MINIMIERUNG SEDIMENTBÜRTIGER … · Der Zeitplan zeigt die im Projekt durchgeführten Arbeiten,...
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Fakultät Forst-, Geo- und Hydrowissenschaften Fachrichtung Wasserwesen Institut für Siedlungs- und Industriewasserwirtschaft, Professur Wasserversorgung MINIMIERUNG SEDIMENTBÜRTIGER GÜTEBEEINTRÄCHTIGUNGEN DURCH MODELLGESTÜTZTEN ROHRNETZBETRIEB TEILPROJEKT 2: ENTWICKLUNG EINES TRANSPORTMODELLS FÜR AMORPHE VERBINDUNGEN Abschlussbericht zum Forschungsvorhaben 02 WT 0619 des Bundesministeriums für Bildung und Forschung Technische Universität Dresden Institut für Siedlungs- und Industriewasserwirtschaft Professur Wasserversorgung 01062 Dresden Projektleiter: Prof. Dr.-Ing. Wolfgang Uhl Bearbeiter: Dipl.-Ing. Klaus Ripl Dipl.-Ing. Cornelia Zarbock Autoren: Dipl.-Ing. Klaus Ripl Prof. Dr.-Ing. Wolfgang Uhl Dresden, 25. Februar 2010
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Fakultät Forst-, Geo- und Hydrowissenschaften Fachrichtung Wasserwesen
Institut für Siedlungs- und Industriewasserwirtschaft, Professur Wasserversorgung
MINIMIERUNG SEDIMENTBÜRTIGER GÜTEBEEINTRÄCHTIGUNGEN DURCH MODELLGESTÜTZTEN ROHRNETZBETRIEB
TEILPROJEKT 2:
ENTWICKLUNG EINES TRANSPORTMODELLS FÜR AMORPHE VERBINDUNGEN
Abschlussbericht zum Forschungsvorhaben 02 WT 0619 des Bundesministeriums für Bildung und Forschung
Technische Universität Dresden Institut für Siedlungs- und Industriewasserwirtschaft Professur Wasserversorgung 01062 Dresden
Projektleiter: Prof. Dr.-Ing. Wolfgang Uhl
Bearbeiter: Dipl.-Ing. Klaus Ripl Dipl.-Ing. Cornelia Zarbock
Autoren: Dipl.-Ing. Klaus Ripl Prof. Dr.-Ing. Wolfgang Uhl
Dresden, 25. Februar 2010
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Das diesem Bericht zugrunde liegende Vorhaben wurde mit Mitteln des
Bundesministeriums für Bildung und Forschung unter dem Förderkennzeichen
02WT0619 gefördert. Die Verantwortung für den Inhalt dieser Veröffentlichung liegt
beim Autor.
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Inhalt
1 AUFGABENSTELLUNG......................................................................................................................7
2 ABLAUF DES VORHABENS ..............................................................................................................8
3 VORAUSSETZUNGEN DER VORHABENSDURCHFÜHRUNG......................................................10
4 WISSENSCHAFTLICHER UND TECHNISCHER STAND................................................................11
5 ZUSAMMENARBEIT MIT ANDEREN STELLEN..............................................................................12
6 ZUSAMMENFASSUNG DER ERGEBNISSE....................................................................................13
7 EINGEHENDE DARSTELLUNG DER ERGEBNISSE......................................................................16
7.1 EINLEITUNG....................................................................................................................................16
7.2 PARTIKEL IM TRINKWASSERVERTEILUNGSSYSTEM ............................................................................18
7.3 CHARAKTERISIERUNG VON PARTIKELN.............................................................................................22
7.3.1 Bedeutung der Partikelcharakterisierung.................................................................................22 7.3.2 Stand des Wissens ..................................................................................................................22 7.3.3 Grundlagen ..............................................................................................................................23 7.3.4 Experimenteller Aufbau............................................................................................................25 7.3.5 Versuchsdurchführung.............................................................................................................28 7.3.6 Partikelsysteme........................................................................................................................30 7.3.7 Experimentelle Ergebnisse ......................................................................................................30 7.3.8 Partikeleigenschaften...............................................................................................................33
7.4 UNTERSUCHUNG DES PARTIKELBEWEGUNGSVERHALTENS................................................................43
7.4.1 Untersuchungsziel....................................................................................................................43 7.4.2 Hintergrund ..............................................................................................................................43 7.4.3 Aufbau der Versuchsanlage.....................................................................................................44 7.4.4 Versuche zur Partikelablagerung.............................................................................................48 7.4.5 Versuche zur Resuspendierung von Ablagerungen ................................................................53
7.5 BESTEHENDE MODELLE ZUM PARTIKELTRANSPORT..........................................................................60
7.6 MODELLIERUNG DER PARTIKELBEWEGUNG ......................................................................................63
7.6.1 Ziel der Modellierung der Partikelbewegung............................................................................63 7.6.2 Das Partikelmodell ...................................................................................................................63 7.6.3 CFD-Modellierung des Transportes suspendierter Partikel.....................................................63 7.6.4 Modellierung der Resuspension von Ablagerungen ................................................................73 7.6.5 Die dynamische Wasserqualitätsmodellierung ........................................................................78
7.7 SOFTWARE ZUM PARTIKELTRANSPORT IN TRINKWASSERVERTEILUNGSSYSTEMEN..............................83
7.7.1 Übersicht ..................................................................................................................................83 7.7.2 Datenbehandlung.....................................................................................................................86
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7.7.3 Partikelklassifizierung...............................................................................................................89 7.7.4 Diskretisierung von Raum und Zeit..........................................................................................91 7.7.5 Berechnung von Partikelablagerung und -transport ................................................................93 7.7.6 Berechnung der Partikelmobilisierung .....................................................................................95
7.8 UNTERSUCHUNGEN AN EINEM VERTEILUNGSSYSTEM........................................................................97
7.8.1 Charakterisierung des Systems ...............................................................................................97 7.8.2 Gemessene Ablagerungssituation ........................................................................................ 104 7.8.3 Berechnung der Ablagerungsbildung.................................................................................... 108 7.8.4 Vergleich der Berechnungen mit Netzuntersuchung ............................................................ 118 7.8.5 Bewertung der Ergebnisse.................................................................................................... 121
8 LITERATURVERZEICHNIS............................................................................................................ 123
9 FORMELZEICHEN.......................................................................................................................... 127
10 ABKÜRZUNGEN ............................................................................................................................ 132
11 ANHANG......................................................................................................................................... 133
11.1 DATENBLÄTTER FÜR PARTIKELSYSTEME ....................................................................................... 133
11.2 ANALYTIK .................................................................................................................................... 136
11.2.1 Einzelpartikelzählung ............................................................................................................ 136 11.2.2 Trübungsmessung ................................................................................................................ 138 11.2.3 Größenverteilung Kolloide..................................................................................................... 139 11.2.4 Zetapotential ......................................................................................................................... 139 11.2.5 Bestimmung des Feststoffgehalt........................................................................................... 140 11.2.6 Dichtebestimmung ................................................................................................................ 140
11.3 STATISTISCHE METHODEN ........................................................................................................... 141
11.4 HYDRAULISCHE BEDINGUNGEN IN ROHRLEITUNGEN ...................................................................... 142
11.4.1 Laminare Strömung............................................................................................................... 142 11.4.2 Turbulente Strömung ............................................................................................................ 144
11.5 DIE VERSUCHSANLAGE ZUM PARTIKELTRANSPORT IN ROHRLEITUNGEN.......................................... 147
11.6 EXPERIMENTELLE ERGEBNISSE DES PARTIKELTRANSPORTES ........................................................ 152
11.7 GLEICHUNGSSYSTEM FÜR DIE TRANSPORTMODELLIERUNG SUSPENDIERTER PARTIKEL ................... 154
12 VERWERTBARKEIT DES ERGEBNISSES IM SINNE DES FORTGESCHRIEBENEN VERWERTUNGSPLANS................................................................................................................ 157
13 FORTSCHRITTE AUF DEM GEBIET DES VORHABENS ............................................................ 158
14 ERFOLGTE ODER GEPLANTE VERÖFFENTLICHUNGEN DER ERGEBNISSE....................... 159
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1 Aufgabenstellung
Ziel des Verbundprojektes war die Entwicklung eines Modells zur Simulation der
Bildung, Mobilisierung und Verlagerung von Ablagerungen in Versorgungsnetzen.
Ziel des Teilprojektes 2, dessen Ergebnisse im vorliegenden Bericht vorgestellt
werden, war die Entwicklung eines Transportmodells. Dieses soll den Transport und
die Ablagerung von Partikeln beschreiben. Folgende Arbeitsschritte waren dafür
erforderlich:
Charakterisierung der amorphen Substanzen: Bestimmung von
Partikeleigenschaften, die für die Beschreibung bzw. Modellierung des
Partikelbewegungsverhaltens erforderlich sind
Untersuchung des Partikelbewegungsverhaltens: Entwicklung und Bau
einer Versuchsanlage zur Untersuchung des Bewegungsverhaltens von
Partikeln in Rohrströmungen und experimentelle Untersuchung der
Ablagerungsbildung und Mobilisierung
Entwicklung eines dynamischen Transportmodells: Beschreibung des
Stofftransportes unter Nutzung von in hydraulischen Modellen von
Trinkwasserverteilungssystemen verfügbaren Parametern (Rohrdurchmesser,
Rauheit, Fließgeschwindigkeit, u.a.); Nutzung von CFD-Werkzeugen für fluid-
dynamische Prozesse
Verknüpfung des Transportmodells mit dem hydraulischen Netzmodell
eines Verteilungsnetzes
Anwendung des Transportmodells in diesem Verteilungsnetz
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2 Ablauf des Vorhabens
Der Zeitplan zeigt die im Projekt durchgeführten Arbeiten, gruppiert als
Arbeitsblöcke.
Dezember 2005 – Mai 2006 (Nr. 1)
Aufbau und Inbetriebnahme einer Versuchsanlage im Labormaßstab für
Sedimentationsversuche in ruhender Flüssigkeit zur Bestimmung der
Partikeleigenschaften; Methodenentwicklung; Versuchsdurchführung
Januar 2008 – Dezember 2008 (Nr. 1a)
Durchführung weiterer Sedimentationsversuche, speziell mit Eisenoxidpartikeln aus
einer korrodierenden Stahlleitung
Januar 2006 – September 2006 (Nr. 2)
Aufbau und Inbetriebnahme der Versuchsanlage zur experimentellen Untersuchung
von Transport, Ablagerung und Mobilisierung von Partikeln in Rohrleitungen auf dem
Gelände des Wasserwerks Coschütz („Kreislaufanlage“): Detailplanung,
Materialbeschaffung, Bau der Versuchsanlage bis Juli 2006; Inbetriebnahme und
Einfahrbetrieb mit Optimierung bis September 2006.
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September 2006 – Oktober 2006 (Nr. 3)
Durchführung des Versuchsprogramms zum Partikelbewegungsverhalten an der
Kreislaufanlage
März 2007 – Oktober 2007 (Nr. 3a)
Fortsetzung des Versuchsprogramms zum Partikelbewegungsverhalten an der
Kreislaufanlage
April 2007 – November 2007 (Nr. 4)
Entwicklung und Aufbau einer kleintechnischen Versuchsanlage zur detaillierten
Untersuchung der Mobilisierung von Ablagerungen bestehend aus verschiedenen
Partikelsystemen; Durchführung von Versuchen zur Bestimmung des Einflusses der
Hydraulik auf die Mobilisierung
Dezember 2007 – November 2008 (Nr. 5)
Entwicklung der Modelle zu Transport, Ablagerung und Mobilisierung von Partikeln in
Rohrströmungen, Überprüfung und Kalibrierung mit den experimentellen
Ergebnissen aus der Stahlkreislaufanlage
Januar 2008 – Mai 2009 (Nr. 6)
Übernahme des hydraulischen Netzmodells und der Spüldaten aus dem Teilprojekt 1
für ein Trinkwasserverteilungssystem; Bewertung der hydraulischen Daten und
Auswertung der Spüldaten für den Vergleich mit den Ergebnissen des
Transportmodells
Dezember 2008 – Mai 2009 (Nr. 7)
Programmierung des Transportmodells, Anbindung an STANET, Überprüfung der
Funktionsfähigkeit des Netzmodells mit Netzdaten aus dem Teilnetz 1
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3 Voraussetzungen der Vorhabensdurchführung
Die Trinkwasserverordnung (TRINKWV 2001) schreibt den Wasserversorgern zu, nicht
nur am Wasserwerksausgang sondern ebenso an der Übergabestelle zum Haus
eines jeden Verbrauchers, also z. B. dem Ende der Hausanschlussleitung, die
Trinkwassergrenzwerte einzuhalten. Eine Veränderung der Wasserqualität während
des Transportes in Verteilungssystemen ist daher zu beachten. Es wird zwar bereits
seit längerem diskutiert, inwieweit sich während der Verteilung eine
Gütebeeinträchtigung für Trinkwasser ergibt (z. B. WAGNER, 1993), der Nachweis von
verteilungsbürtigen Problemen beschränkt sich jedoch häufig:
auf Verbraucherbeschwerden aufgrund von Problemen mit der
Wasserqualität, die augenscheinlich im Zusammenhang mit dem Betrieb des
Verteilungssystems auftreten,
auf Spülungen im Netz, die partikuläres Material zu Tage bringen, welches
geeignet ist, die Wasserqualität massiv zu beeinträchtigen und
vereinzelte kontinuierliche Messungen im Netz, die den Einfluss des Betriebes
eines Verteilungssystems auf die Wasserqualität vermuten lassen.
Tritt am Wasserhahn eines Konsumenten Trinkwasser auf, welches nicht der
Trinkwasserverordnung entspricht, muss (rechtlich) geklärt werden, wer für die
eventuell entstandenen Schäden, Gesundheitsrisiken, Gefahrenabwehr usw.
verantwortlich gemacht werden kann. Durch Probennahmen im Verteilungssystem
kann der erforderliche Nachweis nur in sehr begrenztem Maße geführt werden, da
markante Gütebeeinträchtigungen nur sporadisch, scheinbar zufällig und während
eines sehr kurzen Zeitraums von Sekunden oder wenigen Minuten auftreten.
Durch den Deutschen Verein des Gas- und Wasserfaches (DVGW) wurde als
Schlussfolgerung auf eine Umfrage unter deutschen Wasserversorgern 2006 das
Themengebiet „Trinkwasserverteilungssysteme“ auf Platz 1 der relevanten
Wasserforschungsthemen eingeordnet (DVGW RS W 2006/03). Bestandteil ist die
Beeinträchtigung bzw. Entwicklung der Wassergüte in den Netzen.
Die Entwicklung von Modellen bzw. Werkzeugen für die Wassergütemodellierung in
Verteilungssystemen trägt diesem Umstand Rechnung und soll bezüglich des
Einflusses dieser Systeme auf die Wasserqualität eine Hilfe sein.
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4 Wissenschaftlicher und technischer Stand
Die hydraulische Modellierung von Trinkwasserverteilungssystemen ist Stand der
Technik und wird durch Softwarelösungen zahlreicher Anbieter unterstützt, z. B.
STANET und SIR 3S (beides Deutschland, kommerziell), InfoWorks WS
(Großbritannien, kommerziell) und EPANET (USA, frei verfügbar). Im Verbundprojekt
wurde die Software STANET eingesetzt. Die hydraulische Modellierung ist
Grundlage der Wassergütemodellierung in Trinkwasserverteilungssystemen.
Der klassische Ansatz zur Bewertung der Wassergüte in
Trinkwasserverteilungssystemen ist die Berechnung des Wasseralters bzw. der
Aufenthaltszeit des Wassers im System. Diese Parameter korrelieren direkt mit der
Berechnung der hydraulischen Bedingungen.
Da diese Parameter in den meisten Fällen nur für eine erste Einschätzung der zu
erwartenden Wasserqualität geeignet sind, wurden in der Vergangenheit weitere
stationäre Modelle entwickelt, z. B. für die Berechnung der Chlorkonzentration in
Trinkwasserverteilungssystem unter konstanten hydraulischen Bedingungen.
Speziell in den USA wurden nach 1980 große Fortschritte im Bereich der
dynamischen Wasserqualitätsmodellierung gemacht (EPA, 2005), so dass nun
wesentlich diffizilere Fragestellungen zur Entwicklung der Wasserqualität in den
üblicherweise sehr dynamisch betriebenen Verteilungssystemen beantwortet werden
können.
Nachdem die Berechnung der Chlorkonzentration in
Trinkwasserverteilungssystemen in zahlreichen Ländern etabliert ist, wurden auch im
Bereich der mikrobiellen Aktivität in den letzten Jahren Fortschritte gemacht (für
Vergleich siehe BEILKE, 2006), wobei hier aktuell weitere Forschungsarbeiten laufen
(z. B. TECHNEAU, 2007). In den USA werden auch die Forschungsbemühungen
hinsichtlich der Ausbreitung von Kontaminanten verstärkt, insbesondere auch unter
Sicherheitsaspekten.
Zum Thema Trübungsereignisse im Trinkwasserverteilungssystem gibt bzw. gab es
speziell in den Niederlanden (SLAATS et al., 2003), Großbritannien (BOXALL, 2005)
und den USA (FRIEDMAN, 2003, MUTOTI, 2007) Forschungsbemühungen. Das
Verhalten der Partikel wird generell im Zusammenhang mit den hydraulischen
Bedingungen in den einzelnen Leitungen betrachtet.
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5 Zusammenarbeit mit anderen Stellen
Technologiezentrum Wasser, Außenstelle Dresden
Wasserwerkstraße 2
01326 Dresden
Koordination des Verbundprojektes
Durchführung von Netzuntersuchungen (Ablagerungsbildung, vorhandene
Ablagerungen, Mobilisierung und Transport von Partikeln im Netz) und
hydraulische Modellierung sowie Kalibrierung
Arbeitsgruppe Mechanische Verfahrenstechnik, TU Dresden
Institut für Verfahrenstechnik und Umwelttechnik
01062 Dresden
Unterstützung bei Partikelcharakterisierung
Durchführung Analysenarbeiten
Ingenieurbüro Fischer-Uhrig (und externe Dienstleister)
Württembergallee 27
14052 Berlin
Bereitstellung STANET und Dokumentation
Unterstützung bei Anbindung Softwareentwicklung an STANET
DREWAG Stadtwerke Dresden GmbH
Rosenstraße 32
01067 Dresden
Unterstützung bei Betrieb Versuchsanlage (Medien Strom, Wasser, Abwasser,
Sperrmüll) und Sicherheit (Strom, Objektschutz)
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6 Zusammenfassung der Ergebnisse
Das Auftreten von sogenanntem braunem Wasser (Rostwasser) ist eine typische
Beeinträchtigung der Trinkwasserqualtität, die durch mobilisierte partikuläre
Ablagerungen aus dem Verteilungsnetz verursacht wird. Die Partikel gelangen durch
verschiedene Prozesse in das Netz. Hier spielen zum einen Korrosionsprozesse eine
Rolle. Zum anderen aber auch die Ablagerung von Partikeln, die in äußerst
niedrigen, kaum messbaren Konzentrationen aus dem Wasserwerk in das Netz
eingetragen werden. Da die Strömungsgeschwindigkeiten in
Wasserverteilungsnetzen stark variieren kommt es bei niedrigen Geschwindigkeiten
zur Ablagerung von Partikeln im Verteilungsnetzt. Bei hohen Geschwindigkeiten
hingegen können die Sediment resuspendiert werden und zu den unerwünschten
Braunwassererscheinungen führen.
Um solchen Erscheinungen vorzubeugen können Netze gespült werden. Eine
wichtige und bislang kaum beantwortbare Frage ist hierbei, zu welchem Zeitpunkt
eine Spülung durchgeführt werden sollte. Wird sie zu zeitig durchgeführt, so
entstehen durch den Aufwand und die Wasserverluste unnötige hohe Kosten, deren
Vermeidung angestrebt wird. Wird die Spülung hingegen nicht rechtzeitig
durchgeführt, so kommt es zu qualitätsbeeinträchtigtem Trinkwasser am Zapfhahn
des Verbrauchers.
Ziel der Arbeiten des Teilprojektes 2, dessen Ergebnisse im vorliegenden Bericht
vorgestellt werden, war die Entwicklung eines sogenannten Transportmodells.
Dieses beschreibt den Transport und die Ablagerung von Partikeln im
Wasserverteilungsnetz. Durch Anwendung des Transportmodells soll es möglich
weden, die Akkumulation von Sediment im Netz vorherzusagen und auch zu
berechnen, wann eine Resuspendierung bei hohen Strömungsgeschwindigkeiten zu
erwarten ist. Die Berechnungsergebnisse können dann dazu benutzt werden,
rechtzeitig Spülungen durchzuführen.
Prozesse im Netz, die zu einer Beeinträchtigung der partikelbezogenen Wassergüte
führen, hängen von den Eigenschaften der partikulären Wasserinhaltsstoffe selbst,
der Fluid-Temperatur und den hydraulischen sowie strukturellen Bedingungen ab.
Ziel der durchgeführten Arbeiten bei der Entwicklung des Transportmodells war
daher die Beschreibung der individuellen Prozesse Transport, Ablagerung und
Resuspendierung von Partikeln, die in ihrer Gesamtwirkung zum Partikeltransport in
Rohrströmungen bzw. zur Verfrachtung im Verteilungssystem führen.
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Für die Entwicklung eines Transportmodells war die Bestimmung der Eigenschaften
amorpher Partikel (wie sie z. B. aus Korrosionsprozessen resultieren) in
Trinkwasserverteilungssystemen erforderlich. Diese Charakterisierung wurde an
einer im Rahmen des Projektes neu entwickelten Sedimentationssäule in
Kombination mit einem automatisierten Partikelzählverfahren durchgeführt.
Die im Modell berücksichtigten Prozesse wurden experimentell an zwei 195 m
langen Rohrsträngen untersucht und das Ablagerungsverhalten anhand der
bekannten Partikeleigenschaften mittels CFD-Modellierung mathematisch
beschrieben.
Aus den individuellen Prozessen wurde ein dynamisches Transportmodell entwickelt,
welches den Stofftransport unter Nutzung der durch hydraulische Rohrnetzmodelle
bereitgestellten Systemparameter (Rohrdurchmesser, Strömungsgeschwindigkeit,
usw.) beschreibt. Dieses Modell wurde in einer Software mit grafischer
Benutzeroberfläche umgesetzt.
Zur Überprüfung des Modellansatzes stand aus dem Teilprojekt 1 ein hydraulisches,
kalibriertes Netzmodell zur Verfügung, welches für die Berechnung des Transport-
und Ablagerungsverhaltens sowie der Wassergütebeeinträchtigung genutzt wurde.
Als Vergleich zu den berechneten Werten standen Spülergebnisse aus diesem
Verteilungssystem zur Verfügung. Es wird gezeigt, dass die Ablagerungsausbildung
in diesem Verteilungssystem mit Hilfe des hier entwickelten Transportmodells
wiedergegeben bzw. vorhergesagt werden kann. Das in der Literatur beschriebene
partikelbezogene Verhalten von Verteilungssystemen kann berechnet werden.
Neben der Berechnung der maximalen Ablagerungsmenge für jede Rohrleitung in
einem System wird durch den dynamischen Ansatz auch die Geschwindigkeit der
Ablagerungsausbildung ermittelt. Dies lässt eine quantitative Aussage zur
auftretenden Wassergütebeeinträchtigung im System im täglichen Betrieb zu. Durch
das entwickelte dynamische Transportmodell wird eine möglichst ganzheitliche
Diskussion der in einem Verteilungssystem ablaufenden partikelbezogenen Prozesse
gefördert.
Unsicherheiten bestehen insbesondere noch im Bereich inkrustierter Rohre, die die
Ablagerungsbildung deutlich beeinflussen können, wie Vergleiche zwischen
Messungen im Netz und durchgeführten Berechnungen zeigen. Auch für den
Korrosionsprozess an ungeschützten metallischen Rohrleitungen selbst steht bislang
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kein mathematisches Modell zur Verfügung, welches die Korrosionsgeschwindigkeit
sicher beschreiben kann.
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7 Eingehende Darstellung der Ergebnisse
7.1 Einleitung
Eine typische Form qualitätsbeeinträchtigten Trinkwassers in Verteilungssystemen ist
das Auftreten von braunem Wasser („Rostwasser“). Dieses wird in starkem Maße
durch mobilisierte partikuläre Ablagerungen aus dem Verteilungsnetz verursacht.
Partikel beeinträchtigen die Nutzbarkeit von Trinkwasser in mehrfacher Hinsicht: Sie
können bei zahlreichem Auftreten zu massiven Akzeptanzproblemen beim Abnehmer
führen. Zudem stehen Ablagerungen im Verdacht, neben der ästhetischen
Beeinträchtigung auch eine Nährstoffquelle und Besiedlungsraum für
Mikroorganismen zu sein (BARBEAU, 2005, VREEBURG 2008).
Sowohl die in ungeschützten Guss- und Stahlleitungen ablaufenden
Korrosionsprozesse als auch die Transportprozesse werden maßgeblich durch die
hydraulischen Bedingungen im Verteilungssystem bestimmt. Im Idealfall sollte eine
Sedimentation und damit eine Akkumulation partikulären Materials im Netz verhindert
werden.
Von SLAATS ET AL. (2003) werden daher „selbstreinigende Netze“ propagiert, in
denen eine vorgegebene Bemessungsgeschwindigkeit von 0,4 m/s einmal täglich
erreicht werden soll. Die Umsetzung dieser Anforderungen erfordert die Auflösung
vermaschter Netze und eine konsequente Reduzierung von Rohrdurchmessern, was
in bestehenden Ortsnetzen praktisch nicht realisierbar ist. Aufgrund des häufig über
das Versorgungsnetz zu sichernden Feuerlöschwasserbedarfs werden auch beim
täglichen Spitzenbedarf diese Fließgeschwindigkeiten nicht erreicht. Die Bildung von
Ablagerungen ist unter diesen Bedingungen nicht zu vermeiden. Die Folge ist z. B.
ein Anteil von 34 % an allen Verbraucherbeschwerden, die in Großbritannien
aufgrund von Wasserproblemen (Druck, Qualität, usw.) registriert wurden (VREEBURG
und BOXALL, 2007).
Aus diesem Grunde sind für den Ablagerungsaustrag periodische Spülungen
unverzichtbar. Flächendeckende Spülungen mit „klarer Wasserfront“ (AWWA, 2003)
erfordern einen hohen Einsatz von Personal und Trinkwasser. Eine sinnvolle
Alternative sind systematische Spülungen, bei denen gezielt nur die
ablagerungsanfälligen Bereiche gespült werden, ohne dass Ablagerungen aus
anderen Netzbereichen mobilisiert werden. Die häufig praktizierte Spülung von
Endsträngen ist meist nur kurzfristig wirksam und kann im ungünstigen Fall sogar
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den Eintrag neuer Sedimente aus vorgelagerten Netzbereichen induzieren.
Voraussetzung für die Planung effizienter und nachhaltiger Spülprogramme ist damit
vor allem eine Prognose der im gesamten Verteilungssystem gebildeten Menge an
Ablagerungen sowie ihres Transportverhaltens im täglichen Netzbetrieb mit den
typischen Schwankungen des Wasserverbrauchs im Tagesverlauf.
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7.2 Partikel im Trinkwasserverteilungssystem
Feststoffe liegen im Rohrnetz als lockere Ablagerungen an der Rohrsohle, als
Anlagerungen an der Rohrwand (z. B. Biofilm oder Korrosionsschicht) oder
suspendiert im Wasserkörper vor. Die Verfügbarkeit für den Transport hängt neben
den Partikeleigenschaften (Größe, Dichte, Form) auch von der Haftung an der
Rohrwand (Adhäsion) bzw. untereinander (Kohäsion) und den hydraulischen
Bedingungen ab.
Die Haupteintragspfade für Ablagerungen sind (SLAATS ET AL., 2003):
Eintrag aus dem Wasserwerk: Bereits sehr geringe Restgehalte an Eisen oder Trübstoffen können zu einer signifikanten Sedimentation, Akkumulation, Mobilisierung und Verlagerung von Eisen(III)-Verbindungen im Versorgungsnetz führen. Dies wird besonders deutlich an Rostwasserproblemen in Verteilungssystemen, welche vollständig aus nichtmetallischen Leitungen bestehen (VREEBURG, 2007). In Abhängigkeit von der Aufbereitungstechnologie und -qualität eines Wasserwerks gelangen ständig geringe Mengen partikulären Materials am Wasserwerksausgang in das Trinkwasserverteilungssystem.
Korrosion in Transport- und Versorgungsleitungen: Ein weiteres Gefährdungspotential geht von ungeschützten Materialen im Rohrnetz aus, die bei Kontakt mit Trinkwasser zur Korrosion neigen. Insbesondere Stahl- und Gussrohrleitungen ohne passiven Korrosionsschutz, z. B. einer Zementmörtelauskleidung auf der medienberührten Rohrwandung, reagieren mit Wasserinhaltsstoffen. Dabei wird durch Sauerstoffkorrosion Eisen gelöst und fällt an der Rohroberfläche bzw. im Bereich der Deckschicht aus. KUCH (1984) hat sich mit dieser Problematik ausführlich beschäftigt. In Versorgungssystemen mit einem hohen Anteil an niedrig legierten Stahl- und Gussleitungen kann die Korrosion im Verteilungsnetz zum Haupteintragspfad werden. Aus den Deckschichten in die Korrosionsfilme/Ablagerungen diffundiertes Eisen(II) wird hierbei zu schwer löslichen Eisen(III)-oxidhydraten umgesetzt.
Fällung und Flockung von Wasserinhaltsstoffen im Versorgungssystem: Hauptursache von Fällungs- und Flockungsvorgängen im Verteilungssystem sind der Eintrag geringer Restmengen von Flockungsmitteln aus dem Wasserwerk sowie das Wachstum von Mikro- und Makroorganismen im Verteilungssystem (VREEBURG, 2007).
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Neubau-, Reparatur- und Wartungsarbeiten im Versorgungssystem: Durch unsachgemäße Bauausführung können zeitlich und örtlich begrenzt Schmutzstoffe in das Versorgungssystem eingetragen werden.
Unter geeigneten Strömungsbedingungen, dass heißt ausreichend hohen
Fließgeschwindigkeiten, wird partikuläres Material in den freien Wasserkörper
suspendiert und mit der Strömung transportiert. Es kann in Bereiche des
Verteilungsnetzes gelangen, die einen nur sehr geringen Wasseraustausch erfahren,
und dort sedimentieren. Besonders gefährdet sind Endstränge und Bereiche mit
wenigen Anschlussnehmern bzw. geringem Wasserverbrauch. Das leichte,
wasserhaltige Material neigt zu schneller Remobilisierung, so dass schon
Tagesverbrauchsspitzen einen messbaren Trübungsanstieg in einzelnen Leitungen
verursachen können.
Die Grenze zwischen gelösten und ungelösten Wasserinhaltsstoffen, also Partikeln
und Kolloiden auf der einen Seite sowie Ionen und Molekülen auf der anderen Seite,
wird oft festgelegt, indem Proben mit einer Membran mit 0,45 µm Porenweite filtriert
werden. Zurück gehaltene Stoffe gelten dann als partikulär (GREGORY 2006).
Partikel im Trinkwasser lassen sich in organisches und anorganisches Material
einteilen. SLAATS ET AL. (2003) fanden in Sedimenten aus Rohrnetzen hauptsächlich
Quarz ( 2SiO ), Calcit ( 3CaCO ) und Rohrmaterial aus Abrieb und Korrosion. Während
Faserzementrohre z. B. zur Abgabe von Asbestfasern neigen, unterliegen
ungeschützte Stahl- und Gussrohre der Korrosion und geben Eisen ab, was in Form
von Siderit ( 3FeCO ), Magnetit ( 43OFe ), Lepidocrocit ( FeOOH ) und Goethit
( FeOOH ) nachweisbar ist. Geringe Bestandteile von Silikon und Schwefel, aber
auch Mangan, können weiterhin nachgewiesen werden. An (lebenden) organischen
Bestandteilen fallen vor allem Algen und Mikroorganismen auf, wobei letztere
besonders in Rohrsedimenten geeignete Umgebungsbedingungen vorfinden
(GAUTHIER, 1999, ZACHEUS, 2001, TORVINEN, 2004).
Bild 1 zeigt beispielhaft die Partikelverteilung (Q0 = Anzahlverteilungssumme) einer
Trinkwasserprobe, aufgenommen an einem Wasserhahn direkt an einem
Wasserwerk mit klassischer Flockenfiltration in der Aufbereitung.
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Bild 1. Partikelverteilung eines Trinkwassers
Gemessen wurde mit einem Partikelzählgerät, welches Feststoffe im Bereich von 0,9
bis 200 µm erfassen kann (siehe Anhang 11.2.1). Es lassen sich hauptsächlich
Partikel kleiner 10 µm nachweisen, wobei insgesamt ca. 80 % der detektierten
Partikel kleiner 2,5 µm sind.
Messergebnisse wie in Bild 1 sind von Wasserwerk zu Wasserwerk verschieden. Die
Partikelgrößenverteilungen verändern sich auf dem Weg zum Wasserhahn des
Verbrauchers in Abhängigkeit von den verwendeten Rohrwerkstoffen im
Trinkwasserverteilungsnetz, den hydraulischen Bedingungen beim Transport, und
den chemischen, biologischen und physikalischen Eigenschaften des Trinkwassers
(siehe WAGNER, 1993, MÖLLER, 1999 und VREEBURG, 2007 für weitere
Ausführungen).
Eine direkte oder indirekte Beprobung von Trinkwasserverteilungssystemen wird
vornehmlich an folgenden Stellen vorgenommen:
am Wasserwerk im Rahmen der allgemeinen Überwachung
an Hochbehältern
an Hydranten, u. a. im Rahmen von Leitungsspülungen
an Hausanschlüssen bzw. Entnahmestellen
durch Öffnung von Rohren und Entnahme von Rohrschnitten im Rahmen von Baumaßnahmen.
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Gemessen werden können:
physikalische Parameter (Temperatur, Durchfluss, Trübung, Partikelkonzentration)
chemische Parameter (Sauerstoff-, Eisen-, Mangankonzentration, organische Wasserinhaltsstoffe, u.a.)
Um partikelbezogenes Monitoring im Feld durchzuführen, stehen folgende Verfahren
zur Verfügung:
manuelle Probennahme (etabliert)
kontinuierliche Trübungsmessen (etabliert)
kontinuierliche Partikelzählung (erprobt).
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7.3 Charakterisierung von Partikeln
7.3.1 Bedeutung der Partikelcharakterisierung
Es werden Partikeleigenschaften untersucht, die für die Modellierung des
Partikeltransportes in Rohrströmung bzw. die Verfrachtung in Verteilungssystemen
erforderlich sind.
7.3.2 Stand des Wissens
Wird die Sedimentationsgeschwindigkeit von Partikeln in ruhenden Flüssigkeiten bei
niedrigen Reynoldszahlen << 1 gesucht, kann in der Regel die Gleichung von
STOKES verwendet werden. Dabei werden häufig für natürlich gebildete Partikel bzw.
Partikel aus technischen Prozessen bekannte Eigenschaften wie Dichte und
Durchmesser angenommen, um diesen Ansatz anwenden zu können. Umgekehrt
kann mittels eines einfachen Versuchsaufbaus die Stokes-Gleichung verwendet
werden, um aus experimentell ermittelten Sinkgeschwindigkeiten auf
Partikeleigenschaften wie Dichte, Porosität und Form zu schließen. Speziell für die
hier untersuchten natürlichen Eisenoxid-Partikel aus der Korrosion von
Trinkwasserleitungen wurden die in Tabelle 1 gelisteten Dichten in der Literatur
gefunden, die im Weiteren kritisch diskutiert werden.
Tabelle 1. Auswahl von Literaturangaben zur Dichte von Eisenoxid-Partikeln aus der Korrosion von Trinkwasserstahl- und graugussleitungen
Quelle Dichte ρP (in kg/m³)
Bemerkung; Analysemethode
BÖHLER (2004) ca. 4000 kristalline Korrosionsprodukte (z. B. Goethit, Lepidokrokit); Methode nicht angegeben
BÖHLER (2004) ca. 1010-1020 gealtertes Eisen(III)-Oxidhydrat, eventuell Flocken; Methode nicht angegeben
SLAATS (2003) 3140 partikuläres Eisenoxid-Sediment, Korngrößen 45-90 µm und 180-250 µm betrachtet; Methode nicht angegeben
GRAINGER (2002) 1180 - 2040
Mittel: 1620 kg/m³
19 verschiedene Mischproben von suspendierten Partikeln aus Trinkwasserverteilungssystemen; über Masse- und Volumenverlust der Probe durch Trocknung
eigene Messungen 3300 Reindichte von Eisenoxid-Partikel aus Korrosion einer Stahlleitung durch Trinkwasser; Pyknometer
- 23 -
Abgesehen von der Dichte der Mischprobe von GRAINGER mit 1620 kg/m³ sowie der
Angabe für Eisen(III)-Oxidhydrat (vermutlich flockenförmig) von BÖHLER mit
1010 kg/m³ liegt der überwiegende Anteil der Dichteangaben für partikuläres
Eisenoxid aus trinkwasserbenetzten Stahl- und Graugussleitungen im Größenbereich
von 3000 bis ca. 4000 kg/m³. Eigene Messungen mittels Pyknometer (siehe
Anhang 11.2.6) erbrachten eine Dichte von 3300 kg/m³.
Die pyknometrisch bestimmte Dichte eines Partikels wird als „Reindichte“ 0,P
bezeichnet und bezieht sich nur auf das Korngerüst. Alle offenen Poren, die durch
Wasser benetzt werden können, gehen nicht in das Volumen des Körpers ein und
somit auch nicht in die ermittelte Dichte. Die Gesamtdichte eines suspendierten
Partikels bzw. Aggregats einschließlich aller Poren wird als „Partikeldichte“
bezeichnet, bzw. bei suspendierten Partikeln als „Nassdichte“ P . Diese hängt von
der temperaturabhängigen Fluiddichte F ab.
In Sedimentationsversuchen wurden die Sinkgeschwindigkeiten und Dichten
partikulärer Korrosionsprodukte verschiedener Größen in ruhender Flüssigkeit
untersucht und die Ergebnisse mit dem theoretischen Ansatz von Stokes verglichen.
Die Differenz zwischen berechneten und experimentellen Ergebnissen wird in
weitergehenden Untersuchungen zu den Partikeleigenschaften erklärt.
7.3.3 Grundlagen
Führt ein Partikel in einer ruhenden Flüssigkeit aufgrund seiner im Vergleich zum
umgebenden Fluid größeren Dichte eine Sinkbewegung aus, hat es bereits nach
kurzer Zeit eine konstante Geschwindigkeit erreicht. Dies wird als stationäres Sinken
bezeichnet. Die Bewegung des Partikels resultiert aus der Summe der folgenden
wirkenden Kräfte: der Massenkraft Schwerkraft sowie den Oberflächenkräften
statischer Auftrieb und Widerstandskraft. Letztere wirken der Sinkbewegung,
entgegen (STIEß, 1995). Analog zu Gl. (45) kann aus der Partikelbewegung eine
Partikel-Reynoldszahl ermittelt werden:
F
PPP
D2vRe
,
(1)
mit der Partikelgeschwindigkeit Pv , dem Partikeldurchmesser PD und der
kinematischen Viskosität des umgebenden, ruhenden Fluids F
- 24 -
Für sehr kleine Reynoldszahlen (<< 1), in denen die viskosen Einflüsse des Fluids
sehr groß sind, kann aus dem Kräftegleichgewicht direkt die Gleichung für die
stationäre Sinkgeschwindigkeit des Partikels beschrieben werden:
F
FP2
PshapeSt 9
gR2fv
.
(2)
Dieser als Stokes-Gleichung bekannte Ausdruck wird in technischen Prozessen
häufig verwendet, um die Trennung von Feststoff- und Flüssigphase zu beschreiben.
Gl. (2) vereinfacht reale Zusammenhänge, so dass durch die Anwendung dieser
Gleichung ein Fehler resultiert. Es werden benötigte Partikeleigenschaften (Dichte,
Porosität, Form) angenommen, die für natürliche Partikelsysteme oder Aggregate
aus Einzelpartikeln häufig nicht bekannt sind und daher einen Fehler verursachen.
Des Weiteren wird eine unendliche Verdünnung angenommen, was gleichzeitig auch
Partikelinteraktionen (Partikel-Partikel-Kollisionen, Beeinflussung der
Strömungsfelder sedimentierender Partikel, Gegenströmung) ausschließt
(NIRSCHL, 2007).
Der Partikelformfaktor shapef in Gl. (2) basiert auf WADELLs Sphärizität (PETTYJOHN
und CHRISTIANSEN, 1948, zitiert in TURIAN, 1997) und ist für Reynoldszahlen ≤ 0,05
gültig:
065,0/log843,0fshape .
(3)
Die Sphärizität ist ein Maß für die Kugelförmigkeit eines Körpers und nimmt Werte
≤ 1 an:
P,O
3/2P
3/1
A
V6 .
(4)
P,OA ist die Partikeloberfläche und PV das Partikelvolumen. Je deutlicher die Form
eines Partikels von der idealen Kugelform abweicht, desto kleiner ist die Sphärizität.
Für die Partikeldichte P in Gl. (2) wird bei einer vorhandenen Partikelporosität P
angenommen, dass alle Hohlräume wassergefüllt sind. Die Reindichte 0,P des
Partikelgerüstes wurde, wie in Tabelle 1 aufgeführt, pyknometrisch mit 3300 kg/m³
- 25 -
ermittelt. Die Gesamtdichte poröser Partikel, bestehend aus Partikelgerüst und
wassergefülltem Hohlraumanteil beträgt somit:
0,PPFPP 1 .
(5)
7.3.4 Experimenteller Aufbau
Anhand von Sedimentationsversuchen im Labormaßstab wurde das Absetzverhalten
von Partikeln mit bekannten Eigenschaften untersucht und mit rechnerischen
Ergebnissen unter Anwendung der Stokes-Gleichung verglichen. Des Weiteren
wurde für Partikelsysteme mit unbekannter Charakteristik durch die experimentell
ermittelten Sinkgeschwindigkeiten auf Partikeleigenschaften, wie z. B. Nassdichte,
Porosität und Form geschlossen.
In Bild 2 ist der konstruktive Aufbau einer Sedimentationssäule zur Untersuchung
des Absetzverhaltens von Partikelsystemen dargestellt.
Bild 2. Versuchsaufbau mit Sedimentationssäule und Partikelzählgerät
Die Sedimentationssäule hat einen Innendurchmesser von 15 cm und der
flüssigkeitsberührte Abschnitt eine Höhe von 95 cm. Der Einlass für die vorab
- 26 -
vorbereitete Suspension in das System befindet sich am Behälterboden, so dass
beim Befüllen vor Versuchsbeginn durch das aufwärts einströmende Wasser keine
Entmischung von fester und flüssiger Phase eintritt. Mittig angeordnet in der
Sedimentationssäule befindet sich der durch ein dünnes Kunststoffrohr fixierte
Probennahmeschlauch (2 mm Innendurchmesser) für den angeschlossenen
Partikelzähler Abakus Mobil Fluid der Fa. Klotz, der nach dem Einzelpartikel-
Extinktionsverfahren arbeitet (Kapitel 11.2.1). Die Entnahmehöhe für Proben befindet
sich bei Versuchsbeginn 52 cm unter dem Wasserspiegel.
Ein vertikaler, mittiger Längsschnitt des Reaktors im Zustand während der
Probennahme durch den Partikelzähler wurde mit dem CFD-Softwarepaket „Comsol
Multiphysics“ (Fa. Comsol, Stockholm, Schweden) hydraulisch modelliert. CFD, bzw.
Computational Fluid Dynamics, ist die allgemeine Bezeichnung für numerische
Methoden zur Lösung der Navier-Stokes-Gleichungen. Die grafische Ausgabe der
Rechenergebnisse ist in Bild 3 zu sehen.
- 27 -
Bild 3. Strömungsgeschwindigkeit in y-Richtung (farbige Flächen) und
Stromlinien (rot) der Sedimentationssäule bei Probennahme
In der linken Bildhälfte ist der komplette Wasserkörper der Sedimentationssäule
abgebildet, während die rechte Bildhälfte einen vergrößerten Ausschnitt zeigt. Auf
der x-Achse ist der Durchmesser des Wasserkörpers in Metern aufgetragen, die
Länge des Wasserkörpers wird auf der y-Achse dargestellt.
Als kolorierte Fläche wird die y-Komponente des Geschwindigkeitsfeldes im Fluid
dargestellt. Negative Werte zeigen an, dass die Strömungsrichtung in Richtung Sohle
der Sedimentationssäule zeigt, während positive Werte eine Bewegung in Richtung
der Wasseroberfläche anzeigen. Diese Bewegung des Fluids resultiert aus der
Probennahme in der Mitte der Säule. Bei 10 ml Probennahme durch den
Partikelzähler in einem Zeitraum von 30 s hat die mittlere (laminare)
Strömungsgeschwindigkeit an der Probennahmestelle in der Wassersäule ihr
Maximum mit 0,106 m/s. In der Wassersäule über der Probennahmestelle stellt sich
- 28 -
für die Zeit der Probennahme ebenso ein laminares Geschwindigkeitsprofil mit einer
mittleren Geschwindigkeit von 1,886·10-5 m/s ein.
Die rot eingetragenen Stromlinien zeigen, dass sich bei Probenahmen in der
Sedimentationsstrecke über dem Probennahmehorizont konstante laminare
Strömungsbedingungen mit zwei Ausnahmen ausbilden: Um die Probennahmestelle
bildet sich mit ca. 50 mm Radius ein Ansaugtrichter aus, der sich von 2 mm
(Innendurchmesser des Probennahmeschlauches) auf 150 mm, den Durchmesser
der Wassersäule über dem Entnahmehorizont, weitet. Diese Wassersäule bewegt
sich während der Probenahmen mit im Mittel 1,89·10-5 m/s in Richtung der
Probennahmestelle, weshalb sich das laminare Strömungsfeld mit einem
Einlaufbereich am oberen Ende der Wassersäule ausbildet.
Die maximale experimentell beobachtete Sinkgeschwindigkeit der betrachteten
Partikel lag bei s/m105 6 für 22,5-µm-Partikel. In Anbetracht der geringen
Strömungsgeschwindigkeiten über kurze Zeiträume kann eine wesentliche
Beeinträchtigung der Partikelsedimentation durch die Probennahme vernachlässigt
werden. Partikel können jedoch angesaugt werden, wenn sie sich in unmittelbarer
Nähe zur Probennahmestelle befinden.
7.3.5 Versuchsdurchführung
Entsprechend dem Suspensionsverfahren (DIN 66111) werden der zu
untersuchende Feststoff und partikelarmes Wasser in einem Behälter vermischt und
direkt vor Versuchsbeginn in die Sedimentationssäule gefüllt, so dass bei
Messbeginn eine gleichmäßige Partikelverteilung in der Versuchsanlage vorliegt. In
Tabelle 2 sind die Mess- und Versuchsbedingungen zusammengefasst.
- 29 -
Tabelle 2. Definierte Bedingungen für die Sedimentationsversuche
Eigenschaft, Parameter Bemerkung
Wasser für Suspension gereinigt durch Umkehrosmose (ca. 10 – 20 Pt./ml
Wassertemperatur 22 °C, konstant über Versuchsdauer
verwendete Partikelsysteme zur Erstellung der Suspension (siehe auch Abschnitt 7.3.6)
ABS-Pulver (bekannte Eigenschaften)
PVC-Pulver (bekannte Eigenschaften)
Sand (bekannte Eigenschaften)
Korrosionsprodukte (unbekannte Eigenschaften)
Höhe Wasserspiegel über Entnahmehorizont bei Versuchsbeginn s0
520 mm
Durchmesser Sedimentationssäule sedD 150 mm
Messprogramm des Partikelzählers aller 20(*) Minuten 2x Spülen + 1x Messen
Mess-/Spülvolumina je 10 ml pro Spülvorgang bzw. Messvorgang
Resultierende Versuchsdauer 90 Messzyklen * 20 Minuten = 30 Stunden*
(*) Bei langsam sedimentierenden Partikelsystemen kann das Messintervall auch verlängert werden mit entsprechend längerer Versuchsdauer.
Als Feststoffsysteme für die Suspensionen wurden ein PVC-Pulver (Vinnolit E 2078),
Quarzsand (Sikron SF800, Sikron SF300), jeweils mit bekannten Eigenschaften,
sowie natürlich gebildete Eisenoxid-Partikel aus der Korrosion einer Stahlleitung in
Trinkwasser verwendet. Die Eigenschaften dieser Partikelsysteme werden in
Abschnitt 7.3.6 aufgeführt.
Im Falle der in wässriger Phase vorliegenden Eisenoxid-Partikel wird die Suspension
mit partikelarmem Wasser einer Umkehrosmose-Anlage auf für den Partikelzähler
geeignete Partikelanzahlkonzentrationen verdünnt. Das als trockenes Pulver
vorliegende PVC-Partikelsystem wird direkt in partikelarmem Wasser suspendiert.
Die Behandlung mit Ultraschall zur Vereinzelung der Partikel wurde geprüft, bewirkt
jedoch keine Veränderung des Absetzverhaltens.
Die Anzahlkonzentration der Suspension in der Sedimentationssäule liegt bei
Versuchsbeginn im Bereich von 20.000 bis 80.000 Partikeln pro ml (ca. 10-3 bis
10-4 Vol-%). Partikel-Partikel-Wechselwirkungen können bei Konzentrationen unter
0,02 Vol.-% vernachlässigt werden (STIEß, 1995). Hohe
Partikelvolumenkonzentrationen würden zu Partikel-Partikel-Interaktionen führen,
also z. B. behindertem Absetzen, während Messwerte des Partikelzählgerätes bei
- 30 -
hohen Partikelkonzentrationen durch einen systematischen Koinzidenzfehler
verfälscht werden.
7.3.6 Partikelsysteme
Zwei Kunststoff-Pulver (PVC Vinnolit E 2078, Vinnolit GmbH; ABS, Bayer AG) sowie
Quarzsande verschiedener Größen (Sikron SF800, Sikron SF300, Quarzwerke
GmbH) wurden als Partikelsysteme mit bekannten Eigenschaften verwendet.
Eisenoxidpartikel aus der Spülung der Stahlrohr-Kreislaufanlage wurden als
natürliches Partikelsystem berücksichtigt. Die bekannten Eigenschaften dieser
Partikelsysteme sind in Tabelle 3 aufgeführt.
Tabelle 3. Eigenschaften der verwendeten Partikelsysteme
Eigenschaft PVC-Pulver ABS-Pulver Quarzsand Eisenoxid
Bezeichnung Vinnolit E 2078 ®
Acrylonitrile butadiene
styrene
Sikron SF300,SF800 ®
FeO(OH), aus Stahlleitung (St
37-2, bzw. S235JR+AR)
Phase trockenes Pulver
trockenes Pulver
trockenes Pulver
suspendiert in Trinkwasser
Farbe weiß weiß weiß /hellgrau braun/ocker
Dichte 1400 kg/m³ 1120 kg/m³ 2650 kg/m³ unbekannt
Porosität nicht-porös nicht-porös s nicht-porös porös
Form kugelig, gerundet
kugelig, gerundet
kantig unbekannt
links: Vinnolit (große Partikel),
Stereo-mikroskopie
(Negativ)
rechts: Eisenoxidprimär-
partikel und –aggregate,
Lichtmikroskopie
7.3.7 Experimentelle Ergebnisse
Für die Partikelsysteme PVC-Pulver und Quarzsand sind die für die Berechnung der
Sinkgeschwindigkeit mittels der Stokes-Gleichung erforderlichen Eigenschaften
- 31 -
bekannt. Da es sich um kugelige Partikel mit bekannter Dichte handelt, sollten
zwischen gemessenen und nach Gl. (2) berechneten Sinkgeschwindigkeiten nur
geringe Abweichungen bestehen. Für das partikuläre Eisenoxid ist hingegen die
Dichte aufgrund der Porosität nicht bekannt und auch der Einfluss der
unregelmäßigen Form auf die Sinkgeschwindigkeit nicht beschrieben, so dass die
Stokes-Gleichung mangels bekannter Parameter nicht zur rechnerischen Ermittlung
der Sinkgeschwindigkeit verwendet werden kann.
Die Messergebnisse der Sedimentationsversuche für verschiedene Partikelgrößen
können wie in Bild 4 als Partikelanzahlkonzentration am Probennahmehorizont über
die Zeit dargestellt werden.
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
0 5 10 15 20 25 30
Versuchsdauer in Stunden
cP/c
P,0
(1
)
2,75 µm
4,25 µm
6,5 µm
9,5 µm
Bild 4. Änderung der Partikelanzahlkonzentrationen der Eisenoxid-Partikeln in
verschiedenen Größenklassen in einem Sedimentationsversuch
Ausgehend von einer Partikelanzahlkonzentration 0,Pc bei Versuchsbeginn nimmt die
Partikelanzahl am Probennahmehorizont über die Versuchsdauer stetig ab. Die
Unterschiede zwischen einzelnen Größenklassen sind in den Messwerten deutlich
erkennbar. Jeder Datenpunkt entspricht dabei der gemessenen
Partikelanzahlkonzentration an der Probennahmestelle zu einem Zeitpunkt im
fortlaufenden Versuch.
Um die mittlere Sinkgeschwindigkeit von Partikeln einer Größenklasse j aus den in
Bild 4 grafisch dargestellten Werten berechnen zu können, werden die mittlere
Sedimentationszeit und die mittlere Sinkstrecke für alle diese Partikel benötigt.
- 32 -
Die partikelanzahlgewichtete mittlere Sedimentationszeit j,sedt ergibt sich aus der
Integration der Versuchsdauer über die Partikelanzahlkonzentration cP,j (Bild 5).
Bild 5. Partikelanzahlgewichtete Sedimentationszeit von Partikeln der Größenklasse j
Die Berechnung von j,sedt erfolgt mit folgender Gleichung analog der
Schwerpunktermittlung unregelmäßiger geformter Körper:
end,j
end,j
t
0
jjj,P
t
0
jjj,Pj
j,sed
dt)t(c
dt)t(ct
t .
(6)
Da durch die Probenahmen i der Wasserspiegel in der Sedimentationsanlage sehr
langsam und über die Versuchsdauer mit konstanter Geschwindigkeit sinkt, nimmt
auch die mittlere Sinkstrecke is , die ein Partikel im Wasserkörper über dem
Entnahmehorizont bis zur Probennahmestelle zurücklegen muss, ausgehend von
26 cm bei Versuchsbeginn, ab. Die mittlere Sinkstrecke s verringert sich pro
Messung/Spülung in Abhängigkeit von Probenvolumen und Geometrie der
Sedimentationssäule. Die partikelanzahlgewichtete mittlere Sinkstrecke m,js für alle
Partikel einer Größenklasse m ergibt sich somit aus der Integration der Sinkstrecke
über die Partikelanzahlkonzentration cP,j (Bild 6).
- 33 -
Bild 6. Partikelanzahlgewichtete mittlere Sinkstrecke von Partikeln der Größenklasse j
Die Berechnung von m,js erfolgt analog zu Gl. (6) mit folgender Gleichung:
0,j
end,j
0,j
end,j
s
s
jjj,P
s
s
jjj,Pj
m,j
sd)s(c
sd)s(cs
s
(7)
Aus mittlerer Sinkstrecke und Sinkzeit ergibt sich dann die experimentelle
Sinkgeschwindigkeit für Partikel einer Größenklasse:
j,sed
m,jjexp,
t
sv .
(8)
Durch Verwendung der so ermittelten Sinkgeschwindigkeiten in der umgestellten
Stokes-Gleichung (2) für das Partikelsystem Eisenoxid wird die Partikeldichte für jede
Größenklasse berechnet.
7.3.8 Partikeleigenschaften
7.3.8.1 Größenverteilung
Die Eigenschaften der aus Korrosionsprozessen entstehenden Partikel hängen
wesentlich von den Bildungsmechanismen und den Bildungsbedingungen ab
(CORNEL, 2003). Prägend sind u. a. Rohrmaterial, gelöste Wasserinhaltsstoffe,
Temperatur, pH-Wert und Korrosionsgeschwindigkeit. Auch wenn unter
- 34 -
Laborbedingungen gezielt Eisenspezies hergestellt werden können, ist bisher kein
Korrosionsmodell entwickelt worden, welches Korrosionsprozesse in
Trinkwasserleitungen in Qualität und Quantität vorhersagen kann. Die
Partikelgrößenverteilung der hier betrachteten Eisenoxidpartikel im Messbereich des
Partikelzählgerätes von 0,9 bis 200 µm ist in Bild 7 dargestellt (niedrige
Konzentration ~1·10-4 Vol.-%, kein Ultraschall, pH 7, Abakus Mobil Fluid, Fa. Klotz,
siehe Abschnitt 11.2.1).
Bild 7. Partikelgrößenverteilung der hier betrachteten Eisenoxid-Partikel im
Messbereich von 0,9 bis 20 µm
Im betrachteten Größenspektrum sind 90 % der Partikel kleiner als 4,5 µm. Für das
menschliche Auge sichtbar sind diese Partikel nicht. Durch Aggregation können
jedoch, wie bereits beschrieben, größere, sichtbare Strukturen gebildet werden. Das
Wachstum der Aggregate und deren Kompaktheit hängt von der Durchmischung der
Suspension, den aus den hydraulischen Bedingungen resultierenden Kräften und der
Partikelanzahl- bzw. Partikelvolumenkonzentration ab.
Die steile Flanke im Bereich der unteren Messgrenze (linke Diagrammhälfte) deutet
an, dass ein großer Teil des hier betrachteten Partikelsystems „Eisenoxide“ aufgrund
der geringen Größe mit dem verwendeten Partikelzählgerät nicht detektiert werden
kann. Durch dynamische Streulichtmessung (Zetasizer Nano, Fa. Malvern) kann die
Häufigkeitsverteilung der Partikel auch im kolloidalen Bereich, d.h. für Partikel die
kleiner als 1 µm sind, ermittelt werden (Bild 8).
- 35 -
Bild 8. Anzahl der Eisenoxidpartikel im Nanometerbereich, dargestellt als
Häufigkeitsverteilung
Die verdünnte Probe wurde bei Beginn der Messreihe zwei Minuten mit Ultraschall
behandelt und in wiederkehrenden Intervallen ohne Neudispergierung vermessen.
Beeinträchtigt wird die Messung auch bei sehr niedrigen Feststoffkonzentrationen
durch das Aggregationsbestreben der Eisenoxidpartikel, so dass bei wiederholtem
Messen eine Drift der Messwerte wie in Bild 8 hin zu größeren Durchmessern
festgestellt wird. Besonders nach Ultraschallbehandlungen kann eine rasche
Neubildung von Aggregaten beobachtet werden. Dem entgegen wirken kann die
Verwendung von Dispergiermitteln, was im vorliegenden Fall jedoch zu Ergebnissen
führen würde, die reelle Zustände in beprobten Systemen nicht richtig wiedergeben
würden.
Mit abnehmendem Partikeldurchmesser verlieren massebasierte Kräfte wie
Gewichtskraft und Auftrieb deutlich an Intensität, da der Durchmesser mit der
3. Potenz in die betreffenden Gleichungen eingeht (Gl. (13)). Auch Trägheitskräfte
wie Basset-Kraft, Virtuelle-Massen-Kraft und Trägheit werden schwächer, was
bedeutet, dass sich kleinere, leichtere Partikel in ihrem Bewegungsverhalten dem
umgebenden Fluid annähern. Sie werden bei geringerer Sedimentationsneigung
über größere Distanzen transportiert. Die Brownsche Diffusion gewinnt speziell für
kolloidale Partikel < 1 µm an Bedeutung, jedoch ist dieser thermodynamische Effekt
nur bei sehr langsamen, laminaren Strömungsbedingungen über einen längeren
Zeitraum von Bedeutung.
- 36 -
7.3.8.2 Aggregationsverhalten und Zeta-Potential
Dass die vorliegenden Eisenoxidpartikel aggregieren, kann durch Messung der
Partikelgrößenänderung über die Zeit festgestellt werden (Bild 8). Durch die
Bestimmung des Zeta-Potentials mit der elektroakustischen Spektrometrie (DT 1200,
HORIBA Instruments, USA) kann das elektrokinetische Potential der Partikelmatrix
im Bereich von Trinkwasser-pH-Werten bestimmt werden (Bild 9). Das verwendete
Messverfahren wird in Abschnitt 11.2.4 kurz vorgestellt.
-15
-10
-5
0
5
10
15
4 5 6 7 8 9 10 11 12
pH-Wert
Ze
ta-P
ote
nzi
al i
n m
V
zulässiger Trinkwasser-pH in
Deutschland
Bild 9. Zeta-Potential von Eisenoxid-Partikeln in Trinkwasser (Fehlerbalken:
Konfidenzintervall, = 0,05, n = 5)
Im pH-Wert-Bereich von 6,5 bis 9,5 wurde ein Zeta-Potential von ca. -10 mV bis
+10 mV gemessen. Der isoelektrische Punkt wurde bei pH 7 ermittelt. Aus den
Messergebnissen kann geschlossen werden, dass das unter Trinkwasser-pH-Werten
schwache elektrokinetische Potential die Aggregation der Partikel begünstigt.
Das Agglomerationsverhalten der Eisenoxid-Partikel mit niedrigem Zeta-Potential
kann auch im Verteilungssystem beobachtet werden. Bei Rohrinspektionen konnten
voluminöse, stark wasserhaltige partikuläre Ablagerungen über dem gesamten
Rohrumfang beobachtet werden. Speziell korrodierende Leitungsabschnitte aus
Stahl und Grauguss zeigen somit, dass die im Labor gemessenen Potentiale bzw.
Ladungen von Partikeln deren Verhalten in Verteilungssystemen wesentlich
beeinflussen. Es ist zu erwarten, dass Partikel mit hohem Zeta-Potential abweichend
davon zu einer kompakten Ablagerungsmatrix neigen.
- 37 -
7.3.8.3 Form
Ein Teil der vorliegenden Eisenoxid-Primärpartikel kann als stäbchenförmig
beschrieben werden (vgl. rechtes Bild in Tabelle 3, sowie Bild 10, links), wobei die
typische plättchenförmige kristalline Struktur des Eisenoxids zu erkennen ist.
Bild 10. Eisenoxidpartikel im Rasterelektronenmikroskop (links) und Aggregate aus
einer Netzspülung unter dem Lichtmikroskop (rechts, 400:1)
Die Aggregate (vgl. Bild 10, rechts) werden für die Berechnung der Sphärizität nach
WADELL als Zylinder mit einem Höhen-Breiten-Verhältnis von 3 zu 2 betrachtet. Die
Sphärizität ist dann nach Gl. (4) 0,859 und der Formfaktor nach Gl. (3) beträgt 0,945,
d. h. die Stokessche Sinkgeschwindigkeit wird aufgrund des Formeinflusses nur in
geringem Maße um ca. 5 % verringert. Andere Partikel bzw. Aggregate sind
kugelförmig, so dass sich der Formeinfluss noch weniger auswirkt.
Aggregate, die aus den gezeigten Primärpartikeln entstehen, können kompakt
kugelförmig, aber auch deutlich gegliedert vorliegen (siehe rechtes Bild in Tabelle 3).
In Bild 10 (rechts) ist die lichtmikroskopische Aufnahme von Aggregaten aus einer
Netzspülung zu sehen. Durch die Überlagerung zahlreicher physikalischer und
chemischer Prozesse ist davon auszugehen, dass es sich um Mischaggregate aus
verschiedenen Feststofffraktionen, wie z. B. Sand, organischem Material,
Eisenoxide, Mangan usw., handelt. Die Sphärizität bzw. der Formfaktor können in
diesem Fall nur geschätzt werden, da Vertiefungen in der Aggregatoberfläche nicht
zwangsläufig zu Geschwindigkeitseinbußen im Sedimentationsvorgang führen
müssen. Da merkliche Einflüsse auf die Sedimentationsbewegung erst bei deutlich
unförmigen Partikeln auftreten, wird angenommen, dass die Formfaktoren von
Aggregaten und Primärpartikeln nicht wesentlich von einander abweichen.
- 38 -
Partikel mit einem Formfaktor <1 haben ein ungünstiges Oberflächen-Volumen-
Verhältnis. Oberflächenbasierte Effekte wie Kohäsion und Adhäsion können ihre
Wirkung besser entfalten. Dies ist insbesondere interessant bei Partikel-Partikel-
Interaktionen, die zur Bildung von Aggregaten führen können, sowie Partikel-Wand-
Interaktionen, die zu Ablagerungen an der Rohrwand führen können.
7.3.8.4 Nassdichte und Porosität
Mittels der Gleichungen (6) bis (8) wurden die Sedimentationsgeschwindigkeiten der
Partikelsysteme PVC-Pulver, ABS-Pulver und Sand aus den Messwerten bestimmt
und mit Gl. (2) die Dichte der Partikel in den einzelnen Größenklassen ermittelt. Es
soll der Messfehler aus dem verwendeten Versuchsanlagensetup bestimmt werden.
Für alle Partikelgrößenklassen des jeweiligen Partikelsystems können ähnliche
Nassdichten (Gl. (5)) ermittelt werden, die sich jedoch unter den tatsächlichen,
bekannten Partikeldichten einordnen (vgl. Tabelle 3). Die Nassdichte des ABS-
Pulvers beträgt 1.120 kg/m³, wohingegen die gemessene Dichte bei 1.042 kg/m³ liegt
(Messfehler 7 %). Die Nassdichte des PVC-Pulver beträgt 1400 kg/m³, ermittelt
werden 1107 kg/m3 (Messfehler 21 %). Für die Sande werden 2180 kg/m³ statt
2650 kg/m³ ermittelt (Messfehler 18 %). Die resultierende Korrekturgleichung für den
Dichteunterschied zwischen ermittelter Dichte und Wasserdichte lautet somit
695,0meas,PFP 181,12
(9)
mit dem gemessenen Dichteunterschied
Fmeas,Pmeas,P .
(10)
Bestimmungsfehler können aus Messfehlern des Partikelzählers, der Breite der
Partikelgrößenklassen, die zu einer Ungenauigkeit bei der Berechnung und Messung
führen, und aus Fremdpartikeln im Versuchsreaktor resultieren.
Für das Partikelsystem aus Eisenoxid liegen bis auf die mit dem Partikelzählgerät
gemessenen projektionsflächen-äquivalenten Partikelgrößen keine Angaben zu den
Partikeleigenschaften vor. Daher werden die experimentell bestimmten
Sinkgeschwindigkeiten verwendet, um mittels Stokes-Gleichung die von der Porosität
beeinflusste Dichte zu berechnen (Gl. (2) und (5)). Bild 11 zeigt die experimentell
ermittelten Sinkgeschwindigkeiten.
- 39 -
Bild 11. Experimentell ermittelte Sinkgeschwindigkeiten für Eisenoxidpartikel
(schwarze Balken: Konfidenzintervall, = 0,05, n = 6, abweichende n in Kästchen)
Im Gegensatz zu den Partikelsystemen Sand und PVC-Pulver nähert sich die
Sinkgeschwindigkeit im untersuchten Partikelgrößenbereich bei zunehmendem
Partikeldurchmesser einem Maximum von ca. 0,005 mm/s im betrachteten
Größenbereich von 3 µm bis 25 µm an. Die mit Gl. (2) aus den
Sinkgeschwindigkeiten und dem Formfaktor shapef = 0,945 ermittelten Partikeldichten
werden mit Gleichung (9) korrigiert und sind in Bild 12 dargestellt.
- 40 -
Bild 12. Experimentell ermittelte Dichten für Eisenoxidpartikel (bei 22 °C
Wassertemperatur)
Die Dichte der Eisenoxidpartikel nimmt mit zunehmender Größe ab und nähert sich
der Dichte von Wasser an, was auf eine zunehmende Porosität der Partikel und
vorliegende Aggregate schlussfolgern lässt. Bei Partikeln/Aggregaten größer 20 µm
ist die Nassdichte nur noch 11 % höher als die Wasserdichte. Eine zunehmende
Porosität führt zum Dichte- bzw. Masseverlust eines betrachteten Aggregats und
damit einer geringeren Sinkgeschwindigkeit. Mit Gl. (5) und der mittels Pyknometer
ermittelten Reindichte der Eisenoxidpartikel von 3.300 kg/m³ kann die
Aggregatnassdichte, wie in Bild 13 dargestellt, ermittelt werden.
- 41 -
0
20
40
60
80
100
0 10 20 30
Gemessener Partikeldurchmesser in µm
Pa
rtik
e-/
Ag
gre
ga
tpo
ros
itä
t in
%
Messung
Regression
Bild 13. Porosität der Aggregate aus Eisenoxidpartikeln in Prozent
Die Porosität der Aggregate zur Flockencharakterisierung nimmt mit dem
Partikeldurchmesser zu und strebt dem Grenzwert 100 % (Wassergehalt) zu. Aus
der Vergrößerung des Durchmessers resultiert also theoretisch eine größere
Sinkgeschwindigkeit. Die gleichzeitig deutliche Abnahme der Partikeldichte wirkt
einer erhöhten Bewegung jedoch deutlich entgegen. Im Ergebnis unterscheiden sich
große Partikel bzw. Aggregate hinsichtlich der Sinkgeschwindigkeit in ruhender
Flüssigkeit nur noch unwesentlich. Eine passende Regressionsgleichung, wie in
Bild 13 dargestellt, ist
P2
P1P Dk
Dk
,
(11)
mit den Koeffizienten 1k = 100 (dimensionslos), 2k = 1,096 µm und dem
Partikeldurchmesser PD in µm.
Daten außerhalb des experimentell untersuchten Partikelgrößenbereiches können
mit Gl. (11) durch Extrapolation ermittelt werden. Mit Gleichung (5) kann dann
ausgehend von einer bekannten Partikelreindichte (hier: 3.300 kg/m³) die Nassdichte
der Partikel bzw. Aggregate bestimmt werden.
Die Partikeldichte beeinflusst wesentlich die Gewichtskraft, welche der Hautgrund für
Partikelablagerung unter laminaren Strömungsbedingungen ist. Leichtere Partikel
werden weiter im Rohrnetz transportiert und insbesondere unter turbulenten
- 42 -
Strömungsbedingungen durch Partikel-Wand-Interaktion mittels Adsorption über dem
gesamten Rohrumfang abgelagert.
- 43 -
7.4 Untersuchung des Partikelbewegungsverhaltens
7.4.1 Untersuchungsziel
Ziel der hier vorgestellten experimentellen Untersuchungen ist die Beschreibung
individueller Prozesse, die in ihrer Gesamtwirkung zum Partikeltransport in
Rohrströmungen bzw. zur Verfrachtung im Verteilungssystem führen.
7.4.2 Hintergrund
Prozesse im Netz, die zu einer Beeinträchtigung der partikelbezogenen Wassergüte
führen, hängen von den Eigenschaften der partikulären Wasserinhaltsstoffen selbst,
der Fluid-Temperatur und den hydraulischen sowie strukturellen Bedingungen ab. In
Anlehnung an VREEBURG (2007) sind in Bild 14 die bisher anerkannten individuellen
Prozesse eingetragen, die die Bildung und Bewegung von Partikeln im
Trinkwasserverteilungssystem ausmachen.
Bild 14. Partikelbezogene Prozesse in einem Rohrabschnitt eines
Trinkwasserverteilungssystems
Neben den Partikelquellen Biofilm und Korrosion, die direkt zu Ablagerungen führen
bzw. Partikel in den freien Wasserkörper abgeben können, werden Ablagerungen
auch aus Sedimentation und Adsorption gebildet. Diese Ablagerungen werden unter
dynamischen Strömungsbedingungen resuspendiert und im freien Wasserkörper
verteilt. Zusätzlich kann es bei chemisch instabilen Wässern auch zu Ausfällungs-
und Flockungsprozessen (Restflockungsmittel Wasseraufbereitung) sowie bei
Partikel-Partikel-Interaktionen zu Aggregationsprozessen kommen.
- 44 -
Mit experimentellen Untersuchungen sollten die Prozesse Ablagerungsbildung aus
Sedimentation und Resuspendierung partikulärer Ablagerungen beschrieben
werden. In Abschnitt 7.6 werden neue Modelle für diese Prozesse vorgestellt. Durch
die Zusammenführung der Teilprozesse im Modell soll es möglich werden, unter
Verwendung der bekannten Partikeleingangskonzentrationen die
Ausgangskonzentrationen zu berechnen.
7.4.3 Aufbau der Versuchsanlage
Die experimentellen Arbeiten zur Untersuchung des Transport- und
Ablagerungsverhaltens von Partikeln im Trinkwasserverteilungsnetz wurden an einer
halbtechnischen Versuchsanlage, bestehend aus zwei unabhängig voneinander
arbeitenden im Aufbau identischen Kreisläufen mit einer Länge von je 195 Metern,
durchgeführt. Jede der beiden Kreislaufanlagen gliederte sich funktionell in eine
Mess- und eine Steuerstrecke sowie die eigentliche Versuchsstrecke, die an beiden
Systemen identisch ausgeführt wurde.
In System 1 bestand die Versuchsstrecke aus dem Rohrmaterial Polyethylen 100
(PE 100). An der Versuchsanlage wurden handelsübliche Ringbunde (DVGW-
zertifiziert) mit einer Länge von 100 Metern und der Nennweite DN80 verbaut
(Außendurchmesser 90 mm, Innendurchmesser 79,4 mm). Rohrverbindungen
wurden über Klemmverbindungen (Fa. Plasson, Fa. Georg Fischer) und
Flanschverbindungen längskraftschlüssig ausgeführt.
Am System 2 wurden für die Versuchsstrecke geschweißte Stahlrohr DN80 (Länge
6 m, Außendurchmesser 88,9 mm, Innendurchmesser 81,9 mm) ohne
Korrosionsschutz eingesetzt. Es wurde auf eine gleich bleibende chemische
Zusammensetzung der verwendeten Stahlsorte S235JR, nach der nicht mehr
gültigen DIN 17100 als St 37-2 bezeichnet, geachtet. Dabei handelt es sich um einen
niedrig legierten, kohlenstoffarmen (Bau-) Stahl bzw. Schwarzstahl. Die
Zusammensetzung ist in Tabelle 4 hinterlegt. Zunder und Ölreste auf der inneren
Rohrwandung wurden mit 10 %-iger Salzsäure entfernt (Beizen). Die einzelnen
Segmente wurden durch Klemmverbindungen der Fa. Norma („Normaconnect
Rohrkupplung“), Flansche sowie Schweißverbindungen längskraftschlüssig
verbunden.
- 45 -
Tabelle 4. Chemische Analyse der Stahlrohre, entnommen aus dem Werkszeugnis; Werte in %
C Mn P S Si Cu V Mo Cr N
0,09 0,57 0,010 0,010 0,018 --- --- --- --- 0,0060
Einen schematischen Überblick über den prinzipiellen Aufbau der Teilsysteme zeigt
Bild 15. Ein detailliertes Schema befindet sich in Anhang 11.4.
- 46 -
Bild 15. Schematischer Aufbau einer der beiden Kreislaufanlagen
Wird der Zwischenbehälter in Bild 15 als Start- und Zielpunkt der jeweiligen
Kreislaufanlage definiert, funktioniert das System wie folgt: die Pumpen fördern das
Versuchswasser aus dem Zwischenbehälter homogenisiert durch die Messstrecke, in
der die Partikelzusammensetzung gemessen wird, in die Versuchsstrecke. Im
zweiten Teil der Messstrecke nach der Versuchsstrecke erfolgt erneut eine
Homogenisierung der Versuchssuspension durch einen statischen Mischer, damit die
dort gewonnenen Messwerte aus Partikelzählung und Trübungsmessung mit den
- 47 -
Werten vor der Versuchsstrecke vergleichbar sind. Die Probennahmelanzen waren
höhenverstellbar, während der Versuche aber im Strömungsquerschnitt zentriert.
Die Kreislaufanlagen wurden mit je zwei Exzenterschneckenpumpen
unterschiedlicher Leistungsstufen betrieben, womit Durchflüsse von 1,5 bis
150 L/min im System erzeugt wurden, was im Versuchsabschnitt DN80 einer
Fließgeschwindigkeit von 0,005 bis 0,5 m/s entsprach. Alle Pumpen konnten über
Frequenzumrichter gesteuert werden, wobei auch vorher festgelegte
Durchflussszenarien automatisch durchlaufen werden konnten.
Die Mess- und Steuerstrecken beider Teilsysteme bestanden aus Polyethylen mit der
Nennweite DN50, wobei die einzelnen Rohrsegmente durch
Kunststoffklemmverbindungen und -flansche längskraftschlüssig verbunden waren.
Vereinzelt erforderten Armaturen die punktuelle Reduzierung des Rohrquerschnittes.
Messstellen für Temperatur, Druck, Durchfluss, Trübung und Partikelzählung wurden
per Rohrschellen angeschlossen. Die Messstellenanordnungen und die verwendeten
Geräteversionen sind in Tabelle 5 aufgelistet.
- 48 -
Tabelle 5. Anordnung der Messstellen
Gemessener Parameter, Messgerät
Anzahl Messstellen pro Kreislauf
Ort
Temperatur, Endress + Hauser, Easytemp TSM487
1 Ende Versuchsstrecke
Druck, Endress + Hauser, Cerabar T PMC131
2 Anfang und Ende Versuchsstrecke
Durchfluss, ABB,
MID COPA-XE
1 vor Versuchsstrecke
Trübung, Hach-Lange,
Ultraturb plus sc mit Controller SC 100
2 vor Versuchsstrecke (nach Pumpe!)
nach Versuchsstrecke (nach Statischem Mischer!)
Partikelzahl, Abakus Mobil Fluid
3 vor Versuchsstrecke (nach Pumpe!)
nach Versuchsstrecke (nach Statischem Mischer!)
Mitte der Versuchsstrecke
Manuelle Probennahme 4 vor Versuchsstrecke (nach Pumpe!)
nach Versuchsstrecke (vor Statischem Mischer!)
nach Versuchsstrecke (nach Statischem Mischer!)
Mitte der Versuchsstrecke
Die Probennahmestellen für die Suspensionsanalyse wurden hinter den Statischen
Mischern bzw. Pumpen angebracht, um durch die vorliegende Durchmischung
Konzentrationsprofile am Probennahmeort zu vermeiden. Die weitere Beschreibung
der Messgeräte erfolgt in Anhang 11.2. Die Messsignalspeicherung erfolgt
diskontinuierlich automatisch in 10-Minuten-Schritten.
7.4.4 Versuche zur Partikelablagerung
Durch Vorgabe definierter hydraulischer Bedingungen wurde in dem als
Kreislaufanlage ausgeführten PE-Rohrstrang DN80 mit 195 m Länge das Transport-
und Ablagerungsverhalten partikulärer Wasserinhaltsstoffe untersucht, die gleiche
oder ähnliche Eigenschaften aufweisen wie die komplexe in realen Trinkwässern
nachweisbare Feststoff-Matrix. Zum Einsatz kamen zwei Partikelsysteme, die
- 49 -
getrennt betrachtet wurden und in ausreichender Menge mit identischer Qualität zur
Verfügung standen. Zum einen wurde ein PVC-Pulver mit einer Dichte von
1.400 kg/m³ und kugeliger Partikelform untersucht, zum anderen amorphe,
partikuläre Korrosionsprodukte aus der Stahl-Kreislaufanlage.
Vor Versuchsbeginn wurde die für die Transportversuche verwendete
Kreislaufanlage aus PE-Rohren gespült. Die Partikel wurden in ausreichender Menge
(ca. 20.000 Partikel/mL) im separaten Vorlagebehälter in Trinkwasser
(ca. 500 Partikel/mL bereits enthalten) suspendiert, homogenisiert und in die
Kreislaufanlage aus PE-Rohren überführt. Bei Versuchsbeginn wurde der
gewünschte Durchfluss (bzw. die gewünschte Strömungsgeschwindigkeit) eingestellt
und mittels Partikelzählung die Entwicklung der Partikelkonzentration über die
Versuchsdauer aufgezeichnet. Physikalische Parameter wie Druck, Temperatur und
Durchfluss wurden zur späteren Bearbeitung in regelmäßigen Zeitabständen
gespeichert. Je nach Absetzverhalten des eingesetzten Partikelsystems zirkulierte
die Suspension ca. ein bis zwei Tage pro Versuch in der Kreislaufanlage.
Über die Dauer eines Transportversuchs in der Kreislaufanlage wurden Messkurven
zur Partikeltransportkonzentration (= Konzentration suspendierter Partikel) wie in
Bild 16 gemessen.
Bild 16. Änderung der Konzentration von PVC-Partikeln mit Durchmesser von
2,75 µm bei einer mittleren Strömungsgeschwindigkeit von 0,02 m/s
Bild 16 zeigt die Änderung der Transportkonzentration von PVC-Partikeln im Bereich
von 2,5 bis 3 µm bei einer mittleren Partikelgröße von 2,75 µm über die
Versuchsdauer während die Suspension in der Kreislaufanlage zirkulierte. Die
- 50 -
mittlere Strömungsgeschwindigkeit in diesem Experiment lag bei 0,02 m/s (laminare
Strömung).
Aus dem kontinuierlich gemessenen Durchfluss wurd die Zeit ermittelt, die ein
Wasserpaket von Anfang bis Ende der Rohrstrecke von 195 m benötigte. Die
eingehende Partikelkonzentration eines gedachten Wasserpakets am Anfang der
Rohrstrecke wird mit der ausgehenden Partikelkonzentration des selben Pakets am
Ende der Versuchsstrecke verglichen. Die Differenz zwischen beiden Messwerten
beschreibt die abgelagerte Partikelmenge im jeweils betrachteten Zyklus. Diese
Auswertung wird für verschiedene Partikelgrößenklassen der beiden verwendeten
Partikelsysteme „Korrosionsprodukte“ und „PVC-Pulver“ angewendet.
Von Interesse ist im nächsten Schritt der Einfluss der hydraulischen Bedingungen
(Strömungsgeschwindigkeit, Viskosität) auf den Absetzgrad der betrachteten Partikel
mit bekannten Eigenschaften (Größe, Dichte, Form). In Tabelle 6 sind die
Versuchsbedingungen in der Kreislaufanlage PE DN80 aufgeführt, unter denen das
Absetzverhalten der Partikelsysteme untersucht wurde.
Tabelle 6. Untersuchte Strömungsgeschwindigkeiten in der Kreislaufanlage PE DN80 für Transport- und Absetzversuche
Versuche mit Eisenoxid-Partikeln
0,013 m/s 12,1 °C
Repipe = 837
0,018 m/s 12,8 °C
Repipe = 1221
0,023 m/s 17,3 °C
Repipe = 1776
0,038 m/s 12,8 °C
Repipe = 2579
0,109 m/s 7,1 °C
Repipe = 6360
Versuche mit PVC-Pulver
0,012 m/s 16,8 °C
Repipe = 939
0,019 m/s 25,1 °C
Repipe = 1736
0,024 m/s 21,9 °C
Repipe = 2099
0,040 m/s 20,0 °C
Repipe = 3267
0,113 m/s 21,8 °C
Repipe = 9649
Bild 17 zeigt exemplarisch den Zusammenhang zwischen Strömungsgeschwindigkeit
und Absetzgrad von PVC-Partikeln mit 3,75 µm gemessenem
projektionsflächenäquivalentem Durchmesser auf der 195 m langen Rohrstrecke PE,
DN80.
- 51 -
Bild 17. Entwicklung des Absetzgrades von PVC-Partikeln mit äquivalentem
Durchmesser von 3,75 µm bei verschiedenen Strömungsbedingungen; schwarze Balken zeigen die Standardabweichung der Messwerte
Bei einer mittleren Strömungsgeschwindigkeit von 0,04 m/s setzen sich ca. 19 % der
Partikel beim Transport durch die 195 m Rohrstrecke ab, während bei niedrigeren
0,019 m/s schon 26 % der Partikel abgelagert werden.
Wie erwartet tendiert das Ablagerungsbestreben bei höheren
Strömungsgeschwindigkeiten gegen Null und bei abnehmender Geschwindigkeit
gegen 100 % Dies kann, wie im nächsten Abschnitt erläutert wird, mit der
zunehmenden Transportgeschwindigkeit bei steigender Strömungsgeschwindigkeit
und dem durch hydrodynamisch induzierte Kräfte erschwerten
Sedimentationsvorgang erklärt werden. Es ist ersichtlich, dass die Messergebnisse
besonders im laminaren Strömungsbereich streuen und dadurch viele Messungen
erforderlich sind. Der Absetzgrad der Eisenoxidpartikeln und PVC-Partikel auf 195 m
Rohrstrecke kann verallgemeinert auf die Partikelgröße PD (in µm) bei gegebener
Strömungsgeschwindigkeit Fv (in m/s) mit folgender, aus den Messwerten
gewonnenen, empirischen Gleichung in Prozent ermittelt werden:
4k
F3sed s/m
vk
.
(12)
- 52 -
Die Gleichung ist für den experimentell untersuchten Bereich von 0,012 m/s bis
0,113 m/s gültig (siehe Tabelle 6). Die Parameter 3k und 4k für die beiden
Partikelsysteme sind in Tabelle 7 aufgeführt.
Tabelle 7. Parameter für Gl. (12)
Parameter Korrosionsprodukte PVC-Partikel
3k 365,0µm/D089,0 P 243,0µm/D293,0 P
4k 938,0µm/D022,0 P 609,0µm/D030,0 P
Bild 18 und Bild 19 zeigen die Absetzgrade in Abhängigkeit von der Partikelgröße für
die Partikelsysteme Eisenoxide und PVC-Pulver.
Bild 18. Vergleich der Absetzgrade verschiedener Partikelgrößen
(Eisenoxidpartikel auf 195 m Rohrstrecke PE DN80)
- 53 -
Bild 19. Vergleich der Absetzgrade verschiedener Partikelgrößen (PVC-Partikel
auf 195 m Rohrstrecke PE DN80)
Die wie in Kapitel 7.3.8.4 beschrieben höhere Dichte der kleinen Eisenoxid-Partikel
bzw. -Aggregate führt im Vergleich zu den PVC-Partikeln zu einem höheren
Absetzgrad, was z. B. an den Partikeln mit 1,75 µm gut zu erkennen ist. Bei
vergleichbaren Strömungsgeschwindigkeiten werden etwa doppelt so hohe
Absetzgrade festgestellt. Da bei größeren Eisenoxid-Aggregaten die Dichte abnimmt
und sich der Dichte der PVC-Partikel annähert bzw. diese unterschreitet, nähern sich
die Absetzgrade der Partikelsysteme an. Werden die 4,75-µm-Partikelklassen
miteinander verglichen, lagern sich die Eisenoxid-Partikel mit einem um den Faktor
1,5 höheren Absetzgrad ab.
Die Übersicht der Ergebnisse ist in Anhang 11.6 hinterlegt.
7.4.5 Versuche zur Resuspendierung von Ablagerungen
Sediment unterliegt aufgrund der vorliegenden hydraulischen Bedingungen in einer
Rohrleitung einer ständigen (Scher-) Belastung, die oft mit dem Parameter
Wandschubspannung beschrieben wird, und zur Mobilisierung/Resuspendierung
führen kann.
- 54 -
Die Mobilisierung von Korrosionsprodukten wurde in der Kreislaufanlage aus
Stahlleitungen experimentell untersucht. Nach einer definierten Einfahrzeit der
Anlage bei konstanter Strömungsgeschwindigkeit (ca. 3 Tage) bildete sich durch
Korrosion ein partikulärer, stark wasserhaltiger Korrosionsfilm (Begriff aus BÖHLER,
HOFFMANN, TRÄNCKNER, 2004) über die gesamte Rohroberfläche aus, wie in Bild 20
zu sehen ist.
Bild 20. Ausgebildete Ablagerungen in der Kreislaufanlage St37 DN80
Der Korrosionsfilm ist gleichmäßig über den kompletten Rohrumfang verteilt. Beim
Ablassen des Wassers aus der Leitung hat sich jedoch ein Teil der Ablagerungen an
der Rohrsohle gelöst (rechter unterer Bildteil). Inkrustationen, die die
Korrosionsprozesse lokal beeinflussen können, sind in dieser frischen Stahlleitung
nicht vorhanden.
Die stark wasserhaltige Schicht partikulärer Korrosionsprodukte bzw. Eisenoxide
wurde durch die geregelte Erhöhung der Strömungsgeschwindigkeit abgeschert.
Durch die Erhöhung der Trübung in der Leitung wurde näherungsweise die Menge
mobilisierten Materials berechnet. Die Messwerte eines Versuchs sind grafisch in
Bild 21 dargestellt.
- 55 -
0
200
400
600
800
1000
1200
0 5 10 15 20 25
Versuchsdauer in Minuten
Trü
bu
ng
in F
NU
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Str
öm
un
gs
ge
sc
hw
ind
igk
eit
in m
/s
TrübungStrömungsgeschwindigkeit
v0
v1
v0
Bild 21. Messergebnisse eines Mobilisierungsversuches
Während der Ausbildung der partikulären Ablagerungen wurde die Stahl-
Kreislaufanlage DN80 unter turbulenten Strömungsbedingungen bei der
Strömungsgeschwindigkeit 0v betrieben. Aufgrund der starken Korrosion werden in
dem Beispiel in Bild 21 erste Ablagerungen abgeschert und zirkulieren in der Anlage,
so dass die Trübung vor der experimentellen Mobilisierung bereits bei ca. 200 FNU
liegt.
Die Erhöhung der Strömungsgeschwindigkeit für die Mobilisierung wurde durch die
Erhöhung der Pumpenleistung realisiert. Das Wasser zirkulierte dabei in der
Versuchsanlage. Im Beispiel wurde die Strömungsgeschwindigkeit von
0v = 0,11 m/s auf 1v = 0,39 m/s in ca. 10 Sekunden erhöht. Dadurch wurde ein Teil
der Ablagerungen abgeschert und im freien Wasserkörper verteilt, was durch einen
Trübungsanstieg gekennzeichnet war. Im vorliegenden Beispiel erhöhte sich die
Trübung im Mittel auf ca. 700 FNU. Nach ca. 20 Minuten wurde die
Strömungsgeschwindigkeit wieder auf 0v = 0,11 m/s verringert, und eine Trübung
von ca. 200 FNU stellte sich ein.
Zwischen der Feststoffkonzentration im Wasserkörper und der gemessenen Trübung
besteht ein linearer Zusammenhang, der durch Ermittlung der Massenkonzentration
- 56 -
diskreter Proben, wie in Anhang 11.2.5 beschrieben, ermittelt werden kann. Mit Hilfe
des Zusammenhangs wurde die Masse mobilisierter Wandablagerungen berechnet.
Nach der Durchführung eines Mobilisierungsversuches wurde die Leitung gespült
und ein neues Experiment vorbereitet. Es wurden drei Messreihen mit
unterschiedlichen Ausgangsgeschwindigkeiten 0v (turbulente
Strömungsbedingungen) durchgeführt. Versuche innerhalb einer Messreihe
unterscheiden sich in der Versuchsdurchführung nur in der ausgelösten
Geschwindigkeitsänderung, die zur Mobilisierung von Ablagerungen führen soll.
Tabelle 8. durchgeführte Versuchsreihen an der Stahl-Kreislaufanlage
Versuchsreihe Ausgangsgeschwindigkeit 0v
1 0,10 m/s
2 0,07 m/s
3 0,05 m/s
Die Ergebnisse der Messreihen, jede mit einer konstanten
Strömungsgeschwindigkeit 0v für die Bildung partikulärer Ablagerungen aus
Korrosionsprodukten, wird in Bild 22 gezeigt.
- 57 -
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5
Strömungsgeschwindigkeit v1 in m/s
Mo
bili
sie
rte
Wa
nd
ab
lag
eru
ng
en
in g
pro
m R
L v0 = 0.10 m/sv0 = 0.07 m/sv0 = 0.05 m/s
v0 =0,07 m/s v0 =0,10 m/sv0 =0,05 m/s
Bild 22. Mobilisierung von partikulären Ablagerungen aus Korrosion an Rohroberflächen in Abhängigkeit von der mittleren Strömungsgeschwindigkeit
Die Werte berechnen sich aus dem Trübungsanstieg bei Erhöhung der
Strömungsgeschwindigkeit von 0v auf 1v . Dieser Trübungsanstieg wird mittels
Regressionsgleichung für das Trübungs-Massenkonzentrationsverhältnis in einen
Anstieg der Feststoffkonzentration umgerechnet. Diese Konzentration wird mit dem
Wasservolumen der Kreislaufanlage multipliziert und auf die Rohroberfläche bzw.
Rohrstrecke der Versuchsstrecke DN80 bezogen.
Höhere Strömungsgeschwindigkeiten 1v bewirken eine verstärkte Mobilisierung von
Ablagerungen. Folgende Effekte sind feststellbar:
1. Unterhalb der Ausgangsgeschwindigkeit 0v findet keine Mobilisierung statt.
2. Je höher die Ausgangsgeschwindigkeit 0v ist, desto weniger Material wird bei
steigender Geschwindigkeit mobilisiert.
- 58 -
3. Ein maximales Potential mobilisierbarer Ablagerungen wird angestrebt, d.h.
mit steigender Strömungsgeschwindigkeit verringert sich der Anstieg der
Kurve für die mobilisierten Wandablagerungen.
Die Streuung der Messwerte innerhalb einer Messreihe resultiert aus der stark
schwankenden Korrosion in der Kreislaufanlage in den verschiedenen Versuchen.
Zwischen den Versuchsreihen mit 0v = 0,07 m/s und 0v = 0,05 m/s konnten bei
geringen Geschwindigkeiten 1v keine deutlichen Unterschiede wie zwischen
0v = 0,10 m/s und 0v = 0,07 m/s festgestellt werden. Die Messreihe mit
0v = 0,05 m/s musste aus Zeitgründen vorzeitig abgebrochen werden.
Aus Punkt 3 der Aufzählung kann geschlussfolgert werden, dass hohe
Strömungsgeschwindigkeiten die maximal mögliche Ablagerungsmenge in einem
Rohrquerschnitt verringern. Dies deckt sich mit dem Ansatz sogenannter
selbstreinigender Trinkwasserverteilungssysteme, bei denen durch ausreichend
hohe tägliche Strömungsgeschwindigkeiten die Ablagerungsbildung eingeschränkt
werden soll.
Befinden sich in einem Mobilisierungsversuch vor der eigentlichen
Geschwindigkeitserhöhung bereits Partikel im freien Wasserkörper, wie im
vorgestellten Beispiel, kann davon ausgegangen werden, dass die maximale
Ablagerungsmenge im laufenden Betrieb bereits erreicht wurde. Der Zusammenhang
zwischen Strömungsgeschwindigkeit 0v und maximal ablagerungsfähiger Menge
partikulären Materials in der Stahl-Kreislaufanlage DN80 ist in Bild 23 dargestellt.
- 59 -
3,88
2,69
1,74
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0 0,05 0,1 0,15 0,2
Strömungsgeschwindigkeit v0 in m/s
Ma
xim
ale
Ab
lag
eru
ng
sm
en
ge
in g
/m²
Ro
hro
be
rflä
ch
eExperimentelle Werte
mögliche Extrapolation
Bild 23. Maximal mögliche Ablagerungsmenge in der Stahl-Kreislaufanlage DN80
bei einer gegebenen Strömungsgeschwindigkeit 0v
Eine Erhöhung der Strömungsgeschwindigkeit 0v von 0,05 m/s auf 0,10 m/s führt zu
einer Verringerung der maximal möglichen Ablagerungen um 55 %.
Die Werte in Bild 23 berechnen sich aus der mobilisierten Feststoffmenge bei
Erhöhung der Strömungsgeschwindigkeit 0v (= 0,05 m/s, 0,07 m/s, 0,10 m/s) auf
1v = 0,5 m/s.
- 60 -
7.5 Bestehende Modelle zum Partikeltransport
Bei der Überprüfung bekannter Modelle, z. B. aus dem Bereich
Geschiebeberechnung in Kanalnetzen und Flüssen, auf Anwendbarkeit für den
Feststofftransport in Trinkwasserverteilungsnetzen bzw. vollgefüllten Rohrleitungen
muss beachtet werden, dass sich die Bedingungen in Druckrohrleitungen der
Trinkwasserversorgung von denen in (teilgefüllten) Abwasserkanälen und Flüssen
teilweise deutlich unterscheiden:
Es tritt ausschließlich die Druckrohrströmung mit dem dafür typischen Geschwindigkeitsprofil auf.
Laminares Strömungsverhalten kann auftreten.
Die Änderung der Fließrichtung ist möglich.
Ablagerungen treten an der Rohrsohle auf, aber Adhäsion/Kohäsion an der gesamten Rohrwand ist unter turbulenten Strömungsbedingungen möglich.
Ablagerungen sind üblicherweise sehr dünn (im Mikrometer- bis einstelligen Millimeter-Bereich).
Die Feststofftransportkonzentrationen und -frachten sind bedeutend niedriger (im Mittel 10-4 Vol.-%).
Trübungsprobleme verursachende Partikel sind wesentlich kleiner (<< 10 – 15 µm) und haben eine geringe Dichte.
Es werden weitgehend andere Rohrmaterialien verwendet, wodurch Partikel mit anderen Eigenschaften im Rohrnetz gebildet werden können, z. B. durch Korrosion.
Schleppkraftbasierte Modelle
Viele Untersuchungen in Systemen der Siedlungsentwässerung zielten darauf ab,
eine so genannte kritische Fließgeschwindigkeit bzw. kritische Schubspannung des
transportierenden Mediums zu bestimmen, bei der keine dauerhaften Ablagerungen
möglich sind. D. h. es werden keine Transportkörper bzw. Riffelsysteme an der
Rohrsohle ausgebildet und alle Partikel unterliegen mehr oder wenig dem
Strömungseinfluss bzw. der Schleppkraft des Wassers. SANDER (1989) erläutert
diese beiden Begriffe ausführlicher. Er schreibt, dass die kritische
Strömungsgeschwindigkeit bis zu einem Grenzwert mit der Korngröße und der
Transportkonzentration wächst. Nach DURAND und CONDOLIS (1956) liegt die Grenze
bei 2,0 mm bzw. 2 % (Feststofftransport für Konzentrationen untersucht in Rohren
- 61 -
bis D = 0,6 m und Korndurchmesser d = 0,3…2,5 mm), für FÜHRBÖTER (1961) bei
0,6 mm bzw. 15 %. Über diesen Grenzwerten bleibt demzufolge die kritische
Geschwindigkeit konstant.
Feststofftransportgleichung nach MACKE (1982)
Für einen breiten Bereich von Rohrnennweiten und Partikelgrößen wurden
Feststofftransportgleichungen aufgestellt. MACKE (1982) führt umfangreiche Analysen
bestehender Gleichungen durch und formuliert für niedrige Feststoffkonzentrationen
von 0,03 bis 0,05 % in Abwasserkanälen ein Modell. BRANDT ET AL. (2003) empfehlen
zur Modellierung des Sedimentverhaltens in Trinkwasserleitungen die
Transportgleichung nach MACKE (1982) unter dem Gesichtspunkt sehr geringer
Feststoffkonzentrationen und sehr kleiner Partikeldurchmesser. Viele der weiterhin
bekannten Transportgleichungen wurden nicht für diese beiden Bedingungen erstellt.
Erosionsmodell nach WOTHERSPOON (1994)
Das Erosionsmodell von WOTHERSPOON (1994) „[…] berücksichtigt erstmals über die
Ablagerungszeit veränderliche kohäsive Eigenschaften der Feststoffe von
Abwasserkanälen […]“ (GEBHARD, 2009). Es wird ein Zusammenhang zwischen dem
Wassergehalt von Sedimenten und deren Scherfestigkeit dargestellt.
Der Vergleich von Bettschubspannung (WOTHERSPOON 1994) bzw.
Wandschubspannung (BOROVSKY 2001) mit der Scherfestigkeit der Ablagerungen
ermöglicht die Ermittlung des Erosionsbeginns und der erodierten Sedimentmenge
sowie der Ablagerungshöhe. Es wird dabei eine höhere Dichte des Sedimentes mit
zunehmender Tiefe des Sedimentbettes berücksichtigt. RISTENPART (1995)
versuchte, die Messergebnisse nachzubilden, und kommt „[...] zur Aussage, dass der
Modellansatz nach WOTHERSPOON (1994) ein geeignetes Werkzeug zur Modellierung
der Erosionsvorgänge im Abwasserkanal ist [...]“(GEBHARD, 2009). Die Modellierung
des Transportes ist damit aber nicht möglich.
Erosionsmodell nach BOXALL (2005)
BOXALL beschreibt einen Ansatz zur Mobilisierung bereits ausgebildeter kohäsiver,
partikulärer Ablagerungen in Trinkwasserverteilungssystemen. Die
Widerstandsfähigkeit bzw. Scherstabilität hängt demnach von den täglichen
hydraulischen Bedingungen ab. Eine außergewöhnliche Mobilisierung, die zu
Trübwasserereignissen führt, tritt somit auf, wenn die plötzliche hydraulische
- 62 -
Belastung der Ablagerung die maximale täglich wiederkehrende Belastung
überschreitet. Das in den Ablagerungen gespeicherte Trübungspotential wird in
Abhängigkeit von der hydraulischen Belastung und der Stabilität der Ablagerungen
aktiviert. Es wird angenommen, dass die Stabilität der Ablagerungen über die
Ablagerungstiefe zunimmt. Das Modell wird durch Spülungen in den zu
berechnenden Verteilungssystemen kalibriert. Der Transport und die
Ablagerungsbildung selbst können nicht berechnet werden.
Zusammenfassung und Auswertung
Versuche mit künstlichen Partikeln unter Bedingungen, wie sie in
Trinkwasserverteilungssystemen vorherrschen, konnten mit Modellen aus der
Siedlungsentwässerung nicht bestätigt werden. Die berechneten Messwerte weichen
teilweise deutlich von den experimentell ermittelten ab, da alle Modelle außerhalb der
Spezifikationen verwendet werden müssen. Besonders die geringe Dichte und Größe
der Partikel ist ein Problem. Zusätzlich bewirken die sehr niedrigen
Strömungsbedingungen bis weit in den laminaren Bereich hinein eine starke
Abweichung bei den ermittelten Transportbedingungen. Der Ansatz einer kritischen
Schubspannung oder kritischen Strömungsgeschwindigkeit ist nicht praktikabel.
Es wird daher ein neues Modell entwickelt, welches sich basierend auf den
experimentellen Untersuchungen der individuellen Reaktionen partikulärer
Wasserinhaltsstoffe aus diskret modellierten Reaktionen, wie z. B. der
Partikelablagerung und –mobilisierung, zusammen setzt.
- 63 -
7.6 Modellierung der Partikelbewegung
7.6.1 Ziel der Modellierung der Partikelbewegung
Es wird ein neuer Partikeltransportmodell vorgestellt, welches modular aufgebaut ist
und die bisher vorgestellten und teilweise experimentell untersuchten
partikelbezogenen Reaktionen beschreibt. Diese Reaktionen sollen in ihrer
Gesamtheit die Partikelbewegung und Verfrachtung in
Trinkwasserverteilungssystemen beschreiben.
7.6.2 Das Partikelmodell
Die an Abschnitt 7.3.8 beschriebenen Partikeleigenschaften werden für die im
Folgenden beschriebenen Modellansätze für Transport, Ablagerung und
Mobilisierung durch folgendes Partikelmodell wie folgt angewendet:
Partikel und kleine Aggregate (nicht Flocken) aus Korrosionsprozessen
werden als vereinzelt, fest, nicht-porös und kugelig beschrieben.
Die Partikelform wird durch den in Abschnitt 7.3.8 genannten Formfaktor
shapef = 0,945 berücksichtigt.
Die Dichte berücksichtigt Partikel- und Aggregatporosität und ist gemäß
Gl. (11) abhängig von der Partikel- bzw. Aggregatgröße.
7.6.3 CFD-Modellierung des Transportes suspendierter Partikel
7.6.3.1 Vorstellung des Modells
Die 195 m lange Versuchsstrecke der Kreislaufanlage wurde unter Anwendung des
CFD-Software-Paketes Comsol Multiphysics modelliert. CFD (engl. Computational
Fluid Dynamics) ist in den folgenden Abschnitten die allgemeine Bezeichnung für
numerische Methoden zur Lösung der Navier-Stokes-Gleichungen unter Ein-Phasen-
Strömungsbedingungen.
Die Leitung wird hydraulisch als vertikaler Längsschnitt entlang der Rohrachse in
voller Länge modelliert. Die physikalischen Bedingungen
- 64 -
(Strömungsgeschwindigkeit, Fluid-Viskosität, Rohreigenschaften) werden aus dem
Betrieb der Versuchsanlage übernommen. Unter turbulenten Strömungsbedingungen
(ca. ab Reynoldszahl 2300) wird das k-ω-Modell eingesetzt, um die zusätzlichen
zufällig auftretenden Strömungsturbulenzen zu beschreiben. Dieses Turbulenz-
Modell ist zur Auflösung der Reynolds-gemittelten Navier-Stokes-Gleichungen
(RANS), einem Ansatz zur numerischen Lösung von turbulenten Fluid-Strömungen,
erforderlich. Die Bewegung von Partikeln in der so berechneten Rohrströmung wird
durch Kräfte (welche originär unter laminaren Strömungsbedingungen wirken)
verursacht, die als Kräftebilanz in Comsol beschrieben werden.
Diese Kräftebilanz wurde durch LERCH (2008) für den Flockentransport in
Ultrafiltrationskapillaren unter laminaren Bedingungen entwickelt. Es wird für die
Bedingungen in Rohrleitungen adaptiert und testweise auch für turbulente
Strömungsbedingungen erprobt. Folgende Unterschiede bestehen zwischen UF-
Kapillaren und Rohrleitungen, die zu einer Vereinfachung des
Partikeltransportmodells von LERCH führen:
1. Rohrwände sind nicht permeabel. Querströmungen zur Rohrachse entfallen
somit.
2. Der Durchmesser von Rohrleitungen in Verteilungssystemen ist im Vergleich
zu typischen 1-mm-Kapillaren mindestens 80-fach größer. Partikel-Wand-
Interaktionen (Abstoßung durch Oberflächenladungseffekte) werden nicht
berücksichtigt.
3. Partikelkonzentrationen in der Trinkwasserverteilung sind deutlich niedriger
als bei Filtrationsprozessen mit Ultrafiltrationsmembranen. Partikel-Partikel-
Interaktionen und konzentrationsbasierte Effekte sind wesentlich schwächer
ausgebildet. Die auf Basis der DLVO-Theorie wirkenden
Anziehungs-/Abstoßungseffekte zwischen Partikeln werden daher nicht
berücksichtigt. Konzentrationsbasierte Effekte in Form der behinderten
Einzelpartikelbewegung werden trotzdem berücksichtigt, da ein Einfluss in
Wandnähe nicht ausgeschlossen werden kann.
4. Die mittlere Strömungsgeschwindigkeit in einer Rohrleitung ist konstant,
besonders im Vergleich zur Dead-End-Filtration, bei der die
Strömungsgeschwindigkeit entlang der Kapillarachse Richtung Null tendiert.
- 65 -
Trägheitskräfte in Strömungsrichtung entfallen dementsprechend unter
stationären Strömungsbedingungen.
Die Bewegung eines Partikels vertikal zur Hauptströmungsrichtung bzw. Rohrachse
in boty -Richtung, d.h. in Richtung der Erdanziehungskraft zum Boden der Rohrleitung
ist das Ergebnis wirkender Kräfte (Tabelle 9). Das Koordinatensystem für die
Berechnung der örtlich abhängigen Kräfte auf ein Partikel hat den
Koordinatenursprung auf der Rohrsohle. Die botx -Achse liegt parallel zur Rohrachse
in Strömungsrichtung, die boty -Achse zeigt vertikal in Richtung der Rohrachse.
Tabelle 9. Berücksichtigte Kräfte auf Partikel in Rohrströmung, aus LERCH (2008)
Kraft Gleichung für Kraft in y-Richtung Nr.
Sedimentations-kraft
gR3
4fF 3
PFPshapey,sed (13)
Brownsche Diffusion PF
pipe
P,Vbrowny,brown R6
dR
dcDF (14)
Scherinduzierte Diffusion
P,VcPFpipe
P,Vsheary,shear cfR6
dR
dcDF (15)
Laterale Migration
pipebot
pipebot
P,VcLPF
P,VcLPFy,lat D 0,5 yfür
D 0,5 yfür
cfvR6
cfvR6F (16)
Widerstands- kraft
P,Vcy,PFPFy,drag cfvvR6F (17)
Informationen zu den Kräften können z. B. bei LERCH (2008), PANGLISCH (2001) und
CROWE (1998) nachgeschlagen werden. Benötigte Paramter sind im Anhang 11.7
hinterlegt. Wirkungsrichtung und Intensität der aufgeführten Kräfte hängen von den
Partikel- sowie Fluideigenschaften und der Position des Partikels im
Geschwindigkeitsfeld bzw. Rohrquerschnitt ab (Bild 24).
- 66 -
Bild 24. Modelltheoretische Bewegung eines Partikels in Rohrströmung
Während die Brownsche Diffusion als thermodynamischer Effekt speziell bei kleinen
Partikeln und großen Konzentrationsgradienten pipeP,V dR/dc wirkt, hängt die
scherinduzierte Diffusion neben dem Feststoffkonzentrationsgradienten pipeP,V dR/dc
und den lokalen Schergradienten des Fluids auch von der Feststoffkonzentration ab
und wirkt bei größeren Partikeln intensiver.
Die Sedimentationskraft ist die Summe aus Auftrieb und Gewichtskraft. Sie wurde
hier durch den Partikelformfaktor shapef ergänzt.
Intensität und Richtung der Widerstandskraft hängen direkt von der momentanen
(„stationären“) Geschwindigkeitsdifferenz zwischen Partikel und Fluid ab. Je größer
die Differenz, desto stärker wirkt die Widerstandskraft. Die Richtung der Kraft hängt
davon ab, ob das Partikel schneller oder langsamer als das Fluid ist.
Die laterale Migration ist die Bewegung eines Partikels vertikal zur Rohrachse bzw.
Hauptströmungsrichtung und fasst zahlreiche Phänomene zusammen, die einzeln in
der Literatur beschrieben werden, z. B. die Magnus-Kraft (Rotation eines Partikel
aufgrund von Partikel-Wand-Kontakt, CROWE, 1998) und Saffman-Kraft
(Querbewegung eines Partikels zur Rohrströmung aufgrund des Scher- bzw.
Geschwindigkeitsfeldes in einer Rohrströmung). Die laterale Migration hat ihr
Wirkungsminimum auf Gleichgewichtsbahnen, die sich zwischen Rohrachse und
Rohrwänden einordnet.
- 67 -
Die in Bild 24 idealisiert dargestellte resultierende Bewegung eines Partikels im
botx - boty -Koordinatenfeld in boty -Richtung in Abhängigkeit von den wirkenden
Kräften kann durch Aufstellung eines Kräftegleichgewichtes aus den Gl. (13) bis (17)
berechnet werden:
0FFFFF y,dragy,laty,sheary,browny,sed
(18)
Die Summe aller wirkenden Kräfte ist Null und im Falle eines Einzelpartikels in
ruhender Flüssigkeit vereinfacht sich das Kräftegleichgewicht zur STOKESschen
Sinkgeschwindigkeit und BROWNschen Diffusion. Durch Einsetzen der
Kräftegleichungen aus Tabelle 9 in Gl. (18) und Umstellen auf die in der
Widerstandskraft enthaltene Partikelgeschwindigkeit y,Pv kann die Partikelbewegung
in boty -Richtung (vertikal zur Rohrachse) ermittelt werden:
*
P,VcPF
y,sheary,browny,laty,sedcaliby,P
cfR6
FFFFkv
(19)
calibk ist ein Korrekturfaktor, der aus dem Vergleich von experimentell ermittelten und
modellierten Partikelsinkgeschwindigkeiten ermittelt wurde.
Für die in botx -Richtung wirkenden Kräfte auf Partikel wird aufgrund des großen
räumlichen Maßstabes und der geringen zeitlichen Auflösung der Tagesganglinien
für die Rohrnetzhydraulik vereinfachend angenommen, dass die Partikelbewegung
parallel entsprechend zur Fluidbewegung mit x,Fx,P vv erfolgt.
Modelliert wurde die Versuchsstrecke der PE-Kreislaufanlage in Comsol mit 80 mm
Durchmesser und 195 m Rohrstrecke. Die Partikeleigenschaften (Form und Dichte)
wurden entsprechend Kapitel 7.3.8 berücksichtigt. Die Ergebnisse der hydraulischen
Berechnungen in Comsol Multiphysics können als Geschwindigkeitsplot und die
Partikelbewegungen auf Grundlage der berechneten Hydraulik als Bahnlinien
ausgegeben werden, wie in Bild 25 dargestellt.
- 68 -
Bild 25. Modellierungsergebnis in Comsol Multiphysics für die Versuchsstrecke;
mit farbigem Geschwindigkeitsprofil und schwarzen Partikelbahnen bei einer mittleren Strömungsgeschwindigkeit von 0,012 m/s
Die Grafik ist in der Breite gestaucht. Es wird das laminare Geschwindigkeitsprofil
der Versuchsstrecke bei einer mittleren Strömungsgeschwindigkeit von 0,012 m/s
gezeigt. Die schwarzen Linien bilden die Bahnen von Partikeln ab, die die
Rohrleitung von links nach rechts passieren und sich gemäß der Kräftebilanz in
Richtung Rohrsohle bewegen, während die Rohrströmung sie durch die Leitung
transportiert.
7.6.3.2 Berechnung der sedimentierten Partikelfraktion
Durch Variation der Starthöhe der Partikel kann – unter der Annahme homogener
Durchmischung am Einlass der Rohrleitung (durch die Pumpen der Versuchsanlage)
– der aus Ablagerungsvorgängen resultierende partikelfreie Teil des
Rohrquerschnittes bestimmt werden. Das heißt, durch Anpassung der Startposition
eines Partikels auf der (linken) Eingangsseite der Rohrleitung wird die Starthöhe
gesucht, bei der dieses Partikel genau 195 m mit Kontakt am Ende der Rohrstrecke
- 69 -
transportiert werden kann. Die Starthöhe entspricht dann der durch das Partikel auf
195 m Rohrstrecke zurückgelegten Sedimentationsstrecke. Partikel, die eine höhere
Startposition aufweisen, werden demzufolge nicht durch Sedimentation abgelagert.
Mittels der Annahme einer gewölbten Sedimentationsfront im Rohrquerschnitt kann
aus der Sedimentationsstrecke seds der Anteil der Rohrquerschnittsfläche berechnet
werden, der auf der Rohrstrecke sedimentiert ist (Bild 26).
Bild 26. Modell der Sedimentation im Rohrquerschnitt
Der Sedimentationshorizont teilt den Rohrquerschnitt in einen partikelfreien und
einen partikelbelasteten Teil (schraffiert) ein. Bei horizontalem, geradem
Sedimentationshorizont entspricht der partikelbelastete Teil im geometrischen Sinne
einem Kreissegment, bei gewölbtem Horizont statt dessen einer Linse.
Die Fläche der in Bild 26 schraffierten Linse berechnet sich wie folgt (MATHWORLD):
pipesed2
sedpipesedpipesed2
pipesed D2ssD2s2
1D2/sarccosD2A
(20)
Gegenüber der klassischen Variante mit geradem Horizont sedimentieren bei
gewölbtem Horizont am Anfang des Sedimentationsprozesses (der komplette
Rohrquerschnitt ist partikelbelastet) mehr Partikel. In Bild 27 ist das schrittweise
Sedimentieren in einem Rohrquerschnitt dargestellt.
- 70 -
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1
Lage des Sedimentationshorizonts unter dem Rohrscheitel in hsed/DKreis
se
dim
en
tie
rte
r K
reis
flä
ch
en
an
teil
Ase
d/A
krei
s p
ro Z
eit
sc
hri
tt
sedimentierter Teil (Linse) sedimentierter Teil (Segment)
Sedimentations-horizont
Bild 27. Vergleich von Sedimentation im Rohrquerschnitt mit waagerechtem und
gewölbtem Sedimentationshorizont
Die Kurven zeigen, welcher Flächenanteil des Rohrquerschnitts pro „Zeitschritt“ mit
der jeweiligen Art der Modellierung des Sedimentationshorizontes aussedimentiert.
Die linke, rot schraffierte Fläche hebt hervor, dass bei der Variante mit gewölbtem
Horizont anfangs deutlich mehr Partikel pro Zeitschritt sedimentieren (13 % im
Vergleich zu 5 %). Ursache ist, dass anfangs als Ablagerungsfläche der komplette
Rohrumfang unterhalb der Rohrachse zur Verfügung steht. Bei fortschreitender
Sedimentation verringert sich diese Umfangsfläche, so dass dann immer weniger
Partikel sedimentieren (rechte, grün schraffiertem Fläche).
7.6.3.3 Vergleich von Modellierungsergebnissen und experimentellen Ergebnissen
Unter laminaren Strömungsbedingungen weichen die mit dem
Partikeltransportmodell berechneten Absetzgrade absolut um maximal ca. 10 % und
relativ um ca. 5 - 40 % von den experimentell bestimmten Werten ab. Unter
turbulenten Strömungsbedingungen ist die Abweichung größer und liegt absolut bei
ca. 10 % bzw. relativ bei ca. 15 - 70 %.
Der Korrekturterm calibk zur Kalibrierung der mit dem Partikeltransportmodell
ermittelten Partikelgeschwindigkeit in y-Richtung (vertikal zur Rohrachse; vgl.
Gl. (19)) wurde für den laminaren Strömungsbereich bestimmt:
- 71 -
s/m
v68,38
lam,calib
F
e527,1k
.
(21)
Unter turbulente Strömungsbedingungen wurden in den Kreislaufanlagen neu
gebildete Ablagerungen über dem gesamten Rohrumfang nachgewiesen, auch an
den glatten PVC-Sichtstücken. Da ein praktikabel zu handhabendes Transportmodell
für turbulente Strömungsbedingungen nicht vorlag, wurde das vorhandene laminare
Transportmodell mit den unter turbulenten Bedingungen gewonnenen
experimentellen Ergebnissen kalibriert. Für den turbulenten Strömungsbereich ist der
Korrekturterm calibk :
s/m
v863,1
turb,calib
F
e427,0k
.
(22)
Die berechnete Partikelabsetzgeschwindigkeit ohne Kalibrierung wäre unter
laminaren Strömungsbedingungen zu niedrig. Unter turbulenten
Strömungsbedingungen wäre die berechnete Absetzgeschwindigkeit zu hoch. Die
experimentellen Ergebnisse gemäß Gl. (12) und die mit dem kalibrierten Modell
berechneten Werte für Eisenoxid-Partikel mit 3,75 µm Durchmesser sind in Bild 28
dargestellt.
- 72 -
Bild 28. Vergleich berechneter Ergebnisse mit experimentellen Ergebnissen der
Partikelablagerung in Rohrströmung; Eisenoxid-Partikel mit 3,75 µm Durchmesser
Die berechneten Werte verschiedener Partikelgrößenklassen sind in Bild 29
dargestellt.
- 73 -
Bild 29. Modellvorhersage für Absetzgrade bei Eisenoxidpartikeln
Die Modellvorhersage weicht unter laminaren Strömungsbedingungen relativ
zwischen 1,4 % und 23,4 % von den experimentellen Werten ab (im Mittel 10,0 %).
Unter turbulenten Strömungsbedingungen liegt die Abweichung zwischen 2,2 % und
59,7 % (im Mittel 22,2 %). Das Modell gibt unter laminaren Strömungsbedingungen
brauchbare Ergebnisse aus. Unter turbulenten Bedingungen sind die Ergebnisse nur
bedingt nutzbar, so dass hier zukünftig andere Modelle entwickelt bzw. verwendet
werden müssen.
7.6.4 Modellierung der Resuspension von Ablagerungen
Die Bildung partikulärer Ablagerungen erfolgt entsprechend Bild 14 durch die
Prozesse Sedimentation, Adsorption und örtliche Korrosion. Ein Unterschied besteht
zwischen diesen Prozessen in der räumlich zu definierenden Ablagerungsbildung im
Rohrquerschnitt (Bild 30).
- 74 -
Bild 30. Modellansatz für Ablagerungen in Rohrleitungen
Während sich Partikel aus örtlicher Korrosion am gesamten Rohrumfang ablagern,
erfolgt die Partikelablagerung durch Sedimentation nur in der unteren Rohrhälfte.
Adsorption tritt bei hohen (turbulenten) Strömungsgeschwindigkeiten und eventuell
ergänzend durch mechanisch/geometrisch verursachte Störungen im Strömungsfeld,
z. B. hinter halbgeschlossenen Verschlussarmaturen, auf. Resultierende
Ablagerungen finden sich dann über den gesamten Rohrquerschnitt, bzw. bei lokalen
Störungen des Strömungsfeldes insbesondere dort, wo die abgelenkte Strömung auf
eine Oberfläche prallt.
Im Modell werden Ablagerungen im Rohrquerschnitt zweckmäßig in zwei Abschnitten
betrachtet, wie in Bild 30 dargestellt, und haben jeweils eine eigene, über den halben
Rohrumfang konstante Dicke. Innerhalb jeder dieser Schalen wird vereinfachend
angenommen, dass Partikel mit verschiedenen Eigenschaften gleichförmig verteilt
sind und die Ablagerungsdichte über die Ablagerungstiefe konstant ist.
Die Dicke der Schalen hängt von der abgelagerten Partikelmasse, Partikeldichte und
der Ablagerungsdichte ab. Eine Mobilisierung dieser Partikel erfolgt nur unter
turbulenten Strömungsbedingungen. Die Rohrströmung kann dann als eine laminare,
ablagerungseinhüllende Grenzschicht und eine turbulente Kernzone beschrieben
werden, die die Partikelablagerung begrenzt.
Unter turbulenten Strömungsbedingungen sind die Wandschubspannungen auf
Ablagerungen um mindestens ein Hundertfaches größer als unter laminaren
Strömungsbedingungen. Ob für die Mobilisierung der partikulären, stark
wasserhaltigen Ablagerungen eine spezielle Wandschubspannung erforderlich ist,
wie z. B. durch SLAATS ET AL. (2003) postuliert, konnte experimentell nicht untersucht
werden. Es ergibt sich jedoch die im Folgenden vorgestellte Korrelation zwischen der
- 75 -
Dicke der laminaren Grenzschicht unter turbulenten Bedingungen und der Menge
mobilisierten Materials.
Als Ablagerungsraum für Partikel dient entsprechend des Modellierungsansatzes die
laminare Grenzschicht. Da deren Dicke mit steigender Strömungsgeschwindigkeit
abnimmt, kann eine Mobilisierung vorhandener Ablagerungen auftreten, wenn diese
durch Geschwindigkeitserhöhungen plötzlich in die turbulente Kernzone ragen
(Bild 31).
Bild 31. Modellierungsansatz für die Mobilisierung: bei steigenden
Strömungsgeschwindigkeiten werden abgelagerte Partikel abgeschert
Die Dicke der laminaren Grenzschicht wird mit Gl. (56) berechnet. Zukünftige
Verbesserungen dieses Modellansatzes bestehen in der Berücksichtigung von
Inkrustationen, welche durch Beeinflussung von Strömungsfeldern einen bisher nicht
genau spezifizierbaren Einfluss auf die Ablagerungsbildung und -mobilisierung haben
könnten.
Die Auswirkung einer Geschwindigkeitserhöhung in einem Rohr auf vorhandene
Ablagerungen ist in Bild 32 exemplarisch für ein DN80-Rohr mit einer 4 mm starken
Ablagerung bzw. einer 1 mm Ablagerung dargestellt.
- 76 -
Bild 32. Ablagerungsmobilisierung in eine Rohr DN80 bei steigender
Strömungsgeschwindigkeit Fv
Befinden sich wenige Ablagerungen im Rohrquerschnitt, erfolgt die Mobilisierung
später. Aus der 4-mm-Ablagerung werden bei Fv = 0,05 m/s erste Teile mobilisiert,
bei der 1-mm-Ablagerung erst bei 0,2 m/s. Dies stimmt mit den experimentellen
Beobachtungen überein, die in Bild 22 dargestellt sind. Dort wurde die
Ablagerungsbildung nach entsprechender Versuchsdauer gehemmt, indem Partikel,
die keinen Platz im bereits gefüllten „Puffer“ laminare Grenzschicht hatten,
resuspendiert wurden. Dies führte zu einem Anstieg der Trübung im freien
Wasserkörper. Bei niedrigen turbulenten Strömungsgeschwindigkeiten (0,05 m/s und
0,07 m/s) war dies deutlich weniger stark ausgeprägt als bei höherer
Strömungsgeschwindigkeit (0,1 m/s). Die noch vorhandenen Ablagerungen werden
erst mobilisiert, wenn die Mobilisierungsgeschwindigkeit höher ist als die
ablagerungslimitierende Geschwindigkeit.
Die Mobilisierung der Ablagerungen in der Stahl-Kreislaufanlage ist in Bild 33
dargestellt, zusammen mit der gestrichelt dargestellten Abnahme der laminaren
Grenzschicht. Wird von einer vor der Mobilisierung voll gefüllten laminaren
Grenzschicht ausgegangen, kann aus der Verringerung des Volumens dieser Schicht
- 77 -
und der mobilisierten Feststoffmenge die Ablagerungsdichte berechnet werden. Die
Dichte der Partikel und Aggregate wurde bereits in Kapitel 7.3.8 ermittelt.
Bild 33. Zusammenhang zwischen mobilisierter Ablagerungsmenge
(experimentell) und verloren gegangenem Speichervolumen (Modell) in der laminaren Grenzschicht bei steigender Strömungsgeschwindigkeit
Die Ablagerungsvolumenkonzentration sed,Vc berechnet sich aus den in Bild 33
dargestellten Parametern mobilisierte Ablagerungsmenge mobm und mobilisiertem
anteiligem Volumen der laminaren Grenzschicht LBLV pro Meter Rohrleitung bzw.
m² Rohroberfläche.
%100V
mc
LBLP
mob,sedsed,V
(23)
- 78 -
Dabei ergeben sich in der Stahl-Kreislaufanlage bei großen Ablagerungsmegen sehr
niedrige Ablagerungsvolumenkonzentrationen von 0,0415 %. Wie in Bild 20 zu sehen
ist, sind partikuläre Ablagerungen aus Korrosion nicht als glatter Film auf der
Rohroberfläche verteilt sondern als rauhe Struktur, woraus sich der niedrige Wert
erklärt. Für gealterte Rohre müsste zusätzlich die eventuell vorhandene
Oberflächenvergrößerung aus Inkrustationen aufgrund von Korrosion berücksichtigt
werden, was bei den hier verwendeten neuwertigen Rohren entfällt.
7.6.5 Die dynamische Wasserqualitätsmodellierung
Zur Verknüpfung der modellierten individuellen Reaktionen mit der Hydraulik und
Struktur in Trinkwasserverteilungssystemen stehen Modelle bzw. Methoden zur
Verfügung, die sich in den letzten Jahren bereits bewährt haben. LANSEY und BOULOS
(2005) beschreiben diese Berechnungsansätze anhand zahlreicher Abbildungen und
Beispiele eingehend.
Die hydraulische Modellierung ist Grundlage der Wassergütemodellierung in
Trinkwasserverteilungssystemen. Seit den Anfängen hydraulischer Rohrnetzmodelle
in der Praxis in den 1960er Jahren (BEILKE 2006) wurden die zugrunde liegenden
Messverfahren kontinuierlich weiter verbessert. Heute stehen für die numerische
(computergestützte) Berechnung von Netzen mit tausenden Knoten zahlreiche
Softwarepakete von nationalen und internationalen Herstellern zur Verfügung, z. B.
STANET, welches in dieser Arbeit eingesezt wurde, und SIR 3S (beide Deutschland,
kommerziell), InfoWorks WS (Großbritannien, kommerziell) und EPANET (USA, frei
verfügbar).
Dieser Fortschritt in der Rechenleistung und -kapazität ist insofern wichtig, als für die
Berechnung der Wasserqualität in Verteilungssystemen detaillierte Netzmodelle
erforderlich sind, die auch kleine, im hydraulischen Sinne unbedeutende
Versorgungsleitungen einschließen. Hauptleitungen mit ihrem hohen
Volumendurchsatz sind unter Qualitätsaspekten dafür bekannt, Kontaminationen
schnell über große Netzbereiche zu verteilen. Kleine Versorgungsleitungen haben
hingegen eine große Rohrinnenfläche im Vergleich zum Volumen, was sich
hinsichtlich chemischer und mikrobiologischer Reaktionen an der Rohrwand als
nachteilig erweist. Da auch die Strömungsbedingungen in kleinen Rohrleitungen
wesentlich komplexer, weil dynamischer, sein können (z. B. BLOKKER und VREEBURG,
2005, BUCHBERGER ET AL., 2003) und aus niedrigen Strömungsgeschwindigkeiten
regelmäßig starke zeitabhängige Veränderungen der Wasserqualität resultieren, liegt
- 79 -
das Augenmerk bei der Wassergütemodellierung insbesondere auf diesen Leitungen
und Netzabschnitten.
Klassische Modellansätze, bei denen für ein Verteilungssystem bei stationären
hydraulischen Bedingungen auch für das Wasseralter und die Konzentration von
Wasserinhaltsstoffen stationäre Zustände berechnet werden, wurden in den 80er
Jahren in den USA durch neu entwickelte dynamische, 1-dimensionale Modelle
erweitert und abgelöst. Diese trugen den deutlich schwankenden hydraulischen
Bedingungen im Netzbetrieb Rechnung. Die Wasserqualität kann deutlich diffiziler
und in Abhängigkeit vom tatsächlichen Systemzustand berechnet werden.
Der Vergleich mit Messwerten aus dem realen System wird in Konsequenz
verbessert, da natürlich auch gemessene Wasserparameter über den Tagesverlauf
deutlichen Schwankungen unterliegen können.
1-dimensionales Modellieren bedeutet für Trinkwasserverteilungssysteme, dass zum
Einen die Berechnung auf Basis mittlerer Strömungsgeschwindigkeiten in einer
Leitung erfolgt und zum Anderen die Rechenergebnisse nur entlang der Rohrachse
dieser betrachteten Leitung variieren, nicht jedoch im Strömungsquerschnitt bzw.
vertikal zur Rohrachse. Alleiniger Transportmechanismus ist demzufolge die
Advektion. Dispersion aufgrund der Geschwindigkeitsvariation im
Strömungsquerschnitt entfällt ebenso wie die Diffusion.
Es wird bei der dynamischen Wasserqualitätsmodellierung zwischen zwei
grundlegenden Ansätzen unterschieden (ROSSMAN, 1996). Der Eulersche Ansatz
basiert darauf, dass der Wasserkörper in jeder Rohrleitung des betrachteten
Verteilungsnetzes in stationäre Wasservolumen diskretisiert wird. Betrachtet man
eine Rohrleitung und den in ihr enthaltenen Wasserkörper, so haben alle
Wasservolumina die selbe Größe (Strömungsquerschnitt und Länge). Dieses Gitter
ist unbeweglich und der Austausch des Wasservolumeninhalts zwischen
benachbarten Wasservolumina kann in Abhängigkeit vom Leitungsdurchfluss
eindimensional berechnet werden.
Beim Lagrangeschen Ansatz wird der Wasserkörper ebenso diskretisiert, ist aber
nicht örtlich fixiert. Die diskreten Wasservolumen bewegen sich stattdessen mit der
Strömung durch das Verteilungssystem. Demzufolge werden neue Wasservolumen
über die gesamte Berechnungszeitdauer stromabwärts von Leitungsknoten in
Abhängigkeit von Güteparametern und Strömungsgeschwindigkeit neu gebildet, da
- 80 -
bestehende Volumina das System an Knoten „verlassen“. Neue Volumina werden
stromabwärts von Knoten gebildet und haben in Abhängigkeit vom berechneten
Wassergüteparameter individuelle Längen, die sich aber während des Transportes
durch das System bis zum „Ableben“ an einem Knoten nicht ändern.
Die Software zur Vorhersage des Partikeltransportes in Kapitel 7.7 verwendet die
„Eulersche Diskrete-Volumen-Methode“ (DVM). Das Verfahrensprinzip ist in Bild 34
dargestellt.
Bild 34. Verfahrensschema der Eulerschen Diskrete-Volumen-Methode (aus
ROSSMAN, 1996)
Dargestellt ist exemplarisch an einem einzelnen Leitungsstrang das
Verfahrensprinzip der DVM bei der Verknüpfung von Reaktionen und Hydraulik in
einer Leitung mit angrenzenden Knoten.
Vor Berechnungsbeginn wird der Wasserkörper jeder Leitung in Pakete bzw.
Volumina gleicher Größe geteilt. Die Länge der Pakete hängt von den hydraulischen
Bedingungen in der jeweiligen Rohrleitung ab. Den Paketen werden individuell
Parameter zugeordnet, die für die Gütemodellierung erforderlich sind und über das
Volumen des jeweiligen Pakets konstant sind, z. B. Wassertemperatur und
Partikelmassentransportkonzentration.
- 81 -
Die Änderung der Massentransportkonzentration in einem Volumen besteht dann
aus der wiederkehrenden Abfolge der partikelbezogenen Reaktionen R in jedem
individuellen Volumen und dem nachfolgenden advektiven Transport des
Volumeninhalts entsprechend der Rohrströmung in das in Strömungsrichtung
anschließende Paket.
vol,m,Tvol,m,T
vol,x,Pvol,m,T cR
x
cv
t
c
(24)
Dabei ist vol,x,Pv die Geschwindigkeit des Partikels analog zur Strömungsrichtung in
Richtung botx und R die partikelbezogene Reaktion (Ablagerung, Mobilisierung) im
betrachteten Volumen in Abhängigkeit von der Partikelvolumenkonzentration. Die
immobile Sedimentmenge ergibt sich dann aus den ablaufenden Reaktionen.
Schließt ein Paket in Strömungsrichtung an einem Knoten ab (also am
Leitungsende), wird der Inhalt im Knoten zwischengespeichert. Knoten besitzen kein
Volumen, so dass deren Inhalt im selben Berechnungsschritt an das stromabwärts
folgende Wasserpaket einer verbundenen Leitung weitergegeben wird. Trifft der
Inhalt mehrerer Pakete in einem Knoten aufeinander, wird das im Knoten befindliche
Volumen vor dem Weitertransport gemischt. Bei der Partikeltransportmodellierung
betrifft dies die Massentransportkonzentration i,vol,m,Tc aller i Leitungen bzw.
Wasservolumen, die in den Knoten einmünden.
i
1ii
i
1ii,vol,m,Ti
node,m,T
Q
cQc
(25)
i
1iqinode tQV
(26)
Der für den Massenerhalt des Feststoffes zu berücksichtigende Verlust an
Suspension durch Verbraucher am Knoten kann bei der Berechnung der
Mischkonzentration ignoriert werden, da eine Entnahme von Suspension nicht zu
einer Änderung der Transportkonzentration führt.
Transport Reaktion
- 82 -
Das im Knoten zwischengespeicherte Wasservolumen nodeV mit der
Mischkonzentration im Knoten node,m,Tc wird nach dem Mischen entsprechend der
Durchflüsse in den angeschlossenen abfließenden Leitungen in die dazugehörigen
Pakete verteilt, abzüglich des Wasservolumens, das durch den Verbrauch am
Knoten verloren geht bzw. durch Einspeisung hinzu kommt. Die Massenerhaltung
unter hydraulischen Aspekten wird durch die Rohrnetzmodellierungssoftware
gewahrt.
Um das Sedimentieren von Partikeln in Richtung Rohrsohle und den dispersiven
Transport speziell unter laminaren Strömungsbedingungen zu berücksichtigen,
werden die horizontal angeordneten Pakete in vertikal angeordnete Volumina
unterteilt (Bild 35).
Bild 35. Diskretisierung des Wasserkörpers in den Rohrleitungen in Pakete und
vertikal angeordnete Ebenen
Dadurch können auch die beim Transport von partikulärem Material über den
Rohrquerschnitt gebildeten Konzentrationsprofile dargestellt werden.
- 83 -
7.7 Software zum Partikeltransport in Trinkwasserverteilungssystemen
7.7.1 Übersicht
Die in Kapitel 7.6 vorgestellten Modelle für den Transport, die Ablagerung sowie
Mobilisierung von Partikeln in Rohrströmung wurden in dem Softwarepaket Matlab
der Firma The Mathworks programmiert. Matlab ist eine Programmierumgebung, mit
eigener Syntax, in der Textfiles mit dem gewünschten Code erzeugt werden. Diese
werden direkt in Matlab gestartet.
Der Quellcode kann zu codierten Paketen zusammengefasst werden, die sich für die
Weitergabe eignen. Um die Ausführung der Pakte auf PCs ohne Matlab zu
ermöglichen muss auf diesen eine Runtime-Library (MCR) der selben Matlab-Version
wie bei der Paket-Erstellung installiert werden.
Aufgabe der Software ist es:
1. hydraulische Modelle von Trinkwasserverteilungssystemen zu importieren und
für weitergehende Berechnungen vorzubereiten,
2. den Partikeltransport zu berechnen
3. das Fouling von Leitungen durch Ablagerungsbildung zu ermitteln
4. die leitungsbezogene Wasserqualität unter definierten täglichen hydraulischen
Bedingungen vorher zu sagen
5. das leitungsbezogene Trübungspotential der Ablagerungen bei Mobilisierung
abzuschätzen
6. die Rechenergebnisse für den Export an die Rohrnetzmodellierungssoftware
aufzubereiten.
Die Software verfügt über mehrere Programmfenster, in denen z. B. Einstellungen
bezüglich der Partikeleigenschaften, der Partikelquellen und Berechnungsvorgaben
vorgenommen werden können (Bild 36, Bild 37).
- 84 -
Bild 36. Hauptfenster zur Durchführung von Import und Export von Daten,
Anpassung von Rechenparametern und Durchführung der Simulation sowie Ausgabe der einzelleitungsbezogenen Ergebnisse
- 85 -
Bild 37. Unterfenster für die Definition von als Quellen suspendierter Partikel
wirkender Systemeingängen
Analog zur Durchnummerierung in der GUI (Bild 36) werden folgende Aktionen durch
den Nutzer getätigt, um die Wasserqualität und das Fouling in einem Netz zu
berechnen:
1. Datenimport: Aus einer vorangehenden hydraulischen Modellierung eines
Verteilungssystems als Tagessimulation in Stanet werden alle erforderlichen
Angaben zu Hydraulik und Netzstruktur mit den Exportwerkzeugen von Stanet
in eine Text-Datei gespeichert, die vom Anwender in der
Modellierungssoftware geladen werden kann.
2. Der Benutzer wählt dann im nächsten Schritt die Qualität der Berechnung
aus, indem er die Diskretisierungsauflösung des Wasserkörpers im
Verteilungssystem einstellt. Dies wirkt sich deutlich auf die
Rechengeschwindigkeit aus.
3. Vom Benutzer werde bekannte Partikelquellen an denen suspendierte
Partikel ins System eingetragen werden, in Form von Wasserwerken,
Behältern oder sonstigen Systemeingängen definiert.mmmmmmmmmmmmm
Korrodierende Leitungsabschnitte werden durch Auswahl der allgemein
üblichen Namensschemata definiert, z. B. „GG“ für Graugussleitungen, ohne
geeigneten innwandigen Korrosionsschutz. Die betreffenden Leitungen
- 86 -
werden dann automatisch als Partikelquellen markiert. An Leitungsabschnitten
mit Korrosion werden Partikel in Form von Sediment eingetragen.
4. Abschließend kann der Benutzer einige Parameter für die Berechnung setzen,
aber auch die Standardparameter auswählen. Erforderlich ist auf jeden Fall
die Angabe der zu berechnenden Zeitschritte. Die schrittweise Fortführung
einer Berechnung ist dabei möglich.mmmmmmmmmmmmmmmmmmmmmm
Nach der Berechnung hat der Benutzer die Wahl, seine Ergebnisse als
Textdatei zu speichern oder in ein Stanet-kompatibles Text-Format zu
exportieren, welches dann in Stanet importiert werden kann, um direkt im
Netzmodell verschiedene Qualitätsparameter analysieren zu können.
5. In der rechten Hälfte der GUI werden durch Auswahl einer Leitung im
Dropdown-Menü einige Rechenergebnisse der gewählten Leitung angezeigt.
7.7.2 Datenbehandlung
7.7.2.1 Datenaustausch mit Rohrnetzmodellierungssoftware
Der Benutzer exportiert Netzstruktur und Hydraulik aus Stanet als Textdatei,
importiert diese in das Softwaremodul und führt seine Berechnungen durch. Die
Ergebnisse werden exportiert, in die Originaltextdatei eingefügt und abschließend
wieder an Stanet zur grafischen Darstellung übergeben.
Bild 38. Verknüpfung von Stanet und Softwaremodul
Die erforderlichen Import- und Export-Routinen werden durch Stanet und das
Software-Modul bereit gestellt.
7.7.2.2 Erforderliche Netzdaten
Von der Rohrnetzmodellierungssoftware müssen aus Tagessimulationsergebnissen
folgende Parameter übergeben werden:
- 87 -
Strömungsgeschwindigkeiten,
Strömungsrichtungen (positive/negative Geschwindigkeit),
An Netzeigenschaften werden übergeben:
Aufbau des Netzes (Leitungen und die zugehörigen Knoten)
Rohrlängen
kalibrierte Rohrdurchmesser
Rauigkeiten.
7.7.2.3 Ausgabe der Ergebnisse
Für die Darstellung in Stanet werden die Ergebnisse leitungsbezogen aufbereitet, da
Leitungseigenschaften nur für komplette Leitungsabschnitte zwischen zwei Knoten
ausgegeben werden. Zusätzlich können Ergebnisse als Textfile für Excel exportiert
oder in der GUI des Softwaremoduls paketbezogen betrachtet werden (Bild 39).
Bild 39. Feststofftransportkonzentration und Sedimente in einer Leitung mit
räumlichem Bezug zu den für die Berechnung angelegten diskreten Paketen; grün: begrenzende Knoten des Leitungsstranges
- 88 -
Die in der Software für die Berechnung verwendeten
Massentransportkonzentrationen und Massen werden mittels Umrechnungsfaktoren
in für die Praxis relevante Parameter umgerechnet:
Maximales Trübungspotential der Ablagerungen: Maximal möglicher
Trübungsanstieg im Wasserkörper eines Paketes einer Leitung, wenn alle
Ablagerungen in diesem Paket mobilisiert werden würden; Worst-Case-Fall,
da für die Mobilisierung aller Ablagerungen hohe Geschwindigkeiten
erforderlich sind, die nur bei Spülungen erreicht werden, üblicherweise nicht
jedoch im laufenden Betrieb
Minimale Dauer bis Mobilisierung von Ablagerungen auftritt: Zeitdauer, bis die
laminare Grenzschicht in einem Paket einer Leitung erstmalig mit Partikeln
gefüllt sein wird (siehe Kapitel 7.6.4 und 7.7.6) und erstmals im täglichen
Betrieb ein Trübungsanstieg im Wasserpaket auftritt.
Maximaler Trübungsanstieg im Wasserkörper: maximaler registrierter Anstieg
der Trübung in einem Wasserpaket einer Leitung bei einem
Mobilisierungsereignis unter den gegebenen täglichen hydraulischen
Bedingungen
Ablagerungen pro m² Rohroberfläche: mittlere Ablagerungsmenge in einer
Rohrleitung; sinnvoll, um Messergebnisse aus einem untersuchten
Verteilungssystem mit Rechenergebnissen zu vergleichen
- 89 -
7.7.3 Partikelklassifizierung
7.7.3.1 Lokalisierung der Partikelquellen
Punktförmige Partikelquellen
An Punktquellen werden suspendierte Partikel mit bekannten Eigenschaften in das
System eingetragen. Dies können z. B. ein Wasserwerks- oder
Hochbehälterausgang, aber auch ein Systemeingang in einen betrachteten
Netzabschnitt sein.
Während der Berechnung werden den Systemeingängen dann in jedem
Qualitätszeitschritt die vorgegebenen Massentransportkonzentrationen neu
zugewiesen.
Die Partikeltransportkonzentration kann im realen Netz mittels Trübungsmessung
über eine repräsentative Messperiode erfasst und dann in der Software als
Trübungsmittelwert eingetragen werden.
Der Umrechnungsfaktor von der Feststoffmassenkonzentration in g/L (= kg/m³) zur
Trübung in FNU wurde mit 516,414 FNU/(kg/m³) ermittelt. Da nicht abschließend
untersucht werden konnte, ob diesem Wert eine Referenz für verschiedenste
Trinkwässer zugestanden werden kann, ist die Eingabe eines Alternativwertes in der
grafischen Oberfläche der Software möglich.
Linienförmige Partikelquellen
Als partikelbildende Mechanismen, die ganze Leitungsabschnitte betreffen, kommen
Korrosion, Biofilmaktivität und Flockung/Fällung von Wasserinhaltsstoffen in
Betracht. Berücksichtigt wird bisher die Korrosion ungeschützter Stahl- und
Graugussleitungen im System, wobei angenommen wird, dass alle betroffenen
Leitungsabschnitte mit einer konstanten Intensität korrodieren. Meistens betrifft dies
Leitungen, die in Rohrnetzmodellierungssoftware mit „GG“ (Grauguss), „G“ (Guss)
und „ST“ (Stahl, ohne Auskleidung) bezeichnet werden.
Die Korrosionsgeschwindigkeit gibt an, wieviel Feststoff pro m² glatter
Rohroberfläche pro Tag durch Korrosion gebildet wird. Es wird davon ausgegangen,
dass Sauerstoffkorrosion dominiert (Sauerstoffkonzentration an der Rohroberfläche >
0 mg/L) und die durch Korrosion in jedem Zeitschritt gebildete Partikelmasse zu
- 90 -
100 % als Sediment vorliegt. Die Partikelbildung wird somit direkt den
Wasserpaketen zugeordnet. Um den zwischen Sommer und Winterhalbjahr
schwankenden Korrosionsablauf zu berücksichtigen, wurde die von KUCH (1984)
experimentell ermittelte Abhängigkeit der Korrosion von Stahlrohren mit Deckschicht
von der Wassertemperatur berücksichtigt.
Da die Korrosionsgeschwindigkeit von Wasserparametern, Hydraulik und
Rohrmaterial abhängt, kann diese in der grafischen Oberfläche vor
Berechnungsbeginn angepasst werden.
7.7.3.2 Beschreibung der Partikelsysteme
Die komplexe Partikelmatrix in Trinkwasserverteilungssystem setzt sich aus
zahlreichen organischen und anorganischen Partikelsystemen zusammen.
Berücksichtigt werden in der Software aktuell die Partikelkategorien „Partikel vom
Wasserwerk“ und „Partikel durch Korrosion metallischer Rohrleitungen“.
Die Partikel einer Kategorie werden in Größenklassen fraktioniert an die Software
übergeben (zur Darstellung von Partikelgrößenverteilungen siehe DIN ISO 9276-1).
Partikel kleiner als 1,5 µm werden bei der Berechnung nicht berücksichtigt, da deren
Massenanteil am detektierten Partikelaufkommen meist bei < 1 % liegt. Für Partikel
größer 16 µm konnte unter normalen Bedingungen im freien Wasserkörper nur ein
sehr geringes Aufkommen festgestellt werden, so dass auf eine Berücksichtigung
verzichtet wird. Die bedarfsweise Ergänzung von Partikelklassen in der GUI ist
möglich.
Softwareintern werden suspendierte Partikel als Massentransportkonzentration
berechnet, d. h. alle Partikel einer Größenklasse in einem Wasservolumen haben
eine Gesamtmasse, die auf dieses Wasservolumen bezogen wird. Jedes
Wasservolumen hat eine eigene Transportkonzentration. Innerhalb eines
Wasservolumens gibt es keine Konzentrationsgradienten. Für Eisenoxidpartikel wird
die Dichte in Abhängigkeit von der Partikelgröße berechnet (Kapitel 7.3.8); für
Partikel am Wasserwerksausgang wird exemplarisch eine Dichte von 1.100 kg/m³
angenommen. Die Bestimmung der Partikeldichten in Abhängigkeit von der
Partikelgröße analog zu Eisenoxidpartikeln steht hier noch aus.
- 91 -
Alle abgelagerten Partikel einer Größenklasse in einem Wasserpaket haben eine
Sedimentmasse, die diesem Paket zugeordnet wird. Es wird zwischen Ablagerungen
am unteren und oberen Rohrumfang unterschieden.
7.7.4 Diskretisierung von Raum und Zeit
Zeitdiskretisierung der hydraulischen Simulation
Durch die Diskretisierung der Zeit wird der kontinuierlich ablaufende Prozess der
Wassergüteänderung diskontinuierlich in definierten Zeitschritten beschrieben. Es
wird zwischen hydraulischen Zeitschritten unterschieden, die sich aus der
hydraulischen Berechnung mit einer Rohrnetzmodellierungssoftware ergeben, sowie
Qualitätszeitschritten der dynamischen Gütemodellierung, in denen die Veränderung
der Wassergüte in Abhängigkeit von den hydraulischen Parametern des gerade
aktuellen hydraulischen Zeitschrittes berechnet wird. In Bild 40 ist dargestellt, dass
ein Qualitätszeitschritt ein Teil eines hydraulischen Zeitschrittes ist.
Bild 40. Diskretisierung der Zeit für die hydraulische Simulation und die
Güteberechnung
Allen Qualitätszeitschritten innerhalb eines hydraulischen Zeitschrittes liegen die
selben hydraulischen Bedingungen zu Grunde, bis durch einen neuen hydraulischen
Zeitschritt geänderte hydraulischen Bedingungen übergeben werden.
Die Diskretisierungsschrittweite bei der Tagessimulation der hydraulischen
Bedingungen in einem Verteilungssystem liegt üblicherweise bei 60 Minuten. Für die
Qualitätsmodellierung sind wesentlich kleinere Schrittweiten sinnvoll, da große
Schrittweiten Verbrauchsschwankungen und somit Durchflussspitzen in den
Leitungen glätten. Da Durchflussspitzen bei der Mobilisierung von Ablagerungen eine
entscheidende Bedeutung zukommt, gilt: Je höher die Auflösung der zeitlichen
Diskretisierung der Durchflussganglinien, desto genauer bildet die Güteberechnung
die realen Bedingungen im System ab. Für das betrachtete Verteilungssystem
standen Schrittweiten mit 5 Minuten Länge zur Verfügung.
- 92 -
Zeitdiskretisierung der Qualitätsberechnung
Die Qualitätszeitschrittweite qt entscheidet darüber, mit welcher räumlichen
Auflösung die Ablagerungsbildung berechnet wird, da die Diskretisierung der
Rohrleitungen bzw. des Wasserkörpers davon abhängt. Qualitätszeitschritte sind ein
ganzzahliger Teil von hydraulischen Zeitschritten, z. B. eine Minute bei einer
hydraulischen Schrittweite von fünf Minuten.
In einem Qualitätszeitschritt werden alle partikelbezogenen, zeitabhängigen
Reaktionen, also Transport, Ablagerung, Mobilisierung und Korrosion für das
komplette System durchgerechnet. Wird, wie im vorliegenden Beispiel, nach fünf
Qualitätszeitschritten ein hydraulischer Zeitschritt abgeschlossen, werden die
hydraulischen Netzparameter des aktuellen hydraulischen Zeitschrittes in der
Datenbank (Wassertemperatur, Strömungsgeschwindigkeit und -richtung, usw.) mit
den Daten des nächsten hydraulischen Zeitschrittes überschrieben, so dass die
folgenden Qualitätszeitschritte auf die korrekten hydraulischen Daten zugreifen
können.
Diskretisierung des Wasserkörpers
Der Wasserkörper in den individuellen Leitungen wird in entlang den Rohrachsen
aneinander gereihte Pakete aufgeteilt. Diese Pakete sind wiederum in vertikal
übereinander liegende Ebenen eingeteilt, so dass sich das bei der 2-dimensionalen
Berechnung verwendete Gitter aus diskreten Volumina ergibt.
Die Diskretisierung beeinflusst direkt die Anzahl der diskreten Volumina für die
Berechnung und damit den Rechenaufwand sowie die räumliche Auflösung der
Rechenergebnisse und den Einfluss der numerischen Dispersion. Der Anwender
stellt daher in der Software die Mindestlänge der Wasserpakete und Anzahl der
vertikal angeordneten Ebenen ein.
Alle Volumen in einer Leitung haben die selbe Länge. Diese hängt von der mittleren
täglichen Strömungsgeschwindigkeit day,Fv ab, die vor der Diskretisierung für jede
Leitung aus den mittleren absoluten Strömungsgeschwindigkeiten i,Fv berechnet
wird:
i
1i,Fday,F vabsv .
(27)
- 93 -
Da das Vorzeichen der Strömungsgeschwindigkeit bei STANET richtungsabhängig
ist, wird mit Absolutwerten gerechnet.
Zusammen mit der Qualitätszeitschrittweite qt ergibt sich die Volumenlänge einer
Leitung zu
qday,FVolume tvL .
(28)
Ergibt sich aufgrund hoher Strömungsgeschwindigkeiten pipeVolume LL , dann gilt
pipeVolume LL . Daraus resultieren systematische Rechenfehler, die als numerische
Dispersion bezeichnet werden. Für 0v day,F gilt pipeVolume LL .
Eine Neudiskretisierung in Abhängigkeit der veränderlichen hydraulischen
Bedingungen während der Berechnung ist bisher nicht implementiert worden. Mit
dieser Anpassung der Diskretisierung an veränderliche hydraulische Bedingungen
kann die numerische Dispersion minimiert werden, wobei durch die Veränderung des
Rechengitters wiederum numerische Dispersion auftritt.
7.7.5 Berechnung von Partikelablagerung und -transport
Partikelbewegung quer zur Rohrströmung
Die Partikelbewegung wird zeitdiskret in botx - und boty -Richtung berechnet. Trifft ein
Partikel dabei auf eine Rohroberfläche, geht es vom suspendierten Zustand in den
immobilen Zustand über und wird bei der Transportberechnung nicht mehr
berücksichtigt. Damit einhergehend wird also entsprechend der Kalibrierung des
Partikeltransportmodells auf experimentelle Untersuchungen davon ausgegangen,
dass jeder Wandkontakt effektiv zu einer Ablagerung des betroffenen Partikels führt.
Die Berechnung der Partikelbewegung wird am Einzelpartikel durchgeführt und auf
die im jeweiligen Volumen vorhandene Massentransportkonzentration, also alle
Partikel der selben Kategorie, angewendet. Für jede Partikelklasse der beiden
Partikelkategorien (Wasserwerk, Korrosion) wird diese Berechnung in jedem
Qualitätszeitschritt durchgeführt.
Alle Partikel einer Kategorie (Typ und Größe) in einem finiten Volumen haben somit
das selbe Bewegungsverhalten. Kräfte, die die vertikale Bewegung der Partikel
beeinflussen, werden entsprechend Abschnitt 7.6.3 in Abhängigkeit von der mittleren
- 94 -
Strömungsbedingungen im diskreten Volumen und der Konzentrationsverteilung
sowie dem Geschwindigkeitsgradienten zwischen mehreren Paketen berechnet.
Die resultierende Partikelgeschwindigkeit y,Pv vertikal zur Rohrachse in Richtung
Rohrsohle gemäß Gl. (19) zusammen mit der Qualitätszeitschrittweite qt gestattet
die Berechnung einer mittleren Sinkstrecke für alle Partikel einer definierten
Kategorie (Größe, Dichte, Form) in einem Qualitätszeitschritt für jedes
Wasservolumen.
qy,Py,P tvs .
(29)
Die mittlere Sinkstrecke gibt an, welcher Anteil des gerade betrachteten
Wasservolumens in das darunter liegende Wasservolumen mit der Dicke vold
sedimentiert. Dabei kann kein Wasservolumen übersprungen werden. Aus Voly,P ds
resultiert numerische Dispersion, da die an das angrenzende Wasserpaket
übergebenen Partikel über das gesamte Volumen des Ziel-Paketes homogen verteilt
werden. In einem diskreten Volumen gibt es kein Konzentrationsprofil.
Ablagerungsbildung findet statt, wenn sich Partikel in der unteren Hälfte des
Rohrquerschnittes befinden und bei der Sedimentationsbewegung auf die Rohrsohle
treffen. Unter turbulenten Strömungsbedingungen abgelagerte Partikel werden zu
gleichen Teilen als in der oberen und unteren Hälfte des Rohrumfangs abgelagert
klassifiziert.
Partikelbewegung mit der Rohrströmung
Es gilt die vereinfachende Annahme
vol,x,Fx,P vv .
(30)
Aus der Fluid-Geschwindigkeit vol,x,Fv in der Mitte eines Volumens resultiert direkt die
Transportgeschwindigkeit x,Pv und Transportreichweite x,Ps für alle im Volumen
enthaltenen Partikel in den einzelnen Qualitätszeitschritten.
qx,Px,P tvs
(31)
Der Inhalt eines Volumens wird an das in Strömungsrichtung folgende Volumen
übergeben. Dabei werden keine angrenzenden Pakete übersprungen. Werden
- 95 -
größere Transportreichweiten als die vorherrschende Paketlänge (bzw.
Volumenlänge) in einer Leitung erreicht, reduziert sich die Transportreichweite
entsprechend. Ist die Transportreichweite kleiner als die vorherrschende Paketlänge,
befinden sich also z. B. 20 % des Start-Volumens im nachfolgenden Volumen,
verbleiben im alten Volumen 80 % der transportierten Partikelmasse.
7.7.6 Berechnung der Partikelmobilisierung
Ablagerungen bestehen aus homogen verteilten Partikeln mit bekannten
Eigenschaften und sind innerhalb eines diskreten Volumens isotrop hinsichtlich
Porosität, Dichte und Scherstabilität.
Mobilisierung tritt in einem Qualitätszeitschritt aufgrund hoher Scherkräfte nur in
turbulenter Strömung auf. Die resuspendierten Partikel werden im selben Zeitschritt
gleichmäßig im gesamten betroffenen Wasserpaket verteilt, so dass aus der
Mobilisierung in einem Wasserpaket für jedes enthaltene Wasservolumen die gleiche
Erhöhung der Massentransportkonzentration resultiert. Die Mobilisierung der
Ablagerungen in der oberen und unteren Rohrhälfte wird getrennt berechnet.
Der Anteil der Ablagerungen, der bei einer Geschwindigkeitserhöhung mobilisiert
wird, hängt von der Dicke der laminaren Grenzschicht lamd (Gl. (56)) und der Dicke
der Ablagerungen sedd (Gl. (32)) ab. Das Volumen der Ablagerung im betrachteten
Paket ergibt sich aus den Ablagerungsmassen i,sedm der einzelnen
Partikelgrößenklassen und Partikelkategorien i, den zugehörigen Partikeldichten i,P
und der prozentualen Volumenkonzentration der Ablagerung sed,Vc .
i
1 i,P
i,sed
sed,Vsed
m
c
100V
(32)
Aus der Gleichung für das Volumen eines zylindrischen Ringspaltes kann die Dicke
der Ablagerungen in der unteren bzw. oberen Rohrhälfte berechnet werden:
4
L
V4DD
dPackage
sed2pipepipe
sed
.
(33)
Ist lamsed dd , tritt Mobilisierung auf und das überschüssige Feststoffvolumen wird
mobilisiert. Die mobilisierte Fraktion jeder Größenklasse wird berechnet. Die
- 96 -
mobilisierten Partikel verteilen sich gleichmäßig über das Paketvolumen und die
darin enthaltenen Wasservolumina.
Vereinfachend wird angenommen, dass keine Rückkoppelung der Ablagerungen auf
den Transport von Partikeln mit der Strömung durch Einengung des
Strömungsquerschnittes besteht. Um die Remobilisierung unter laminaren
Strömungsbedingungen abschätzen zu können wird jedoch überprüft, ob der durch
das Ablagerungsvolumen eingeengte Strömungsquerschnitt zu turbulenter Strömung
führt.
- 97 -
7.8 Untersuchungen an einem Verteilungssystem
7.8.1 Charakterisierung des Systems
7.8.1.1 Grundlegendes
Im Teilprojekt 1 des Forschungsvorhabens wurde unter anderem das in Bild 41
dargestellte Verteilungssystem hinsichtlich der Ablagerungsbildung untersucht.
Bild 41. Übersicht des unter Qualitätsaspekten betrachteten
Trinkwasserverteilungssystems
Das aus Grundwasser gewonnene Trinkwasser wird in zwei Hochbehältern
zwischengespeichert. Durch den intermittierenden Betrieb des Wasserwerks kommt
es zu charakteristischen Umkehrungen der Strömungsrichtung in zahlreichen
Leitungen. Das Verteilungssystem wurde hydraulisch kalibriert, indem Rohrrauheiten
und Innendurchmesser entsprechend der Druckmessungen im Netz im
hydraulischen Netzmodell in Stanet variiert wurden. Indem jeder Anschlussnehmer
im Netz mit seinem täglichen Verbrauch individuell berücksichtigt wurde, konnte für
das Verteilungssystem eine Tagesganglinie mit einer zeitlichen Auflösung von
fünf Minuten realisiert werden.
Von Interesse für die Qualitätsmodellierung ist speziell der markierte
Innenstadtbereich, der in Bild 42 dargestellt ist.
- 98 -
Bild 42. Übersicht über den für die Qualitätsmodellierung untersuchten
Netzbereich
Interessant ist insbesondere, dass nur zwei Systemeinlässe vorhanden sind und die
Systemausgänge während des Untersuchungszeitraumes geschlossen waren.
Charakteristisch sind die vermaschten Leitungen und die u. a. aus Gründen des
Löschwasserbedarfs verbauten Leitungsgrößen. Anhand der hydraulischen
Untersuchungen konnte festgestellt werden, das speziell die Graugussleitungen
durch Korrosion über die Jahre deutlich an Durchgangsweite und damit hydraulischer
Kapazität verloren haben.
Zur Charakterisierung der vorhandenen Ablagerungen wurden im Teilprojekt 1
Spülpläne erstellt, um Leitungen individuell unter definierten hydraulischen
Bedingungen zu spülen. Aus der während der Spülung kontinuierlich gemessenen
Trübung am Spülhydranten kann auf die vor der Spülung vorhandenen
Ablagerungen geschlussfolgert werden. Ist bekannt, wann eine Leitung letztmalig
gespült wurde, können die bei erneuter Spülung vorhandenen Ablagerungen in
Bezug zu einem Bildungszeitraum gesetzt werden.
- 99 -
Weitere Informationen hinsichtlich der Methodik der Netzcharakterisierung sind dem
Abschlussbericht des Teilprojektes 1 zu entnehmen.
7.8.1.2 Hydraulik
Die von der Rohrnetzmodellierungssoftware für das betrachtete Verteilungssystem
berechneten hydraulischen Bedingungen setzen sich aus drei Einflüssen zusammen.
In Bild 43 ist zum einen das Tagesverbrauchsprofil normaler Anschlussnehmer
dargestellt, mit den typischen Verbrauchsspitzen morgens und abends sowie dem
Verbrauchsminimum nachts.
Bild 43. Tagesverbrauchsprofil des betrachteten Versorgungsgebietes
Die Zahlen sind Korrekturfaktoren, die den täglichen mittleren Wasserverbrauch von
Verbrauchern nach unten (Werte < 100 %) bzw. nach oben (Werte > 100 %)
korrigieren und die rechts im Bild dargestellte Tagesganglinie ergeben.
Des Weiteren führt der intermittierende Betrieb des Wasserwerks und damit die
wechselnde Versorgung des Systems durch Gegenbehälter und Wasserwerk zu
wiederholten Fließrichtungswechseln in zahlreichen Leitungen.
Drittens führt die Alterung des Verteilungssystems zu Ablagerungen und
Inkrustationen, die durch Kalibrierung des hydraulischen Netzmodells berücksichtigt
werden.
In Bild 44 sind die täglichen hydraulischen Bedingungen zusammengefasst
dargestellt.
- 100 -
Bild 44. Zusammenfassung der täglichen hydraulischen Bedingungen im
Verteilungssystem
Hell markiert sind alle Leitungen, die in mindestens einem Zeitschritt der
hydraulischen Tagessimulation unter turbulenten Strömungsbedingungen betrieben
werden. Dunkel dargestellt sind demzufolge alle Leitungen, die ganztägig unter
laminaren Strömungsbedingungen betrieben werden. Turbulente
Strömungsbedingungen sind von besonderer Relevanz, da die Mobilisierung von
Ablagerungen und Qualitätsbeeinträchtigung im Wasserkörper unter diesen
hydraulischen Bedingungen möglich ist.
7.8.1.3 Leitungsmaterial
Für die Definierung der Partikelquellen ist des Weiteren die Beschreibung der
Leitungsmaterialien erforderlich, um korrodierende Abschnitte als Partikelquellen zu
erfassen. Es ist also praktikabel, die verwendeten Leitungsmaterialien hinsichtlich
- 101 -
korrodierend und inert zu unterteilen, wie in Bild 45, um sich einen Überblick über
systeminterne Partikelquellen zu verschaffen.
Bild 45. Gruppierung der Leitungen hinsichtlich ihrer Korrosionsneigung
Hell markierte Leitungen sollten entsprechend der vom hydraulischen Netzmodell in
Stanet zur Verfügung gestellten Daten zur Korrosion neigen. Im Vergleich mit den
hydraulischen Bedingungen gemäß Bild 44 ist festzustellen, dass mit Ausnahme der
zwei Leitungsstränge direkt an den Systemeingängen alle Graugussleitungen unter
laminaren Strömungsbedingungen betrieben werden.
- 102 -
7.8.1.4 Partikelquelle Wasserwerk
Vom 12.03.2007 bis 14.03.2007 wurde die Partikelanzahlkonzentration und
Größenverteilung am Wasserwerksausgang in 10-Minuten-Schritten mit dem
Partikelzähler Abakus Mobil Fluid (Anhang 11.2.1) gemessen.
0
50
100
150
200
250
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Partikeldurchmesser x(q0) in µm
Dis
trib
uti
ve
Pa
rtik
ela
nza
hl p
ro m
L Mittelwert
Minimalwert
Maximalwert
Bild 46. Gemessene Partikelzahlen des Wasserwerks im Versorgungsgebiet;
Fehlerbalken zeigen das Konfidenzintervall (n = 257, α = 0,05)
Von den im Mittel der Messperiode detektierten 166 Partikeln/mL sind 99 % kleiner
als 3,5 µm. Die meisten Partikel sind vermutlich im kolloidalen Bereich anzusiedeln.
Durch Einzelereignisse (Betriebsstart Wasserwerk, Filterspülung) können temporär
deutliche Schwankungen der Partikelkonzentration auftreten, was die Spreizung von
Minimal- und Maximalwerten in Bild 46 erklärt.
Im Teilprojekt 1 wurden kontinuierliche Trübungsmessungen u. a. am
Wasserwerksausgang sowie am Eingang zum Teilsystem (Bild 42) durchgeführt, um
den Feststofftransport zu erfassen.
- 103 -
Bild 47. kontinuierliche Trübungsmessung am Wasserwerk sowie am
Systemeingang (Messungen durch TZW Dresden)
Am Wasserwerksausgang wurden stabil niedrige Trübungswerte festgestellt.
Zeitweilig traten Trübungsspitzen oder kurzzeitig höhere Trübungswerte auf. Die
Schwankungen sind jedoch gering und in der Größenordnung des Messfehlers. Am
Systemeingang kommt, wie die erhöhte Trübung zeigt, ein mit Partikeln
angereichertes Wasser an. Es ist davon auszugehen, dass durch die die in Grauguss
ausgeführten Hautversorgungsleitungen zwischen Untersuchungsteilgebiet,
Wasserwerk und Hochbehälter Partikel in den Wasserkörper eingetragen werden.
Die Trübungswerte schwanken optisch stark, was die Schlussfolgerung zulässt, dass
die Partikelanreicherung aufgrund veränderlicher hydraulischer Bedingungen auftritt.
Insofern keine Stagnationszonen mit anoxischem Milieu vorliegen, kann die
Anreicherung durch die Mobilisierung abgelagerten partikulären Materials, welches
aus dem Wasserwerk oder den ablaufenden Korrosionsprozessen herrührt,
verursacht werden.
Im Mittel beträgt die Trübung am Wasserwerk 0,079 FNU, am Systemeingang
0,283 FNU. Unter der Annahme, dass es sich überwiegend um partikuläre
Eisenoxide aus den Korrosionsprozessen handelt, beträgt die
Feststofftransportkonzentration am Eingang des betrachteten Systemabschnittes ca.
0,55 mg/L ( 5105,5 Masse-%).
- 104 -
7.8.2 Gemessene Ablagerungssituation
Die Menge abgelagerter partikulärer Feststoffe im Verteilungssystem wurde in
Teilprojekt 1 ermittelt, indem durch geeignete Schieberstellungen bzw. Spülpläne für
das betrachtete Teilnetz individuelle Leitungen gespült wurden. Durch die erhöhten
Geschwindigkeiten wurde abgelagertes Material resuspendiert und am
Spülhydranten ausgetragen, wo kontinuierlich die Trübung des Spülwassers, die
Strömungsgeschwindigkeit und die Zeit gemessen werden. Durch wiederholtes
Spülen nach einem definierten Zeitraum, z. B. 180 Tagen, kann die in diesem
Zeitraum neu gebildete Ablagerungsmenge bestimmt werden.
Aus dem mittels Durchflussmesser ermittelten Spülvolumen und der Spüldauer kann
jedem Trübungswert eine Entfernung zum Spülhydranten zugeordnet werden.
Die Messwerte wurden in Teilprojekt 2 wie folgt aufbereitet: Aus den Trübungswerten
werden Massenkonzentrationen tionsec,m,Tc im Wasserkörper ermittelt. Diesen wird
dann über Gl. (34) eine Entfernung zum Spülhydranten flushs zugeordnet, indem für
den Transport der resuspendierten Partikel im Wasserkörper von einer
Propfenströmung ausgegangen wird.
flush2pipe
flushflushFflush t
D
Q4tvs
(34)
Für Rohrabschnitte definierter Länge (z. B. tionsecL = 10 m) werden Mittelwerte der
ermittelten Massenkonzentrationen tionsec,m,Tc berechnet und aus dem Volumen
dieser Rohrabschnitte dann die auf der definierten Länge mobilisierte Feststoffmasse
tionsec,flushm .
tionsec2
pipe
tionsec,m,Ttionsec,flush
LD
c4m
(35)
Um die Vergleichbarkeit der Ergebnisse zwischen Leitungen mit verschiedenen
Durchmessern zu gewährleisten, werden die Massen auf die Rohroberfläche
bezogen und als normalisierte Feststoffmasse tionsec,flushm pro Rohrabschnitt
ausgegeben. Zu berücksichtigen ist, dass die Rohroberfläche bei inkrustierten
Rohren vermutlich deutlich größer als in neuwertigen Rohren ist.
- 105 -
2pipe
tionsec,flushtionsec,flush
D
m4m
(36)
Bild 48 zeigt den so ermittelten Ablagerungszustand im betrachteten Teilsystem.
Bild 48. Durch Spülung ermittelte Ablagerungsmengen in den Rohrleitungen des
Teilsystems in mg/m² Rohroberfläche; bei mehreren Werten für eine Rohrleitung ist vereinfachend von einem sich zwischen den Werten linear ändernden Ablagerungsniveau auszugehen; Beschriftung 1. Zeile: Rohrmaterial, kalibrierter Innendurchmesser, maximale tägliche Strömungsgeschwindigkeit, Beschriftung 2. Zeile: Ablagerungen in mg/m²
- 106 -
Die Ablagerungen sind im Teilsystem sehr ungleichmäßig verteilt. Um einen
Überblick über den Einfluss der Korrosion auf die vorhandenen Ablagerungsmengen
geben zu können, wurden die Leitungswerkstoffe notiert. Leitungen mit der
Bezeichnung „GG“ werden als korrodierend angenommen und wirken mutmaßlich
als Partikelquellen.
Die dargestellten Daten zeigen den Systemzustand vor der Spülung. Folgende
Schlussfolgerungen lassen sich formulieren:
In gut durchströmten Leitungen (vgl. Bild 44 bzw. die angegebenen maximalen Strömungsgeschwindigkeiten) liegen meist weniger Ablagerungen vor als in langsam durchflossenen Leitungen.
Auffällig ist, dass in einigen Leitungen sehr große Ablagerungsmengen ausgebildet werden, auch in inerten, nicht korrodierenden Materialien. Die Werte reichen bis über 10.000 mg/m² Rohroberfläche.
Die als korrodierend vermuteten Grauguss-Leitungsabschnitte („GG“) weisen keine merklich höheren Ablagerungsmengen auf als nicht-korrodierende Leitungen (PE, PVC, usw.), was auf niedrige Korrosionsraten schließen lässt.
In einigen Leitungsabschnitten, die pink markiert sind, liegen sehr wenige Ablagerungen vor, teilweise nur 100 mg/m² Rohroberfläche. Dies ist insofern interessant, da in den gut durchströmten Leitungsabschnitten mit turbulenten Strömungsbedingungen teilweise ein Vielfaches an Ablagerungen vorliegt. Unklar ist, ob diese geringen Ablagerungen aus einem geringen Partikeleintrag in die jeweilige Leitung resultieren oder eventuell bereits eine Spülung dieser Leitungen vor der hier durchgeführten Netzuntersuchung durchgeführt wurde. Ausgeschlossen werden kann gemäß dem hydraulischen Netzmodell eine Limitierung der maximalen Ablagerungsbildung durch hohe, turbulente Strömungsgeschwindigkeiten.
Werden einzelne Leitungen im Detail betrachtet, ist gut erkennbar, dass die
vorhandenen Ablagerungen als Gedächtnis der in der Vergangenheit vorliegenden
hydraulischen Bedingungen wirken. In Bild 49 sind drei exemplarische
Netzabschnitte bzw. Leitungsstränge dargestellt.
- 107 -
Bild 49. ausgewählte Beispiele der Ablagerungsverteilung in Rohrleitungen
In Beispiel a) ist zu sehen, dass in die Leitung, die Bestandteil einer Masche ist,
beidseitig Wasser bzw. Partikel einströmen, so dass in der Rohrmitte die niedrigsten
Ablagerungen vorliegen, während an den beiden Enden größere
Ablagerungsmengen zu finden sind. Das Schwingen des Wasserkörpers in der
Masche kann demzufolge nicht ausgeschlossen werden.
Beispiel b) zeigt, dass aufgrund der über die Rohrstrecke angeordneten
Hausanschlussleitungen zwar die Strömungsgeschwindigkeit abnimmt, dies jedoch
nicht den Verlust an bereits am Rohreingang sedimentierten Partikeln ausgleichen
kann, so dass ein charakteristisches Ablagerungsprofil entsteht, mit dem Maximum
am Rohreingang und dem Minimum am gegenüber liegenden Rohrende.
In Beispiel c) ist dagegen zu sehen, dass die maximalen täglichen
Strömungsgeschwindigkeiten die Ablagerungsbildung limitieren und es sich um die
maximal möglichen Ablagerungen unter den gegebenen hydraulischen Bedingungen
handelt. Bei niedrigen maximalen täglichen Strömungsgeschwindigkeiten können
mehr Ablagerungen dauerhaft gebildet werden.
- 108 -
7.8.3 Berechnung der Ablagerungsbildung
7.8.3.1 Entwicklung des Trübungspotentials in einzelnen Leitungen
Von VREEBURG und BOXALL (2007) wird in Bild 50 skizziert, wie sich die Gefahr eines
Trübungsereignisses aufgrund resuspendierten Materials über die Zeitdauer ändert.
Bild 50. Zunahme des Risikos für ein Trübungsereignis über die Betriebszeit einer
Rohrleitung in Abhängigkeit von den Betriebsbedingungen (VREEBURG und
BOXALL, 2007)
Es wird unterstellt, dass das Risiko eines Trübungsereignisses in einer Leitung mit
der Betriebszeit zunimmt. Die Geschwindigkeit der Zunahme hängt von den
Betriebsbedingungen (Strömungsgeschwindigkeit) und der die Rohrleitung
passierenden Wasserqualität ab. Wird ein Grenzwert der vorhandenen
Ablagerungsmengen überschritten, kann ein intensives Ereignis auftreten. Durch
regelmäßiges Reinigen (Spülen) der Leitung wird das Risiko periodisch verringert.
Da die Risikoerhöhung in einer Leitung direkt mit dem Aufbau der Ablagerungen
zusammenhängt, kann aus der dynamischen Simulation für den Partikeltransport die
Dauer berechnet werden, die erforderlich ist, bis unter den bekannten täglichen
hydraulischen Bedingungen eine Mobilisierung von Material auftritt. Für die
Beispielrechnung wurden folgende Parameter verwendet:
Netz komplett partikelfrei bei Rechenbeginn
Berechnungsdauer: 30 Tage
Korrosionsrate: 0,001 g FeOx./(m² * Tag)
Trübung an den Einlässen: 0,283 FNU
Suspensa-Partikelmatrix an den Einlässen: 100 % Eisenoxidpartikel
- 109 -
Diskretisierung: Paketlänge min. 20 m, 2 Ebenen
Zeitschrittweite Qualität: 150 Sekunden (2,5 Minuten)
Zeitschrittweite Hydraulik: 5 Minuten
Volumenkonzentration Ablagerungen: 0,03 %
Umrechnungsfaktor Feststoffmassenkonzentration Trübung:
516 FNU/(kg*m³)
Anhand von zwei Rohrleitungen im Verteilungssystem soll dargestellt werden, wie
die Ablagerungsbildung durch die Strömung im Rohr und die eingehende
Partikelmassenkonzentration suspendierter Partikel beeinflusst wird und wie die
Strömung im Rohr die Bildung eines Trübungspotentials unter den täglichen
Betriebsbedingungen beeinflusst.
Bild 51. Lage der zwei betrachteten Leitungen im Verteilungssystem
Rohrleitung 1 folgt direkt auf den Systemeinlasses, während Leitung 2 nachfolgend
durchströmt wird. Beide Leitungen sind wie folgt zu charakterisieren:
Leitung 1: day,Fv = 0,09 m/s, PipeD = 200 mm, tionsec,m,Tc = 41066,4 kg/m³
Leitung 2: day,Fv = 0,06 m/s, PipeD = 200 mm, tionsec,m,Tc = 41090,3 kg/m³
Leitung 1 wird im Tagesmittel mit höheren Strömungsgeschwindigkeiten betrieben
und hat am Leitungseingang die höhere Konzentration suspendierter Partikel. In
Bild 52 ist die mittlere Ablagerungsbildung über die Rohrlänge in beiden
Rohrleitungen dargestellt.
- 110 -
Bild 52. Ablagerungsbildung in zwei Rohrleitungen und Mobilisierung dieser
Ablagerungen im täglichen Betrieb
Folgende Aussagen lassen sich formulieren:
(a) Die Geschwindigkeit der Ablagerungsbildung hängt insbesondere von der
eingehenden Partikelkonzentration ab. In Leitung 1 bilden sich Ablagerungen
schneller, da die Eingangskonzentration suspendierter Partikel höher ist. Der
„Geraden“-Anstieg ist steiler.
(b) Aufgrund der höheren maximalen täglichen Strömungsgeschwindigkeit ist
der verfügbare Speicher für Ablagerungen in Leitung 1 kleiner als in Leitung 2,
so dass in Leitung 1 erstmalig nach ca. 11 Tagen Material mobilisiert wird und
in Leitung 2 erst nach 16 Tagen.
(c) Auch nach Einsetzen der ablagerungslimitierenden täglichen Mobilisierung
vergrößert sich die Menge abgelagerten Materials. Nur das verfügbare
Ablagerungsvolumen in der unteren Rohrhälfte wird bereits vollständig
ausgenutzt, während in der oberen Rohrhälfte weiterhin Ablagerungsbildung
stattfindet. Diese Ablagerungen können unter den täglichen hydraulischen
Bedingungen in Leitung 1 erst nach ca. 17 Tagen mobilisiert werden, in
Leitung 2 nach 25 Tagen. Dies führt dazu, dass die Ablagerungsbildung in
Leitung 1 nach dem erstmaligen Einsetzen der täglichen Mobilisierung
- 111 -
langsamer voranschreitet als in Leitung 2, da letztere noch keine Mobilisierung
von Material aufweist.
(d) Das maximale Trübungspotential wird durch die hydraulischen
Bedingungen definiert. In Leitung 1 kann mit ca. 8 Trübungseinheiten weniger
Material abgelagert werden als in Leitung 2 mit ca. 10 Trübungseinheiten, da
die höheren Strömungsgeschwindigkeiten die Ablagerungsbildung in Leitung 1
deutlicher begrenzen.
(e) Nach Einsetzen der Mobilisierung wird jeden Tag die selbe Menge Material
resuspendiert. Diese Menge entspricht genau der täglich abgelagerten
Feststoffmenge.
(f) Nach Einsetzen der Mobilisierung auch in der oberen Rohrhälfte steigt
auch die Menge maximal mobilisierten Materials auf einen höheren Wert.
(g) Die mobilisierte tägliche Feststoffmenge in beiden Leitungen unterscheidet
sich aufgrund der täglich abgelagerten Feststoffmenge und der hydraulischen
Bedingungen.
Nicht dargestellt ist, dass die Mobilisierung in stromaufwärts gelagerten
Rohrleitungen zu erhöhtem Eintrag suspendierter Partikel in nachfolgenden
Leitungen führt, damit zu verstärkter Ablagerungsbildung und somit wiederum
erhöhten maximalen Mobilisierungsmengen.
Der letzte Punkt erklärt, warum für die Ablagerungsbildung ein sehr hoher
Rechenaufwand erforderlich ist. Es existiert unter normalen Betriebsbedingungen
kein stationärer Zustand im System, da jede individuelle Leitung das
Ablagerungsverhalten in den stromabwärts gelagerten Leitungen beeinflusst. Der
einzige stationäre Zustand ist gegeben, wenn das Ablagerungspotential aller
Leitungen im System ausgeschöpft wird und sich somit die täglichen mobilisierten
und abgelagerten Mengen partikulären Materials nicht mehr ändern.
In Bild 53 ist im Detail dargestellt, wie sich die Ablagerungsbildung in Leitung 1 in
Abhängigkeit von den täglichen hydraulischen Bedingungen entwickelt.
- 112 -
Bild 53. Änderung der abgelagerten Feststoffmenge in Abhängigkeit von den
täglichen hydraulischen Bedingungen unter stationären Bedingungen
Die Leitung hat ihr maximales Trübungspotential ausgebildet. Es zeigt sich in diesem
Zustand, dass die Ablagerungsmobilisierung mit den täglichen hydraulischen
Bedingungen korreliert. Zu erkennen ist auch, dass die täglich abgelagerte und
wieder mobilisierte Ablagerungsmenge mit dem täglichen Durchflussmaximum der
Leitung zusammenfällt.
7.8.3.2 Entwicklung der Ablagerungen im System
In Kapitel 7.8.3.1 wurde gezeigt, dass die vorhergesagte Ablagerungsbildung mit den
hydraulischen Bedingungen und der Wasserqualität korreliert und bisherige
Erkenntnisse aus der Literatur mit dem neuen Berechnungsansatz bestätigt werden
können. Im nächsten Schritt soll geprüft werden, wie genau der entwickelte
Berechnungsansatz die gemessene Ablagerungsbildung in dem betrachteten
Verteilungssystem (Kapitel 7.8.2) wiedergeben kann.
- 113 -
Da die Betriebsbedingungen des Verteilungssystems vor der Untersuchung der
Ablagerungssituation nicht bekannt sind, wurde die Berechnung mit den folgenden
Parametern durchgeführt und nach 180 Tagen abgebrochen:
Netz komplett partikelfrei bei Rechenbeginn
Berechnungsdauer: 180 Tage
Korrosionsrate: 0,001 g FeOx./(m² * Tag)
Trübung an den Einlässen: 0,283 FNU
Suspensa-Partikelmatrix an den Einlässen: 100 % Eisenoxidpartikel
Diskretisierung: min. Paketlänge 20 m, 2 Ebenen
Zeitschrittweite Qualität: 150 Sekunden (2,5 Minuten)
Zeitschrittweite Hydraulik: 5 Minuten
Volumenkonzentration Ablagerungen: 0,03 %
Umrechnungsfaktor Feststoffmassenkonzentration Trübung:
516 FNU/(kg*m³)
Angepasst werden üblicherweise bei einem zu untersuchenden Verteilungssystem
nur Vorhersagedauer (bzw. Berechnungsdauer), Korrosionsrate, Trübung an den
Einlässen und Suspensa-Partikelmatrix an den Einlässen. Für diese angepasste
Berechnung sind Trübung und Suspensa-Partikelmatrix an den Systemeinlässen
durch Trübungsmessungen und Partikelzahlmessungen bekannt.
Die Berechnungsdauer, also der Zeitraum der Ablagerungsbildung, ergibt sich aus
dem Untersuchungszeitraum des Verteilungssystems. Somit bleibt im Optimalfall nur
die Korrosionsrate übrig, die durch die beschriebene wiederholte Spülung des
Verteilungssystems ermittelt werden kann oder durch Ausprobieren, um den Anteil
von Eisenoxidpartikeln aus Korrosion so anzupassen, dass die
Gesamtpartikelmenge im Netz sich den gemessenen Werten annähert. Im aktuellen
Modell setzt sich die Partikelmatrix, wie in Kapitel 7.7.3.2 beschrieben, nur aus den
Partikelsystemen „Partikel vom Wasserwerk“ und „Eisenoxidpartikel aus Korrosion“
zusammen.
ww,sedcorr,sedsed mmm
(37)
Durch Messung im Netz ist die Gesamtpartikelmasse sedm für die jeweils betrachtete
Leitung bekannt und die Partikelmasse aus „Wasserwerkspartikeln“ ww,sedm , so dass
die Partikelmasse aus Korrosion corr,sedm aus dem verbleibenden Anteil bestimmt
werden kann.
- 114 -
Da der Zeitraum der Ablagerungsbildung für das betrachtete Verteilungssystem nicht
bekannt ist, wird eine Berechnungsdauer von 180 Tagen angesetzt. Das Ergebnis ist
in Bild 54 dargestellt.
Bild 54. Berechnete Ablagerungen nach einer Betriebsdauer von
180 Tagen;* = Mobilisierung eingeteten
- 115 -
Folgende Charakteristik zeigt sich:
(a), (b) Die vorhandene Ablagerungsmenge korreliert mit den hydraulischen Bedingungen und nimmt bei abnehmenden täglichen Strömungsgeschwindigkeiten zu. Im Beispiel (a) nimmt die Strömungsgeschwindigkeit von unten nach oben ab, während der Rohrdurchmesser und das Leitungsmaterial gleich bleiben. Im Beispiel (b) ist eine sehr langsam durchflossene Leitung markiert, die große Ablagerungsmengen zeigt.
In Leitungen mit großem Durchmesser liegen bei gleichen hydraulischen Bedingungen tendenziell größere Ablagerungsmengen als in dünneren Leitungen vor, da die Dicke der laminaren Grenzschicht vom Rohrdurchmesser abhängt. In Leitungen mit großem Durchmesser können mehr Ablagerungen gespeichert werden.
Bereits nach 180 Tagen tritt laut Berechnung in den meisten Leitungen unter den täglichen hydraulischen Bedingungen eine Mobilisierung von Ablagerungen auf, die zu einem Trübungsanstieg im freien Wasserkörper führt.
In den blau markierten Graugussleitungen, die als Partikelquellen wirken, liegen aufgrund der niedrig eingestellten Korrosionsgeschwindigkeit keine wesentlich höheren Ablagerungsmengen vor als in Leitungen, die aus inerten Materialien bestehen.
7.8.3.3 Vorhersage zur Beeinträchtigung der Wasserqualität im System
Da bekannt ist, in welchem Zeitraum die berechnete Ablagerungsbildung
stattgefunden hat, kann auf die Betriebsdauer geschlussfolgert werden, bis erstmals
in einer Rohrleitung unter den täglichen Strömungsbedingungen ein
Mobilisierungsereignis auftritt.
Aus dem Volumen sedV der Ablagerungen in einem Paket (Gl. (32)), die sich nach
der bekannten Berechnungsdauer top ausgebildet haben, und dem Volumen der
laminaren Grenzschicht LBLV im selben Paket kann für eine Leitung der
Betriebzeitraum berechnet werden, an dessen Ende es erstmalig zu einer
Resuspendierung von Material in den Wasserkörper kommt. Das Volumen der
laminaren Grenzschicht ist:
tionsec2
lampipe2
pipeLBL Ld2DD4
V
.
(38)
- 116 -
Die erforderliche Betriebszeit mobt bis Resuspendierung auftritt ist somit
opsed
LBLmob t
V
Vt .
(39)
Für Leitungen, die ganztägig unter laminaren Strömungsbedingungen betrieben
werden, wird geprüft, wann die aus der Ablagerungsbildung resultierende Einengung
des Rohrquerschnittes zu turbulenten Strömungsbedingungen führt.
In Bild 55 ist dargestellt, wann in den einzelnen Rohrleitungen des
Untersuchungsgebietes erstmals die tägliche Resuspendierung einsetzt.
Bild 55. Leitungsbezogene Betriebszeit bis zum erstmaligen Auftreten eines
Mobilisierungsereignisses
- 117 -
In den roten markierten Leitungen kommt es bereits innerhalb des ersten Monats zu
Trübungserhöhungen im freien Wasserkörper aufgrund von täglichen
Mobilisierungsereignissen. Wesentliche Ursachen sind, dass aufgrund der hohen
Strömungsgeschwindigkeit nur wenig Speicherplatz für abzulagerndes Material
vorhanden ist, andererseits aber viel Material eingetragen wird und sich ablagern
kann.
Leitungen in hinteren Netzbereichen werden innerhalb von 2 bis 5 Monaten zur
Beeinträchtigung der Wasserqualität beitragen. Aufgrund niedriger
Strömungsgeschwindigkeiten kann weniger Material eingetragen werden, so dass
die Ablagerungsbildung langsamer voran schreitet.
Leitungen, die erst nach 5 Monaten zu Mobilisierungserscheinungen neigen, bieten
aufgrund sehr niedriger Strömungsgeschwindigkeiten ein hohes Speichervolumen.
Da sich viele Partikel bereits in vorgelagerten und ebenso langsam durchflossenen
Leitungen abgelagert haben, werden nur wenige ablagerungsfähige Partikel
eingetragen und die Ablagerungsbildung schreitet langsam voran.
Andererseits sind folgende Leitungseigenschaften von Bedeutung:
Speziell in schwach durchflossenen Leitungen, die an schnell durchflossene Leitungen mit höherer Trübung im Wasserkörper angrenzen, werden große Ablagerungsmengen gebildet, da das eintretende Wasser größere Partikelmengen einträgt, die sich aufgrund niedriger Geschwindigkeiten ablagern.
In schwach durchflossenen Leitungen im hinteren Netzbereich werden Ablagerungen langsamer gebildet, da das eintretende Wasser geringere Partikelmengen einträgt. Bedeutende Anteile der suspendierten Feststoffmasse wurden bereits in den vorderen und mittleren Netzbereichen abgelagert, solange der Speicherplatz nicht belegt war.
Aufgrund der im Allgemeinen großen Rohrdurchmesser (um 150 mm) und der geringen Strömungsgeschwindigkeit in den hinteren Netzbereichen ist das Volumen der laminaren Grenzschicht groß und es haben sich über den betrachteten Zeitraum große Ablagerungsmengen gebildet.
Nach dem Einsetzen der Mobilisierung treten in den betroffenen Leitungen Trübungsspitzen bis ca. 0,3 FNU unter den täglichen hydraulischen Strömungsbedingungen auf. Dies deckt sich sehr gut mit den Ergebnissen kontinuierlicher Trübungsmessungen, die im Teilprojekt 1 im System gewonnen wurden.
- 118 -
7.8.4 Vergleich der Berechnungen mit Netzuntersuchung
Die relative Abweichung zwischen den Messergebnissen (Bild 48) und den
Rechenergebnissen (Bild 54) der einzelnen Leitungen wird mit Gl. (40) berechnet
%100
m
m1abs
calc,sed
meas,sed
(40)
und ist im folgenden Bild dargestellt.
Bild 56. Vergleich zwischen berechneten und gemessenen Ablagerungen im
Verteilungssystem nach 180 Tagen
Die ermittelte Abweichung zwischen berechneten und gemessenen Werten zeigt
eine große Inhomogenität. Während in einigen (grün markierten) Leitungen eine sehr
- 119 -
gute Übereinstimmung besteht, weisen andere Leitungsabschnitte große
Unterschiede auf. In Bild 57 ist ein unter hohen Strömungsbedingungen (für das
betrachtete System) von ca. 0,1 - 0,2 m/s betriebener Systemabschnitt dargestellt,
der eine gute Übereinstimmung zwischen Mess- und Rechenwerten zeigt.
Bild 57. Vergleich turbulent betriebener, glatter Rohrstränge (Material:
Polyethylen); links: Messung, rechts: Berechnung
Wie ein Vergleich der gemessenen (linke Seite) mit den berechneten (rechte Seite)
Ablagerungsmengen zeigt, liefern die Berechnungen gut mit der Realität
übereinstimmende Sedimentmassen. Auch zeigt die Grafik, dass die zunehmende
Menge abgelagerten Materials mit abnehmenden Strömungsgeschwindigkeiten im
Zusammenhang steht. Die vorliegenden Kunststoffleitungen (PE) haben eine glatte
Rohroberfläche, da Inkrustationen nicht auftreten können. Diese stellen momentan
einen Unsicherheitsfaktor dar, da eine Zunahme bzw. Abnahme der für
Ablagerungen verfügbaren Oberfläche aus den kalibrierten, verringerten
Rohrdurchmessern bisher nicht bilanzierbar ist.
Besonders für inkrustierte Leitungen aus Grauguss mit geringem Volumendurchsatz
wie in Bild 58 dargestellt, bestehen zahlreiche Unwägbarkeiten bzw. Unsicherheiten.
- 120 -
Bild 58. Vergleich inkrustierter, langsam durchströmter Leitungen (Material:
Grauguss); links: Messung, rechts: Berechnung
Bei der hydraulischen Kalibrierung wurde der Durchmesser der unteren beiden
Leitungsstränge um 40 % von DN80 auf 48 mm verringert. Die Ergebnisse zeigen
noch eine gute bis akzeptable Übereinstimmung. Für die oberen drei Leitungsstränge
wurde der Durchmesser um ca. 55 % von DN80 auf 36 bis 40 mm verringert. Der
geringe ermittelte Durchfluss aus der hydraulischen Modellierung von 50 L/h bzw.
0,01 L/s dürfte mit hohen Unsicherheiten bezüglich Menge und zeitlicher
Schwankung belastet sein. Aus den vorgegebenen hydraulischen und strukturellen
Bedingungen wird prinzipiell rechentechnisch die richtige Schlussfolgerung gezogen,
alle Unwägbarkeiten zusammen beeinflussen jedoch entscheidend die exakte
Berechnung. Für das Beispiel in Bild 58 ist zu vermuten, dass die Inkrustationen eine
große Rohroberfläche bewirken, so dass große abgelagerte Partikelmengen
resultieren, während bei der Berechnung nur glattwandige Rohre angenommen
werden, die in Konsequenz in einer laminaren Grenzschicht mit geringerem Volumen
resultiert.
Folgende Ursachen für Abweichungen zwischen Messwerten und berechneten
Werten können allgemein identifiziert werden:
Betriebsregime: Das vorhandene Messdatenpaket beruht auf einer
Erstspülung des betrachteten Verteilungssystems. Spülungen, die vor dieser
Untersuchung am Verteilungssystem durchgeführt wurden, gehen nicht in die
Bewertung der Ablagerungssituation und die Bestimmung des
Berechnungsfehlers ein. Die in Bild 56 mit einem Punkt markierten Leitungen
weisen z. B. äußerst geringe Ablagerungsmengen im Vergleich zu anderen
Leitungen auf.
- 121 -
Spülgeschwindigkeit: Durch die Spülungen im Netz wurden nicht alle
Ablagerungen ausgetragen. Teilweise waren die Anschlussleitungen der
Hydranten mit starken Inkrustationen belegt, die zu verringerten
Spülgeschwindigkeiten führten. Die gemessene Ablagerungsmenge würde
demnach systematisch kleiner als die berechnete Menge sein.
Spülauswertung: Der für die Auswertung der Spülungen verwendete Ansatz
einer Pfropfenströmung wurde hinsichtlich seines Fehlers bezüglich der
tatsächlichen Transportcharakteristik nicht überprüft. Speziell in Leitungen mit
großem Durchmesser kann bei geringen Turbulenzen eine längere Zeitdauer
bis zur Durchmischung mobilisierter Ablagerungen im Wasserkörper
vergehen. Inwieweit daher am Hydranten über die gesamte Messperiode
repräsentative Proben genommen werden, ist nicht geklärt.
Strömungsbedingungen: Der Einfluss von Inkrustationen auf die
Ablagerungsmobilisierung ist nicht bekannt. Es ist weiterhin ungewiss, ob die
kalibrierten Rohrdurchmesser tatsächlich so vorliegen. Die
Strömungsgeschwindigkeiten und -richtungen in vermaschten Leitungen
können hydraulisch modelliert werden, sind aber mit nicht bezifferbaren
Unsicherheiten belastet. Des Weiteren sind bei wenigen Verbrauchern
Unsicherheiten bezüglich des über den Tag variierenden Wasserverbrauchs
zu erwarten, die auch die Berechnung der Fließgeschwindigkeit in sehr
schwach durchflossenen Leitungen beeinflusst.
Inkrustationen: Diese können die für Ablagerungen verfügbare
Rohroberfläche deutlich vergrößern. Da die bei einer Spülung ausgetragene
Ablagerungsmenge auf eine glatte Rohrwand bezogen wird, können
strukturierte Rohrwände zu deutlich größeren normalisierten Ablagerungen
pro Quadratmeter glatter Rohroberfläche führen.
7.8.5 Bewertung der Ergebnisse
Die gewonnen Erkenntnisse über das Bewegungsverhalten von Partikeln im
Verteilungssystem und die Konsequenzen für die Wassergüte decken sich mit den in
der Praxis bzw. Felduntersuchungen durch andere Stellen gewonnen Erkenntnissen.
Die Intensität der Trübungserhöhung im freien Wasserkörper in Folge eines
Mobilisierungsereignisses hängt von den täglichen hydraulischen
- 122 -
Bedingungen ab, die während der Bildung der Ablagerungen vorherrschten
(BOXALL und SAUL, 2005).
VREEBURG (2007), aber auch VREEBURG und BOXALL (2007) propagieren
ausreichend hohe Strömungsgeschwindigkeiten im täglich wiederkehrenden
Betrieb, um Verteilungsnetze selbstreinigend zu betreiben und die
Ablagerungsbildung zu minimieren. Das theoretisch resultierende Spülintervall
liegt eher in der Größenordnung von Monaten statt Jahren
(VREEBURG und BOXALL, 2007)
VREEBURG ET AL. (2008) untersuchten die Ausbildung eines Trübungsrisikos in
zwei verschiedenen Untersuchungsgebieten. Im System, das mit
ultrafiltriertem (partikelarmen) Wasser beschickt wurde, dauerte dies 10 – 15
Jahre. Für das System mit normalem Trinkwasser mit einer Trübung von im
Mittel 0,16 FNU dauerte die Ausbildung des Trübungsrisikos maximal
1,5 Jahre. Der Zeitraum, in dem eine Leitung durch Ablagerungen
verschmutzt wird, hängt also wesentlich von den
Partikeltransportkonzentrationen am Leitungseingang ab.
HUSBAND et al. (2008) konnten in Feldversuchen nachweisen, dass bereits
drei Monate nach einer Spülung wieder ein hohes Trübungspotential
ausgebildet war.
Basierend auf dem neuen Modell können demnach Erfahrungen, die in aufwändigen
Messkampagnen in realen Systemen gewonnen wurden, durch die Beschreibung der
zugrundeliegenden Mechanismen abgebildet und erklärt werden.
- 123 -
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Vreeburg, J.H.G., Schippers, D., Verberk, J.Q.J.C., van Dijk, J.C. 2008. Impact of particles on sediment accumulation in a drinking water distribution system. Wat. Res. 42(16), 4233-4242.
Wagner, I. 1993. Einfluß der Rohrleitungswerkstoffe auf die Qualität des Trinkwassers. Zeitschrift „3R international“, Heft 2-3/1993, S. 88-93.
Wotherspoon, D. J. J. 1994. The movement of cohesive sediment in a large combined sewer. Dissertation, Dundee Institute of Technology. Schottland.
Zacheus, O.M., Lehtola, M.J., Korhonen, L.K., Martikainen, P.J. 2001. Soft Deposits, the Key Site for Microbial Growth in Drinking Water Distribution Networks. Wat. Res. 35(7), 1757–1765.
- 127 -
9 Formelzeichen
A Fläche, z. B. Strömungsquerschnitt Rohr, Gl. (44) oder Partikelquerschnitt
m2
OA Oberfläche m²
0,Pc Partikelanzahlkonzentration bei Versuchsbeginn 1/mL
m,Tc Massentransportkonzentration, bzw. Massenkonzentration einer Suspension
kg/m³
node,m,Tc Massentransportkonzentration in einem Knoten kg/m³
tionsec,m,Tc mittlere Massentransportkonzentration innerhalb eines betrachteten Rohrstückes der Länge tionsecL einer Rohrleitung
kg/m³
vol,m,Tc Massentransportkonzentration in einem diskreten Wasservolumen
kg/m³
Vc Volumenkonzentration FP V/V
sed,Vc Volumenkonzentration partikulärer Ablagerungen auf einer betrachteten Rohroberfläche; Ablagerungsvolumenkonzentration, Gl. (23)
%
P,vc dimensionslose Partikelvolumenkonzentration, Gl. (71) 1
max,P,vc Maximal mögliche Partikelvolumenkonzentration; max,P,vc = 0,74 1
P,vc Partikelvolumenkonzentration 1
brownD Brownscher Diffusionskoeffizient, Gl. (66) m²/s
PD Partikeldurchmesser m
pipeD Rohrinnendurchmesser m
shearD Scherinduzierte Diffusion, Gl. (67) m²/s
sedD Durchmesser Sedimentationssäule (vgl. Bild 2) m
vold Dicke der vertikal übereinander liegenden Wasservolumina in einer Rohrleitung bzw. einem Wasserpaket
m
lamd Dicke der laminaren Grenzschicht bei turbulenter Strömung, Gl. (56)
m
sedd Dicke der Ablagerungen in einem Wasserpaket; Unterscheidung zwischen oberer und unterer Hälfte des Wasserpakets; Gl. (33)
m
brownF BROWNsche Diffusion, Gl. (14) N
sedF Sedimentationskraft, Gl. (13) N
shearF Scherinduzierte Diffusion, Gl. (15) N
latF Laterale Migration, Gl. (16) N
dragF Widerstandskraft, Gl. (17) N
2y,2f Funktion zur Bestimmung der lateralen Migration in Abhängigkeit von der Entfernung von Partikelzentrum und Rohrwand, Gl. (64)
1
- 128 -
2y,3f Funktion zur Bestimmung der lateralen Migration in Abhängigkeit von der Entfernung von Partikelzentrum und Rohrwand, Gl. (65)
1
*P,vc cf Korrekturfaktor für die Behinderung der Partikelbewegung durch
die Partikelvolumenkonzentration, Gl. (70) 1
shapef Partikelformfaktor, Gl. (3) 1
g Erdbeschleunigung, g = 9,81 m/s² m/s²
vh Energieverlusthöhe bzw. Druckverlusthöhe m
EI Energieliniengefälle in einer Rohrleitung in m bezogen auf eine definierte Strecke in m
m/m
k Rauhigkeit einer Oberfläche m
4321 k,k,k,k Koefizienten 1
Bk BOLTZMANN-Konstante, 123B KJ10658380,1k J/K
Ek EINSTEIN-Konstante, Ek = 2,5 1
Hk HUGGINS-Konstante, Hk = 6 für niedrige Strömungsgeschwindigkeiten und Hk = 7,1 für hohe Geschwindigkeiten
1
calibk Korrekturfaktor für das Partikeltransportmodell 1
L Rohrlänge m
VolumeL Länge der diskreten Volumina in einer Rohrleitung, Gl. (28) m
tionsecL Länge eines betrachteten Rohrstückes innerhalb einer Rohrleitung
m
uL Hydraulischer Umfang; im Druckrohr: = Rohrumfang m
Filterm Masse eines getrockneten Filters kg
tionsec,flushm Feststoffmenge, die während einer Rohrspülung aus einem Leitungsabschnitt der Länge tionsecL ausgetragen wird, Gl. (35)
kg
tionsec,flushm Normalisierte Feststoffmasse die während einer Rohrspülung
aus einem Leitungsabschnitt der Länge tionsecL ausgetragen
wird, Gl. (36)
kg/m²
gesamtm Gesamtmasse kg
sedm Sedimentmenge in einem Paket (Unterscheidung zwischen oberer und unterer Hälfte)
kg
corr,sedm Sedimentmenge in einem Paket (Partikel aus dem Wasserwerk) kg
mob,sedm Ablagerungsmenge, die bei einem Mobilisierungsereignis suspendiert wird, pro m² oder m Rohroberfläche oder pro Paket
kg
ww,sedm Sedimentmenge in einem Paket (Partikel aus der Korrosion metallischer Rohrleitungen)
kg
Q Durchfluss, Gl. (43) m³/s
flushQ Durchfluss bei einer Spülung m³/s
- 129 -
PR Partikelradius m *PR dimensionsloser Partikelradius, Gl. (61) 1
Re Reynoldszahl, Gl. (45) 1
hyr hydraulischer Radius, Gl. (59) m
0s Höhe Wasserspiegel über Entnahmehorizont bei Versuchsbeginn in Sedimentationsversuchen (vgl. Bild 2)
m
s mittlere Sinkstrecke in der Sedimentationssäule m
ms partikelanzahlgewichtete mittlere Sedimentationsstrecke aller Partikel einer betrachteten Größenklasse oder Partikelmatrix
m
x,Ps zurück gelegte mittlere Strecke aller Partikel in einem Wasservolumen parallel zur Rohrachse, Gl. (31)
m
y,Ps zurück gelegte mittlere Strecke aller Partikel in einem Wasservolumen quer zur Rohrachse, Gl. (29)
m
flushs Spülstrecke ausgehend vom Spülhydranten entgegen der Strömungsrichtung, Gl. (34)
m
T Absolute Temperatur K
sedt partikelanzahlgewichtete mittlere Sedimentationszeit aller Partikel einer betrachteten Größenklasse oder Partikelmatrix
s
endt Versuchsdauer bei Beendigung oder Abbruch Versuch s
LBLV Volumen der laminaren Grenzschicht einer Rohrleitung m³
nodeV Wasservolumen in einem Knoten m³
obePrV Probenvolumen m³
sedV Sedimentvolumen, Gl. (32) m³
Fv mittlere Strömungsgeschwindigkeit in einem Rohrquerschnitt m/s
day,Fv mittlere tägliche Strömungsgeschwindigkeit in einer Rohrleitung, Gl. (27)
m/s
vol,x,Fv Strömungsgeschwindigkeit parallel zur Rohrachse in der Mitte eines diskreten Wasservolumens
m/s
max,Fv maximale Strömungsgeschwindigkeit in einem Rohrleitungsquerschnitt
m/s
Fv Fluidgeschwindigkeit an einer definierten Position im Strömungsquerschnitt
m/s
Lv laterale Migrationsgeschwindigkeit, Gl. (63) m/s
Pv Partikelgeschwindigkeit m/s
x,Pv mittlere Partikelgeschwindigkeit in einem Wasservolumen parallel zur Rohrachse
m/s
y,Pv mittlere Partikelgeschwindigkeit in einem Wasservolumen vertikal zur Rohrachse
m/s
Stv Stokessche Sinkgeschwindigkeit eines Partikels m/s
- 130 -
botx x-Koordinate im x-y-Koordinatensystem (y-Achse vertikal in Richtung Rohrscheitel mit dem Ursprung auf der Rohrsohle; Rohrsohle = x-Achse
m
midx x-Koordinate im x-y-Koordinatensystem (y-Achse vertikal in Richtung Rohrscheitel mit dem Ursprung auf der Rohrmittelachse; Rohrmittelachse = x-Achse
m
boty y-Koordinate im x-y-Koordinatensystem (y-Achse vertikal in Richtung Rohrscheitel mit dem Ursprung auf der Rohrsohle; Rohrsohle = x-Achse
m
midy y-Koordinate im x-y-Koordinatensystem (y-Achse vertikal in Richtung Rohrscheitel mit dem Ursprung auf der Rohrmittelachse; Rohrmittelachse = x-Achse
m
meas,P Dichtedifferenz zwischen Partikelnassdichte und Wasserdichte, Gl. (10
kg/m³
i,0Q Mengenanteil der Klasse Δxi an der Gesamtpartikelanzahl eines Partikelsystems
1
flusht Dauer einer Leitungsspülung s
qt Zeitschrittlänge der Qualitätssimulation, also Diskretisierungsschrittweite der Zeit
s
LBLV Volumen, um dass sich die laminare Grenzschicht bei einem Mobilisierungsereignis verringert.
m³
P Porosität bestehend aus Partikkelporosität und Aggregatporosität
1
Örtliche Scherrate (=Schergeschwindigkeit = Geschwindigkeitsgefälle) des Fluids, Gl. (68)
1/s
S Dynamische Viskosität einer Suspension, Gl. (69) Pa*s
F Dynamische Viskosität eines Fluids Pa*s
Konstante zur Berechnung des Mischungsweges bei turbulenter Strömung, 4,0 nach BOLLRICH, 2000
1
Rohrreibungsbeiwert, Gl. (49), Gl. (55) 1
F kinematische Viskosität des Fluids m²/s
P Partikelnassdichte (inkl. Wassergefüllter Poren); temperaturabhängig, Gl. (5)
kg/m³
0,P Partikelreindichte (Dichte des Stützgerüstes) kg/m³
meas,P experimentell ermittelte Dichte eines Partikels kg/m³ *Cpipe,P Dimensionslose Entfernung eines Partikelzentrums von der
Rohrwand, Gl. (62) 1
Schubspannung N/m²
wall Schubspannung an der Rohrwand, “Wandschubspannung”, Gl. (51), Gl. (58), Gl. (60)
N/m²
Sphärizität eines Körpers (hier Partikel) nach Wadell, Gl. (4) 1
- 131 -
lokaler Einzelverlust (Energieverlust) 1
- 132 -
10 Abkürzungen
ABS Acrylnitril-Butadien-Styrol
CFD Computational Fluid Dynamics
DVGW Deutsche Vereinigung des Gas- und Wasserfaches
DVM (Eulersche) Diskrete-Volumen-Methode
EPA (U. S.) Environmental Protection Agency
FeOx. Eisenoxid
LBL Laminar boundary layer (engl. für laminare Grenzschicht)
MID Magnetisch-induktiver Durchflussmesser
PE Polyethylen
Pt. Partikel
PVC Polyvinylchlorid
RL Rohrleitung
St Stahl
UF Ultrafiltration
- 133 -
11 Anhang
11.1 Datenblätter für Partikelsysteme
Vinnolit E 2078
- 134 -
Sikron SF 300, SF 800
- 135 -
- 136 -
11.2 Analytik
11.2.1 Einzelpartikelzählung
Der Partikelzähler „Abakus Mobil Fluid“ der Fa. Klotz ermittelt Anzahl und Größe von
Partikeln einer Suspension in bis zu 32 frei konfigurierbaren Größenklassen. Das
Messprinzip basiert auf der Einzelpartikelextinktion, bei der suspendierte, vereinzelte
Partikel eine Laserlichtschranke passieren. Dies verursacht eine Lichtschwächung
und somit ein elektrisches Messsignal an einem Detektor. Das Signal wird
automatisch mit einer geräteinternen Kalibriertabelle verglichen, die mehrere
Datenpaare aus Partikelgröße und zugehöriger Messsignalintensität enthält. Aus
einem Messsignal kann daher dann die zugehörige Partikelgröße ermittelt werden.
Es wird der projektionsflächenäquivalente Partikeldurchmesser ausgegeben, also der
Durchmesser eines kugelförmigen Partikels, welches die selben
Abschattungseigenschaften wie das tatsächlich vermessene Partikel hat. Da
individuelle Partikel vermessen werden, kann die Partikelanzahlkonzentration und
Partikelgrößenverteilung von Suspensionen ermittelt werden.
Die Herstellerangaben sind in Tabelle 10 gelistet und durch eigene Erfahrungen
ergänzt worden.
Tabelle 10. Gerätedaten des Partikelzählers
Parameter Herstellerangabe Erfahrungswerte
Messzelle „LDS 30/30“ 300 x 300 µm ---
Messbereich Partikelgröße 0,9 -200 µm ≥ 1,5 µm
Messbereich Partikelanzahlkonzentration
120.000 Partikel pro mL kleiner ca. 50.000 Pt./mL, besser kleiner ca.
30.000 Pt./mL
Messfehler („Koinzidenzfehler“)
7,8 % bei 120.000 Pt./mL ca. 10 % bei 20.000 pt/mL
Probenvolumen 10 mL ---
Probennahmedurchfluss ca. 30 mL/min ---
Kleine Partikel um 1 µm werden bedingt durch physikalische Grenzen des
Messverfahrens unvollständig vom Gerät detektiert. Hohe Konzentrationen
- 137 -
verursachen eine Überlagerung der Messsignale einzelner Partikel, was sich als
Koinzidenzfehler äußert.
An den Kreislaufanlagen zur Untersuchung des Partikeltransportes bediente ein
Partikelzähler die Probennahmestellen, die im Bypass kontinuierlich durchflossen
werden (Bild 59).
Bild 59: Schema der Partikelzählung
Ein Messstellenumschaltsystem „MU6“ koordiniert die Probennahmestellen. Ein
zusätzlicher Spülwasseranschluss mit Reinwasserbehälter reinigt das Messgerät
regelmäßig. Vorfilter mit 400 µm Lochweite sollen das Verstopfen des Partikelzählers
verhindern. Ein störender Filterkuchen wurde nicht beobachtet. Dies hätte zu einer
unerwünschten Erhöhung der Filterwirkung für kleine Partikel geführt.
Im Labor werden Suspensionen im 100-mL-Becherglass mittels Rührfisch
homogenisiert. Größere Gefäße werden mit einem Blattrührer gemischt. Eine
vorangehende Ultraschallbehandlung wurde, wenn nicht anders angegeben, nicht
vorgenommen.
- 138 -
11.2.2 Trübungsmessung
„Ultraturb Plus SC“ (= Messgerät) und „SC 100“ (= Controller) der Firma Hach-Lange
wurden für die Online-Trübungsmessung an den Kreislaufanlagen verwendet. Die
Trübung in der Versuchsanlage wird am Ende der Versuchsstrecke nach dem
statischen Mischer gemessen (Bild 60). Im späteren Betrieb wurde die Trübung auch
vor der Versuchsstrecke gemessen.
Bild 60: Schema der Trübungsmessung
Im Bypass an die Systeme angeschlossen und von einem durch den Systemdruck
erzeugten Volumenstrom kontinuierlich durchflossen, können die Trübungssensoren
im Gegensatz zur Partikelzählung auch stark getrübtes Wasser mit hoher
Feststoffkonzentration und Partikel < 1 µm analysieren. Die periodische Reinigung
der Messkammer erfolgt automatisch. Das Probenwasser aus dem Bypass wird
vollständig in die Kreislaufanlage zurück geführt.
Suspensionen werden durch Streulichtmessung nach DIN EN ISO 7027 (Infrarotlicht,
860 nm) charakterisiert. Es wird der Summenparameter der Trübung in FNU
ausgegeben. Zu beachten ist der hohe benötigte Probenbedarf von mindestens
200 ml/min.
- 139 -
11.2.3 Größenverteilung Kolloide
Der Zetasizer Nano ist ein Messgerät der Fa. Malvern Instruments aus England. Die
Größenverteilung kolloidaler Suspensionen wird durch dynamische
Streulichtmessung (Photonenkorrelationsspektroskopie) ermittelt. Es werden keine
diskreten Partikelzahlen bestimmt.
Ein Laserstrahl bestrahlt die Probe. Durch Brownsche Molekularbewegung und
daraus resultierende Bewegung der kleinen Partikel ergeben sich Fluktuationen,
deren Analyse Aufschluss über den hydrodynamischen Durchmesser der Partikel
gibt. Das Messverfahren ist laut Herstellerangabe gültig für Partikelgrößen zwischen
0,6 nm und 6 µm. Die Sedimentationsbewegung von Partikeln größer 1 µm
überlagert jedoch die Brownsche Bewegung und beeinflusst den Messerfolg
wesentlich. Für aggregierende Partikelsysteme sind sehr niedrige Konzentrationen
erforderlich bzw. müssen Dispergiermittel eingesetzt werden.
Für die Analyse der Größenverteilung der kolloidalen Eisenoxid-Partikel wurde die
Probe 2 Minuten mit Ultraschall dispergiert. Der Brechungsindex wurde mit 3,5
gewählt, der Absorptionswert mit 0,75. Die Wellenlänge des Lasers ist 633 nm bei
einem Streulichtmesswinkel von 173 °.
11.2.4 Zetapotential
Das Zetapotential wird mit einem DT 300 bzw. DT 1200 von Dispersion Technology
(USA) bestimmt. Konzentrierte Suspensionen (hier: 1,44 Masse-%) werden mit
Ultraschall angeregt, woraus eine Änderung der Ladungseigenschaften zwischen
Partikeln und umgebenden Fluid resultiert. Der messbare Strom wird für die
Zetapotentialmessung verwendet. Der pH-Wert wurde mit Kaliumhydroxid (KOH)
eingestellt. Nachteilig an diesem Messverfahren ist, dass speziell bei niedrigen Zeta-
Potentialen und hohen Partikelkonzentrationen Agglomerationseffekte auftreten
können, die zu höheren Streuungen der Messwerte führen.
- 140 -
11.2.5 Bestimmung des Feststoffgehalt
Die Massenkonzentration einer Suspension mit dem Probenvolumen obePrV wird
nach folgendem Vorgehen ermittelt:
1. Auswiegen des Filters (Polycarbonatfilter mit 0,45 µm Porenweite) = Filterm
2. Dispergierung der Suspension
3. Filtration eines definierten Probenvolumens obePrV
4. Trocknen des Filters 24 Stunden bei 105 °C, danach Abkühlen im Exsikator
5. Auswiegen des Filters + Probenrückstand = Gesamtmasse gesamtm
Die Massenkonzentration der Probe berechnet sich wie folgt:
obePr
Filtergesamtm,T V
mmc
.
(41)
11.2.6 Dichtebestimmung
Die Dichte unregelmäßig geformter Körper wird mit einem Pyknometer bestimmt.
Das Pyknometer-Verfahren beruht auf der Verdrängung der in einem geeichten
Gefäß befindlichen Flüssigkeit durch diesen vollständig benetzen Körper
(Methodenbeschreibung siehe z. B. DIN EN 1097-7).
Die pyknometrisch bestimmte Dichte eines Partikels wird als „Reindichte“ 0,P
bezeichnet und bezieht sich nur auf das Korngerüst. Alle Poren, die durch Wasser
benetzt werden können, gehen nicht in das Volumen des Körpers ein und somit auch
nicht in die Dichte.
Die Gesamtdichte eines suspendierten Partikels bzw. Aggregats inkl. Poren wird als
Nassdichte P bezeichnet. Diese hängt von der Fluid-Dichte ab.
- 141 -
11.3 Statistische Methoden
Stichproben werden mit dem Verfahren nach GRUBBS (DIN 53804-1) mit einem
Vertrauensbereich von 95 % auf Ausreißer hin bewertet. Voraussetzung ist, dass die
vorliegenden Daten annähernd normalverteilt sind. Diese Überprüfung wird dem
Kolmogorov-Smirnov-Test (Kolgoroff-Smirnoff-Test) durchgeführt.
Um zu überprüfen, ob Datenpaare zu einer Regressionskurve gehören, werden die
Daten zuerst wie folgt normalisiert:
regression,i
ii X
XX
.
(42)
Mit den resultierenden Daten, die um Eins schwanken, wird dann der
Normalverteilungs- und Ausreißertest durchgeführt.
- 142 -
11.4 Hydraulische Bedingungen in Rohrleitungen
11.4.1 Laminare Strömung
Der in den Kapiteln 11.4.1 - 11.4.2 beschriebene Sachverhalt zu hydraulischen
Gesetzmäßigkeiten wurde aus BOLLRICH (2000) zusammengestellt.
Ändert eine Flüssigkeit unter Druck ihre Dichte nicht, wird diese als inkompressibel
bezeichnet. In der Natur existieren keine solchen Flüssigkeiten. Jedoch kann, z. B.
für Wasser, mit dieser Vereinfachung gearbeitet werden, da der resultierende Fehler
für viele Anwendungen, z. B. Berechnungen in Rohrleitungen unter normalen
Bedingungen, vernachlässigbar klein ist.
Das grundlegende Naturgesetz von der Erhaltung der Masse bei Flüssigkeiten,
ausgedrückt durch die Kontinuitätsgleichung ist
2,pipe2,F1,pipe1,FF AvAvQ
(43)
mit der Fläche A bei vollgefüllten Kreisrohren nach Gleichung
2pipepipe D
4A
,
(44)
was bedeutet, dass sich der Volumenstrom FQ in zwei nacheinander
durchflossenen, unveränderlichen Strömungsquerschnitten 1 und 2 mit der Fläche
pipeA nicht ändert, sofern keine seitlichen Zu- und Abflüsse einwirken.
Mit der dimensionslosen Reynoldszahl pipeRe ist die Abbildung der Trägheits- und
zähen Reibungskraft einer Strömung möglich:
F
pipeFpipe
DvRe
.
(45)
Oberhalb der kritischen Reynoldszahl 2320Re krit,pipe schlägt eine laminare
Strömung in turbulente Strömung um.
- 143 -
Laminares Strömen tritt also in Rohrleitungen bei niedrigen Fließgeschwindigkeiten
auf. Charakteristisch ist, dass sich Flüssigkeitsteilchen bei dieser Strömungsart auf
parallelen Stromlinien bewegen, die sich gegenseitig nicht durchdringen. Alle
Strömungsteilchen bewegen sich in Hauptfließrichtung, wobei die
Geschwindigkeitsverteilung im Strömungsquerschnitt eine typische parabolische
Form aufweist:
2mid
2pipe
F
EmidF yR
4
Igyv
(46)
Dabei ist midy die Entfernung senkrecht zu Rohrachse. Die maximale
Strömungsgeschwindigkeit max,Fv im Querschnitt ist doppelt so groß ist wie die
mittlere Geschwindigkeit:
Fmax,F v2v .
(47)
Die mittlere Strömungsgeschwindigkeit wird mit der Gleichung
2pipe
F
EF R
8
Igv
(48)
ermittelt. An der Rohrwand ist die Geschwindigkeit gleich Null.
Die Energieverlusthöhe nimmt linear mit der mittleren Fließgeschwindigkeit zu. Der
Rohrreibungsbeiwert zur Berechnung der Rohrreibungsverluste unter laminaren
Strömungsbedingungen hat die Größe
pipelam Re
64
(49)
Wie aus Gl. (49) hervorgeht, hat die Beschaffenheit der Rohrwand bei laminarem
Strömen keinen Einfluss auf den Reibungsverlust. Nur die innere Reibung der
Flüssigkeit bewirkt einen der Bewegungsrichtung entgegen gesetzten Widerstand.
Das Energieliniengefälle in einer Rohrleitung ohne lokale Verluste mit dem
Innendurchmesser Dpipe beträgt somit unter laminaren Strömungsbedingungen:
g2
v
D
1I
2
F
pipeE
.
(50)
- 144 -
Die Schubspannung ist linear über den Strömungsquerschnitt verteilt, hat in der
Rohrachse bei 0ymid den Wert 0 und an der Rohrwand bei pipemid Ry die
Wandschubspannung
2
FFpipe
wall vRe
8
(51)
bzw. allgemein formuliert
y2
Igy EF
.
(52)
11.4.2 Turbulente Strömung
Bei der turbulenten Rohrströmung bilden sich so genannte Turbulenzballen im Fluid.
Flüssigkeitsteilchen zeigen ein ungeordnetes Bewegungsverhalten, das scheinbar
zufällig Richtung und Geschwindigkeit ändert. Die Folge sind höhere Energieverluste
und ein flacheres Geschwindigkeitsprofil als bei der laminaren Rohrströmung. Die
Geschwindigkeit ist gleichmäßiger über den Fließquerschnitt verteilt und fällt erst in
Rohrnähe schnell auf Null ab. Das Gesetz für die logarithmische
Geschwindigkeitsverteilung lautet
pipe
mid
max,F
midF
R
y1ln
326,11
884,01
v
yv.
(53)
Wie in Gl. (53) zu sehen ist, beeinflusst der Rohrreibungsbeiwert die
Geschwindigkeitsverteilung. Für pipemid Ry , also an der Rohrwand, wird diese
Gleichung nicht erfüllt. Das logarithmische Geschwindigkeitsprofil gilt erst ab einem
von mehreren Faktoren abhängigen Abstand von der Rohrwand.
Die mittlere Geschwindigkeit der Rohrströmung lässt sich mit der universellen
Fließformel für Druckrohrleitungen berechnen (lg = dekadischer Logarithmus):
Epipepipepipe
Epipepipe
FF IDg2
71,3
D/k
IDg2D
51,2lg0,2v
.
(54)
- 145 -
Dabei ist das Energieliniengefälle EI mit Gleichung (50) zu bestimmen. Der dafür
erforderliche Rohrreibungsbeiwert kann mit der Gleichung von COLEBROOK und
WHITE iterativ berechnet werden:
71,3
D/k
Re
51,2lg0,2
1 pipepipe
pipe
.
(55)
Die Reynoldszahl berechnet sich dabei nach Gl. (45), und die absolute Rauheit pipek ,
eine nur in hydraulischen Versuchen bestimmbare Größe zur Beschreibung der
Oberflächenbeschaffenheit einer Rohrleitung, kann aus Tabellen abgelesen werden.
An der Rohrwandung liegt die laminare Grenzschicht an, die nicht turbulent
durchmischt wird. Je größer die mittlere Fließgeschwindigkeit in der Rohrleitung ist,
desto dünner wird diese Grenzschicht. PRANDTL hat die Dicke der laminaren
Grenzschicht ermittelt zu
8/7
pipepipelam Re2
1D2,34d
.
(56)
Die Reynoldszahl pipeRe beinhaltet die hydraulischen Bedingungen im Rohr
(Geschwindigkeit und Viskosität des Fluids) und der Durchmesser pipeD beschreibt
die Rohrgeometrie.
Die Schubspannung durch die Viskosität der Flüssigkeit vergrößert sich unter
turbulenten Strömungsbedingungen um die „scheinbare turbulente Schubspannung“,
die sich aus dem Mittelwert der Geschwindigkeitsschwankungen in radialer und
axialer Richtung ergibt. An der Grenze zwischen laminarer Grenzschicht und
turbulentem Kern in der Nähe der Rohrwand ist die scheinbare turbulente
Schubspannung gleich Null. In Richtung Rohrachse nimmt die Turbulenz und damit
die Schubspannung zu. Es gilt:
2
F2pipe
2F y
yvyR
.
(57)
Von Interesse ist jedoch speziell die auf eine Rohrwand oder ein Sedimentbett
wirkende Wandschubspannung:
- 146 -
EhyFwall Irg .
(58)
Der hydraulische Radius ist dabei
2
R
4
D
L
Ar pipepipe
pipe,u
pipehy .
(59)
SLAATS ET AL. (2003) berücksichtigen in ihrem erweiterten Ansatz zur dynamischen
Wandschubspannung die Auswirkungen von Impulsen in der Strömung auf die
Scherbelastung von Ablagerungen:
EF
hyFwall Igt
vr .
(60)
Gl. (60) erweitert Gl. (58) um einen Impulsanteil t/vF , resultierend aus einer
Geschwindigkeitsänderung über einen definierten Zeitraum t . Bei Annahme einer
linearen Geschwindigkeitsänderung kann der Impulsanteil ersatzweise über den
Differenzenquotienten t/vF berechnet werden. Wendet man Gl. (60) an, zeigt
sich, dass der dynamische Anteil bei wechselnden Strömungsbedingungen eine
wesentliche Rolle bei der wirkenden Wandschubspannung spielt.
- 147 -
11.5 Die Versuchsanlage zum Partikeltransport in Rohrleitungen
Bild 61. Technisches Schema der Mess-/Steuerstrecke
- 148 -
Bild 62. Technisches Schema - Übersicht
- 149 -
Symbol-Legende
Messtechnik
(Online-) Drucksensor
(Online-) Temperatursensor
Magnetisch-induktiver Durchflussmesser
Trübungssensor
Messstellenumschalter mit 6 Positionen
Partikelzähler
Armaturen und Einbauten
Kugelhahn (Antrieb von Hand)
Absperrventil (Antrieb von Hand)
Statischer Mischer
Behälter mit Rührapparat
Rückschlagventil (Fließrichtung von links nach rechts)
Exzenterschneckenpumpe
Rohrentlüfter
Weitere Symbole
Lagekennzeichnung für Übergang in Nennweite und Rohrwerkstoff
Flanschverbindung
Kupplung
- 150 -
Fließrichtung
Kurzinfos zu Details des technischen Schemas der Versuchsanlage
1 Online-Drucksensor am Ende der Versuchsstrecke DN80 mit Messbereich
0…200 mbar
2 Probennahmestelle vor dem statischen Mischer zur Entnahme nicht
homogenisierter Proben
3 Statischer Mischer zur Homogenisierung der Versuchssuspension
4 kontinuierlicher Bypass am Ende der Versuchsstrecke nach dem statischen
Mischer für die Partikelzählung
5 kontinuierlicher Bypass am Ende der Versuchsstrecke nach dem statischen
Mischer für die Trübungsmessung
6 Online-Trübungssensor, 0…1000 NTU, Auflösung einstellbar
7 Online-Temperatursensor, 0…100 °C
8 Magnetisch-induktiver Durchflussmesser am Spülausgang mit Messbereich
0…1000 L/min
9 Kugelhahn DN50 zur Steuerung der Spülung
10 Online-Drucksensor am Spülausgang mit Messbereich 0…1000 mbar
11 Zwischenbehälter (max. 50 L) mit optionalem Rührapparat zur
Homogenisierung
12 Pulsationsfreie Exzenterschneckenpumpen; Leistung: 0…900 L/min und
0…90 L/min
13 Online-Drucksensor am Anfang der Versuchsstrecke DN80 mit Messbereich
0…400 mbar
- 151 -
14 kontinuierlicher Bypass am Anfang der Versuchsstrecke nach den Pumpen für
die Partikelzählung
15 Magnetisch-induktiver Durchflussmesser in der Kreislaufanlage mit
Messbereich 0…150 L/min
16 Online-Drucksensor am Anfang der Versuchsstrecke DN80 mit Messbereich
0…400 mbar
17 Partikelzähler mit Vorfilter und Messstellenumschalter zur automatischen
Beprobung mehrerer Probennahmestellen
- 152 -
11.6 Experimentelle Ergebnisse des Partikeltransportes
Tabelle 11. Entwicklung des Absetzgrades von Eisenoxid-Partikeln bei verschiedenen Strömungsbedingungen in der PE-Kreislaufanlage
- 153 -
Tabelle 12. Entwicklung des Absetzgrades von PVC-Partikeln bei verschiedenen Strömungsbedingungen in der PE-Kreislaufanlage DN80
- 154 -
vP,y
(12)
Fsed
(13) Fbrown
(14) Fshear
(15) Flat
(16) Fdrag
(17)
Dbrown
(66) Dshear
(67)
(68)
*P,Vc cf
(70) vL
(63)
2y,3f
(65) Stv
(2)
shapef
(3)
(4)
*PR
(61)
*Cpipe,P
(62)
*P,Vc
(71) 2y,2f
(64)
11.7 Gleichungssystem für die Transportmodellierung suspendierter Partikel
Übersicht über das Gleichungssystem
Quelle: LERCH (2008)
Bild 63 zeigt einen Überblick über das Modell für den Transport suspendierter
Partikel in der Strömung zylindrischer Rohre. In Klammern sind die Formelnummern
angegeben.
Bild 63. Verwendetes Modell für den Transport suspendierter Partikel in der Strömung zylindrischer Rohre
- 155 -
Erforderliche Gleichungen
Dimensionsloser Partikelradius
pipe
P*P D
RR
(61)
Dimensionslose Entfernung des Partikelzentrums von der Rohrwand
D 0,5 yfürR/2
Dy
D 0,5 yfürR/y2
D
pipebotpipepipe
bot
pipebotpipebotpipe
*Cpipe,P
(62)
Laterale Migrationsgeschwindigkeit
2y,2St2y,3max,F
2*Pmax,F
F
PL fvfvRv
Rv
(63)
Funktionen zur Bestimmung der lateralen Migration in Abhängigkeit von der
Entfernung von Partikelzentrum und Rohrwand
6*C
pipe,P
5*Cpipe,P
4*Cpipe,P
3*Cpipe,P
2*Cpipe,P
*Cpipe,P
5
2y,24647,05474,3969,6
3347,60573,36089,0106f
(64)
6*C
pipe,P
5*Cpipe,P
4*Cpipe,P
3*Cpipe,P
2*Cpipe,P
*Cpipe,P
2y,3198042,0950694,1017666,28
495068,4652283,21182786,12532139,1f
(65)
Brownscher Diffusionkoeffizient
PF
Bbrown R6
TkD
(66)
Scherinduzierte Diffusivität
- 156 -
P,Vc8,82
P,V2
Pshear e2
11cR
3
1D
(67)
Örtliche Scherrate des Fluids
S
FF
dr
dv
(68)
mit der radialen Entfernung r von der Rohrachse und der dynamischen Viskosität der
Suspension ηS;
Viskosität der Suspension
F2
P,V2max,P,V
HP,vmax,P,V
E
2
max,P,V
P,vS c
c
6kc
c
2k
c
c1
(69)
mit der Einstein-Konstante kE = 2,5, der Huggins-Konstante kH = 6 für niedrige
Strömungsgeschwindigkeiten und kH = 7,1 für hohe Geschwindigkeiten sowie der
maximalen Partikelkonzentration cV,P,max für sphärische Partikel von 0,74;
Einfluss der Partikelvolumenkonzentration auf die Partikelbewegung
3
16
max,P,V*
P,V*
P,Vc cc1cf
(70)
mit der maximalen Partikelvolumenkonzentration max,P,vc = 0,74 und der
dimensionslosen Partikelvolumenkonzentration
max,P,V
P,V*P,V c
cc
(71)
- 157 -
12 Verwertbarkeit des Ergebnisses im Sinne des fortgeschriebenen Verwertungsplans
Der Antragsteller berät Wasserversorgungsunternehmen wissenschaftlich bei allen
Fragen zur Optimierung der Wasserqualität, insbesondere hinsichtlich von
Qualitätsveränderungen bei der Wasserverteilung. Dies ermöglicht auch zukünftig
die Verwertung der Entwicklungsergebnisse. Gleichzeitig ist durch die über den
Projektzeitraum hinausgehende Anwendung auch eine fortgesetzte
Weiterentwicklung des Modells bzw. der entwickelten Software sichergestellt.
Die Ergebnisse aus dem Teilprojekt 1 des Forschungsvorhabens sind für eine
weitere Verwertung vorgesehen. Bisher wurden keine Schutzrechte angemeldet. Für
eine uneingeschränkte Verwertbarkeit sind weitere Arbeiten erforderlich.
Vom Antragsteller wurden Kontakte zu verschiedenen Wasserversorgungs-
unternehmen geknüpft, die Interesse an den Arbeiten in diesem Bereich zeigen.
Eine Bewerbung der neuen Möglichkeiten durch die Gütemodellierung soll das
Interesse und die Akzeptanz bei potentiellen Unternehmen bzw. Wasserversorgern
wecken bzw. stärken. Interesse an einer Zusammenarbeit besteht z. B. auch durch
ausländische Universitäten und Wasserversorgern.
Ergebnisse und Möglichkeiten der Forschungsarbeiten wurden auf nationalen und
internationalen Messen, bei einem von der Professur organisierten Kolloquium in
2009 und durch Flyer der Öffentlichkeit vorgestellt.
- 158 -
13 Fortschritte auf dem Gebiet des Vorhabens
Durch die Beschreibung und Modellierung des Bewegungsverhaltens von Partikeln in
Trinkwasserverteilungssystemen kann die Ablagerungsbildung in solchen Systemen
in Abhängigkeit von den hydraulischen Bedingungen und den partikelbezogenen
Wassergüteparametern berechnet werden.
Für den Betreiber von Trinkwasserverteilungssystemen ergeben sich durch die
Beschreibung des Verhaltens von partikulären Wasserinhaltsstoffen und eines
Software-Tools, das diese Erkenntnisse aufgreift, folgende Möglichkeiten:
Bestehende Netze lassen sich bereits bevor Verbraucherprobleme auftreten
auf potentielle Schwächen hinsichtlich Beeinträchtigung der Wasserqualität
hin bewerten. Der laufende Betrieb lässt sich dementsprechend anpassen.
Treten Qualitätsprobleme auf, können diese gezielter eingegrenzt werden,
woraus sich verbesserte Optimierungsstrategien ableiten lassen.
Sanierungsstrategien mit variablem Zeithorizont lassen sich realisieren, bevor
akuter Handlungsbedarf besteht. Rehabilitationswerkzeuge und -strategien
können Wasserqualitätsaspekte mit wissenschaftlich fundiertem Hintergrund
berücksichtigen bzw. integrieren.
Neue Systemabschnitte können unter Einbeziehung qualitativer Aspekte
geplant werden.
- 159 -
14 Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen der Ergebnisse
2006
Bauer, D. Ermittlung geeigneter Parameter zur Beschreibung des Transport-verhaltens von Ablagerungen im Trinkwasserverteilungssystem. Diplomarbeit 2006, Institut für Siedlungs- und Industriewasserwirtschaft, TU Dresden
2007
Wolf, C., Ripl, K., Uhl, W. Transport behaviour of particles and corrosion products in drinking water distribution systems. Am. Water Works Ass. Research Symposium: Distribution Systems: The next frontier. 2-3 March 2007. Reno, USA
Ripl, K., Wolf, C., Uhl, W. Modelling the transport behaviour of particles and corrosion products in drinking water distribution systems. Am. Water Works Ass. Water Quality Technology Conference. 4. – 8. November 2007. Charlotte, USA
Ripl, K., Uhl, W. Investigating mechanisms of deposition and mobilisation of particles in distribution systems. International Workshop „High Quality Drinking Water“. 21. – 22. Juni 2007. TU Delft, Niederlande
Ripl, K. Experimentelle Bestimmung des Ablagerungs- und Transportverhaltens von Partikeln in einer Kreislaufanlage. Diplomarbeit 2007, Institut für Siedlungs- und Industriewasserwirtschaft, TU Dresden
Bialucha, N. Experimentelle Bestimmung des Remobilisierungsverhaltens von Ablagerungen aus Trinkwasserverteilungssystemen im Labormaßstab. Diplomarbeit 2007, Institut für Siedlungs- und Industriewasserwirtschaft, TU Dresden
2008
Ripl, K., Uhl, W. Grundlegende Untersuchungen zum Transport partikulärer Korrosionsprodukte im Trinkwasserverteilungssystem. Tagung „Wasser 2008“ der Wasserchemischen Gesellschaft. 28. – 30. April 2008. Trier
Ripl, K., Skibinski, B., Uhl, W. Investigations on the behaviour of particulate matter in drinking water distribution networks. VIII-th International scientific and technical conference “Water Supply and Water quality”. 15. – 18. Juni 2008. Polen
Ripl, K. Skibinski, B., Uhl, W. Investigations on the Behaviour of Particulate Matter in Drinking Water Distribution Systems. „Fourth Late Summer Workshop“ der Wasserchemische Gesellschaft. September 29th - October 1st. 2008. Schloss Maurach. Bodensee
- 160 -
2009
Ripl, K., Lerch, A., Uhl, W. Particle Related Water Quality Prediction for Drinking Water Distribution Systems. Tenth International Conference on Computing and Control for the Water Industry. 1st to 3rd September 2009. University of Sheffield. UK
Ripl, K., Uhl, W. Particles in Drinking Water Distribution Systems: Prediction of Water Quality and Pipe Fouling. Water Quality Technology Conference and Exposition. November 15 – 19.2009. Seattle. USA
Ripl, K., Uhl, W., Simulation of Particle Transport in Drinking Water Distribution Systems. World Environmental & Water Resources Congress. (Water Distribution System Analysis). May 17-21 2009. Kansas-City. USA
eingereicht
Ripl, K., Uhl, W. Characterization of iron oxide particles from oxygen corrosion of metallic pipes in drinking water.
