Woda do picia powinna charakteryzować się możliwie stałą temperaturą w przedziale od 5 do 15oC (optymalnie od 8 do 12°C). Wysokie zawartości azotanów i azotynów są szczególnie szkodliwe dla niemowląt, u których wywołać mogą sini-cę (methemoglobinemię). Ograniczenia substancji śladowych – metali ciężkich (arsenu, ołowiu, kadmu, chromu, rtęci, selenu, miedzi, cynku) oraz węglowodorów policyklicznych aromatycznych ustalono ze względu na ich wysoką toksyczność i kancerogenność. Do substancji szkodliwych dla zdrowia zalicza się również siar-kowodór, oleje mineralne, fenole, detergenty, chlorowcowe węglowodory i środki ochrony roślin, głównie organiczne związki chloru.
Wody „zredukowane” wymagają najczęściej uzdatniania. Rozpuszczone jony Fe2+ wywołują smak atramentowy. W obecności utleniacza jony Fe2+ zostają utlenione do jonów Fe3+, które wywołują mętność wody albo wytrącają się jako
wodorotlenek żelazowy Fe(OH)3 tworząc kłaczkowaty osad. Odnosi się to również do manganu. Niepożądane są substancje organiczne w wyższych stężeniach.
Ze względów higienicznych woda zdatna do picia powinna spełniać następujące warunki:
− w 100 cm3 wody nie mogą znajdować się bakterie typu coli (okrężnicy);
− w 100 cm3 wody nie może znajdować się Escherichia coli (typu fekalnego),
− liczba kolonii bakterii na agarze odżywczym po 48 godz. w temperaturze 37°C nie może przekraczać 50 w 1 cm3 wody;
− liczba kolonii bakterii na agarze odżywczym po 72 godz. w temperaturze 22°C nie może przekraczać 100 w 1 cm3 wody.
Woda z urządzeń wodnych na potrzeby własne gospodarstw domowych nie powinna zawierać więcej niż 10 bakterii grupy coli na 100 cm3, a liczba kolonii bakterii na agarze odżywczym po 24 godzinach w temperaturze 37°C nie może przekraczać 100 w 1 cm3 wody.
Wskaźnikiem czystości bakteriologicznej jest miano coli wyrażające liczbę
cen-tymetrów sześciennych wody, na jaką przypada 1 bakteria typu coli (okrężnicy).
Na zagrożenie wody dla zdrowia wskazywać może wysoka zawartość rozpusz-czonych substancji organicznych, jak również zredukowane związki azotu (amo-niak, azotyny) jako produkty rozkładu substancji organicznej. Szczegółowe wyma-gania dla wody do spożycia podano w tabeli 17.
Ze względów technicznych, w szczególności dla ochrony sieci wodociągowej, woda nie powinna być agresywna w stosunku do metali i betonu (korozja), jak również tworzyć osadów (odłogów), które odkładając się w przewodach zmniej-szają ich przekrój przepływu. Jako agresywne zgodnie z normą PN-61/B-06253 uznaje się wody o właściwościach podanych w tabeli 18.
Tabela 18 Agresywność środowiska wodnego w stosunku do betonu
Stopień agresywności Czynnik agresywności pH twardość węglanowa [mg CaCO3 /dm3] agresywny CO2 [mg/dm3] siarczany SO42− [mg/dm3] magnez Mg2+ Nieagresywne > 6,0 ≥ 190 ≤ 4 ≤ 250 ≤ 1000 Słabo agresywne ≥ 6,0 ≥ 45 ≤ 20 ≤ 500 ≤ 2000 Silnie agresywne < 6,0 < 45 > 20 > 500 > 2000
Rozdział 2. Hydrogeologia ogólna 125 ¾ 2.8.4.1. Woda do celów rolniczych
W rolnictwie woda zużywana jest do nawodnienia gleb oraz do zaopatrze- nia zwierząt. Do nawodnienia stosowane być mogą wody zawierające do 1 g NaCl/dm3, przy zawartości powyżej 3 g/dm3 woda jest nieużyteczna. Ilość sodu w stosunku do pozostałych kationów nie powinna przekraczać 30 do 50% mval. Zawartość chlorków i siarczanów powinna być możliwie niska. Zawartość boru w zależności od rośliny nie może przekraczać 1–3 mg/dm3.
Woda do pojenia zwierząt nie może zawierać chorobotwórczych zarodników, pasożytów i bakterii. Zawartość soli nie powinna przekraczać 5 g/dm3, przy czym dla różnych gatunków zwierząt zawartość dopuszczalna soli jest zróżnicowana.
¾ 2.8.5. Antropogeniczne zanieczyszczenia i zagrożenia
wód podziemnych
Gospodarcza działalność człowieka wpływać może na zmiany chemiczne i bak-teriologiczne wody podziemnej oraz na jej temperaturę. Antropogeniczne zagroże-nia, np. na terenie osiedli i zakładów przemysłowych występują najczęściej "punk-towo". Emitowane przez przemysł do atmosfery gazy i pyły powracają na po-wierzchnię Ziemi, skąd wypłukiwane są w części przez opady atmosferyczne do wód podziemnych. Ze względu na zasięg – zanieczyszczenia te mają charakter obszarowy. Elektrownia spalająca np. 20 tys. t węgla na dobę (elektrownia wielko-ści turoszowskiej) emituje do atmosfery 680 t dwutlenku siarki i 200 t tlenków azotu. Gdyby przyjąć, że wyemitowany dwutlenek siarki (SO2) powraca z opadami na powierzchnię 1000 km2 w postaci kwasu siarkowego, to stężenie infiltrującej do strefy saturacji wody wynosiłoby 10 mg H2SO4/dm3.
Obszarowy charakter zanieczyszczenia wód podziemnych wywołuje również chemizacja rolnictwa, w szczególności stosowanie nawozów mineralnych i gnojo-wicy oraz środków ochrony roślin.
Specjalne problemy występują na terenach składowania odpadów komunalnych i przemysłowych, przesączania olejów mineralnych i substancji radioaktywnych. Zakres zagrożenia wód podziemnych zależy od rodzaju i wielkości źródła zanie-czyszczenia, od zdolności oczyszczającej miejscowych gleb i skał, od użytkowania terenu (pokrycia roślinnością) oraz od czasu przebywania zanieczyszczenia w wo-dzie powo-dziemnej.
Z uwagi na eliminację szkodliwych substancji wyróżnić można 4 przypadki:
− Transport masy bez oddziaływania z ośrodkiem skalnym. Zmniejszenie koncen-tracji zanieczyszczeń następuje tylko wskutek dyspersji lub rozcieńczania.
− Adsorpcja i wymiana jonowa. Ilość masy zatrzymywanej przez podłoże skalne jest ograniczona i zależy od zdolności sorbcyjnej skał oraz rodzaju substancji.
Przy stałej dostawie substancji w pierwszym okresie może ona być adsorbo-wana przez cząsteczki gruntu aż do wypełnienia jego pojemności sorpcyjnej. W dalszym okresie substancja transportowana jest bez oddziaływania z fazą stałą. Pojemność wymiany jonowej gruntów i gleb zależy głównie od obecno-ści minerałów ilastych (5 do 100 mval/100 g) i substancji organicznej (100 do 300 mval/100 g). Dużą rolę w procesie wymiany jonowej odgrywa odczyn pH. Część substancji, która dostała się do gleby i została w niej zatrzymana, pobie-rana jest następnie przez rośliny i wędrując łańcuchami troficznymi odkłada się w kolejnych ich ogniwach. Dotyczy to również substancji szkodliwych dla zdrowia zwierząt i ludzi.
− Wytrącanie się substancji. Rozpuszczone substancje (żelazo, mangan, fosfora-ny) mogą w podłożu skalnym przejść w formy nierozpuszczalne. Ponowne uruchomienie ich może nastąpić w wyniku zmiany odczynu pH lub potencjału redukcyjno-oksydacyjnego.
− Rozkład substancji do związków nieszkodliwych. Wiele połączeń organicz-nych w warunkach tlenowych (O2, NO3−) zostaje przez bakterie rozłożone na związki proste – dwutlenek węgla, wodę, azot i inne. W warunkach beztleno-wych następuje w wyniku fermentacji częściowy rozkład, przy czym produkty rozkładu mogą być również szkodliwe (metan, amoniak i inne).
¾ 2.8.5.1. Zanieczyszczanie wód podziemnych przez rolnictwo
O ile wpływ przemysłu na degradację środowiska przyrodniczego jest na ogół dobrze znany, to świadomość społeczna odnośnie wpływu rolnictwa na środowisko przyrodnicze jest słaba. Współczesne rolnictwo dysponuje wieloma środkami che-micznymi, które niewłaściwie stosowane lub w nadmiernych ilościach i o złej ja-kości prowadzą do degradacji gleb, wód powierzchniowych i podziemnych, a wprowadzone do obiegu pokarmowego szkodliwie oddziałują na zdrowie ludz-kie. Z uwagi na zanieczyszczenie wód podziemnych szczególne znaczenie przypi-sać należy nawozom mineralnym, zwłaszcza azotowym, środkom ochrony roślin (pestycydy) i gnojowicy.
Obecność azotu w wodzie pitnej ma zawsze ujemny wpływ na zdrowie ludzi. Zawartość azotanów powyżej 10 mg
3 NO
N /dm3 lub azotynów powyżej 0,01 mg
2 NO
N /dm3 może spowodować sinicę, zwłaszcza u niemowląt. Pod wpływem drobnoustrojów azotany redukowane są do azotynów powodujących przechodzenie hemoglobiny w methemoglobinę, zawierającą trójwartościowe żelazo bez zdolno-ści przenoszenia tlenu. Badania H. Halla (1979) wykazały, że azotyny w przewo-dzie pokarmowym człowieka mogą przejść w nitrozoaminy, posiadające właściwo-ści rakogenne.
Rozdział 2. Hydrogeologia ogólna 127 Badania wykazały, że ilość azotu wymywanego do wód podziemnych zależy od szeregu czynników, m.in. od rodzaju gleby, wysokości dawki i jakości nawozu, zawartości humusu w glebie, roślinności, rozkładu opadów. Ogólnie można stwier-dzić, że wymywanie jest tym większe, im lżejsza i uboższa w humus jest gleba, im większa jest dawka nawozowa oraz im uboższa jest roślinność.
Badania S. Kostrzewy i H. Szymańskiej (1979) na glebach średnio zwięzłych wykazały, że stężenie azotu w wodzie odpływu drenarskiego z pól nawożonych mocznikiem kilkakrotnie przekracza dopuszczalne wartości dla wody pitnej (tab. 17). Uwzględniając podane w tabeli 19 średnie stężenia azotanów i ilości odpływu wyliczyć można, że ilość azotu wypłukiwanego z profilu glebowego w formie azotanów dochodzi do 75 kg
3 NO
N /(ha·rok).
Istotne zmniejszenie nawożenia po roku 1990 (rys. 2.52) w dłuższym horyzon-cie czasowym skutkować będzie zmniejszeniem związków azotu i fosforu w wo-dach podziemnych.
Zużycie nawozów sztucznych w kg na 1 ha użytków rolnych w latach gospodarczych 1969/70–2004/05
Tabela 19 Zawartość związków azotu w odpływie drenarskim z pól nawożonych nawozami
mineralnymi przez okres 1 roku [50]
Substancja Pole nawozów Dawka
[kg N/ha]
Zawartość azotu N w odpływie drenarskim [mg/dm3] maks. średnia 1 2 3 4 5 1 138 0,68 0,13 Amoniak 4 NH N 2 125 0,98 0,12 1 276 1,55 0,15 2 250 1,08 0,20 1 138 0,012 0,005 Azotyny 2 NO N 2 125 0,036 0,010 1 2 276 250 0,035 0,058 0,012 0,011 1 138 19,2 13,7 Azotany 3 NO N 2 125 64,8 39,1 1 276 32,4 16,9 2 250 74,0 50,4 Odpływ roczny 1 – 1069 895 [m3/(ha ⋅ rok)] 2 – 1795 1509
W tabeli 20 podano bilans azotu dla czterech rodzajów gleb nawożonych niską i wysoką dawką nawozów azotowych [71]. Wyniki wskazują, że znaczna część azo-tu wprowadzonego do gleby zostaje w niej zatrzymana w substancji organicznej. Straty są względnie niskie, największe w glebie piaszczystej i wzrastają ze wzro-stem nawożenia.
Najbardziej niekorzystne warunki ze względu na zanieczyszczenie azotanami wy-stępują w płytkich warstwach wodonośnych, stanowiących często źródło zaopatrze-nia w wodę w indywidualnych gospodarstwach wiejskich. Znane są przypadki wy-stępowania dużych ilości azotanów w wodach wodociągów komunalnych.
Celem zmniejszenia wpływu nawożenia na zanieczyszczenie wód podziemnych związkami azotu należałoby stosować nawozy wolno rozpuszczające się w kilku dawkach w ciągu okresu wegetacyjnego, tak aby ich stężenie w glebie w strefie korzeniowej odpowiadało zapotrzebowaniu roślin. Istotne znaczenie w procesie przeprowadzania nieorganicznego azotu w nieruchomy azot organiczny, wchodzą-cy w skład tkanek mikroorganizmów, ma obecność w glebie biologicznie związa-nego węgla. Stwierdzono, że jeżeli stosunek węgla do azotu jest wysoki (C:N> 25), następuje unieruchomienie azotu w glebie.
Rozdział 2. Hydrogeologia ogólna 129 Stan chemicznej ochrony roślin z punktu widzenia ochrony środowiska i zdro-wia człowieka uznać należy za niedostateczny. Nieselektywne pestycydy niszczą oprócz organizmów szkodliwych również wiele innych. Toksyczne związki dostają się w obieg materii i odkładają się w kolejnych ogniwach łańcucha troficznego. Jeśli ponadto uwzględnimy, że chlorowane węglowodory kumulują się w organach człowieka, to środkom tym należy przypisać większe znaczenie toksyczne, niż wynikałoby to z ich stężenia w środowisku. Pestycydy lub toksyczne produkty ich rozkładu stwierdzono w wodach podziemnych, zwłaszcza na terenach intensywnej uprawy sadów i winorośli [90].
Tabela 20 Bilans azotu nawozowego (kg N/ha) gleby w okresie trzech lat z płodozmianem:
kukurydza, pszenica ozima, buraki cukrowe [71] Wysokość
nawoże-nia (suma 3 lat)
Nawożenie 388
Nawożenie wysokie 620
piasek less glina ił piasek less glina ił
Pobór przez rośliny 191 243 245 256 340 395 408 402
Wymycie z gleby 11,4 1,6 3,8 2,5 29,4 9,0 21,2 17,0
Pozostałość w glebie 169,3 127,7 107,3 129,0 173,7 163,2 135,2 156,6
Straty gazowe 16,3 15,7 31,9 0,5 66,9 52,8 55,6 44,4
¾ 2.8.5.2. Zanieczyszczenia wód podziemnych przez odpady
komunalne i przemysłowe
Skoncentrowanie odpadów na składowiskach stanowi ze względu na wzrasta-jącą ich ilość trudny problem w ochronie środowiska. Na terenach składowania odpadów komunalnych wypłukiwane substancje dostać się mogą do wód podziem-nych, w których w wyniku mikrobiologicznego rozkładu powstają warunki, jak w naturalnie zredukowanych wodach: zanika tlen i azotany, a w pewnych warunkach również siarczany, pojawiają się natomiast amon, azotyny, siarkowodór oraz wzra-sta twardość i stężenie jonów wodorowęglanowych. Obciążenia organiczne w dro-dze naturalnego samooczyszczenia mogą być z warstwy wodonośnej usunięte. Przebieg procesu samooczyszczenia, a więc w konsekwencji przestrzeń warstwy zanieczyszczonej, zależy od rodzaju i ilości zanieczyszczeń, powierzchni właści-wej ośrodka skalnego i od wymiany gazowłaści-wej (dostarczenie tlenu, odprowadzenie CO2). Zanieczyszczenia nieorganiczne (chlorki, siarczany, alkalia), jak również twardość wody nie są w warstwie wodonośnej redukowane.
W tym aspekcie szczególną uwagę przypisywać należy składowiskom odpadów przemysłowych, energetyki, hutnictwa, przemysłu chemicznego. Rozpuszczone i wpłukiwane do warstw wodonośnych substancje nieorganiczne, w szczególności ich aniony, nie są z roztworu usuwane wskutek sorpcji. Zmniejszanie stężenia
zachodzi tylko dzięki dyspersji (mechanicznej i chemicznej) i rozcieńczeniu. Schemat rozchodzenia się zanieczyszczenia w warstwie wodonośnej przedstawiono na rysunku 2.53.
Rys. 2.53. Schemat migracji zanieczyszczeń w strumieniu wód podziemnych
Szczegółowe wymagania dotyczące lokalizacji, budowy, eksploatacji i za-mknięcia, jakim powinny odpowiadać poszczególne typy składowisk odpadów, reguluje rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 marca 2003 r. (Dz.U.2003.61.549). Zgodnie z rozporządzeniem – składowiska odpadów niebez-piecznych oraz odpadów innych niż obojętne nie mogą być lokalizowane m.in. w strefach zasilania głównych i użytkowych zbiorników wód podziemnych (GZWP, UZWP), w dolinach rzek, w pobliżu zbiorników wód śródlądowych, na terenach źródliskowych, bagiennych i podmokłych. Zasady monitoringu składowisk odpa-dów określa rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 grudnia 2002 r. (Dz.U.2002.220.1858).
¾ 2.8.5.3. Wpływ eksploatacji wód podziemnych na ich jakość
Zmiany jakości wód podziemnych w wyniku ich eksploatacji w odniesieniu do ich stanu naturalnego (niezaburzonego eksploatacją) mogą zachodzić wskutek:
− dopływu do eksploatowanej warstwy wody zmineralizowanej lub zredukowa-nej z głębiej zalegających warstw wodonośnych;
− napływu do ujęcia wody morskiej (rys. 2.54);
− zasilania warstwy wodonośnej wodą powierzchniową przez infiltrację (rys. 2.55);
− dopływu wody antropogenicznie zanieczyszczonej;
Rozdział 2. Hydrogeologia ogólna 131 Przyczyną pierwszych trzech przypadków jest ogólnie biorąc zmiana warunków hydrodynamicznych (np. ciśnienia, poziomu wód gruntowych) w warstwie, z któ-rej pobierana jest woda.
Rys. 2.54. Schemat rozmieszczenia wód słodkich i słonych w rejonie wybrzeża morskiego: a – ograniczona eksploatacja studni; b – nadmierna eksploatacja studni
Rys. 2.55. Związek wód podziemnych i powierzchniowych: a – w stanie naturalnym, b – w czasie
eksploatacji ujęcia brzegowego
Przy piętrowej budowie podłoża między poszczególnymi warstwami wodono-śnymi istnieć może kontakt hydrauliczny poprzez półprzepuszczalne warstwy
izo-lujące lub wskutek ich nieciągłości. Sytuację hydrodynamiczną w stanie niezabu-rzonym i w czasie eksploatacji przedstawiono na rysunku 2.56. Przykładem zmian chemizmu wody wskutek eksploatacji może być ujęcie założone w warstwie wa-pienia muszlowego (rys. 2.57, tab. 21). W wyniku wzrostu twardości do około 1500 mg CaCO3/dm3 (77° n) musiano zaniechać eksploatacji ujęcia.
Rys. 2.56. Kontakt hydrauliczny między dwoma warstwami wodonośnymi: a – w warunkach naturalnych, b – w czasie eksploatacji ujęcia
Tabela 21 Zmiany jakości wody w wyniku eksploatacji ujęcia wody z wapienia muszlowego
(mval/dm3)
Data 1953–01–29 1956–07–25 1961–10–03
Chlorki Cl– 0,73 1,4 2,7
Twardość ogólna mg CaCO3 /dm3 440 895 1370
Wodorowęglany HCO3− 6,0 7,4 8,0
Zmiana potencjału oksydoredukcyjnego może spowodować uruchomienie związków występujących w formie nierozpuszczalnej. Dotyczy to np. żelaza i manganu, które w warunkach utlenienia występują jako żelazo trójwartościowe, nierozpuszczalne w wodzie. Przykładem gwałtownych zmian jakości wody może być katastrofa żelazowo-manganowa ujęcia wód podziemnych we Wrocławiu w 1906 roku. Nowe ujęcie wody dla Wrocławia, usytuowane w dolinie rzek Odry i
Rozdział 2. Hydrogeologia ogólna 133 Oławy, składające się z 313 studni oddane zostało do eksploatacji w 1905 roku. Piasz-czysto-żwirowa warstwa wodonośna miąż-szości 8–12 m przykryta jest od powierzchni słabo przepuszczalną, nieciągłą warstwą mad gliniastych. W wyniku niskich opadów at-mosferycznych i wysokiej eksploatacji ujęcia (33 700 m3/d) zwierciadło wód gruntowych stale się obniżało i w marcu 1906 r. było o 8– 9 m niższe od stanu normalnego. Wskutek niewielkiej powodzi w marcu 1906 r. teren ujęcia został zatopiony i w ciągu 1 doby za-wartość żelaza w studniach zbiorczych gwał-townie wzrosła z 9 do 101 mg Fe/dm3 w studni I oraz z 18 do 80 mg Fe/dm3 w studni II. W pojedynczych studniach notowano do 400 mg Fe/dm3 i 200 mg Mn/dm3. W tej sy-tuacji całe ujęcie musiano wyłączyć z eksplo-atacji. Podobna sytuacja powtórzyła się we wrześniu 1906 r., kiedy również w czasie powodzi zawartość żelaza w wodzie ze studni zbiorczej I dochodziła do 140 mg Fe/dm3 (rys. 2.58).
Opisaną sytuację tłumaczyć można tym, że w naturalnych warunkach przy wy-sokim poziomie wody gruntowej żelazo i mangan, występujące w dużych ilościach w warstwie mad gliniastych w formie nierozpuszczalnej, głównie jako siarczki i tlenki żelaza oraz manganu, wskutek obniżenia poziomu wód gruntowych i róż-nych reakcji utleniających w obecności siarkowodoru i dwutlenku węgla przecho-dzą w rozpuszczalne formy żelaza i manganu, które wpłukiwane mogą być do war-stwy wodonośnej przez infiltrujące opady lub jak w wypadku ujęcia wrocławskie-go w okresie intensywnej infiltracji wody na zalanym w czasie powodzi terenie ujęcia.
Podobny proces zaobserwowano na Centralnym Ujęciu Wody w Zawadzie koło Zielonej Góry, zlokalizowanym na tarasie zalewowym Odry, uruchomionym w 1966 roku. Ujęcie składa się z 22 studni rozmieszczonych w barierze w rozstawie 100 m. Wydajność eksploatacyjna wynosi do 16 tys. M3/d, a wydajność poszcze-gólnych studni 60 do 120 m3/h przy depresjach eksploatacyjnych Se = 2,5-3,0 m. Na początku okresu eksploatacji zawartość żelaza ogólnego odpowiadała warun-kom wody do picia (Fe≤0,5 mg/dm3) a tylko w niektórych studniach zanotowano do 1,2 mg/dm3. Po około półtorarocznej eksploatacji od 1968 roku zawartość żelaza wzrastała i w maju 1970 r. w studni zbiorczej dochodziła do 16 mg Fe/dm3,
Rys. 2.57. Profil litologiczny ujęcia wody z wapienia muszlowego
a manganu do 0,69 mg Mn/dm3. Do lipca 1971 roku zawartość żelaza i manganu zwiększyła się odpowiednio do 34 i 0,8 mg/dm3, osiągając okresami 140 mg Fe/dm3.
Rys. 2.58. Zmiany zawartości żelaza w ujęciu wody dla Wrocławia [64]