaniem pyłów i związków chemicznych z atmosfery. Ilość tych zanieczyszczeń jest uzależniona od polityki środowiskowej Państwa Polskiego i państw ościennych. Są to pokaźne ilości odpadów stałych, np. dla Zatoki Puckiej wynoszące od 5,1 do 8,4 t/km² w ciągu jednego miesiąca [Pęcherzewski 1994], a w rejonach silnie zurbanizowanych 60 t/(km² · miesiąc) [Siuda, Chruściel 1974].

Rewitalizacja ekosystemów wodnych z uwzględnieniem usuwania lub neutralizacji osadów dennych oraz sentosanu z wykorzystaniem 16 technologii została opisana przez Siudę i Chruściela [2016]. W odniesieniu do usuwania osadów dennych podano jedynie bagrowanie polegające na wydobyciu osadów bez określenia ich dalszego wykorzystania gospodarczego. Ta technologia wiąże się z wysokimi kosztami, czasową degradacją i zaburzeniami homeostazy zbiornika oraz koniecznością oczyszczania wód interstycjalnych [Siuda, Chruściel 1974].

Opisywana innowacyjna technologia w sposób zasadniczy różni się od dotychczas znanych, działających na zasadzie wydobycia osadów dennych przy użyciu bagrownic tym, że umożliwia ich wydobycie przy znacznie mniejszym uwodnieniu, a następnie zmieszaniu z organicznymi komponentami sorbującymi znaczną objętość wody z osadów, co umożliwia uzyskanie sypkiego nawozu organicznego o właściwościach nawozowych zbliżonych do obornika [Brogowski i inni 2017].

Istnieje również możliwość hydrotransportu płynnych osadów dennych i po zmieszaniu z innymi komponentami rozprowadzenia po powierzchni pól lub nasypów, a także do gleb pod powierzchnię. Jednocześnie technologia ta nie powoduje zwiększenia ilości zanieczyszczeń stałych w sentosanie, eliminując tym samym ujemny wpływ dotychczasowej technologii bagrowania. Natomiast zbycie nawozu organicznego umożliwia obniżenie ogólnych kosztów rewitalizacji [Eymontt, Wierzbicki 2015; Eymontt, Wierzbicki, Brogowski, Burzyńska, Rossa 2017].

Wobec powyższego opisywana technologia realizuje koncepcję Zalewskiego [Bednarek, Zalewski 2017] „dotyczącę preferowania podejścia systemowego z uwzględnieniem myślenia zorientowanego na wykorzystanie procesów służących trwałemu użytkowaniu zasobów oraz optymalnego pożytku społecznego”. Ten „pożytek społeczny” manifestuje się poprawą sentosanu (m.in. zmniejszeniem przenikania związków chemicznych do wody), uzyskaniem cennych nawozów organicznych, których zastosowanie poprawia jakość gleb, a tym samym zmniejsza zanieczyszczenie wód z pierwszej warstwy wodonośnej oraz umożliwia uzyskanie tzw. obiegu zamkniętego materii w środowisku wodno-glebowym.

2. Zagrożenia wynikające z braku rewitalizacji wybranych ekosystemów wodnych

Zbiorniki wodne, a szczególnie zaporowe i jeziora są powszechnie wykorzystywane do celów rekreacyjnych (sporty wodne, kąpiele). Analizując przebieg temperatur i opadów w skali roku można stwierdzić, że nastąpiło przyspieszenie występowania wysokich temperatur już wczesną wiosną przy jednoczesnych małych opadach w niektórych rejonach Polski.

Jeśli uwzględnimy również znaczne (nawet do 80% pierwotnej pojemności) nagromadzenie antropogenicznych osadów dennych na dnie zbiorników wodnych, na ogół od lat nie rewitalizowanych, a także dopływ do nich wód zanieczyszczonych, szczególnie spływy obszarowe ze zlewni zmeliorowanych oraz dopływy punktowe z innych instalacji (np. oczyszczalnie ścieków itp.), to przy nagromadzeniu ww. wymienionych negatywnych czynników oddziaływujących na jakość wody w zbiornikach, możemy się spodziewać rozwoju glonów, do których zaliczane są sinice, głównie Aphanizomen Flos‑aquae, Microcystis sp., Anabena sp., Oscilatoria sp., Trichodesmium sp. [Podbielski 1985]. Rozwój tych glonów powoduje groźbę zatrucia wody toksynami sinicowymi. Toksyny normalnie nie są wydzielane do środowiska, znajdują się one w cytoplazmie. Uwalniają się po śmierci sinicy i rozpadzie komórki. W warunkach naturalnych toksyny po wydostaniu się z komórki ulegają natychmiastowemu rozcieńczeniu do stężeń niezagrażających życiu i zdrowiu [Kobziński 2005]. Ten pogląd nie jest jednak w pełni potwierdzony przez innych autorów [Bochnia, Olko 1998].

W opisanych przyjaznych warunkach dla rozwoju sinic, jakie obecnie występują w Polsce, zakwit sinic może nastąpić sezonowo, wczesną wiosną, latem i jesienią.

Produkowane przez sinice toksyny można sklasyfikować według ich właściwości toksykologicznych, na: hepatotoksyny, neurotoksyny, dermatotoksyny, lipopolisacharydy [Gałczyński, Ociepa 2008] oddziaływujące szkodliwie na wątrobę, system nerwowy, skórę itp.

Toksyny produkowane przez sinice najczęściej są wydalane w wyniku uruchomienia funkcji obronnych. Zaliczane są do jednych z najbardziej trujących substancji produkowanych przez żywe organizmy. Wielkość dawki letalnej toksyny zależy od gatunku sinic, która ją syntetyzuje, i waha się w granicach od 9 do 200 µg/kg, dla porównania toksyczność jadu kobry wynosi 20 µg/kg [Bochnia, Olko 1998]. Stąd też w literaturze przedmiotu znane są opisy masowego zatrucia ludzi i zwierząt, a skuteczność działania toksycznego uzależniona jest od rodzaju sinic i spożytej objętości zatrutej wody.

Reasumując, sinice, mimo że są organizmami o mikroskopijnych rozmiarach, mogą być groźne dla zdrowia i życia [Gałczyński, Ociepa 1998].

Kobaziński [2005] uważa, że bardzo silna toksyczność i kancerogenność tego typu toksyn dowodzą potrzeby ich oznaczenia i kontroli jakości wód w zbiornikach zaporowych oraz zbiornikach wody pitnej. Wykrycie obecności tych toksyn stawia nowe problemy przed stacjami uzdatniania wody zasilanymi ze zbiorników wody powierzchniowej, na co zwrócili uwagę Kaczmarek i wsp. [2019].

W środowisku przyrodniczym toksyny te ulegają biodegradacji, ale jest to proces stosunkowo powolny, polegający na rozkładzie molekuły pod wpływem enzymów produkowanych przez niektóre rodzaje bakterii np. Pseudomonas. Konwencjonalne metody uzdatniania wody do celów konsumpcyjnych, takie jak filtracja pospieszna, koagulacja, są mało efektywne przy usuwaniu tych toksyn z wody [Gałczyński , Ociepa 2008].

Istnieje szereg metod ograniczenia omawianego rozwoju glonów, ale nie zawsze są one w pełni skuteczne, a niekiedy mogą zwiększyć zagrożenie dla ludzi i zwierząt [Bochnia, Olko 1998]. Głównymi jednak przyczynami rozwoju glonów wg Kosteckiego [2014] są: sedymentacja części stałych pochodzenia organicznego, mineralnego, wysoki poziom stężenia fosforu i innych pierwiastków biogennych, martwe strefy w toni wodnej.

Wobec powyższego jedynym, trwałym i skutecznym oczyszczaniem zbiorników wodnych jest redukcja zarówno azotu i fosforu, względnie całkowite usunięcie antropogenicznych osadów dennych, a więc rewitalizacja.

Usunięcie opisanych zagrożeń poprzez rewitalizację jest zatem działaniem natychmiastowym, uniemożliwiającym narażenie zdrowia ludzi i zwierząt w wyniku picia skażonej toksynami wody. Niezależnie od wymienionych korzyści systematyczna rewitalizacja zbiorników wodnych, a szczególnie płytkich jezior, jest niezbędna w celu uchronienia ich od zaniku [Chmielewski, Choiński 2008].

3. Rewitalizacja wybranych ekosystemów wodnych

Rewitalizacja stanowi proces wyprowadzania ze stanu kryzysowego obszarów zdegradowanych, prowadzony w sposób kompleksowy, poprzez zintegrowane działania na rzecz lokalnej społeczności, przestrzeni i gospodarki, skoncentrowane terytorialnie, prowadzone przez interesariuszy rewitalizacji na podstawie gminnego programu [Ustawa o rewitalizacji 2015]. Dotychczas inwestycje związane z rewitalizacją zbiorników wodnych wzbudzały powszechną obawę przed koniecznością pokrycia zbyt wysokich kosztów wynikających m.in. z braku odpowiedniej technologii wydobywania osadów dennych, a następnie ich racjonalnego zagospodarowania.

Tego rodzaju sytuacja odstraszała potencjalnych inwestorów oraz władze samorządów od podjęcia decyzji włączenia do planów gminnych programów rewitalizacji. Trwająca obecnie aktualizacja Planów Zagospodarowania Przestrzennego w województwach, sprzyja podjęciu działań w kierunku aktualizacji planów omawianej rewitalizacji, zgodnie z Ustawą o rewitalizacji [2015], a także przy wykorzystaniu Praktycznego komentarza do ww. ustawy [Leszczyński, Kadłubowski 2016].

Tym bardziej, że tego rodzaju działania wynikają z zobowiązań Polski wobec UE, a konkretnie z transpozycji Ramowej Dyrektywy Wodnej Parlamentu Europejskiego i Rady 2013/39/UE z dnia 12 sierpnia 2013 r., zmieniająca dyrektywy 2000/60/WE oraz 2008/105/WE.

Ta nowa dyrektywa nakłada na Polskę obowiązek wprowadzenia w życie przepisów ustawowych, wykonawczych i administracyjnych niezbędnych do wykonywania dyrektywy od dnia 14 września 2015 r., do 2021 r., oraz uwzględnienia w planach gospodarowania wodami dla obszarów dorzeczy zaktualizowanych środowiskowych norm jakości tzw. EQS dla obowiązujących substancji priorytetowych, których liczbę z dotychczasowych 33 powiększono o 15 nowych.

W terminie do 2021 r. powinien być osiągnięty dobry stan chemiczny wód powierzchniowych dla łącznie 45 substancji priorytetowych wymienionych w dyrektywie Parlamentu Europejskiego i Rady 2013/39/UE z 12 sierpnia 2013 r.

Oprócz wyżej wymienionych zobowiązań Polski wobec UE obowiązuje Prawo Wodne z dnia 18 lipca 2001 r., z późn. zm., w którym w art. 2 zapisano wymagania dotyczące zarządzania zasobami wodnymi, a szczególnie w pkt. 2 dotyczącym ochrony zasobów wodnych przed zanieczyszczeniami oraz niewłaściwą lub nadmierną eksploatacją, oraz w pkt. 3 dotyczącym utrzymania lub poprawy stanu ekosystemów wodnych i od wody zależnych.

Organem właściwym w sprawach gospodarowania wodami są m.in. samorządy terytorialne [art. 4, Prawo wodne 2001], a więc kompetentne jednostki do wprowadzenia do Planów Zagospodarowania Przestrzennego m.in. rewitalizacji małych zbiorników wodnych w celu ich późniejszego wykorzystania na rekreację i kąpieliska [art. 34a Prawa Wodnego].

Istotnym powodem do rozpoczęcia inwestycji dotyczących rewitalizacji zbiorników wodnych na cele rekreacji oprócz ww. Dyrektywy i Prawa Wodnego jest dotychczas mała liczba czynnych kąpielisk, co przyczynia się do znacznej liczby utonięć na kąpieliskach niestrzeżonych.

Stan wiedzy dotyczący stosowanych technologii oraz perspektyw rozwoju rewitalizacji zbiorników wodnych został szczegółowo opisany m.in. w publikacji Siudy i Chrósta [2015], gdzie wymieniono 16 technologii stosowanych przy rekultywacji zbiorników wodnych podając ich wady, zalety oraz efektywność w procentach wyrażoną stosunkiem korzyści do kosztów. Ponadto stosowane technologie wydobywania osadów dennych sprzętem mechanicznym opisano m.in. w licznych publikacjach [Eymontt i Wierzbicki 2013; Eymontt i Wierzbicki 2015, Eymontt i in. 2017; Eymontt, Wierzbicki 2017; Brogowski i in. 2017; Zawadzki 2017].

Również w źródłach zapisu cyfrowego (internetowych) zamieszczono wiele informacji o nowoczesnych metodach oczyszczania i odmulania zbiorników wodnych, m.in. przy wykorzystaniu efektywnych mikroorganizmów.

Wszystkie opisywane metody mają wiele zalet i wad, ale najpoważniejszą ich słabością jest brak kompleksowej technologii pozwalającej wytworzyć w końcowym efekcie produkt w postaci wysokowartościowych nawozów organicznych, których brak w rolnictwie jest sygnalizowany m.in. w Europie w postaci zmniejszania się masy organicznej (humusu) w profilu gleby [Lal 2000].

Tym też wyróżnia się opracowana w Instytucie Technologiczno-Przyrodniczym w Falentach metoda rewitalizacji wybranych ekosystemów wodnych, która dotychczas nie była stosowana na świecie, a Urząd Patentowy RP, zatwierdził kilka patentów na urządzenia towarzyszące.

4. Wybrane wyniki badań potwierdzające potrzebę przeprowadzenia rewitalizacji wybranych ekosystemów wodnych

Koc i Szymczak [2009] przeprowadzili badania mające na celu ograniczenie odpływu biogenów z obszarów zmeliorowanych. Badaniami objęli 20 zlewni o różnych systemach odprowadzania wód, różniących się glebami i kierunkami użytkowania, zlokalizowanych na Pojezierzu Mazurskim.

W wyniku przeprowadzonych badań autorzy [Koc i Szymczak 2009] stwierdzili, że ładunek odprowadzanych substancji ze zlewni, w tym biogenów, zależy głównie od objętości i dynamiki odpływającej wody w poszczególnych okresach roku. Najwyższe stężenia substancji, bądź ładunku, odprowadzane są z obszarów zalesionych, większe z trwałych użytków zielonych i istotnie większe z gruntów ornych. Dominującą substancją odprowadzaną jest azot mineralny, którego ładunek wynosi 14,1 kg/ha z gruntów ornych, z użytków zielonych 1,09 kg/ha, a z zlewni leśnych jedynie 0,89 kg/ha. Tak pokaźne różnice w odprowadzaniu ładunku azotu ze zlewni wskazują, że wody w zbiornikach usytuowanych w zlewniach leśnych najmniej są narażone na eutrofizację. Również sposób odprowadzania wody ze zlewni ma istotny wpływ na dopływ biogenów z gleb. Drenowanie w porównaniu z odwodnieniami rowami zwiększa odprowadzony ładunek biogenów, w tym azotu, 8-krotnie, fosforu 2-krotnie, potasu od 1 do 3-krotnie, wapnia 2-krotnie, magnezu 2,5-krotnie.

Ponadto stwierdzono znaczne różnice w odpływie ze zlewni ładunku w suchej pozostałości kg/ha, przy gruntach ornych wynosi ona 615, przy użytkach zielonych 269, a ze zlewni leśnych 359. Masa tej suchej pozostałości, dopływająca do zbiornika wodnego, sedymentuje stwarzając niekorzystne warunki, m.in. pogarszając przeźroczystość toni, a także przyspiesza odkładanie na dnie osadów. Zatem odpływ zanieczyszczeń chemicznych i suchej pozostałości z urządzeń melioracyjnych jest znaczący, co zagraża jakości wody i może spowodować jej eutrofizację, a w końcowym efekcie zakwit sinic, zmniejszenie objętości retencji zbiornika, wyeliminowanie go z użytkowania rekreacyjnego itp.

Autorzy [Koc i Szymczak 2009] przeprowadzili również ciekawy eksperyment, w wyniku którego stwierdzili celowość budowy zbiorników retencyjnych na trasie cieków przebiegających przez tereny rolnicze, które przechwytują zanieczyszczenia stałe i chemiczne zmniejszające tym samym zagrożenie rzek i jezior eutrofizacją ze strony wód odpływających z urządzeń melioracyjnych. I tak w wyniku zbudowania zbiornika ładunek suchej pozostałości zmniejszył się o 71,5% a azotu o 43,8%, tym samym zmniejszyła się objętość antropogenicznych osadów dennych.

Wobec powyższego, jest to sposób nie tylko na zmniejszenie deponowania zanieczyszczeń stałych w zbiorniku, ale również zwiększenie retencji wody na obszarach wykorzystywanych rolniczo, co w niektórych rejonach Polski będzie szczególnie korzystne przy małej intensywności opadów i konieczności nawodnień deszczownianych. Ponadto osady denne z tego typu zbiorników, po ich wydobyciu i przetworzeniu na nawozy, mogą być bardziej racjonalnie zagospodarowane przy zastosowaniu opracowanej racjonalnej innowacyjnej technologii.

Cymes [2009] przeprowadził badania wpływu rekultywacji zbiornika wodnego Łoje na jakość retencjonowanej wody. Zbiornik wodny Łoje położony jest na Nizinie Północnomazowieckiej w mezoregionie Wzniesienie Mławskie, które jest zespołem wyrazistych form kemowych i morenowych pomiędzy Mławą a Przasnyszem. Zlewnia bezpośrednia zbiornika Łoje, o powierzchni 1,2 ha, jest zlewnią leśną, niewielki udział w niej stanowią łąki i grunty orne. Powierzchnia zlewni rowu zasilającego zbiornik o nazwie Łojówka wynosi 2,8 ha. Użytkowana jest głównie jako grunty orne oraz łąki. W zlewni zbiornika występują w większości gleby lekkie – głównie piaski drobne.

Zbiornik powstał w 1975 r., przez przegrodzenie doliny cieku Łojówka czołową zaporą ziemną o długości 140 m i maksymalnej wysokości 3,5 m, a jego powierzchnia wynosiła 5 ha przy głębokości 1,2 m.

Po rekultywacji zbiornika, trwającej od grudnia 2005 do kwietnia 2006 r., powierzchnia jego lustra wody wynosiła 4,56 ha, głębokość przy zaporze 3,3 m, a w górnej części 1,2 m. Długość zbiornika wyniosła 600 m, a szerokość wahała się od 60 do 115 m.

Badania prowadzono od grudnia 2006 r. do kwietnia 2009 r., a wyniki zestawiono w tab. 1.

W wyniku analizy i oceny uzyskanych wyników autor [Cymes 2009] stwierdził, że usunięcie podczas remontu zbiornika osadów i części gruntów organicznych wpłynęło istotnie na natlenienie retencjonowanej w nim wody. Stwierdzono wzrost zawartości tlenu rozpuszczonego w wodzie o 1,56 mg/dm³, mimo że ilość tlenu w wodzie dopływającej do zbiornika w tym samym czasie była niższa. Świadczy to o tym, że pogłębienie zbiornika miało wpływ na poprawę w nim warunków tlenowych.

Zbiorniki zaporowe w początkowej fazie istnienia gromadząc substancje dopływające ze zlewni stają się swego rodzaju oczyszczalnią biologiczną. Poprawiają zatem skład fizyczny i chemiczny wód poniżej zbiornika. Z czasem jednak zbiorniki mogą się stać zagrożeniem dla środowiska przyrodniczego na skutek uwalniania się z osadów dennych zmagazynowanych wcześniej związków chemicznych, co w płytkich zbiornikach nizinnych intensyfikuje większe mieszanie się wody [Kostecki 1979].

Przed remontem zbiornika Łoje, na skutek resuspensji, woda z niego odpływająca była wzbogacona w węglany, fosfor ogólny oraz jony wapnia, potasu i magnezu. Po remoncie zbiornika wzrosła jego ochronna rola w odniesieniu do wód przez niego przepływających ciekiem Łojówka. Stwierdzono poprawę parametrów jakościowych wody, w tym wyraźną redukcję głównych substancji biogennych (mineralnych form azotu i fosforu) oraz zwiększenie natlenienia wody.

Opisane dwa przykłady [Koc, Szymczak 2009; Cymes 2009] rezultatów rewitalizacji uzasadniają jej stosowanie. Natomiast sposób jej realizacji przy obecnie rozwijającej się racjonalnej innowacyjnej technologii będzie bardziej efektywny pod względem kosztów i korzyści gospodarczych z tytułu pozyskania cennego nawozu organiczno mineralnego.

5. Charakterystyka osadów dennych

Rewitalizacja bądź rekultywacja ekosystemów wodnych metodą wydobywania osadów dennych wymaga znajomości ich charakterystyki jako trwałego elementu ekosystemu oraz właściwości fizycznych i chemicznych niezbędnych do doboru metod i narzędzi służących wydobywaniu, transportowi i efektywnemu zagospodarowaniu.

Wyniki badań [Lampert i Sommer 1996; Kajak 1998; Kentzer 2001; Sobczyński i Janiak 2009; Siwek 2011] wskazują, że w osadach dennych kumuluje się o wiele więcej fosforu niż w pozostałych częściach ekosystemu. Należy podkreślić, że w większości przypadków około 90% łącznej zawartości fosforu znajduje się w wierzchniej warstwie osadów dennych o grubości 10 cm. W cyklu rocznym osad denny nie ulega istotnym zmianom, za wyjątkiem ilości fosforu zdeponowanego w powierzchniowej warstwie. Osad ten pozostaje w ciągłym kontakcie z warstwą wody naddennej (sentosanem), w której stężenie fosforu w cyklu rocznym może zmieniać się nawet o kilkaset procent, przy czym 10÷20% tego pierwiastka kumulowane jest w warstwie dennej osadu [Boers i in. 1998].

Wśród składników chemicznych osadów dennych, właśnie fosfor jest szczególnie cenny, gdyż jego zasoby naturalne są na wyczerpaniu [Podewils 2014]. W latach 1970‑1971 Szwedzi wydobyli z jeziora Traumen o powierzchni 100 ha metodą bagrowania 600 000 m³ osadów z warstwy o miąższości 1 m z zawartością 78 ton fosforu i 740 ton azotu [Szyper i Gołdyn 1999]. W celu pozyskania nowych źródeł fosforu Komisja Wspólnoty Europejskiej uruchomiła w 2013 r. program pt. „Zrównoważona gospodarka osadami ściekowymi dla wspierania recyklingu i skuteczności wykorzystania energii (P-REX)”. Koszty projektu zaplanowano na 4,4 mln Euro, czas trwania 3 lata z udziałem 5 partnerów z UE.

Na inne cenne składniki w osadach dennych m.in. zwrócili uwagę Gałka i Witkowski [2010] oraz Siwek i Włodarczyk [2013], a mianowicie na znaczną zawartość azotu – Norg do 11,3 g/kg oraz węgla – Corg 119,5 g/kg, co wskazuje na korzystny stosunek węgla do azotu C/N od 12 do 16. Również przeprowadzone badania osadów ze stawów rybnych [Brogowski i in. 2017] wykazują znaczną, a zarazem zmienną, zawartość węgla organicznego wynoszącą w warstwie 0÷5 cm od 22,1 do 18,1 g/kg. Wartości te są istotne, ponieważ przy zawartości azotu od 1,61 do 7,03 g/kg stosunek C/N zmienia się od 12,4 do 13,7. Stosując dawkę osadu dennego równoważną w stosunku do obornika (20 t/ha), w zależności od zastosowanych osadów z kilku stawów w Falentach, dawka materii organicznej (humusu) będzie wynosić od 0,76 do 3,2 t/ha. Z obornika po okresie 4 lat jego mineralizacji i humidifikacji powstanie około 1 tony humusu. Odpowiednio, osady denne ze stawów i innych zbiorników wodnych mogą stanowić bardzo dobre źródło humusu glebowego. Jest to szczególnie istotne stwierdzenie [Lal, 2000], że szereg zmian technologicznych i organizacyjnych w uprawie gleby i gospodarce zwierzęcej skutkuje ujemną wartością wyrażenia A – KC, gdzie A – jest stałą narastania opartą na ilości węgla dodanego do gleby w postaci resztek roślin, biomasy korzeni i innego materiału organicznego, zaś C – to zawartość glebowego węgla organicznego, a K – stała rozkładu. Procesy wpływające na wiązanie węgla w glebie opisywane są zależnością:

dC/dt = A – KC

Ujemna wartość ww. wyrażenia świadczy o malejącej zawartości materii organicznej w glebie, wpływając m.in. na trwałość agregatów glebowych. Ta ujemna wartość jest od kilku lat sygnalizowana w Unii Europejskiej.

Zawartość pozostałych cennych składników nawozowych w osadach dennych ze stawów rybnych stwierdzili Brogowski i wsp. [ 2017 ], a są to:

• magnez – od 0,62 do 2,93 g/kg, umożliwiający uzyskanie poziomu nawożenia od 12,4 do 59 kg/ha;
• potas – od 0,62 do 2,25 g/kg, co jest niewystarczającą ilością na pokrycie zapotrzebowania roślin przy dawce 20 t/ha;
• fosfor – od 0,22 do 2,07 g/kg, co przy założeniu dawki nawożenia 20 t/ha zapewnia zaspokojenie zapotrzebowania roślin, przy ich większej koncentracji;
• sód – od 0,05 do 0,17 g/kg, co nie stanowi zagrożenia dla kompleksu nawozowego upraw w rolnictwie.

Wyżej wymienione dane pozwalają na ustalenie następującego szeregu udziału poszczególnych składników:

N > Mg > K > P > Na

W Instytucie Technologiczno-Przyrodniczym (ITP) przeprowadzono w 2018 roku badania osadów dennych (dotychczas nie opublikowane) z dwóch jezior w okolicy Piszu, a mianowicie Wądołek oraz Pogonie. W badanych osadach stwierdzono większą koncentrację fosforu, wynoszącą od 0,161% w górnej warstwie osadu do 0,111% w jego dolnej warstwie (Wądołek) oraz od 0,147% w górnej warstwie do 0,109% w dolnej (Pogonie). Stosunek C/N wyniósł 5,93 (Wądołek) oraz 4,92 (Pogonie) przy zawartości azotu N w zakresie od 3,49% do 4,18% oraz węgla organicznego od 20,7% do 20,6%.

Z uzyskanych danych wynika potrzeba korekty stosunku C/N poprzez dodanie masy organicznej, co przewidziano w założeniach przy opracowaniu opisanej technologii. Rozpatrując uzyskane wyniki badań można ustalić następujące szeregi udziału poszczególnych składników:

• Jezioro Wądołek: C – 20,47 > N – 2,44 > P – 0,132 > Mg – 1,19 > K – 0,0 8 > Na – 0,015;
• Jezioro Pogonie: C – 20,42 > N – 3,44 > P – 0,132 > Mg – 0,825 > k – 0,051 > Na – 0,008.

Natomiast według badań ITP stosunek węgla do azotu w osadach pobranych z Jeziora Jamno wynosi ponad 11 (C – 3,89, N – 0,35), co upraszcza technologię wytwarzania nawozu organicznego pod względem ww. proporcji.

Podobnie jak w osadach, również w sentosanie następują w ciągu roku zmiany w zawartości substancji organicznej w suchej masie. Według wyników badań Borsuka [2014] przeprowadzonych w trzech jeziorach regionu kujawsko-pomorskiego zawartość tej substancji w trzecim kwartale, w suchej masie zmienia się od 50 do 75%, a w pozostałych od 20 do 40%, co oznacza, że trzeci kwartał jest okresem, w którym, w wyniku procesów sedymentacyjnych, następuje intensywny przyrost warstwy osadów. Przyrost ten odbywa się w sposób powolny według Parzonki, Kempińskiego [1991] i spowodowany jest niską gęstością cząstek stałych, znaczną zawartością części organicznych i dużą pojemnością wodną tych substancji. Bardziej precyzyjnie prędkość sedymentacji została określona dla ziaren – od 0,5 mm do 0,01 mm w Instytucie Badawczym Wedenjewa z Leningradu [Wołoszyn 1974] i tak np. przy średnicy ziaren d = 0,1 mm prędkość sedymentacji wynosi V_s = 0,0069 m/s, a dla d = 0,01 mm, V_s = 0,00007 m/s.

Przy założeniu realizacji omawianej technologii szczególnie cenne są wydobywane osady denne o zakresach średnic ziaren stwierdzonych m.in. przez Madeyskiego [1998], mieszczących się w granicach od 0,007 do 0,06 mm, które występują w stawach rybnych i nadają się do wytwarzania nawozów organicznych. Zbliżony wynik dotyczący ww. średnic uzyskał Parzonka [1961] w osadach dennych ze stawu w Miliczu o średnicy ziaren d₅₀ = 0,07 mm.

Przy tych zakresach średnic ziaren od d = 0,07 mm do d = 0,007 mm prędkość sedymentacji będzie wynosić od 0,0033 m/s do znacznie poniżej 0,00007 m/s, określonej dla średnicy 0,01 mm [Wołoszyn 1974], przy której ziarno w ciągu roku opadnie o 4,5 m. Stąd też słuszne są obawy wielu specjalistów o zachowaniu szczególnej ostrożności przy dotychczasowych metodach „bagrowania”, która może spowodować długotrwałe zatrzymanie rozdrobnionych części pochodzenia organicznego lub innych ziaren mineralnych, np. frakcji iłowej o d ≥ 0,002 mm, powodującej znaczne ograniczenie dopływu promieni słonecznych do głębszych warstw wody i uruchomienie procesów eutrofizacji. Pomimo powolnej sedymentacji ziaren o małej średnicy (d ≤ 1 mm), po opadnięciu na dno zbiornika tworzą one dość zwartą warstwę, odporną na procesy rozmycia [Parzonka, Kempiński 1991]. Największe dopuszczalne prędkości rozmywania V_r w przekroju np. rzek dla gruntów luźnych zostały ujęte w zaleceniach Hydroenergoprojektu [Wołoszyn 1974] i wynoszą np. dla pyłów o średnicy ziaren d = 0,005 mm, Vr = 0,2 m/s, a dla piasku drobnego, przy d = 0,05 mm, Vr = 0,3 m/s. W wyniku przeprowadzonych badań [Parzonka, Kempiński 1991] stwierdzono, że nie można usuwać namułów jeziornych bez zastosowania spulchniaczy mechanicznych lub hydraulicznych.

Analizując i oceniając procesy sedymentacji i rozmywania towarzyszące powstawaniu osadów dennych można stwierdzić, że racjonalna innowacyjna technologia wydobywania osadów dennych musi wyróżniać się znacznym ograniczeniem procesów zanieczyszczenia sentosanu masą organiczną i innymi ziarnami pochodzenia mineralnego. Aby sprostać temu wymaganiu, proces wydobywania i związany z nim ruch pogłębiarki powinien odbywać się poniżej prędkości rozmywania, co jednocześnie ma ścisły związek z powstającymi naprężeniami ścinającymi τ, a także granicznymi siłami unoszenia ziaren [Wołoszyn 1974], które dla drobnego piasku o granulacji od 0,2 do 0,4 mm wynoszą od 0,18 do 0,20 kG/m², a dla piasku średniego od 0,4 do 1,0 mm od 0,25 do 0,30 kG/m² . Tym też można uzasadniać naturalną separację ziaren w osadach zgromadzonych np. przed zaporą, w zbiorniku retencyjnym. Znajomość tych procesów, spotykanych w praktyce, umożliwi wydobywanie osadów dennych o pożądanej średnicy ziaren w celu wytwarzania nawozów organicznych. Jednocześnie warto podkreślić, że wg badań Borsuka [2014] w trzecim kwartale maleje widoczność krążka Secchiego od 40 do 30 cm, a wzrasta szczególnie w pierwszym okresie do 130 cm. Różnice w widoczności tą metodą są jednak określane tylko w wierzchniej warstwie wody.

W wyniku analiz zagrożeń stosowania bagrowania stwierdzono, że nie powinny one występować w nowej technologii. Wspomniane na wstępie szczególne właściwości osadów dennych manifestują się cechami typowymi dla cieczy plastycznych (nienewtonowskich), których struktura w stanie spoczynku jest sztywna, a po jej zniszczeniu wynikającego z przekroczenia naprężenia ścinającego τ0 staje się płynna [Stręk 1981]. W odniesieniu do osadów dennych tę cechę potwierdzono w wielu badaniach [Parzonka, Wierzbicki 1965; Parzonka 1977; Madeyski 1990, 2002, 2003], a także dla gnojowicy [Wierzbicki 1982]. Jest to typowe zachowanie mieszanin zawierających części pochodzenia organicznego i mineralnego o odpowiedniej granulacji z wodą, opisane zależnością Binghama w postaci:

τ = τ ₀ + η_p + G

gdzie:

τ – naprężenie ścinające [Pa],

τ₀ – próg plastyczności zwany również progiem płynięcia [Pa],

η_p – lepkość plastyczna, zwana również pozorną [Pa/s],

G – szybkość ścinania [s-1].

Na podstawie tej zależności ciecze zwane są binghamowskimi, jeśli zjawisko płynięcia następuje według zależności prostoliniowej przy wyższych naprężeniach ścinających, tj. po przekroczeniu τ₀, a wówczas zachowują się one jak ciecze newtonowskie.

Ilustrację płynięcia tego rodzaju cieczy w rurociągu przedstawiono na rys. 2, gdzie widoczna jest zmiana jednostkowych strat ciśnienia od średniej prędkości w zależności od koncentracji wagowej stałego składnika S’ określanego zależnością:

gdzie:

ρ_s – gęstość składnika części stałych,

ρ_m – gęstość mieszaniny,

ρ_w – gęstość wody.

W omawianym przykładzie koncentracja wagowa suchego składnika S’ z osadów dennych ze stawów rybnych w Miliczu dla poszczególnych badanych mieszanin oznaczonych na rys. 2 charakterystykami I = f(V) od 2 do 7 wynosiła: od 0,033, 0,073, 0,1416, 0,153, 0,174, 0,187, do 0,206. Przy koncentracji suchego składnika S’ = 0,1416 (3) i większej, mieszanina zachowuje się przy ruchu uwarstwionym jak ciecz plastyczno-lepka. Koncentrację tę m.in. Parzonka [1975] określił jako graniczną, po przekroczeniu której hydromieszanina przechodzi ze strefy newtonowskiej do nienewtonowskiej. Przejście z tych stref odpowiednio z ruchu laminarnego do turbulentnego odbywa się gwałtownie, a prędkości graniczne dla poszczególnych hydromieszanin opisanych charakterystykami [Vśr f(s)] od 3 do 7 m/s, co pokazano na rys. 2. Przy maksymalnej koncentracji wagowej składnika stałego S’ = 0,206 straty hydrauliczne (charakterystyka 7) są zrównane z wartością strat przy przepływie wody przy prędkości V = 3 m/s.

Podobny skład osadów dennych pod względem średnic ziarn stwierdzili Brogowski i wsp. [2017] w osadach dennych ze stawów rybnych w Falentach k. Warszawy. Zawartość procentowa w osadach ziaren < 0,02 mm zmieniała się w granicach od 4 do 9%. Natomiast zawartość części ilastych < 0,002 mm była w ilościach śladowych. Stwierdzono zawartości ziaren, o średnicy 0,1 do 0,02 mm – od 15 do 23%. Pozostały udział w składzie badanych osadów stanowią ziarna o średnicy 0,1 do 1,0 mm, a ich udział procentowy wyniósł od 68 do 81%. Wśród ziaren piaskowych dominujące są ziarna piasku drobnego (0,25÷0,1 mm) przy procentowym składzie ok. 42% całej masy.

Badania mikroskopowe, przy powiększeniu od 400- do 20 000‑krotnym pozwoliły na stwierdzenie, że ziarna piaskowe zbudowane są bez kwarcu. Są to ziarna powstałe w wyniku zlepów drobnych, mineralnych ziaren, szkielecików okrzemek i innych organizmów, w tym drobne kosteczki ryb.

Z analizy powyższych danych wynika, że transport hydrauliczny mieszanin wody i osadów dennych ze stawów rybnych i wybiórczo z innych zbiorników wodnych i jezior będzie wymagał zastosowania pomp o odpowiedniej wysokości podnoszenia w celu pokonania oporów przepływu przy możliwie dużej koncentracji części stałych. Jednocześnie skład i budowa części stałych wskazuje, że omawianego rodzaju mieszaniny będą w minimalnym stopniu wpływać na zużycie ścierne podczas przepływu przez pompę i rurociągi. Natomiast trudno będzie odwodnić wydobytą hydromieszaninę do stanu stałego (sypkiego).

6. Dlaczego dotychczasowe technologie wydobywania osadów dennych (bagrowanie) nie są przydatne przy innowacyjnej rewitalizacji zbiorników wodnych?

Aby odpowiedzieć na tak postawione pytanie trzeba omówić historyczny rozwój bagrowania i związanej z nim techniki oraz właściwości fizyczne i chemiczne osadów dennych przydatnych do ww. innowacyjnej technologii.

Od początku technika bagrowania rozwijała się w celu pozyskania żwiru, piasku, a więc materiałów potrzebnych dla budownictwa lądowego i wodnego. Osady denne o średnicach ziaren poniżej 1 mm były bezużyteczne. Podejmowane próby wydobywania tych osadów z racji nieodpowiedniej techniki okazały się nieefektywne i z tej też przyczyny kosztowne, na co m.in. zwrócili uwagę niektórzy autorzy [Siuda i Chruściel 2015; Eymontt i Wierzbicki 2015, 2017].

Dowodem jest tu m.in. wynik doświadczeń Wolnina [1965], którego rezultat ilustruje rys. 9.

Zasysanie osadu dennego rurociągiem ssawnym pogłębiarki będzie nieefektywne gdyż nawet przy małej różnicy gęstości woda/osad zawsze będzie zasysana większa objętość wody. Wobec powyższego na końcu rurociągu ssawnego montowano wirujący frez (rys. 3 i 4), którego zadaniem było spulchnianie warstwy osadu, co było uzasadnione przy wydobywaniu gruntów zwięzłych oraz piasku, żwiru itp.

Natomiast jeśli przeanalizujemy przebieg zależności zilustrowanej na rys. 5, to stwierdzimy, że ziarna osadu o średnicy poniżej 1 mm będą unoszone przy bardzo małych prędkościach (od 0,200 do 0,600 m/s).

Wobec powyższego, ziarna te na ogół nie będą zasysane przez pogłębiarkę, a zostaną porwane przez nurt wody lub też zawisną w toni zbiornika (sentosanie) [Borsuk 2014]. Skutki zmącenia wody w zbiorniku będą długotrwałe, szczególnie dla cząstek poniżej 0,01 mm, co ilustruje wykres sedymentacji cząstek na rys. 6, a ponadto zmniejszenie dostępu światła do głębszych warstw wody będzie sprzyjać eutrofizacji wody w zbiorniku.

Z tych też względów Piecuch i Plesiewicz [1996] w Analizie studialnej możliwości rekultywacji jeziora Jamno zaproponowali podzielenie barierami akwenu jeziora na trzy strefy (rys. 7), stosownie do zinwentaryzowanej warstwy osadów i podatności na unoszenie cząstek, co jest rozwiązaniem kosztownym i kłopotliwym w eksploatacji.

W celu rekultywacji jeziora przewidziano zastosowanie pogłębiarki ssącej z frezem.

7. Rozwiązanie problemu wydobywania osadów dennych w procesie rewitalizacji bądź rekultywacji ekosystemów wodnych

Za główny cel uznano potrzebę wydobywania z ekosystemów wodnych antropogenicznych osadów dennych zasobnych w składniki nawozowe, a jednocześnie zmniejszające zagrożenie eutrofizacji wód oraz powiększające pojemność wodną m.in. zbiorników retencyjnych. Wobec powyższego należy zbudować urządzenie poruszające się poniżej prędkości rozmywającej, korzystnie pod powierzchnią wody, zbierające górną warstwę osadów najbardziej zasobną w fosfor i zagrażającą eutrofizacją. Wydobycie tej warstwy nie powinno powodować zwiększenia masy organicznej w sestonie, a tym samym zmniejszenia przeźroczystości wody, mając na uwadze długotrwałe procesy sedymentacji części stałych pochodzenia organicznego i mineralnego. Terminy wydobywania należy dostosować do okresów w ciągu roku wynikających z badań Borsuka [2014], przy najmniejszej zawartości masy organicznej w sestonie i największej przezroczystości wody.

Po rozpoznaniu właściwości chemicznych, fizycznych, a w tym reologicznych osadów dennych stwierdzono, że nie ma potrzeby stosowania spulchniaczy mechanicznych lub hydraulicznych [Parzonka, Kempiński 1991] przy wydobywaniu antropogenicznych osadów dennych o dużej zawartości części pochodzenia organicznego, które będą nadawać się do nawożenia w rolnictwie, po odpowiedniej obróbce. Pozostałe frakcje antropogenicznych osadów dennych o większej zawartości części mineralnej wydobywane przy rewitalizacji lub rekultywacji zbiorników wodnych będą wymagały innych technologii i są opracowywane.

Natomiast wspomniane osady denne o dużej zawartości części pochodzenia organicznego i zawartości fosforu należy wydobywać bez naruszania ich struktury, a więc skrawaniem, podobnie do technologii równania gruntów przy budowie dróg. Należy również rozdrabniać większe części stałe pochodzenia organicznego w sposób nie zmącający sestonu, a jednocześnie niszczący ich strukturę jako mieszaniny, co spowoduje mniejsze straty hydrauliczne przy transporcie [Wierzbicki 1982]. Tak spreparowaną mieszaninę można, przy użyciu odpowiednio dobranych pomp, przetransportować hydraulicznie poza obszar zbiornika (stawu, jeziora), zmieszać z komponentami o dużych właściwościach sorbowania wody (np. zmikronizowanej słomy, czy łusek z palarni kawy). Proces mieszania można też realizować np. na barce, w pobliżu pogłębiarki. Ze względu na koszty związane z zakupem sorbujących komponentów, celowym będzie wydobywanie osadów dennych o możliwie największej koncentracji części stałych pochodzenia organicznego. Wydobywanie osadów dennych przy użyciu pogłębiarek z wirowymi pompami zasysającymi nie umożliwia uzyskania niezbędnych ciśnień do przetłoczenia mieszanin o wysokiej koncentracji.

Na rys. 8 zilustrowano proces zasysania rurociągiem osadu dennego tradycyjną pogłębiarką przy średnicy frakcji ziaren od 0,6 do 0,7 mm, rurociągiem o średnicy 37 mm.

Po upływie czasu 2,6 s powierzchnia leja zasysania wody o głębokości 12 mm, wynosząca 4,61 cm2 zwiększyła się do 22,97 cm2, a jego głębokość do 25 mm. Znacznie wzrósł również stosunek objętości zasysania wody do objętości osadu. Wzrost ten jest uzasadniony uformowanym polem prędkości strug (rys. 9).

Nawet przy małej różnicy gęstości wody i osadu dennego i znacznych prędkościach, na wlocie do rury ssawnej następuje naturalna separacja i znacznie więcej jest zasysane objętości wody niż osadu. W przypadku zastosowania spulchniacza mechanicznego lub hydraulicznego powodującego rozpulchnienie osadu dennego przedstawiona na rys. 3 i 4 sytuacja ulegnie pogorszeniu, szczególnie przy zasysaniu osadów dennych o małej średnicy uziarnienia i dużej zawartości części organicznych zachowujących się jak ciecz nienewtonowska, o sztywnej strukturze, manifestującej się wysokimi wartościami progu płynięcia τ0.

8. Budowa i funkcjonowanie modelu pogłębiarki realizującej opisaną technologię rekultywacji

8.1.Budowa modelu pogłębiarki

Model pogłębiarki składa się z trzech następujących zespołów:

Szufli wykonanej z dwóch prostokątnych pływaków bocznych (rys. 11-1) ukształtowanych ukośnie z wewnętrznej i górnej strony oraz zespolonego pływaka dolnego (rys. 10-1) o szerokości 1000 mm i ukośnej górnej płaszczyzny, na której zamocowano 4 agregaty pompowe (rys. 11-2) oraz w przedniej części lemiesz (rys. 10.2) o regulowanym kącie natarcia. W pływakach bocznym i dolnym zainstalowano otwory (rys. 10.3) umożliwiające wypełnienie przestrzeni pływaków wodą lub piaskiem w celu równoważenia sumarycznego wyporu pływaków z masą szufli pogłębiarki. Do hydrotransportu osadów dennych wybrano wyporowe agregaty pompowe z jednozwojnym rotorem współpracującym z dwuzwojnym gumowym statorem (rys. 12-1). W przedniej części rotora na wale silnika elektrycznego zamocowano wirnik rozdrabniający części stałe (12-3), wewnątrz uzębionej obudowy (12‑4). Silnik napędowy pompy o mocy 1,1 kW i obrotach wału 1450 obr./min jest dostosowany do pracy pod powierzchnią wody i zewnętrznym ciśnieniu do 10 m. sł. wody. Króćce tłoczne pomp są zespolone kolektorem (rys. 11‑3) połączonym z rurociągiem tłocznym, na którym zainstalowano konsystometr mierzący stopień koncentracji części stałych w hydromieszaninie. Silniki elektryczne pomp są zasilane w energię elektryczną ze spalinowego agregatu prądotwórczego umieszczonego na drugim zespole.

Zespół drugi jest wykonany w formie katamaranu, na którym umocowano agregat prądotwórczy oraz skrzynkę sterowniczą zasilającą w energię elektryczną 4 silniki elektryczne. Ponadto na nośnej konstrukcji katamaranu umieszczono 4 ręczne wciągarki linowe, na których zawieszono opisaną szuflę w celu regulowania jej położenia względem poziomu wody. Obsługujący pogłębiarkę ma odpowiednio przygotowane stanowisko umożliwiające jej sterowanie.

Trzecim zespołem jest wciągarka linowa napędzana silnikiem hydraulicznym zamocowana na wysięgniku o długości 6 m, mocowanym do trzypunktowego zawieszenia ciągnika rolniczego. Wysięgnik ten umożliwia opuszczenie lub też wydobycie obu zespołów pogłębiarki ze zbiornika wodnego. Po zwodowaniu pogłębiarki ciągnik zajmuje pozycję na przeciwległym brzegu zbiornika, a lina wciągarki zostaje zamocowana do szufli. W tym momencie wysięgnik jest tak opuszczony, aby zblocze liny wciągarki znajdowało się w górnym poziomie osadów dennych. Schemat ustawienia pogłębiarki i ciągnika ilustruje rys. 13.

8.2. Funkcjonowanie pogłębiarki

Po zwodowaniu pogłębiarki i opuszczeniu szufli do poziomu osadów dennych oraz ustaleniu miąższości warstwy osadów do wydobycia, można rozpocząć przemieszczanie szufli za pośrednictwem wciągarki linowej, której koniec zamocowano do szufli (rys. 13).

Wówczas następuje skrawanie warstwy urobku o szerokości 1 m i grubości około 0,23 m. Warstwa ta ulega zacieśnieniu do szerokości 0,7 m. W wyniku przemieszczania szufli, na króćce ssawne pomp napiera warstwa o powierzchni około 0,16 m². Fundamentalną zasadą pracy pogłębiarki jest, aby ta napierająca warstwa miała nieco większą objętość od sumarycznej wydajności pomp. Przy takim założeniu uzyskujemy możliwość maksymalnej koncentracji składnika stałego w hydromieszaninie, który jest zawarty w skrawanym osadzie dennym do szufli.

Znając wydajność sumaryczną 4 pomp z charakterystyki Q = f(H), wynoszącą od 11,52 m³/h do 3 m³/h, możemy obliczyć zakres prędkości przemieszczania się szufli, który wynosi od 0,01 do 0,015 m/s, średnio 0,0125 m/s, a wówczas będziemy wydobywali średnio 7,2 m³/h osadów dennych. Zakres prędkości przemieszczania się szufli jest dodatkowo kontrolowany za pośrednictwem konsystometru. Wskazuje on aktualną gęstość tłoczonej hydromieszaniny i jeżeli jest ona zbyt mała, należy zwiększyć prędkość przemieszczania szufli lub też zmniejszyć, jeśli jest zbyt duża. Dodatkowymi wskaźnikami natężenia przepływu hydromieszaniny są mierniki natężenia prądu zasilającego silniki agregatów pompowych.

W rezultacie odpowiednio dobranych parametrów pogłębiarki, jej prędkość przemieszczania szufli jest znacznie mniejsza (ok. 16 razy) od prędkości rozmywającej osady denne o dużej zawartości pyłów (średnica d = 0,005 mm), która wynosi V = 0,2 m/s [Wołoszyn 1974]. Przy tak znacznej różnicy ww. prędkości i wprowadzeniu dodatkowej osłony nad króćcami ssawnymi pomp (rys. 10-4) istnieje możliwość wydobywania osadów dennych o dużej koncentracji składnika stałego pochodzenia mineralnego i organicznego, co dokumentuje fot. 1.

Wyposażenie pogłębiarki w pompy wyporowe umożliwia uzyskanie ciśnienia na tłoczeniu do 80 m sł. wody. Przy założeniu wydajności 5 m3/h, ciśnieniu na kolektorze 65 m sł. wody, rurociągu tłocznym o średnicy wewnętrznej 45 mm i prędkości przepływu V = 1 m³/h mieszaniny o koncentracji S = 3,32%, straty hydrauliczne wyniosą 0,0284 m/m (rys. 2), co umożliwia transportowanie wody na odległość do 2320 m. Przy koncentracji hydromieszaniny ok. 10% (charakterystyka 7) straty te wzrosną i przy V = 1 m/s odległość transportu wyniesie L = 300 m, a przy V_śr = 2 m/s (rys. 2) odległość ta skróci się do 232 m.

9. Podsumowanie

Opisana innowacyjna technologia wydobywania osadów dennych wyróżnia się opracowaniem pogłębiarki dostosowanej do wydobywania osadów zawierających drobne frakcje ziaren pochodzenia mineralnego i organicznego. Zakłada się, że wydajność maksymalna pogłębiarki będzie wynosić do ok. 35 m³/h. Dzięki temu wydobywane osady wyróżniają się wysoką zawartością składnika stałego i mogą być wyjściowym materiałem do produkcji nawozów organicznych po dodaniu innych komponentów sorbujących pozostałą zawartość wody, stanowiąc nawóz zbliżony swoimi właściwościami do obornika [Brogowski i in. 2017]. Ponadto osady denne z niektórych ekosystemów wodnych można przy półpłynnej konsystencji i dodaniu nasion aplikować hydrosiewnikiem w celu ochrony gruntów antropogenicznych przed erozją [Wierzbicki i inn.]. To dodatkowe wykorzystanie wydobytych osadów na cele nawozowe lub ochronne może znacznie obniżyć koszty ich wydobycia i uchronić ekosystemy wodne przed eutrofizacją. Jest to, według wstępnego rozeznania, pierwsze tego rodzaju urządzenie techniczne umożliwiające wydobywanie osadów dennych znacznie poniżej prędkości rozmywających. Dotychczas wszystkie znane nam pogłębiarki były budowane w celu wydobywania osadów o frakcji ziaren nawet powyżej 1 mm, na potrzeby budownictwa hydrotechnicznego. Wówczas niezbędnym jest stosowanie przy pogłębiarkach spulchniaczy mechanicznych lub hydraulicznych.

10. Bibliografia

[1] Bednarek A., Zalewski M., 2017, Ochrona i kształtowanie zasobów wodnych w kontekście adaptacji do zmian klimatu. Ochrona i kształtowanie zasobów wodnych na terenach wiejskich. Wyd. FAPA pod redakcja K. Jóźwiakowski, W. Siuda ISBN: 978 – 83 – 940864-9-7 Warszawa s. 9‑13.
[2] Boers P.C.M., Van Raaphorst W., Van der Molen D.T., 1998, Phosphorus retention in sediments. Water Sci. Technol. Nr 37. 31-39.
[3] Bochnia T., Olko M., 1998, Zakwity sinicowe – problemy w uzdatnianiu wody. Mat. z Międzynarodowej konf. VIII Ochrona jakości i zasobów wód – Zasady racjonalnej gospodarki wodą, Zakopane, s. 248‑253.
[4] Borsuk St. 2014 Ekologiczno-geochemiczny system oceny jakości wód jeziornych. Wyd. Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy ISBN 978 – 83-64235-19-1 Bydgoszcz, s. 185.
[5] Brogowski Z., Burzyńska I., Eymontt A., Wierzbicki K., 2017, Możliwości wykorzystania osadów dennych w rolnictwie, Wiadomości Melioracyjne i Łąkarskie, nr. 1, ISSN 0510-4262, Warszawa s. 37-43.
[6] Choiński A., Ptak M., 2008, Zanikanie jezior w Wielkopolsce na tle Polski Roczniki Gleboznawcze Tom LIX Nr 2, Warszawa, s. 25-31.
[7] Cymes I., 2009, Wpływ rekultywacji małych zbiorników na jakość retencjonowanej wody, Mat. z konf. p.t. Współczesne wyzwania kształtowania środowiska i gospodarki wodą w obszarach wiejskich, Wyd. SGGW Warszawa.
[8] Eymontt A., Wierzbicki K., 2017, Nowe możliwości rewitalizacji małych zbiorników wodnych. Mazowsze, Studia Regionalne Nr 21 ISSN 1689-4774 DOI:1021858/msr, s. 61-77.
[9] Eymontt A., K. Wierzbicki. 2015, Analiza i ocena możliwości wydobywania antropogenicznych osadów dennych z jezior, zbiorników i cieków wodnych. Wiadomości Melioracyjne i Łąkarskie ISSN 510-4262. (3)446:113-120.
[10] Eymontt A., K. Wierzbicki. 2013. Nowa technologia usuwania antropogenicznych osadów dennych. Problemy Inżynierii Rolniczej ISSN 1231-0093 (4)82 : 129-138.
[11] Gałczyński Ł., Ociepa A., 2008, Toksyny wytwarzane przez sinice. Ecological Chemistry and engineering, Vol. 15, Nr 1, s. 8‑75.
[12] Gałka B., Witkowski M., 2010, Charakterystyka osadów dennych zbiornika zaporowego Młyny oraz możliwości ich rolniczego wykorzystania, Woda, środowisko – Obszary wiejskie, T:10 z. 4(32), s. 53-63.
[13] Kaczmarek S., i in., 2019, Występowanie toksyn sinicowych w wodach powierzchniowych ujmowanych na potrzeby komunalne. Technologia Wody, Zeszyt 4(66), ISNN 2080-1467, s. 35‑43.
[14] Kajak Z., 1998. Hydrobiologia – limnologia. Ekosystemy wód śródlądowych. Warszawa. PWN. ISBN 83-0112537-3.
[15] Kentzer A., 2001, Fosfor I jego biologicznie dostępne frakcje w osadach jezior różnej trofii. Toruń. Wyd. Nauk. UMK. s. 9-10.
[16] Kobziński A. K. M., 2005, Badania obecności toksyn sinicowych w wodach powierzchniowych Polski, Przegląd Geologiczny 53(11), 1067‑1068.
[17] Koc J., Szymczak S., Duda M., Słoniczek P., 2009, Ograniczenie odpływu biogenów z obszarów zmeliorowanych. Mat. z konf. p.t. Współczesne wyzwania kształtowania środowiska i gospodarki wodą w obszarach wiejskich, Wyd. SGGW Warszawa, s. 27‑30.
[18] Kostecki M., 2014, Rekultywacja antropogenicznego zbiornika wodnego Pławniowice metodą usuwania hipolimnionu – studium limnologiczne, „Prace i studia”, Instytut Podstaw Inżynierii Środowiska PAN, Zabrze.
[19] Kostecki M., 1979, Badania limnologiczne zbiornika zaporowego Tresna, Część II. Dynamika przemian oraz wstępny bilans związków azotowych w odpływach zbiornika, Archiwum Ochrony Środowiska 3‑4, s. 17‑37.
[20] Lal R., 2000, Węgiel glebowy i nasilenie efektu cieplarnianego. Zeszyty edukacyjne Instytut Melioracji i Użytków Zielonych Falenty nr 6 ISSN 1428‑3786 s. 22‑36.
[21] Lampert W., Sommer U., 1996, Ekologia wód śródlądowych. Warszawa. PWN. s. 328-350.
[22] Leszczyński M., Kadłubowski J., 2016, Ustawa o Rewitalizacji. Praktyczny komentarz, Ministerstwo Infrastruktury i Budownictwa, Departament Polityki Przestrzennej, Warszawa.
[23] Madeyski M., 1998, Hydrauliczna i reologiczna charakterystyka procesu zamulania stawów rybnych. Zeszyty Naukowe AR Kraków. Seria Rozprawy. Z. 236. ISSN 1233-4189 ss. 75.
[24] Madeyski M. 1999. Charakterystyka reologiczna osadów stawowych. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej w Krakowie”. Inżynieria Środowiska 19:37-47. Wrocław, s. 140.
[25] Madeyski M., 2002, Sedymentacja osadów stawowych. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej w Krakowie. Inżynieria Środowiska 23 : 267-273.
[26] Madeyski M., 2003/1, Możliwości usunięcia osadów z dna stawów i zbiorników. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej w Krakowie. Inżynieria Środowiska 24:89-96.
[27] Parzonka W., 1977, Hydrauliczne podstawy transportu rurowego mieszanin dwufazowych. Skrypt Akademii Rolniczej we Wrocławiu nr 159, s. 136.
[28] Parzonka Wł., Kempiński J., 1991, Reologiczna ocena procesu sedymentacji i osadzania namułów jeziornych. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej nr 209 Wrocław s. 177‑187.
[29] Parzonka W., Wierzbicki K., 1965, Transport namułów przy robotach melioracyjnych i hydrotechnicznych. W: Melioracja robót ziemnych. Materiały V Międzynarodowej konferencji. Warszawa. NOT. A-40. ss. 13.
[30] Parzonka W., 1961, Ruch rozwodnionego mułu w przewodach zamkniętych. Zeszyty Naukowe Wyższej Szkoły Rolniczej, Referaty z sesji naukowej Wydziału Melioracji Wodnych. Wrocław. listopad. s. 33-41.
[31] Podbielkowski Z., 1985, Glony, Wyd. Szkolne i Pedagogiczne, Warszawa, s. 130.
[32] Podewils W. 2014. Recykling fosforu w Niemczech – stan aktualny i perspektywy. Wodociągi-Kanalizacja Nr 1(91). Poznań, s. 26-30.
[33] Siuda W., Chróst J. R., 2015, Hydrotechnologia – biologiczne podstawy, aktualny stan wiedzy i perspektywy rozwoju. Technologia Wody nr 5, s. 31‑41.
[34] Siwek H., 2011, Zachowanie się frakcji mineralnego fosforu w interfazie osad-woda małych zbiorników wodnych na obszarach wiejskich. Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie. ISBN 978-83-7663-066-3. ss. 90.
[35] Siwek H., M. Włodarczyk, 2013, Charakterystyka struktury powierzchni osadów dennych w małych polimiktycznych zbiornikach wodnych. Przemysł Chemiczny (7)97 : 1272-1275.
[36] Sobszyński T., Joniak T., 2009, Differences in composition and proportion of phosphorus fractions in bottom sediments of Lake Góreckie (Wielkopolska National Park). Environ. Protect. Eng. 35(2), 89-95.
[37] Stręk F., 1981, Mieszanie i mieszalniki. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne. Warszawa ISBN 83-204-0289-1, s. 420.
[38] Szyper H., Gołdyn R., 1999, Rekultywacja zbiorników wodnych. Przegląd komunalny 7-9(94-95). s. 81-82.
[39] Wierzbicki K., 1982, Transport hydrauliczny w instalacjach Rolniczego wykorzystania gnojowicy, Wyd. Instytut Budownictwa, Elektryfikacji i Modernizacji Rolnictwa Warszawa, s. 185.
[40] Wierzbicki K. i in., 1997, Rekultywacja utworów antropogenicznych metoda hydroobsiewu. Projekt badawczy IBMER Warszawa.
[41] Wolnin B. A., 1965, Technologia hydromechanizacji w hydrotechnicznym budownictwie, Wyd. „Energia” Moskwa – Leningrad, s. 199.
[42] Wołoszyn J., 1974, Regulacja rzek i potoków. PWN Warszawa, s. 463.
[43] Zawadzki P., 2017, Odmulanie zbiorników retencyjnych i oddzielanie wybranych frakcji osadów w separatorze szczelinowym. Wyd. Uniwersytet Przyrodniczy, Poznań ISBN 978-83-7160-877‑3, s. 108.

dr hab. inż. Andrzej Eymontt prof. ITP., prof. dr hab. inż. Krzysztof Wierzbicki

Instytut Technologiczno-Przyrodniczy, Oddział w Warszawie, ul. Rakowiecka 32

Źródło: Technologia Wody 5/2019