non-linear adsorption

5 November 2019

Parameters describing the variable adsorption capacity of the ground as auxiliary tools in determining changes of groundwater quality (in saturated zone)

adsorption capacity parameters, advection, dispersion, non-linear adsorption, transport model

Wstęp

Z uwagi na tematykę prezentowaną w pracy, która dotyczy przepływu wybranych zanieczyszczeń w wodzie podziemnej w strefie saturacji, poniżej przedstawiono krótki przegląd literatury odnośnie transportu zanieczyszczeń w wodach podziemnych tej strefy. Przy czym w pracy jako wody podziemne rozumie się wody zawarte pomiędzy swobodnym zwierciadłem wody podziemnej a spągiem warstwy wodonośnej (jako wody wgłębne). W tekście pracy używa się także zamiennie dla wód podziemnych w strefie saturacji nazwy wody gruntowe. Problem transportu zanieczyszczeń w wodzie gruntowej jest bardzo złożony z uwagi na konieczność jednoczesnego uwzględniania wielu czynników klimatycznych i gruntowych danej strefy agro-klimatycznej, w której ten transport się odbywa [6, 16]. Od wielu lat do opisu tego transportu z powodzeniem wykorzystywane są modele matematyczne, które stanowią wygodne narzędzia do oceny jakości wody gruntowej [5, 6, 8, 10, 14, 17, 18]. Przy czym w matematycznych modelach transportu zanieczyszczeń wykorzystuje się najważniejsze fizykochemiczne i biochemiczne procesy występujące w gruncie, takie jak: adwekcja, dwuwymiarowa dyspersja, fizyczna adsorpcja, reakcje chemiczne czy biologiczne (biodegradacja/ denitryfikacja) lub proces rozpadu promieniotwórczego [5, 6, 8, 10, 14, 17, 18]. Jednocześnie jak wynika z literatury matematyczny opis tych procesów jest zagadnieniem złożonym z uwagi na brak szczegółowych sposobów pomiaru i weryfikacji przemian zachodzących wewnątrz systemu gruntowego [7]. Przy czym bazując na literaturze można stwierdzić, że proces adsorpcji (traktowany jako zmienna w czasie pojemność adsorpcyjna gruntu) powoduje największą redukcję stężeń zanieczyszczeń płynących w wodzie gruntowej [5, 6, 8, 10, 14, 17, 18].

Na podstawie literatury można stwierdzić, że proces zmiennej w czasie pojemności adsorpcyjnej jest szeroko analizowany w odniesieniu zarówno do różnych gruntów jak i płynących w tych gruntach zanieczyszczeń [5, 10, 14, 17, 18]. Jak wynika z tej analizy, w przypadku stosunkowo długiego czasu przepływu zanieczyszczeń w gruncie (traktowanego jako czas końcowy), może nastąpić całkowite wyczerpanie pojemności adsorpcyjnej ziaren gruntu. Oznacza to, że w tym końcowym czasie przepływu ziarna gruntu nie będą już zdolne do adsorbowania płynących zanieczyszczeń, a stężenia tych zanieczyszczeń w gruncie będą największe [9, 12]. W prezentowanej pracy analizowano krótsze czasy przepływu wybranych zanieczyszczeń w gruncie (siarczany) w porównaniu z końcowymi czasami przepływu. Dla tych krótszych czasów przepływu nadal występuje częściowy (niecałkowity) spadek pojemności adsorpcyjnej przyjętego gruntu, a tym samym nadal częściowy (niecałkowity) wzrost stężeń zanieczyszczeń przepływających w tym gruncie.

Jak wynika z literatury pojemność adsorpcyjna gruntu jest odnoszona głównie do odwracalnego procesu fizycznego, który często w praktyce opisuje się modelami statyki adsorpcji. W przypadku takich modeli zakłada się warunek równowagi stężeń na granicy: płynące zanieczyszczenia (faza płynna – adsorbat) – ziarna gruntu (faza stała – adsorbent). Modele statyki adsorpcji są opisywane matematycznie z wykorzystywaniem liniowych bądź nieliniowych izoterm adsorpcji [9, 12]. Jak wynika z literatury parametry adsorpcji zależą przede wszystkim od rodzaju zanieczyszczeń płynących w wodzie gruntowej i od stref agroklimatycznych, w których następuje ten przepływ [9, 12, 14, 17, 18].

Pierwszym celem pracy było wykazanie zmieniającej się w czasie pojemności adsorpcyjnej dla analizowanego gruntu. Z drugiej strony ta zmienna pojemność adsorpcyjna gruntu jest również pomocna w ocenie zmieniającej się w czasie czystości analizowanej wody gruntowej (jako drugi cel pracy). W pracy założono realizację tych dwóch celów, w oparciu o analizę obliczonych wartości wybranych parametrów charakteryzujących tę pojemność adsorpcyjną gruntu.

Wybór i opis przyjętych parametrów charakteryzujących pojemność adsorpcyjną wybranego gruntu

W pracy autor przyjął do analizy zmienne w czasie obliczone parametry charakteryzujące pojemność adsorpcyjną badanego gruntu jako:

–– współczynnik retardacji (opóźnienia) (Ra) analizowanych siarczanów,

–– porowa prędkość wody gruntowej (u*x) w wyniku procesu adsorpcji analizowanych siarczanów (u*x = ux/Ra) (jako mniejsza prędkość w stosunku do rzeczywistej porowej prędkości ux bez procesu adsorpcji) (u*x < ux) (tab. 1),

–– różnica stężeń (∆C*max) jako różnica obliczonych numerycznie (C*max c) według równania transportu (1) oraz pomierzonych (C*max m) w badaniach terenowych wartości stężeń analizowanych siarczanów.

Współczynnik retardacji (Ra) wyraża opóźnienie rzeczywistej porowej prędkości wody gruntowej (ux) w wyniku procesu adsorpcji płynących w gruncie siarczanów (jako opóźnienie przemieszczania się frontu płynących w gruncie siarczanów). Obliczone wartości parametru (∆C*max) świadczą przede wszystkim o prawidłowym doborze przyjętego równania (1) w odniesieniu do uzyskanych wartości stężeń pomierzonych. Przy czym obliczone z równania (1) wartości stężeń (C*max c) zawierają w sobie parametry przyjętej do analizy nieliniowej izotermy adsorpcji (K i N). Natomiast przyjęte w pracy wartości stężeń pomierzonych (C*max m), oprócz procesu adsorpcji, mogą także uwzględniać inne procesy zachodzące w gruncie (wymienione we wstępie pracy). Należy także podkreślić, że przyjęty parametr (∆C*max) nie był dotychczas przedmiotem analizy literaturowej pod kątem jego wykorzystania jako narzędzia do opisu pojemności adsorpcyjnej gruntu.

Krótki opis wyników badań terenowych (in situ) związanych z obliczeniem parametrów hydraulicznych i gruntowych wraz z ich interpretacją [13]

Biuro projektowe „Geoprojekt” w Szczecinie wykonało w 1981 r. badania parametrów hydraulicznych i gruntowych warstwy wodonośnej w której zaprojektowano ziemną lagunę 4. Laguna ta stanowiła źródło odbioru gnojowicy z fermy trzody chlewnej „Redło” koło Świdwina w województwie Zachodniopomorskim. Jednocześnie laguna 4 była także źródłem wycieku gnojowicy do badanej warstwy wodonośnej, który spowodował znaczne pogorszenie jakości wody gruntowej. Dla analizowanej warstwy wodonośnej „Geoprojekt” wykonał również cztery piezometry usytuowane w pobliżu laguny 4. Oznaczenia (numeracje) tych piezometrów wraz z ich odległościami od laguny 4 podano w pracy w tab. 4. Dla wartości poszczególnych spadków zwierciadła wody gruntowej pomiędzy wykonanymi piezometrami określono średni spadek zwierciadła wody w całej warstwie wodonośnej (I). Określając wartości współczynników filtracji gruntu w poszczególnych piezometrach (metodą rurki „Kamieńskiego” oraz dodatkowo przy pomocy wzorów empirycznych) obliczono średni współczynnik filtracji (k) dla całej warstwy. Stąd określono średnią wartość rzeczywistej porowej prędkości wody gruntowej (ux) z zależności (ux = I ⋅ k). W dalszej kolejności dla pobranych z piezometrów próbek gruntu określono w badaniach laboratoryjnych średnią wartość gęstości nasypowej badanego gruntu (ρ) (na aparacie do pomiaru tego rodzaju gęstości typu VICAT-HDT). Dla pobranych próbek gruntu określono również (przy wykorzystaniu metody objętościowo-wagowej) średnią wartość efektywnej porowatości (m) badanego gruntu. Obliczone wartości liczbowe powyższych parametrów (ux, ρ, m) zostały podane w pracy w tab. 1 dla trzech wykonanych serii pomiarowych.

Table 1.
The adopted hydraulic and ground parameters in the analyzed soil (fine grained sand) for three measurement series [13]

Interpretując wartości liczbowe porowej prędkości wody gruntowej z uwzględnieniem adsorpcji (u*x) można stwierdzić stopniowy w czasie wzrost tej prędkości w odniesieniu do trzech serii pomiarowych. Wzrost tej prędkości (u*x) świadczy także o stopniowym w czasie spadku pojemności adsorpcyjnej badanego gruntu dla płynących w nim siarczanów. Na podstawie analizy pobieranych próbek gruntu można także przyjąć, że analizowana warstwa wodonośna gruntu jest warstwą jednorodną i izotropową. Składa się głównie z piasków drobnoziarnistych z niewielką tylko domieszką piasków średnio i gruboziarnistych.

Interpretując wartości liczbowe współczynników dyspersji (Dx, Dy) można powiedzieć o ich stopniowym zmniejszaniu dla przyjętego gruntu piaszczystego w odpowiednich seriach pomiarowych. Stopniowe obniżanie się wartości współczynników dyspersji (Dx, Dy) świadczy również o stopniowym wysycaniu ziaren analizowanego gruntu dla płynących siarczanów. To wysycenie ziaren gruntu powoduje jednocześnie stopniowe zmniejszanie się (zawężanie) analizowanego obszaru gruntu (traktowanego jako obszar gruntu o zmiennej w czasie mikro i makro dyspersji dla płynących siarczanów) [1, 5].

Table 2.
Dispersion parameters for the selected pollutants (sulfates) in the analyzed soil for three measurement series [1, 2, 3, 5]

Wyniki badań związanych z obliczeniem współczynników podłużnej i poprzecznej dyspersji (Dx, Dy) wraz z ich interpretacją

Wartości współczynników podłużnej i poprzecznej dyspersji (Dx, Dy) zwane także współczynnikami dyspersji hydrodynamicznej zostały obliczone w odniesieniu do płynących w gruncie siarczanów. Do obliczeń tych współczynników wykorzystano znane zależności Dx = (ux ⋅αL) oraz Dy = (ux ⋅αT), pomijając jednocześnie efekt molekularnej dyfuzji w gruncie (DM) [5, 6, 9]. Na podstawie analizy literatury przyjęto także odpowiednie wartości stałych podłużnej (αL) i poprzecznej (αT) dyspersyjności dla gruntu przyjętego do analizy. Przy czym jak wynika z literatury wartości stałych dyspersyjności poprzecznych (αT) powinny być w zakresie αT = (0.05 ÷ 0.30) ⋅αL [5, 6, 9]. Wartości stałych dyspersyjności (αL, αT) zależą głównie od skali (długości) obszaru rozprzestrzeniania siarczanów w gruncie a także od zmieniającej się w czasie mikro i makro dyspersji [1, 5, 6, 9, 17, 18]. Powyższe parametry (Dx, Dy, αL, αT) zostały podane w pracy w tab. 2 dla trzech wykonanych serii pomiarowych.

Wyniki badań laboratoryjnych dla obliczenia wartości parametrów nieliniowej adsorpcji (K, N) oraz współczynników retardacji (Ra) wraz z ich interpretacją

Do opisu członu adsorpcyjnego w równaniu transportu (1) przyjęto w pracy nieliniową izotermę Freundlicha (S = K · CN), która jest często wykorzystywana w praktyce [9, 12, 14, 17, 18]. Dla przyjętej izotermy możliwe było określenie, na podstawie badań doświadczalnych, wartości parametrów nieliniowej adsorpcji (K, N) a w dalszej kolejności wartości współczynników opóźnienia (Ra). Jak wynika z literatury, izoterma Freundlicha jest szczególnie przydatna w odniesieniu do przyjętej w pracy teorii objętościowego zapełniania mikro-porów z monowarstwowym jednocześnie układem cząsteczek na powierzchni gruntu (jako powierzchnia adsorbentu) [9, 12]. Dodatkowo, izoterma ta jest łatwa w zastosowaniu z uwagi na jej stosunkowo prosty zapis matematyczny [9, 12]. Stąd, uwzględniając powyższe uwagi, przyjęto w pracy właśnie tą monowarstwową izotermę [9, 12, 14, 17, 18]. Opisujący izotermę Freundlicha parametr (S) określa masę zaadsorbowanych zanieczyszczeń w gruncie na jednostkę suchej masy ośrodka gruntowego (w warunkach miejscowej równowagi) (mg/g). Liczbowe wartości parametrów przyjętej izotermy adsorpcji (K i N) dla wybranych siarczanów i trzech analizowanych serii pomiarowych zostały określone na podstawie wcześniejszych badań laboratoryjnych autora. Przy czym w badaniach tych wartości masy zaadsorbowanego wskaźnika w badanych próbkach gruntu, w stosunku do masy tych próbek, określano w warunkach statycznych (bez przepływu wody gruntowej) jako badania typu „batch”. W badaniach tych (odbywających się w poszczególnych zamkniętych próbkach) wykorzystano piętnaście próbek gruntowych (jako naturalny piasek drobnoziarnisty) o masach (mo) (mo = od 500 do 1000 g). Wszystkie te próbki gruntu zalewano następnie stałą objętością (V) roztworu siarczanu sodu (Na2SO4) (V = 1l = 1000 dm3) o piętnastu różnych stężeniach początkowych (C1) (C1 = od 200,0 do 450,0 g⋅m-3). Po odpowiednim czasie mieszania ™ (tm = 24 godziny) w warunkach lokalnej równowagi, osiągano końcowe stężenia roztworów w badanych próbkach (C) (C = od 198,9 do 446,5 g⋅m-3). Wykorzystując wartości powyższych parametrów (C1), (C), (V) i (mo), wartości parametrów (S) obliczono jako stosunek masy zaadsorbowanych zanieczyszczeń w danej próbce (mg) do masy tej próbki (g) [S = (C1 – C)⋅ V/mo]. Stąd, na podstawie określonych wartości (S i C) opracowano nieliniowe izotermy Freundlicha, jako funkcje (S = K · CN) wraz z obliczeniem liczbowych wartości parametrów (N i K). Wykorzystując obliczone parametry K i N w dalszej kolejności określono także liczbowe wartości bezwymiarowych współczynników retardacji (Ra) [Ra = 1 + r/m · N · K · C(N – 1)] (traktowane w pracy jako wartości średnie). Powyższe parametry (K, N, Ra) zostały podane w pracy w tab. 3 dla trzech wykonanych serii pomiarowych.

Table 3.
Adsorption parameters for the selected pollutants (chlorides) and soil and in relation to the analyzed non-linear Freundlich isotherm for three measurement series [1, 2, 3]

Interpretując otrzymane wartości liczbowe tych parametrów można powiedzieć o ich stopniowej w czasie redukcji w odniesieniu do trzech analizowanych serii pomiarowych. Stopniowe zmniejszanie się liczbowych wartości parametrów retardacji (Ra) świadczy o stopniowym spadku pojemności adsorpcyjnej dla przyjętego gruntu piaszczystego. Przy ciągłym dopływie zanieczyszczeń do gruntu i dla znacznie dłuższego okresu czasu (w porównaniu do około jednorocznego czasu przyjętego w pracy) nie można już mówić o obniżaniu pojemności adsorpcyjnej gruntu. W takim przypadku możemy już mówić o całkowitym wyczerpaniu tej pojemności dla analizowanego gruntu (Ra = 1.00). Dla takiego przypadku transport zanieczyszczeń w gruncie będzie opisany równaniem (1) z pominięciem jednocześnie członu adsorpcyjnego. Z takim przypadkiem mamy do czynienia w odniesieniu do wcześniejszych badań autora dla chlorków i dla ostatniej serii pomiarowej Październik 1982 [4]. Świadczy o tym obliczona dla chlorków w tej ostatniej serii pomiarowej wartość współczynnika retardacji (Ra = 1,01 ≅ 1,00) [4]. Tym niemniej dla analizowanych w pracy siarczanów nie możemy jeszcze mówić o całkowitym wyczerpaniu się pojemności adsorpcyjnej gruntu (Ra = 2.04 > 1.00) (patrz tab. 3 – seria pomiarowa Październik 1982) [3]. Do tego całkowitego wyczerpania pojemności adsorpcyjnej analizowanego gruntu dla siarczanów potrzebny jest bowiem znacznie dłuższy okres czasu (w porównaniu z około rocznym czasem przepływu siarczanów w przyjętym gruncie). Jak więc widać, czas całkowitego wyczerpania pojemności adsorpcyjnej dla założonego gruntu (jako czas końcowy) zależy w dużym stopniu od rodzaju zanieczyszczeń przepływających w tym gruncie.

Wyniki badań numerycznych dla określenia wartości stężeń obliczonych i pomierzonych oraz wartości różnic tych stężeń wraz z ich interpretacją

W dalszej kolejności określono w pracy wartości bezwymiarowych stężeń obliczonych (C*max c) dla płynących w gruncie siarczanów. Do obliczeń tych stężeń wykorzystano uproszczone 2D równanie transportu zanieczyszczeń w gruncie (1) oraz opracowany przez autora program “PCCS – 2.1”. Przy czym w równaniu (1) przyjęto jedynie procesy adwekcji, dwuwymiarowej dyspersji oraz nieliniowej adsorpcji, pomijając biochemiczne reakcje zachodzące w gruncie:

przy uwzględnieniu poniższych pomocniczych i bezwymiarowych parametrów:

Table 4.
Maximum differences of concentrations (∆ C* max) between the calculated (C* max c) and measured (C* max m) values of sulfates concentrations for three measurement series [1, 2, 3]

gdzie:

C – stężenia zanieczyszczeń w płynącej wodzie gruntowej w fazie ciekłej (w warunkach miejscowej równowagi), g⋅m-3,

Dx, Dy – składowe współczynników dyspersji podłużnej i poprzecznej wzdłuż osi x, y, które zależą od stałych dyspersyjności gleby (αL, αT), odpowiednio wzdłuż osi x, y (tab. 2), m2⋅s-1,

x, y – odległości wzdłuż współrzędnych kartezjańskich, m,

ux – składowa rzeczywistej porowej prędkości wody gruntowej (w przestrzeni porowej gruntu) wzdłuż osi x (tab. 1), m⋅s-1,

t – współrzędna czasu, s,

m – efektywna porowatość gruntu (tab. 1), –,

ρ – gęstość nasypowa gruntu (tab. 1), g⋅m-3,

K – stała nieliniowej izotermy Freundlicha (tab. 3), m3⋅g-1,

N – stały wykładnik nieliniowej izotermy Freundlicha (tab. 3), –,

L – parametr, który reprezentuje rzeczywistą pomierzoną odległość od źródła wypływu zanieczyszczeń (laguna 4) do ostatniego przekroju poprzecznego [piezometr X(5)] (L = 105.0 – patrz tab. 4), m,

Co – parametr, który reprezentuje początkowe pomierzone stężenia zanieczyszczeń w źródle wypływu do gruntu (w lagunie 4) (Co = 400.0 g⋅m-3), g⋅m-3.

Przy czym obliczone i pomierzone wcześniej wartości podanych powyżej parametrów (ux, ρ, m, Dx, Dy, K, N, Co, L) wykorzystano do opisu pomocniczych i bezwymiarowych parametrów przedstawionych w równaniu (2).

W numerycznych obliczeniach wartości stężeń (C*max c) na podstawie równania (1) zastosowano jawny schemat różnicowy „pod prąd”, dla przyjętych warunków początkowych i brzegowych [1, 15]. W obliczeniach tych zachowano jednocześnie niezbędne warunki zgodności, stabilności i zbieżności w odniesieniu do przyjętego schematu numerycznego [1, 15].

Wyniki wartości stężeń obliczonych (C*max c) siarczanów podano w tab. 4 (z przypisanym do tych wartości górnym indeksem 1 – patrz wyjaśnienia pod tab. 4). W tab. 4 podano również pomierzone wartości stężeń (C*max m) siarczanów (z przypisanym do tych wartości górnym indeksem 2 – patrz wyjaśnienia pod tab. 4). Przy czym stężenia pomierzone (C*max m) są odniesione do wartości początkowego pomierzonego stężenia siarczanów w lagunie 4 (C*max m = Cmax m/Co) (Co = 400.0 g⋅m-3). Wartości pomierzonych stężeń (Cmax m) zostały określone w badaniach terenowych wykonanych przez Instytut Kształtowania Środowiska w Poznaniu dla trzech serii pomiarowych: Listopad 1981, Maj 1982 i Październik 1982 [13]. W każdej serii pobierano próbki wody z czterech wykonanych piezometrów określając wartości stężeń dla wybranych wskaźników zanieczyszczeń (Cmax m), w tym analizowanych w pracy siarczanów. Dokonano także pomiaru stężeń początkowych tych wskaźników (Co), w tym siarczanów w lagunie 4. Wykorzystując obliczone i pomierzone wartości stężeń, w tab. 4 podano także obliczone wartości przyjętego parametru (∆C*max) (jako różnice tych stężeń) dla wybranych siarczanów (z przypisanym do tych wartości górnym indeksem 3 – patrz wyjaśnienia pod tab. 4).

Interpretując podane w tab. 4 wartości parametru (∆C*max) można mówić o stopniowym zmniejszaniu się tych wartości, począwszy od pierwszej serii: Listopad 1981 (jako wartość największa) do serii ostatniej: Październik 1982 (jako wartość najmniejsza). Podobną tendencję można także zauważyć dla zmniejszających się w czasie wartości różnic stężeń (∆C*max) pomiędzy poszczególnymi seriami pomiarowymi w odpowiadających sobie przekrojach pomiarowych. Na podstawie obliczonych wartości różnic stężeń (∆C*max) można więc mówić o największej pojemności adsorpcyjnej ziaren gruntu w pierwszej serii pomiarowej (Listopad 1981) w stosunku do najmniejszej pojemności w serii ostatniej (Październik 1982). Tą prawidłowość potwierdzają także najmniejsze pomierzone wartości stężeń (C*max m) dla serii Listopad 1981 i największe pomierzone wartości dla serii Październik 1982. Jak wynika również z tab. 4 wartości pomierzonych stężeń (C*max m) w trzech seriach pomiarowych są mniejsze od wartości stężeń obliczonych (C*max c) dla analizowanych siarczanów. Stwarza to większy margines błędu przewidywania (symulacji) obliczanych wartości stężeń na podstawie przyjętego w pracy równania transportu (1). W przeciwnym razie zastosowanie równania (1) do obliczania stężeń zanieczyszczeń (C*max c) w wybranym gruncie byłoby bardzo wątpliwe.

Graficzne wyniki bezwymiarowych wartości różnic stężeń (∆C*max) dla siarczanów są podane poniżej na rys. 1 (odpowiednio w kolorach: czerwonym dla serii: Listopad 1981 [1], niebieskim dla serii: Maj 1982 [2] oraz zielonym dla serii: Październik 1982 [3]).

Wnioski końcowe

1. Uzyskane w badaniach wyniki wartości trzech analizowanych w pracy parametrów (Ra, u*x = ux/Ra oraz ∆C*max) charakteryzujących pojemność adsorpcyjną gruntu wskazują na stopniowy spadek pojemności adsorpcyjnej dla przyjętego gruntu piaszczystego. Stopniowe zmniejszanie się liczbowych wartości parametrów (Ra oraz C*max) oraz stopniowy wzrost liczbowych wartości parametru (u*x = ux/Ra) potwierdzają spadek tej pojemności gruntu.

2. Z praktycznego punktu widzenia można stwierdzić, że wykazana spadkowa tendencja pojemności adsorpcyjnej gruntu będzie również wpływać na stopniowe zmniejszanie się czystości wody gruntowej w analizowanym okresie czasu (co było jednym z dwóch głównych celów pracy). O takim zmniejszaniu czystości wody gruntowej świadczy wzrost wartości stężeń pomierzonych (C*max m) w następujących po sobie trzech seriach pomiarowych i w odpowiadających sobie piezometrach (tab. 4).

Fig. 1.
Dimensional differences (∆C*max) between the calculated (C*max c) and measured (C*max m) concentration values for sulfates in the analyzed measurement series [1, 2, 3]

3. Stąd, należy stwierdzić, że uzyskane w pracy wyniki badań mogą być pomocne w praktyce, w odniesieniu zarówno do instytucji jak i do indywidualnych osób zajmujących się badaniem czystości wody gruntowej, w aspekcie jej wykorzystywania dla różnych celów. Obok wielu zagrożeń typu rolniczego bądź przemysłowego wpływających na czystość wody gruntowej musimy również uwzględniać inne czynniki wpływające na tą czystość [11, 19]. Takim czynnikiem jest malejącą w czasie pojemność adsorpcyjna gruntu, która każdorazowo wpływa na zmniejszanie się czystości wody gruntowej. Zależność czystości wody od pojemności adsorpcyjnej gruntu wykazano w pracy na podstawie analizy przyjętych trzech parametrów charakteryzujących pojemność adsorpcyjną gruntu dla trzech analizowanych serii pomiarowych. Zmniejszająca się w czasie czystość wody pobieranej zarówno z istniejących, jak i planowanych ujęć będzie szczególnie ważna w przypadku jej wykorzystywania do spożycia przez ludzi (jako woda pitna). Ważność ta wynika bowiem z konieczności stosowania wraz z upływem czasu coraz bardziej zaawansowanych a tym samym kosztownych procesów uzdatniania takiej wody (w stacjach uzdatniania wody).

Przy czym należy zauważyć, że wszystkie podane powyżej wyniki badań oraz wnioski odniesiono do analizowanych w pracy: wybranych zanieczyszczeń (siarczany), wybranego gruntu (strefy agro-klimatycznej), około jednorocznego okresu czasu przepływu oraz dostępnego źródła wypływu zanieczyszczeń do badanego gruntu [13]. Przeniesienie powyższych wniosków na inne: zanieczyszczenia (z innych ferm), grunty (strefy agro – klimatyczne) oraz okresy czasu przepływu zanieczyszczeń byłoby wysoce wątpliwe. Każdy inny przypadek wypływu zanieczyszczeń do gruntu wiąże się bowiem z koniecznością uzyskania innych wartości stężeń obliczonych (wykorzystując program “PCCS – 2.1”) oraz pomierzonych w terenie (in situ).

B I B L I O G R A F I A

[1] Aniszewski A., Mathematical modeling and practical verification of groundwater and contaminant transport in the chosen natural aquifer, Acta Geophysica, 57 (2009) 435- 453, DOI: 10.2478/s11600-008-4

[2] Aniszewski A., Description and verification of the contaminat transport models in groundwater (theory and practice), Archives of Environmental Protection, 39 (2013) 3-21, DOI: 10.2478/aep-2013-0021

[3] Aniszewski A., Adsorption capacity of chosen sandy ground with respect to contaminats relocating with groundwater, Archives of Environmental Protection, 43 (2017) 27-33, DOI: 1515/aep-2017-0008

[4] Aniszewski A., Analiza wpływu procesu adsorpcji na czystość wody gruntowej na przykładzie wybranego obiektu w Województwie Zachodniopomorskim, Instal 12 (2018) 44-47

[5] Chalfen M., Wpływ niedokładności wyznaczenia stałych dyspersji hydrodynamicznej na przestrzenno – czasowy rozkład zanieczyszczeń w ośrodku gruntowym, Infrastruktura i ekologia terenów wiejskich, Polska Akademia Nauk, Oddział w Krakowie, 3/ III/2012 (2012) 167-179, Komisja Technicznej Infrastruktury Wsi

[6] Chiang W.-H., 3D-Groundwater modeling with PMWIN. A simulation system for modeling groundwater flow and pollution, Springer- Verlag, Heidelberg-New York, 2005

[7] Fang Y., Wilkins M. J., Yabusaki S. B., Lipton M. S., Long PH. E., Evaluation of a GenomeScale In Silico Metabolic Model for Geobacter metallireducens by Using Proteomic Data from a Field Biostimulation Experiment, Applied and Environmental Microbiology, 78 (2012) 8735-8742

[8] Kolditz O., Görke OU-J., Shao H., Wang W., Bauer S., Thermo-Hydro-Mechanical Processes in Fractured Porous Media: Modelling and Benchmarking, Benchmarking Initiatives, Earth Sciences & Geography Geology, Terrestrial Environmental Sciences, Springer, Verlag, Berlin-Heidelberg-New York, 2016

[9] Kowal A-L., Adamski W., Bartoszewski W. K., Biłyk A., Dziubek M., Kowalski T., Mackiewicz J. K., Majewska-Nowak J. K., Szetela R., Świderska-Bróż M., Odnowa wody. Podstawy teoretyczne procesów, Wydawnictwo Politechniki Wrocławskiej, Wrocław, 1990

[10] Morway E. D., Niswonger R. CH., Langevin CH. D., Bailey R. W., Healy R. W., Modeling variably saturated multispecies reactive groundwater solute transport with MODFLOW-UZF and RT3D, Ground Water, 51 (2013) 237-251, DOI: 10.1111/j.1745-6584.2012.00971.x

[11] Rak J. R., Boryczko K., Metoda oceny zagrożenia ujęć wód podziemnych, Instal 5 (2013) 64-66

[12] Seidel-Morgenstern A., Experimental determination of single solute and competitive adsorption isotherms, Journal Chromatography, A 1037 (2004) 255-272

[13] Szczecin., Wyniki analiz fizykochemicznych i bakteriologicznych pobieranych próbek wody oraz techniczna dokumentacja badań gruntu dla obiektu: ferma trzody chlewnej „Redło” w Redle koło Świdwina w województwie Zachodniopomorskim, Instytut Kształtowania Środowiska w Poznaniu i Biuro Projektowe “Geoprojekt” w Szczecinie, rękopis, (1982) 1-33

[14] Szymański K., Janowska B., Migration of pollutants in porous soil environment, Archives of Environmental Protection, 42 (2016) 87-95

[15] Szymkiewicz R., Numerical modelling in open channel hydraulics, Water Science & Technology Library, 83 (2010) Springer, Dordrecht, DOI: 10.1007/978-90-481-3674-2

[16] Taniguchi M.,I. M. Holman M., Groundwater response to changing climate. CRC Press, 2010

[17] Zhang Z., Fang Y., A three-dimensional model coupled mechanical consolidation and contaminant transport, Journal of Residuals Science and Technology, 13 (2016) 121-133

[18] Zheng CH., Wang P. P., MT3DMS: A modular transport three-dimensional multispecies transport model for simulation of advection, dispersion, and chemical reactions of contaminants in groundwater systems; Documentation and user’s guide, Depart. of Geol. Sci., University of Alabama, Tuscaloosa, AL 35487, Contract Reports SERDP-99-1, 1996

[19] Zimoch I., Mulik B., Parafińska K., Strefy ochrony ujęć wód podziemnych jako element systemu bezpieczeństwa, Instal 12 (2015) 75-78