Univerzita Karlova v Praze Přírodovědecká fakulta Ústav pro životní prostředí Studijní program: Ekologie a ochrana životního prostředí Studijní obor: Ochrana životního prostředí
Diplomová práce
Inovace kořenových čistíren odpadních vod Inovation of constructed wetlands
Sabina Hamanová Školitel: Ing. Tereza Hudcová, Ph.D Interní konzultant: RNDr. Jolana Tátosová, Ph.D duben 2014
Prohlášení Prohlašuji, že jsem závěrečnou práci zpracoval/a samostatně, a že jsem uvedl/a všechny použité informační zdroje a literaturu. Tato práce ani její podstatná část nebyla předložena k získání jiného nebo stejného akademického titulu. Předložená tištěná verze DP je totožná s elektronickou verzí vloženou do SIS. V Praze, dne 30. dubna 2014 Sabina Hamanová
Poděkování
Na tomto místě bych ráda poděkovala své školitelce Ing. Tereze Hudcové, Ph.D, která mi ochotně v průběhu celé práce poskytovala konzultace, cenné rady a připomínky. Dále mé poděkování patří interní konzultantce RNDr. Jolaně Tátosové, Ph.D za vstřícný přístup při tvorbě této práce.
Abstrakt
Diplomová práce se zabývá analýzou čistících procesů v kořenové čistírně odpadních vod (KČOV) „II. generace“ s kombinovaným horizontálním a vertikálním tokem v prvním roce uvedení do provozu. Původní kořenová čistírna, tvořená jedním filtrem s horizontálním tokem, byla postavena v roce 1994 v obci Kotenčice, Středočeský kraj, okres Příbram. Navzdory poměrně vysoké účinnosti čistírny mechanický stupeň neposkytoval dostatečné předčištění a docházelo k ucpávání filtračních polí, proto v letech 2011 - 2012 proběhla rekonstrukce čistírny. Zrekonstruovaná kořenová čistírna dimenzovaná pro 250 EO je navržena pro čištění odpadní vody z oddílné kanalizace. Nový systém sestává z horizontálních filtračních polí (911 m2) a z vertikálních filtračních polí (300 m2) ve 4 nezávislých modulech v paralelním uspořádání. V systému je mimo jiné testováno pulzní plnění vertikálních filtrů a využití filtračních materiálů s vysokou sorpční kapacitou, jakožto alternativních náplňových materiálů. Filtry jsou osázeny rákosem obecným (Phragmites australis), chrasticí rákosovitou (Phalaris arundinacea), kosatcem žlutým a sibiřským (Iris pseudacorus a Iris sibirica), zblochanem vodním (Glyceria maxima) a kyprejem vrbicí (Lythrum salicaria). Vyčištěná voda je odváděna do stávajícího recipientu - Kotenčického potoka. Ve vzorkovacím období (2. 10. 2012 – 17. 12. 2013) byly sledovány fyzikálně – chemické parametry CHSKCr, BSK5, NL, Pcelk, Ncelk a Namon. Průměrné koncentrace na odtoku dosahovaly 55,2, 17,8, 7,4, 3,4, 33,7 a 24,2 mg/l. Přestože se jedná o adaptační fázi čistírny, již nyní parametry splňují na odtoku koncentrační limity pro KČOV do 500 EO: 150, 40 a 50 mg/l pro CHSK Cr, BSK5 a NL, dané legislativou České republiky. V budoucnosti se dá ještě očekávat zlepšení.
Klíčová slova: čištění odpadních vod, kombinovaná kořenová čistírna, kolmatace, pulzní plnění, eliminace nutrientů,
Abstract
The thesis deals with analysis of the purification processes in hybrid constructed wetland (CW), combined horizontal subsurface flow filter bed and vertical subsurface flow filter bed, in the first year operating. Original CW, consisted of one horizontal subsurface filter bed, was built in 1994 at Kotenčice, Central Bohemia, division Příbram. Despite of a relatively high efficiency of the CW, mechanical pretreatment didn´t provide sufficient efficiency and the filtration beds suffered from severe clogging, therefore the whole system was rebuilt in 2011 – 2012. Reconstructed CW for 250 PE has been designed for treat sewage from a separate sewer system. A new type of hybrid constructed wetland consists of horizontal flow beds (911 m2) and vertical flow beds (300 m2), which are arranged in 4 parallel multi – stage fields. Pulse feeding has been tested in vertical flow filter beds and filtration material with high adsorption capacity has been tested as an alternative material. The filters are planted with Phragmites australis, Phalaris Arundinacea, Iris pseudacorus, Iris sibirica, Glyceria maxima and Lythrum salicaria. Purified water is drained to current recipient – Kotenčice stream. In the sampling period (2. 10. 2012 – 17. 12. 2013) physical – chemical parameters COD, BOD5, suspended solids, total phosphorus, total nitrogen and ammoniac nitrogen were analysed. The average outlet values for the above-listed parameters were 55.2, 17.8, 7.4, 3.4, 33.7 and 24.2 mg/l. The purification parameters already meet the standards for constructed wetland onto 500 PE: 150, 40 and 50 mg/l for COD, BOD5 and suspended solids, set by legislative of the Czech republic, despite the fact that constructed wetland is in adaptation stage. Improvement is going to be expected in the future.
Keywords: wastewater treatment, hybrid constructed wetland, clogging, pulse feeding, elimination of nutrients,
OBSAH 1. Úvod ....................................................................................................................................... 4 2. Kořenové čistírny odpadních vod .......................................................................................... 5 2.1. Rozdělení kořenových čistíren s emerzní vegetací ......................................................... 6 2.1.1. Kořenové čistírny s povrchovým tokem .................................................................. 7 2.1.2. Kořenové čistírny s podpovrchovým tokem ............................................................ 8 2.1.2.1. Systémy s podpovrchovým vertikálním průtokem ............................................ 8 2.1.2.2. Systémy s podpovrchovým horizontálním průtokem ........................................ 9 2.1.3. Kombinované kořenové čistírny ............................................................................ 10 2.1.3.1. VF-HF systémy ............................................................................................... 11 2.1.3.2. HF-VF systémy ............................................................................................... 12 2.1.3.3. Další konfigurace hybridních systémů ............................................................ 12 2.2. Výhody kořenových čistíren ......................................................................................... 14 2.3. Nevýhody kořenových čistíren ...................................................................................... 15 3. Aktuálnost problematiky rekonstrukcí KČOV ..................................................................... 15 3.1. Počátky budování kořenových čistíren v České republice ............................................ 15 3.2. Hodnocení stavu existujících KČOV ............................................................................ 17 3.3. Hodnocení účinnosti KČOV ......................................................................................... 18 4. Ucpávání filtračního prostředí (kolmatace) .......................................................................... 20 4.1. Příčiny kolmatace .......................................................................................................... 21 4.2. Opatření na minimalizaci kolmatace kořenových čistíren ............................................ 22 5. Odstraňovací mechanismy v KČOV a modernizace ............................................................ 24 5.1. Čistící účinek kořenových čistíren odpadních vod........................................................ 24 5.2. Odstraňování nerozpuštěných látek .............................................................................. 26 5.3. Odstraňování mikrobiálního znečištění ......................................................................... 26 5.4. Odstraňování těžkých kovů ........................................................................................... 27 1
5.5. Odstraňování fosforu ..................................................................................................... 27 5.6. Odstraňování organických látek .................................................................................... 28 5.6.1. Aerobní degradace .................................................................................................. 29 5.6.2. Anaerobní degradace .............................................................................................. 29 5.7. Odstraňování dusíku ...................................................................................................... 30 5.8. Vliv environmentálních faktorů a provozních podmínek na čištění ............................. 32 5.8.1. Teplota .................................................................................................................... 32 5.8.2. Dostupnost kyslíku a úprava kyslíkového režimu.................................................. 33 5.8.3. Hydraulické zatížení a doba zdržení ...................................................................... 34 5.8.4. Způsob plnění filtračního lože................................................................................ 35 5.8.4.1. Impulzní plnění a prázdnění ............................................................................ 36 5.8.5. Použití alternativních filtračních materiálů ............................................................ 36 6. Kořenová čistírna v Kotenčicích .......................................................................................... 38 6.1. Popis původní kořenové čistírny ................................................................................... 38 6.2. Rekonstrukce kořenové čistírny .................................................................................... 39 6.2.1. Úprava stávající akumulační a čerpací jímky ........................................................ 41 6.2.2. Štěrbinová nádrž ..................................................................................................... 41 6.2.3. Kořenové filtry HF a VF ........................................................................................ 42 7. Vegetace ............................................................................................................................... 44 7.1. Makrofyta v KČOV Kotenčice...................................................................................... 45 8. Metodika............................................................................................................................... 46 9. Výsledky a diskuze............................................................................................................... 48 9.1. Koncentrace na přítoku a odtoku čistírny ..................................................................... 48 9.2. Vyhodnocení současného provozu čistírny ................................................................... 51 9.2.1. Biochemická spotřeba kyslíku ............................................................................... 51 9.2.2. Chemická spotřeba kyslíku .................................................................................... 54 9.2.3. Nerozpuštěné látky ................................................................................................. 57 2
9.2.4. Celkový fosfor ........................................................................................................ 60 9.2.5. Amoniakální dusík ................................................................................................. 63 9.2.6. Celkový dusík ......................................................................................................... 67 9.2.7. Základní statistické zhodnocení fyzikálně – chemických parametrů ..................... 69 9.3. Zhodnocení čistící účinnosti.......................................................................................... 72 10. Závěr................................................................................................................................... 76 11. Seznam použité literatury ................................................................................................... 78 12. Přílohy ................................................................................................................................ 88 12.1. Seznam zkratek ........................................................................................................... 88 12.2. Grafy koncentrací vybraných fyzikálně - chemických parametrů .............................. 89
3
1. Úvod Kořenové čistírny odpadních vod představují alternativu ke klasickým mechanickobiologickým čistírnám odpadních vod. Jedná se o technologii využívající přírodní procesy, které po uvedení zařízení do provozu nelze již příliš ovlivnit. V posledních letech tak byla věnována dostatečná pozornost hodnocení jejich účinností a na základě publikovaných výsledků (Šálek a Tlapák, 2006; Šálek et al., 2008; Vymazal 2009b a 2011a) lze konstatovat, že většina čistíren na území České republiky splňuje předepsané limity čištění (dle nařízení vlády č. 61/2003 Sb. ve znění novely 23/2011 Sb. příloha 1). Mezi parametry, u kterých není dosahováno uspokojivých výsledků, patří amoniakální dusík a fosfor. Problematickou otázkou je rovněž kolmatace filtračních polí, která ovlivňuje jak čistící kapacitu zařízení, tak jeho životnost jakožto celku. Řešení lze zajistit sofistikovaným návrhem konstrukčního uspořádání technologie. Pro dosažení vyššího účinku čištění je možné kombinovat vertikální a horizontální systémy v paralelním či sériovém zapojení. Volba nátokových režimů filtrů (horizontální vs. vertikální) pak umožňuje ovlivňovat saturaci prostředím kyslíkem, což má v důsledku pozitivní vliv na proces nitrifikace, který vede k účinnějšímu odstraňování amoniakálního dusíku, či na denitrifikační proces, při němž dochází k přeměně dusičnanů na plynný dusík či plynné oxidy dusíku v anoxickém až anaerobním prostředí. Tyto systémy jsou v literatuře označovány jako kombinované systémy, hybridní systémy či kořenové čistírny II. generace, a v současné době jsou stále častěji uváděny do praxe. Hlavním cílem diplomové práce je kvantitativní a kvalitativní popis eliminace vybraných ukazatelů znečištění u kořenové čistírny v Kotenčicích, v okrese Příbram. Jmenovitě se jedná o BSK5, CHSKCr, NL a nutrienty (dusík a fosfor) a jejich odstraňování v kořenových filtrech v závislosti na uspořádání systému. Mezi dílčí cíle patří:
Posouzení vlivu pulzního plnění a prázdnění na odstraňování amoniakálního dusíku
Posouzení odstraňování fosforu adsorpcí na nový filtrační materiál – strusku
Srovnání koncentrací jednotlivých parametrů na odtoku z modulů a celé čistírny s emisními standardy
4
2. Kořenové čistírny odpadních vod Přirozené mokřady hrají od počátku své existence významnou roli při čištění odpadních vod (Abidi et al., 2009; Cooper, 2009; Abou-Elela and Hellal, 2012; Saeed and Sun, 2012). Dříve ovšem byly považovány za bezcenné biotopy a nekontrolované vypouštění odpadních vod způsobilo v mnoha případech nevratné ničení celé řady mokřadů. Intenzivní studie z posledních let se zasloužily o obrat v chápání významu role mokřadů v přírodě a v civilizovaných zemích se vypouštění odpadních vod do přirozených mokřadů snížilo na minimum (Vymazal, 2004 a 2011b). Jsou vytvářeny umělé mokřady (kořenové čistírny odpadních vod – KČOV), systémy které se navrhují tak, aby při čištění odpadních vod byly využívány procesy, které probíhají v přirozených mokřadech. Tabulka 1 Mechanismy probíhající v přirozených resp. umělých mokřadech (Vymazal, 1995) Odstraňované látky
Způsob odstraňování
Sedimentace
UNL, KL, BSK, N, P, TK, TROL, B+V
Gravitační usazování
Filtrace
UNL, KL
Adsorpce
KL
Mechanická filtrace při průchodu odpadní vody zeminou a kořeny Van der Waalsovy síly
Těkání
N
Těkání amoniaku z odpadní vody
Srážení
P, TK
Srážení nerozpuštěných sloučenin
Adsorpce
P, TK, TROL
Adsorpce na povrchu zemního materiálu a rostlin
Rozklad
TROL, B+V
Rozklad a změny méně stabilních látek působením UV záření, oxidace a redukce
Bakteriální metabolismus
KL, BSK, N, TROL
Odstraňování suspendovanými, bentickými a epifytickými baktériemi; bakteriální nitrifikace/denitrifikace
Rostlinný metabolismus
TROL, B+V
Příjem a využití organických látek rostlinami
Rostlinná absorpce
N, P, TK, TROL
Za určitých podmínek jsou významná množství těchto látek přijímána rostlinami
B+V
Přirozený úhyn organismů v nevýhodných podmínkách
Mechanismy Fyzikální
Chemické
Biologické
Přirozený úhyn
UNL - usaditelné nerozpuštěné látky, KL - koloidní látky, TK - těžké kovy, TROL - těžce rozložitelné organické látky, B+V - bakterie a viry, N - dusík, P - fosfor
5
Umělé mokřady se dělí zejména dle druhu použité vegetace a způsobu průtoku odpadní vody. Dle vegetace: 1. Umělé mokřady s emerzními (vynořenými) rostlinami 2. Umělé mokřady se submerzními (ponořenými) rostlinami 3. Umělé mokřady s volně plovoucími rostlinami 4. Umělé mokřady s rostlinami s volně plovoucími listy
Obrázek 1 Rozdělení umělých mokřadů pro čištění odpadních vod (Vymazal, 2008)
Vzhledem
ke
svému charakteru
bude diplomová
práce
obsahovat
pouze
tématiku umělých mokřadů s emerzní vegetací.
2.1. Rozdělení kořenových čistíren s emerzní vegetací Jedná se o největší skupinu umělých mokřadů. Podle toho zda je či není přítomná volná vodní hladina, se systémy dále dělí na mokřady s povrchovým či podpovrchovým tokem. Systémy bez volné vodní hladiny, tedy systémy s podpovrchovým tokem, patří v současnosti k nejpoužívanějším umělým mokřadům a dle průtoku se dále dělí na systémy 6
s vertikálním průtokem a horizontálním průtokem (Vymazal, 2004; Liu et al., 2011; Saeed and Sun, 2012).
2.1.1. Kořenové čistírny s povrchovým tokem U KČOV tohoto typu se vodní hladina nachází nad úrovní zemského povrchu. Vegetace bývá zakořeněná, přičemž stonek s listy se vynořuje nad hladinu. Odpadní voda protéká po povrchu málo propustného substrátu, v němž je mokřadní vegetace vysázena. Kořenové čistírny s povrchovým tokem se velmi podobají svou funkční a estetickou stránkou mokřadům přírodním. Vrstva blízká hladině je aerobní, zatímco hlubší vody a substrát jsou obvykle anaerobní. Někdy bývají tyto systémy nazývány jako mokřady s volnou vodní hladinou, nebo pokud jejich funkce spočívá v odvodňování dolů, nesou označení aerobní mokřady. Tyto mokřady s povrchovým tokem vykazují velmi dobrou účinnost odstraňování nerozpuštěných a organických látek. Výhodou mokřadů s povrchovým tokem jsou jejich nízké náklady na obsluhu, jejich konstrukce, provoz a údržba. Zároveň poskytují cenný habitat pro zvěř ve volné přírodě. (Masi and Martinuzzi, 2007).
Hlavní nevýhodou jsou vyšší nároky na plochu,
než vyžadují ostatní systémy. Tyto
čistírny
se
používají
nejvíce
v
Severní
Americe
(především
pro odstranění splachů ze silnic, parkovišť či letišť a pro čištění průsakových vod ze skládek pevného odpadu). V Evropě se nachází nejvíce těchto systémů v Nizozemí a Polsku (DuPoldt et al., 1995; Vymazal, 2008).
Obrázek 2 Kořenová čistírna s povrchovým tokem (upraveno dle Vymazal, 1995 a 2001)
7
2.1.2. Kořenové čistírny s podpovrchovým tokem V současné době jsou tyto čistírny nejpoužívanější. Skládají se z uzavřené nádrže s porézním substrátem kamenitého či štěrkovitého charakteru (Caselles-Osorio and García, 2006). Lože je navrhována tak, aby zůstalo pod svrchní vrstvou substrátu. U většiny systémů ve Spojených státech amerických je odtoková cesta horizontální, ovšem některé evropské systémy používají vertikální odtok. Kořenové čistírny s podpovrchovým tokem jsou často používány na čistění odpadních vod jako například městský kal, odpad z jídelních procesů, jatka, produkce papíru, textilnictví, zemědělství či výluhy ze skládek (DuPoldt et al., 1995; Kadlec and Knight, 1996; Vymazal and Kröpfelová, 2008).
2.1.2.1. Systémy s podpovrchovým vertikálním průtokem Hlavní rozdíl vertikálního systému od horizontálního je ve směru proudění. Voda je do systému dodávána kontinuálně nebo přerušovaně na povrch filtrační lože, které je osázeno mokřadní vegetací. Voda se následně prosakuje štěrkem, je sbírána na dně drenážními trubkami a odváděna pryč ze systému. Obdobný princip platí i pro zemní filtraci. Při přerušovanému přívodu vody do systému dochází k vyššímu prokysličení filtračního lože a vznikají patřičné podmínky pro nitrifikaci, což je transformace amoniakálního dusíku na dusičnanový (Zurita et al., 2009). K řádné distribuci vody jsou u přerušovaného plnění nutná čerpadla a rozvodné zařízení (DuPoldt et al., 1995; Brix and Arias, 2005; Vymazal, 2008; Vymazal a Kröpfelová, 2008). Systém s podpovrchovým vertikálním tokem s kontinuálním plněním může fungovat na gravitačním principu jako systém horizontální, pokud to umožňuje terénní uspořádání. Kořenové čistírny s podpovrchovým vertikálním průtokem mohou být dále ještě děleny na KČOV s prouděním směrem dolů a s prouděním směrem vzhůru. Kombinace filtrů s prouděním směrem dolů a vzhůru vytváří vhodné podmínky pro nitrifikaci (i v zimním období při vysokém zatížení), denitrifikaci a odstraňování BSK5 (biochemická spotřeba kyslíku za 5 dní), CHSKCr (chemická spotřeba kyslíku stanovena dichromanovou metodou) a Pcelk (celkový fosfor) (Prochaska et al., 2007; Zhao et al., 2011; Saeed and Sun, 2012; Comino et al., 2013).
8
Kořenové čistírny s prouděním směrem dolů U KČOV s prouděním směrem dolů se odpadní voda přivádí na povrch resp. lehce pod povrch lože, v zimním období, kdy jsou teploty pod nulou, do hloubky, kde nehrozí zamrzání. Odpadní voda (OV) filtruje porézním prostředím a je odváděna sběrným drénem uloženým na dně těsněné jímky. V extrémních klimatických podmínkách se před zimou vegetační čistírna zatopí, povrch zátopy se nechá zamrznout a odpadní voda se přivádí pod led (Šálek a Tlapák, 2006). Kořenové čistírny s prouděním směrem vzhůru Tyto čistírny mají podobné uspořádání jako KČOV s prouděním směrem dolů s tím rozdílem, že se odpadní voda přivádí k těsněnému dnu filtračního lože do rozdělovacího potrubí, odkud se pomocí čerpadel filtruje porézním prostředím směrem vzhůru a na povrchu pak přepadá do sběrného žlábku, resp. je odváděna sběrným drénem, který je v dostatečné hloubce, aby OV nezamrzala. Tato hloubka se určuje dle půdního druhu, množství a teploty přitékající OV, vegetace. Mezi nezbytná opatření na ochranu před zamrzáním při celoročním provozu patří tepelně izolační kryt, odvod vody jímacím potrubím uloženým pod terénem či zatopení filtru, viz výše (Šálek a Tlapák, 2006).
Obrázek 3 Kořenová čistírna s podpovrchovým vertikálním tokem směrem vzhůru (upraveno dle Vymazal, 1995 a 2001)
2.1.2.2. Systémy s podpovrchovým horizontálním průtokem Zde voda protéká propustným substrátem v horizontálním směru. Přivádění odpadní vody probíhá rovnoměrně, aby poté voda mohla protékat skrz kořeny. Na konci odvádí vyčištěnou vodu sběrný drén. Průtokem vody mezi kořeny dochází k biologickým, fyzikálním 9
i chemickým procesům, které se podílejí na odstraňování znečištění. V horizontálním loži se vyskytuje častěji prostředí anaerobní (Vymazal, 2009a). Kvůli hydraulickým rozdílnostem v substrátu, jsou čistírny s podpovrchovým tokem nejlépe vhodné pro odpadní vody s relativně nízkou koncentrací pevných složek. Nejčastěji bývá tento systém využíván na redukci BSK5 z odpadních vod domácností (Masi and Martinuzzi, 2007; Abidi et al., 2009). Případné přerušované plnění kořenového pole navíc poskytuje vyšší prokysličování prostředí, než kontinuální plnění, a dochází k vyššímu odstraňování amoniakálního znečištění (Caselles-Osorio and García, 2007). Výhodu pro takové čistírny představuje jejich vysoká tolerance proti nízkým teplotám, dále minimální problémy se škůdci, převážně s hmyzem a nižší nároky na areál na rozdíl od čistíren s povrchovým tokem. Plocha povrchu částic je větší, proto dochází k rychlejším úpravám a změnám ve složení vod, než je tomu u povrchových systémů. Systémy s podpovrchovým tokem jsou, oproti mokřadům s povrchovým tokem, finančně náročnější na konstrukci. Hůře se regulují a udržují, a též výdaje na opravy jsou podstatně vyšší. Další nevýhoda systému spočívá v náchylnosti ke kolmataci filtračního lože (DuPoldt et al., 1995; Saeed and Sun, 2012).
Obrázek 4 Kořenová čistírna s podpovrchovým horizontálním tokem (upraveno dle Vymazal, 1995 a 2001) 1 – rozvodná drenáž; 2 – povrch filtračního pole; 3 – hladina vody; 4 – nepropustná vrstva; 5 – filtrační materiál; 6 – sběrná zóna; 7 – drenážní trubka; 8 – nastavitelná výška vodní hladiny
2.1.3. Kombinované kořenové čistírny Různé typy kořenových čistíren mohou být kombinovány, aby bylo dosaženo vyššího čistícího účinku, zejména při odstraňování dusíku (Ávila et al., 2013). Obecně se jedná 10
o umělé mokřady sestávající ze dvou fází (kombinují vertikální a horizontální systémy v různém pořadí). Kvůli vyššímu prokysličování se ve vertikálním poli lépe odstraňuje amoniakální dusík nitrifikací na dusičnany, a v horizontálním poli, kde převládá anoxické až anaerobní prostředí, dochází k biochemické redukci (denitrifikace) dusičnanů na plynný dusík či plynné oxidy dusíku. Kombinace HF a VF (horizontální filtr, vertikální filtr) vytváří systém, který též úspěšně odstraňuje BSK5, Ncelk (celkový dusík), Pcelk a NL (nerozpuštěné látky) (Cooper et al., 1999; Öovel et al., 2007). Tyto systémy jsou kvůli konstrukčnímu uspořádání a technologickým procesům čištění v literatuře označovány také jako hybridní systémy či nověji kořenové čistírny II. generace, a v současné době jsou na vzestupu (Vymazal, 1995 a 2004; Senzia et al., 2003; Šálek a Tlapák, 2006). Mezi nejvíce používané konfigurace filtračních polí patří VF-HF a HF-VF systémy, přičemž mohou být realizovány další konfigurace (Behrends et al., 2007; Liu et al., 2011; Hudcová et al., 2012).
2.1.3.1. VF-HF systémy Významný podíl těchto systémů je odvozen od původních hybridních systémů, které již v padesátých letech navrhovala Dr. Käthe Seidel na institutu Maxe Plancka v Krefeldu, Německo (Vymazal, 2011a). Seidel design sestával ze dvou fází několika vertikálních filtrů v paralelním uspořádání následované dvěma nebo třemi horizontálními filtry. Vertikální lože byly osázeny rákosem obecným (Phragmites australis), zatímco horizontální lože namixovanou vegetací (kosatec - Iris, skřípinec - Schoenoplectus, zevar Sparganium, ostřice - Carex, orobinec - Typha nebo puškvorec - Acorus). VF-HF systémy vykazují vysokou odstraňovací schopnost organických látek (BSK5 a CHSK) a NL. V porovnání se samostatnými HF systémy odstraňují s vysokou účinností dusík, ale odstraňování fosforu je velmi nízké kvůli nízké adsorpční kapacitě filtračního materiálu (Vymazal, 2005 a 2013).
11
Obrázek 5 Schéma VF-HF systému v Estonsku (upraveno dle Öovel et al., 2007)
2.1.3.2. HF-VF systémy V devadesátých letech Johansen a Brix (1996) poprvé představili tento typ kombinovaného systému. Velký horizontální filtr je zařazen v první fázi, aby odstraňoval organické a nerozpuštěné látky a umožňoval kvalitní denitrifikaci, následně umístěný malý vertikální filtr je přerušovaně plněn odpadní vodou, aby pokračoval v odstraňování organických látek a zároveň zajistil nitrifikaci (Vymazal, 2013).
Obrázek 6 Schéma HF-VF systému v Itálii (upraveno dle Masi and Martinuzzi, 2007)
2.1.3.3. Další konfigurace hybridních systémů V posledních letech vznikají po celém světě různé kombinace vertikálních a horizontálních filtračních polí v sériovém i paralelním zapojení (vybrané příklady jsou 12
uvedeny níže) a dochází k experimentování s novými filtračními materiály. Některé hybridní systémy zahrnují i filtrační pole s povrchovým tokem. U čistíren, kde je filtrační pole s povrchovým tokem zařazeno jako poslední fáze, sice dochází k odstraňování živin, ale suspendované a organické látky vykazují zvýšené koncentrace kvůli růstu řas (Vymazal, 2005).
Obrázek 7 Schéma pokusné hybridní čistírny s různým filtračním materiálem v paralelním zapojení na Kanárských ostrovech (upraveno dle Herrera Melián et al., 2010)
Obrázek 8 Schéma pilotní hybridní čistírny složené ze tří filtračních polí v sériovém zapojení (upraveno dle Tuncsiper, 2009)
13
Obrázek 9 Schéma hybridní čistírny složené ze tří filtračních polí v kaskádovitém uspořádání (upraveno dle Sharma et al., 2013)
2.2. Výhody kořenových čistíren
Nevyžadují téměř žádnou elektrickou energii, pouze energii nutnou na pohon čerpadel. (Belmont et al., 2006; Saeed and Sun, 2012).
Čistění odpadních vod s nízkou koncentrací polutantů, naředění dešťovými vodami v kanalizaci nesnižuje účinnost čištění (Somes et al., 2000; Carleton et al., 2001).
Změny hydraulického zatížení v KČOV na rozdíl od klasických mechanicko biologických čistíren nezpomalují čistící procesy (Öovel et al., 2007).
Čištění téměř všech druhů odpadních vod. Jedná se zejména o splachy ze zemědělských ploch a městských oblastí (Matamoros et al., 2007; Zhang et al., 2010a; Ouyang et al., 2011), obecní a průmyslové odpadní vody a důlní vody (Weber et al., 2008; Zhang et al., 2010a).
Minimální údržba, ale nutná pravidelná kontrola mechanického předčištění (česle, lapáky písku a štěrku) a kontrola nastavení výšky vodní hladiny ve filtračním poli (Vymazal, 2004).
Estetická funkce a snadnější zapojení do okolní krajiny. Navíc kořenové čistírny stejně jako přirozené mokřady poskytují bohaté a kvalitní prostředí pro řadu organismů a zvyšují biodiverzitu (DuPoldt et al., 1995; Zurita et al., 2009; Ayaz et al., 2012a).
Odolnost vůči povodním
Možnost přerušovaného provozu 14
2.3. Nevýhody kořenových čistíren
Na rozdíl od klasických čistíren odpadních vod jsou kořenové čistírny náročnější na plochu, a tudíž se nedoporučují pro čištění odpadních vod obcí s vyšším počtem ekvivalentních obyvatel než 2000. Průměrná návrhová plocha* KČOV je v České republice 5,7 m2/EO (Mlejnská et al., 2009).
*ČSN 75 6402 (ČOV do 500 EO) popisuje návrhové parametry kořenových čistíren jen velice obecně a uvádí návrh potřebné plochy podle zatížení 6-10 g BSK5 m-2 d-1 u horizontálně protékaných polí. Základní návrhové parametry KČOV jsou odvozeny z rovnice kinetiky I. Řádu pro odstraňování BSK 5 za předpokladu pístového toku. Rovnice a další informace o návrhových parametrech jsou k dispozici v literatuře (Vymazal, 1995; Šálek a Tlapák, 2006). V diplomové práci nebude dimenzování filtračních polí více rozebíráno.
Nutnost chránit čistírnu před náletovými rostlinami, které by mohly svými kořeny poškodit izolační vrstvu.
Hůře odstraňují amoniak (nedostatečně prokysličené prostředí) a fosfor (absence adsorpčních materiálů). Podrobnější popis odstraňovacích mechanismů parametrů, včetně amoniaku a fosforu, se nachází v kapitole 5.
3. Aktuálnost problematiky rekonstrukcí KČOV 3.1. Počátky budování kořenových čistíren v České republice Historie kořenových čistíren v České republice je ve srovnání s ostatními státy Evropy jen velmi krátká. První zmínky o používání kořenových čistíren na našem území se objevují až ke konci 80. let. V roce 1989 začala fungovat naše první plně-provozní kořenová čistírna v Petrově u Jílového (okres Praha - Západ). Čistírna byla původně navržena pro čištění dešťových splachů s hnojného plata. Jako filtrační materiál bylo použito místní porézní zeminy a ornice z přilehlého pole (svrchní vrstva). Následkem toho souvislý porost ježatky kuří nohy (Echinochloa crus-galli) přerostl původně vysázený rákos. Tento porost byl na podzim vysekán a povrch všech kořenových polí byl mulčován vrstvou slámy. Po celý rok 1990 byly na čistírnu vyváženy žumpy a septiky z obce Jílové. Čistící efekt byl poměrně 15
vysoký, přestože byla čistírna původně navržena pro jiný účel a odpadní vody sem byly přiváděny nárazově. V roce 1991 byly postaveny další tři kořenové čistírny – v Kačici u Slaného, v Ondřejově a v Horní Černé Studnici v Jizerských horách (Vymazal, 1995; Mach, 2003). Kvůli odporu legislativy a vodohospodářských orgánu se krátce po revoluci budovaly kořenové čistírny obtížně. Vznikaly pouze v místech, kde se našla vzácná shoda nadšených navrhovatelů a schvalovacích orgánů. Pro podporu KČOV vznikla celá řada skupin odborníků (např. Kontaktní skupina pro rozvoj vegetačních čištění odpadních vod). Po skončení platnosti seznamu doporučených způsobů čištění odpadních vod pro malé zdroje znečištění (neobsahoval kořenové čistírny) v roce 1991, a po získání hygienického atestu v roce 1994 počet KČOV výrazně vzrostl (Vymazal, 2004 a 2009b). Ovšem dodnes přetrvává nedůvěra některých schvalovacích orgánů, které stále nevěří, že by systém fungující bez elektrické energie dosahoval stejných účinností při odstraňování polutantů jako klasické čistírny odpadních vod řízené elektronicky. Nedůvěra může pramenit i z faktu, že tyto orgány vnímají extenzivní způsoby čištění jako značnou konkurenci (Vymazal, 2004).
Graf 1 Celkový počet KČOV v České republice (Vymazal, 2012)
16
3.2. Hodnocení stavu existujících KČOV Do roku 2008 bylo v České republice uvedeno do provozu (nebo je ve výstavbě) téměř 250 KČOV (MŽP, 2008; Vymazal, 2009b). Téměř všechny čistírny jsou navrženy s horizontálním podpovrchovým průtokem. Dle průzkumu MŽP v roce 2008 bylo nejvíce čistíren uvedeno do provozu v roce 1995, nejméně pak v roce 2003 (viz tabulka níže). Nejvíce čistíren je navrženo jako malé domovní čistírny (do 20 EO) a pro malé obce 100 – 500 EO. V obou těchto kategorií je v provozu kolem 80 čistíren. Největší KČOV byla navržena v Osové Bitýšce (1000 EO), ve Spáleném Poříčí jsou v provozu dvě KČOV se společným odtokem celkem pro 1000 EO (MŽP, 2008), dle Vymazala (2009b) pro 1200 EO, dle Vymazala a Kröpfelové (2007a) a Vymazala (2009c) pro 1400 EO. Až na několik výjimek, byly všechny kořenové čistírny navrženy pro čištění splaškových vod. Dostupné údaje ukazují, že průměrná návrhová specifická plocha filtračního pole je 5,7 m2/EO (Vymazal a Kröpfelová, 2007a; Mlejnská et al., 2009), dle Vymazala (2009b) 5,1 m 2/EO s mediánem 5,0 m2/EO. Tabulka 2 KČOV dle roku uvedení do provozu (MŽP, 2008)
91 4
92 9
93 14
94 22
95 23
96 16
97 19
98 14
99 15
00 13
01 13
02 10
03 4
04 9
05 10
06 9
07 6
08 17
Jako předčištění se nejvíce používají septiky (domovní čistírny) a kombinace česlí a štěrbinové nádrže. Pro čištění odpadních vod z jednotné kanalizace je nutné zařadit lapák písku a lapák štěrku. Jímky vegetačních kořenových čistíren se pečlivě těsní, aby nedocházelo k filtraci odpadní vody do vod podzemních. K těsnění se používají fólie z plastů, měkčeného PVC a nejlépe polyetylenu. Tloušťka fólii se pohybuje mezi 1 – 2 mm a chrání se před poškozením vhodnou krycí geotextílií. Těsnící fólie se pokládá na vyrovnané podloží pokryté vrstvou tříděného písku. Alternativním řešením je těsnění vrstvou kvalitního jílu o mocnosti 0,4 m (Šálek a Tlapák, 2006). Jako filtrační materiál se v současné době používá štěrk či drcené kamenivo o frakcích 4 – 8 mm nebo 8 – 16 mm. Nejčastěji používanou rostlinou je nejen ve světě, ale i v České republice rákos obecný (Phragmites australis), ovšem pro malé domovní čistírny se hojně využívají i druhy rostlin s estetickou funkcí (kosatec žlutý – Iris pseudacorus) (Šálek et al., 2008; Vymazal, 2009b). 17
3.3. Hodnocení účinnosti KČOV Účinnost čistíren odpadních vod se hodnotí dle kvality vody na odtoku z čistírny a plnění emisních standardů. Podle nařízení vlády 63/2001 Sb. ve znění novely 23/2011 Sb. příloha 1 se čistírny hodnotí dle 6 ukazatelů: CHSKCr, BSK5, NL, Namon (amoniakální dusík), Ncelk, a Pcelk. Novela nařízení vlády č.61/2003 Sb. stanovuje u čistíren pod 500 EO (většina KČOV) a čistírny s 500 – 2000 EO emisní standardy pro 3 resp. 4 parametry a pro kategorii ČOV 2001 – 10000 EO stanovuje emisní standardy pro další ukazatel Pcelk. Limity jsou znázorněny v tabulce 3. Tabulka 3 Emisní standardy: přípustné hodnoty (p), maximální hodnoty (m) a hodnoty průměru koncentrace ukazatelů znečištění vypouštěných odpadních vod v mg/l (MŽP, 2008; NV 63/2001 Sb. ve znění novely 23/2011 Sb.)
Kategorie ČOV (EO) < 500 500 - 2000 2001 - 10000
CHSKCr p m 150 125 120
BSK5 p 40 30 25
220 180 170
NL
m 80 60 50
p 50 40 30
m 80 70 60
Namon průměr m 20 40 15 30
Ncelk průměr -
m -
Pcelk průměr 3
Z plošného průzkumu existujících KČOV vedeného MŽP (2008) bylo zjištěno, že ze 135 hodnocených KČOV, jich bylo 129 vyhovujících (95,6%). Pouze 6 čistíren bylo označeno
za
nevyhovující
(přičemž
hodnocení
mohl
provést
sám
oznamovatel
v průzkumu, nebo byly údaje získány na základě kvality odpadní vody – OV - na odtoku dle třech základních parametrů). Příklady nevyhovujících čistíren:
KČOV Lipoltice - kvalita OV na odtoku velmi dobrá (BSK5 10 – 20 mg/l, CHSKCr 40 – 60 mg/l, NL 27 – 37 mg/l), ale nahlášeno pro zápach a poddimenzování polí (4,2 m2/EO) jako nevyhovující.
KČOV Ondřejov – čistírna silně přetížená (má pouze 2,2 m2/EO). 18
m 8
KČOV Mokrovraty – stížnosti na fungování mechanického předčištění (krusta na štěrbinové nádrži) a zápach. Celkové hodnocení kořenových čistíren kolísá od nadšených ohlasů až po striktní
odmítnutí. Objevují se i některé bizarní názory. Např. Rožnov pod Radhoštěm nepočítá s výstavbou čistírny, protože tam mají dlouhé zimy, botanici z KRNAPu se obávají cizorodých invazivních druhů rostlin, ochrana životního prostředí magistrátu hl. města Prahy poukazuje na možný výskyt infikovaných komárů v řízeném mokřadu a při nepokosení rákosu či jiné osázené vegetace upozorňuje na založení požáru. Z případových studií se dá vytvořit souhrn nejčastějších provozních problémů KČOV v České republice (MŽP, 2008):
Problematické navržení dešťového oddělovače
Úniky kalu ze štěrbinové nádrže při vysokých průtocích
Nedostatečný sběr plovoucích nečistot ve štěrbinové nádrži
Nerovný povrch filtrační náplně kořenových polí
Nerovnoměrná distribuce přítoku odpadních vod do filtračních polí o Předčištěnou odpadní vodu je nutné KČOV s horizontálním průtokem rozdělit po celé šířce filtračního pole. K tomuto účelu je určené rozdělovací potrubí. Potrubí sestává z výtokových otvorů, jejich počet a průměr se stanovují početně (aby se též předcházelo ucpávání) a ukládá se do rozdělovacího pásu z hrubého kameniva o frakci alespoň 63 – 125 mm, který tvoří vtokovou část do filtru. Potrubí se nejčastěji navrhuje z PVC. Pro letní a zimní provoz je vhodné navrhnout dvě rozdělovací potrubí – jedno na povrchu a druhé blíže ke dnu. Výtokové otvory jsou chráněny krytkami před ucpáním okolním materiálem (Vymazal, 2004; Kouřil, 2006; Šálek a Tlapák, 2006).
Ucpávání filtračních polí o Více se problematice ucpávání věnuje kapitola 4.
Údržba vegetačního krytu (kosení, ponechání rostlin v loži aj.) o Biomasu je nutné sklízet v průběhu vegetačního období. V mnoha zemích se vegetace vůbec nesklízí, a proto jsou filtrační lože uložena pod úroveň okolního terénu a časem je výškový rozdíl snížen rozkládající se biomasou. 19
V České republice je nejběžnějším postupem kosení vegetace na konci zimního období. Hlavním důvodem v našich klimatických podmínkách je zateplení povrchu filtračních polí rostlinami. Odpadní materiály z kořenových čistíren nepředstavují
žádné
riziko,
ale
naopak
mohou
být
využity
v zemědělství (hnojiva) či výrobě energie z biomasy např. bioplyn (Vymazal, 2004; Mlejnská et al., 2009).
Poddimenzovaná stabilizační nádrž jako dočišťovací prvek
Nerovnoměrný přítok vody do stabilizační nádrže
Zápach o V současnosti jsou kořenové čistírny v České republice navrhovány zejména jako podpovrchově protékané kořenové filtry, což má za následek téměř nulový výpar z vodní hladiny a díky jemnější vrstvě substrátu se předchází výparu, který by zápach v kořenových filtrech způsoboval.
4. Ucpávání filtračního prostředí (kolmatace) Pórovité prostředí filtračního lože, kterým proudí odpadní voda, se skládá z částic o různé velikosti a tvaru, a pórů mezi nimi. Vytváří prostředí pro zakořenění a růst rostlin, pro mikroorganismy, zachycuje suspendované látky a sorbuje část mineralizovaných látek. Volba materiálu používaného pro filtrační prostředí KČOV je velmi důležitá kvůli výslednému čistícímu účinku. Jemnější filtrační materiály mají příznivé sorpční vlastnosti a vyšší schopnost zachycovat suspendované látky, ale snadněji podléhají ucpávání, zatímco hrubší materiály mají nižší schopnost zachytávat suspendované látky (vyšší hydraulická vodivost), ale k ucpávání jsou méně náchylné (Chazarenc and Merlin, 2005; Álvarez et al. 2008). Při filtraci v kořenovém poli proudí tekutina pevným porézním prostředím a částice suspendované v tekutině mohou být v tomto filtračním prostředí zachyceny, čímž dochází k zmenšování mezer mezi zrny filtračního materiálu, následnému zvyšování hydraulického gradientu, snižování pórovitosti a tím i doby zdržení ve filtračním loži. Dochází k zápachu, odumírání rostlin a zejména k snížení čistícího účinku KČOV. Celý jev se označuje termínem 20
kolmatace. Kolmatace probíhá ve třech fázích. Nejdříve se vytváří tenký film na povrchu částic filtru, jenž je nezbytně důležitý pro život mikroorganismů zajišťujících rozkladný proces, poté dochází k mírnému zakolmatování (na vtoku zrny písku, dále koloidními částicemi), avšak snížení hydraulické vodivosti v této fázi nenarušuje průběh filtrace. V poslední fázi dochází k výrazné kolmataci, která snižuje kapacitu filtru a může dojít k úplnému ucpání pórů a protékaní čištěné vody po povrchu lože (Hyánková, 2007). Ke kolmataci a snížení hydraulické vodivosti dochází nejčastěji v první ¼ - 1/3 délky filtračního lože (Behrends et al., 2007; Tuszyńska and Obarska-Pempkowiak, 2008).
4.1. Příčiny kolmatace Kolmatace porézního filtračního prostředí nerozpuštěnými látkami a vyplavovaným kalem patří k závažným provozním problémům kořenových čistíren. Hlavní dva parametry, které ovlivňují ucpávání substrátu, jsou množství nerozpuštěných látek (Langergraber et al., 2003; Ruiz et al., 2010) a množství organických látek v přitékající vodě (Álvarez et al., 2008; Ayaz
et
al.,
2012a).
Dále
ucpávání
závisí
na
zrnitostním
složení
filtračního
materiálu, na vegetačním krytu, době provozu a obsahu kyslíku ve filtračním loži, protože při nedostatku kyslíku jsou narušeny rozkladné procesy (např. nitrifikace) a vytváří se anaerobní prostředí (Mlejnská et al., 2009). Mezi příčiny intenzivní kolmatace dle terénního průzkumu patří (Hyánková, 2007):
Smyvy ze silně znečištěného odvodňovaného prostředí (vysoká koncentrace minerálních i organických látek) pocházející z jednotné stokové sítě. V jednotné stokové síti se nachází značné množství sedimentů, které se nárazově uvolňuje zejména
v období
vydatných
přívalových
srážek.
Důsledkem
je
přetížení
mechanického stupně čištění a následné snížení čistícího efektu.
Nevhodně řešeným dešťovým oddělovačem je mechanický stupeň čištění vystaven vysokým průtokům odpadních vod a dochází k vyplavování kalu z usazovací nádrže.
Nekvalitně navržený mechanický stupeň čištění (např. velkoobjemové komorové septiky, špatné konstrukční řešení usazovacích nádrží) zatěžuje filtrační pole vysokým 21
množstvím suspendovaných látek (Hua et al., 2010; Pedescoll et al., 2011, de la Varga et al., 2012).
Příliš jemný filtrační materiál nebo vynechání hrubé rozdělovací zóny na vtoku.
Biologická kolmatace z předřazené biologické nádrže, kde se za přístupu slunečního záření rozvíjejí populace řas, které následně ve filtračním poli ucpávají póry. Přestože je pozvolná kolmatace z principu jevem nevyhnutelným, dokonce i do jisté
míry potřebným (tenká vrstva kalu na povrchu zrn je důležitá z důvodu silného bakteriálního oživení), je potřeba předcházet intenzivní kolmataci, zejména se vyvarovat již výše zmíněných příčin ve stádiu návrhu kořenové čistírny (Hyánková, 2007). Doporučení na minimalizaci ucpávání kořenových čistíren jsou rozvedena v následujícím textu.
4.2. Opatření na minimalizaci kolmatace kořenových čistíren Stoková síť Pro přírodní způsoby čištění odpadních vody je vhodnější navrhnout oddílnou stokovou síť. Zabrání se problémům zanášení stokové sítě minerálními látkami a vyplavování usazenin při zvýšených průtocích za deště. Nebude tak hrozit přetížení mechanického stupně čištění. U jednotných stokových sítí patří konstrukčně nevhodné, někdy až nefunkční, dešťové oddělovače k častým neřešeným problémům kořenových čistíren (např. KČOV Dražovice a Hoštětín) (MŽP, 2008). Místo bočních přelivů hrazených krátkou, výškově nastavitelnou dlužovou stěnou, přes kterou přepadá srážková voda, je v praxi lepší využívat novějších a spolehlivějších dešťových oddělovačů. Počáteční vyšší investice se vyplatí. Nově navržené zařízení umožní regulovat průtok při vzestupu hladiny a nebude docházet k uškrcování uzávěru a ucpávání regulačního zařízení, jako tomu bylo u původních oddělovačů (Hyánková, 2007).
22
Mechanické čištění U mechanického čištění je nutné věnovat zvýšenou pozornost primární sedimentaci. Vhodné jsou štěrbinové nádrže s vyhníváním kalu, které jsou chráněné proti přístupu světla a tím i růstu řas. Doba zdržení by měla být alespoň 2-3 hodiny. U domovních čistíren je v mechanickém stupni dostačující vícekomorový biologický septik s výtokem chráněným sítem, usazovací nádrž či domovní anaerobní filtr. Pro malé obce je nejvhodnější kombinace česlí, které jsou ručně nebo mechanicky stírané, a štěrbinové nádrže (Vymazal, 2004). Nejběžnějším zařízením pro mechanické předčištění jsou septiky a štěrbinové nádrže, které odstraňují NL s vysokou účinností a stabilizují kal anaerobní digescí (Neralla et al., 2000; Metcalf and Eddy, 2003; Barros et al., 2008; Ayaz et al., 2012a). Usazovací a štěrbinové nádrže jsou hojně používány pro předčištění nejen v České republice, ale i v Itálii (Masi et al., 2006), Španělsku (Puigagut et al., 2007), Flandrech (Rousseau et al., 2004) a Dánsku (Brix and Arias, 2005). Pro OV z jednotné kanalizace je nutné zařadit lapák písku popř. lapák štěrku. Vyhnilý kal se musí pravidelně ze septiků vyvážet. Filtrační materiál Výběr vhodného filtračního materiálu rozhoduje do značné míry o výsledném čistícím účinku KČOV. Filtrační náplň zachycuje nerozpuštěné látky, sorbuje část mineralizovaných látek a vytváří prostředí pro výsadbu a zakořenění vegetace i pro mikroorganismy (Kriška et al., 2012; Saeed and Sun, 2012) Při volbě filtrační náplně je nutné klást důraz na mrazuvzdornost a nerozpadavost materiálu. Zrnitost je třeba volit podle toho, zda je kořenové pole zařazeno ihned za mechanické čištění či až jako další stupeň. Pro KČOV užívané jako první stupeň biologického čištění se doporučuje na přítokové rozdělovací zóně hrubý štěrk (alespoň frakce 32-63mm, lépe frakce 63-125mm), za přechodnou zónou frakce 16-32mm a 8-16mm a pro hlavní provozní část filtračního lože je vhodné používat materiál o zrnitosti 4-8mm. Pro koncovou část pole se doporučuje užívat stejné frakce jako na přítokové zóně. Menší frakce (2-5mm) se používají u dalších stupňů čištění (Hyánková, 2007). V současnosti se jako nejvhodnější filtrační materiály doporučují plavené říční štěrkopísky s oválnými zrny a drcené lomové kamenivo (Kriška et al., 2012). Umělé materiály (drcená vysokopecní struska, plasty 23
aj.) či materiály s upravenými sorpčními vlastnostmi a další netradiční filtrační náplně a jejich využití jsou shrnuty v tabulce 6.
Kyslíkový režim Kyslíkový režim je pro správné fungování kořenových čistíren nesmírně důležitý. Prokysličené pole umožňuje dostačující mineralizaci organické hmoty obsažené v přitékající odpadní vodě, zajistí tedy i kvalitní nitrifikaci a vyšší účinnost čištění. Prokysličení lze přirozeně dosáhnout atmosférickou difúzí kyslíku, zejména svrchní vrstvy filtru (Ye et al., 2012), dále pak přídavnou aerací - impulzním plněním a prázdněním filtračního pole nebo mikrobublinnou aerací (Hyánková, 2007; Mlejnská et al., 2009). Více jsou dané metody rozvedeny v následující kapitole.
5. Odstraňovací mechanismy v KČOV a modernizace 5.1. Čistící účinek kořenových čistíren odpadních vod Čistícím účinkům kořenových čistíren byla již v minulosti věnována dostatečná pozornost. Výsledky ze studií Rozkošného (2004), Šálka (2006, 2008) či Vymazala (1995, 2004, 2009b, 2011a) potvrzují, že účinnost čištění kořenových čistíren v České republice plně vyhovuje nařízení vlády 63/2001 Sb. ve znění novely 23/2011 Sb. Potíže přetrvávají při odstraňování amoniakálního dusíku a fosforu (Mitchell a McNevin, 2001), při čištění odpadních vod obsahující značné množství síranů, dále při kolmataci filtračních polí a drobných provozních problémech. Pro dosažení vyššího účinku čištění je možné kombinovat vertikální a horizontální systémy v paralelním či sériovém zapojení (kořenové čistírny II. generace).
24
Tabulka 4 Vyhodnocení účinnosti odstraňování organických a nerozpuštěných látek v kořenových čistírnách v České republice za období 1989-2007. Hodnoty v mg/l, n = počet ročních průměrů, KČOV = počet kořenových čistíren (Vymazal, 2009b)
BSK5 Průměr n KČOV
Přítok Odtok 167 14,8 382 382 66
CHSKCr Účinnost 84,8
Přítok Odtok 381 52 358 358 63
Účinnost 75,4
NL Přítok Odtok 185 12,2 374 374 66
Účinnost 82,1
Tabulka 5 Vyhodnocení účinnosti odstraňování živin v kořenových čistírnách v České republice za období 1989-2007. Hodnoty v mg/l, n = počet ročních průměrů, KČOV = počet kořenových čistíren (Vymazal, 2009b)
Pcelk Průměr n KČOV
Přítok Odtok 6,8 3,9 222 50
Ncelk Účinnost 33,5
Přítok Odtok 49,8 25,4 81 22
Namon Účinnost 44,9
Přítok Odtok 31,3 18,8 260 53
Účinnost 30,4
Účinnost čistícího procesu se hodnotí zejména podle BSK5, CHSKCr, NL, Ncelk a Pcelk. Odborné studie (Kadlec and Knight, 1996; Kröpfelová et al., 2009; Truu et al., 2009) se také podrobně zabývají mikrobiálním znečištěním a odstraňováním těžkých kovů. Kořenové čistírny se uplatňují i v podmínkách, které nejsou typické pro mechanicko-biologické čistírny odpadních vod - vysoký přítok balastních vod, značné kolísání průtoku, nízké organické znečištění, přerušovaný provoz (Šálek a Tlapák, 2006). Účinnost čištění dosahovaná v České republice je srovnatelná s účinností KČOV po celém světě, přičemž odstraňování znečištění probíhá na základě přírodních biologických procesů (Vymazal, 2004). Nejvíce se na odstraňování znečišťujících látek v KČOV podílejí bakterie, zejména svým metabolismem. Pomocí svých vlastních enzymů mineralizují organickou hmotu a přispívají k rozkladu dusíkatých látek, anorganických a organických látek obsahujících fosfor či síru, celulózy a škrobu a také se významně podílejí na nitrifikačních i denitrifikačních procesech.
Aerace v osázeném filtračním poli vegetací posiluje biologickou aktivitu
(Faulwetter et al., 2009; Charazenc et al., 2009; Prigent et al., 2013). V prvních letech provozu se mikrobiální kultura teprve rozvíjí a vegetace není ještě zcela zapojena, proto nemusí být vliv mikroorganismů a rostlin v KČOV znatelný.
25
Na čistícím procesu se dále podílejí fyzikální sedimentace, filtrace a také již zmíněná vegetace.
5.2. Odstraňování nerozpuštěných látek Sedimentací a filtrací ve filtračním poli dochází ve velké míře k odstraňování nerozpuštěných látek (Tuszyńska and Obarska-Pempkowiak, 2007; Abidi et al., 2009; Kadlec, 2009). Většina nerozpuštěných látek bývá zadržována v první části filtračního lože a účinnost odstraňování tedy není zcela závislé na době zdržení. Je velmi důležité dbát na dokonalé mechanické předčištění, používat co nejdelší nátokovou hranu a pro rozvodnou zónu hrubé kamenivo, aby nedocházelo k lokálnímu přetížení vedoucí k ucpávání filtru a následnému povrchovému toku. Tento jev nemá většinou vliv na celkový čistící účinek, ale mohou se objevit hygienické potíže, jako jsou komáři nebo zápach (Vymazal, 1995).
5.3. Odstraňování mikrobiálního znečištění Kombinací fyzikálních, chemických i biologických procesů dochází k efektivnímu odstraňování mikrobiálního znečištění. Nejvíce se na snižování bakteriálního znečištění podílí přirozený úhyn, dále pak oxidace, působení antibakteriálních látek vylučovaných z kořenů osázené vegetace, predace a sedimentace. Mezi nejčastější indikátory fekálního znečištění patří koliformní bakterie a enterokoky a to ze dvou důvodů: jednoduše se stanovují a kvantifikují, jejich stanovení podává informaci o přítomnosti a chování hlavních patogenů člověka v odpadní vodě. Mezi další indikátory patří samostatné stanovení bakterie Clostridium perfringens a zejména Escherichia coli (patřící mezi koliformní b.). Pouze rod Escherichia má výhradně původ ve střevním traktu, na rozdíl od ostatních koliformních bakterií, které mohou existovat jako saprofytické organismy. E.Coli se obvykle nevyskytuje v životním prostředí, proto je tato bakterie považována za jeden z nejlepších indikátorů fekálního znečištění - její přítomnost ve vodě poukazuje na nedávné fekální znečištění a možný výskyt patogenů. Enterokoky jsou považovány za vhodnou alternativu koliformních bakterií kvůli vyšší rezistenci a nízké schopnosti růstu ve vodním, půdním či jiném prostředí (Molleda et al., 2008). Účinnost odstraňování koliformních a termotolerantních koliformních bakterií přesahuje 99% při čištění domovních a městských splaškových vod, účinnost redukce 26
fekálních streptokoků se pohybuje nad 95 % (Herrera Melián et al., 2010). Vysokých účinností, přes 97,5 %, bylo dosaženo i v hybridních systémech s konfigurací HF-VF (Singh et al., 2009) a VF-HF (Masi and Martinuzi, 2007). Kořenové čistírny jsou také schopny, ve
srovnání
s jinými
čistírenskými
technologiemi, s vysokou účinností zadržovat indikátory virového znečištění (Vymazal, 1995).
5.4. Odstraňování těžkých kovů
Těžké
kovy
(TK)
jsou
v kořenových
čistírnách
odstraňovány
fyzikálními
(sedimentace), chemickými (srážení a adsorpce) i biologickými procesy (rostlinná absorpce). Umělé mokřady mají velký potenciál pro odstraňování těžkých kovů, čistící účinnost se pohybuje kolem 80 %. Největší část TK, cca 90 %, je zadržována v sedimentu a v podzemních částech rostlin, pouze 10 % ze zachyceného množství se nachází v nadzemní biomase (Vymazal, 1995 a 2004). Koncentrace kovů se snižuje v pořadí kořeny-oddenkylisty-stonky. Přítomnost jednotlivých forem TK v mokřadních sedimentech je dána hodnotou pH a především oxidačně-redukčními podmínkami, které rostliny mohou výrazně ovlivňovat (Vymazal a Kröpfelová, 2007b). Přítomnost rozpuštěného kyslíku ve filtračním poli, koncentrace organických látek, dusičnanů, železa (Fe) a manganu (Mn) v odpadní vodě hrají důležitou roli v zadržování kovů. V aerobních podmínkách dochází k oxidaci Fe a vznikají sraženiny hydratovaných oxidů, naproti tomu v anaerobních podmínkách se Fe redukuje na rozpustnou formu Fe2+ a současně se uvolňují další kovy do vody. Redukované Fe (a jiné TK) může následně reagovat s H2S za vzniku sulfidů, které se ukládají ve filtračním loži, plynný H2S však může unikat, což vede k nepříjemnému zápachu (Vymazal, 2004). Celkové množství kovů tvoří pouze velmi malou část ročního zatížení kořenových čistíren (Vymazal a Kröpfelová, 2007b).
5.5. Odstraňování fosforu Fosfor je v mokřadech (největším místem záchytu je organická půda) zadržován především fyzikálně-chemickými procesy, mezi něž patří adsorpce, absorpce, srážecí reakce s hliníkem, železem, vápníkem a jílovými minerály (Vymazal, 1995, Cooper, 2009; Mlejnská 27
et al., 2009; Zurita et al., 2009). Odstraňování fosforu lze dále zvýšit používáním důlní hlušiny a strusky, u obou je potřeba předem zjistit, zda nevyluhují nežádoucí látky (např. TK). Kvůli brzkému vyčerpání sorpční kapacity je nutné po nějakém čase celou náplň vyměnit. V KČOV se nyní na filtraci běžně používá kačírek, štěrk či drcené kamenivo, což jsou materiály, které mají velmi nízkou sorpční kapacitu, proto účinnost odstraňování fosforu obvykle nepřesahuje 50% (Vymazal, 2004). Adsorpce fosforu je závislá na těchto faktorech: povrch filtračního materiálu, pH a hydraulická vodivost (Ayaz et al., 2012b). V kořenových čistírnách s vertikálním tokem je odstraňování fosforu také limitováno. Vyšší účinnosti odstraňování se může dosáhnout chemickým srážením v sedimentační nádrži používáním chloridů hliníku v malých dávkách (Del Bubba et al., 2003; Brix and Arias, 2005). Využití fosforu rostlinami je významné v nízko-zatěžovaných systémech (Brix, 1995). Kvůli nedostatku kyslíku mohou některé mikroorganismy uvolňovat polyfosfáty ze svých buněk a přeměňovat je na orthofosfáty, což zvyšuje množství rozpustného fosforu resp. Pcelk (Singh et al., 2009). V nařízení vlády ČR 63/2001 Sb. ve znění novely 23/2011 Sb. jsou stanoveny limity fosforu na odtoku pouze u čistíren odpadních vod s více jak 5000 EO, a proto se výsledky studií zabývající se odstraňováním fosforu v KČOV nižších kategoriích nemají v naší legislativě s čím porovnávat (Šálek a Tlapák, 2006; Mlejnská et al., 2009; Vymazal, 2011b; Vymazal a Kröpfelová, 2011).
5.6. Odstraňování organických látek Jednou z největších předností kořenových čistíren na rozdíl od klasických mechanicko-biologických čistíren je jejich schopnost čistit odpadní vody s velmi nízkou vstupní koncentrací polutantů. Organické látky (BSK5, CHSKCr) jsou odstraňovány s vysokou účinností, přičemž míra odstraňování je téměř nezávislá na ročním období a koncentraci na přítoku. Mikrobiální rozklad organických látek může ve filtračním poli probíhat aerobně, ale zejména anaerobně (Abou-Elela and Hellal, 2012). Bylo totiž prokázáno, že kyslík difundující z podzemních částí rostlin nemůže zajistit kompletní aeraci filtračního lože (Tanner et al., 2012). Po odčerpání kyslíku se akceptory elektronů stávají postupně NO3-, Mn4+, Fe3+, SO42- a CO2 v sekvenci řízení redoxním potenciálem. Doba zdržení ani poměr délka:šířka filtračního pole příliš neovlivňuje účinnost.
28
Množství organických látek zachycených v kořenových čistírnách osázené mokřadní vegetací je přibližně 2x vyšší než v substrátu bez rostlin (Vymazal, 1995, 2004 a 2009b).
5.6.1. Aerobní degradace Aerobní
degradace
organického
uhlíku
probíhá
prostřednictvím
aerobních
organotrofních bakterií, které disponují vyšší metabolickou mírou než chemolitotrofní organismy. Bakterie oxidují organický materiál využitím kyslíku a uvolňují oxid uhličitý, amoniak a další stabilní sloučeniny. Intenzita metabolické aktivity organismů je závislá na přísunu organického materiálu a kyslíku. Mikrobiální hustota a aktivita bývá maximální v horní vrstvě (5 - 10 cm) filtru vertikálního toku (Ragusa et al., 2004; Tietz et al., 2007). V horizontálních filtrech je intenzita organické biodegradace závislá na vlastnostech organického materiálu – poměru BSK/CHSK v odpadní vodě. U nečištěných splaškových vod se poměr pohybuje v rozmezí 0,3 – 0,8. Poměr 0,5 a vyšší poukazuje na vysokou degradabilitu organických látek, poměr 0,3 a nižší naopak indikuje nízkou degradabilitu organického materiálu prostřednictvím mikroorganismů (Saeed and Sun, 2012). Poměr BSK/TOC (total organic carbon = celkový organický uhlík) v neupravených vodách se pohybuje v rozmezí 1,2 - 2,0, u vyčištěných vod v rozmezí 0,2 – 0,5.
5.6.2. Anaerobní degradace Anaerobní degradace v mokřadech je dvou-krokový proces způsobený anaerobními heterotrofními bakteriemi. V prvním kroku probíhá fermentace na organické kyseliny a alkoholy. V druhém kroku – methanogenezi – pokračuje oxidace a z organických látek vznikají metan a oxid uhličitý v buňkách bakterií. Dráhy fermentace a methanogeneze zahrnují i další transformace - redukce sulfátů, dusičnanů či železa (Caselles-Osorio and García, 2006).
29
5.7. Odstraňování dusíku Koloběh dusíku v mokřadech je velmi složitý a komplexní s mnohými biotickým a abiotickými transformacemi, ve kterých se nachází v oxidačních stupních od -3 až po +5. Biologické procesy podílející se na transformaci dusíkatých nutrientů jsou (Saeed and Sun, 2012):
Amonifikace – proces, při kterém je organický N převáděn na anorganický, zvláště na dusík ve formě amoniaku, ideálně v rozmezí pH 6,5 - 8,5.
Redukce dusičnanů – proces, který zahrnuje redukci dusitanového a dusičnanového dusíku na amoniakální je běžný v prostředí bohatém na zásoby uhlíku.
Nitrifikace – biologická oxidace amoniaku na NO3-. Tento proces se uskutečňuje v záplavové vodě, v aerobní vrstvě půdy a v blízkosti kořenů rostlin. Rychlost nitrifikace v mokřadech je závislá na přísunu NH4+ do aerobních zón, pH (optimum 7,2 – 8,2), teplotě (optimum 28˚ - 32˚), přítomnosti nitrifikačních bakterií a zejména na koncentraci rozpuštěného O2. Při nedostatku O2 či nadměrně vysokému pH dochází k hromadění NO2-. Nitrifikace probíhá ve dvou stupních, které lze znázornit rovnicemi: 2 NH3 + 3 O2 = 2 NO2- + 2 H+ + 2H2O 2 NO2- + O2 = 2 NO3Podle první reakce se na oxidaci 1 g dusíku spotřebuje 3,43 g kyslíku a podílí se na ní bakterie Nitrosomonas, která má nižší růstovou rychlost než bakterie Nitrobacter, která se podílí na druhé reakci, při níž je na oxidaci 1 g dusitanového dusíku potřeba 1,14 g kyslíku (Pitter, 2009; Saeed and Sun, 2012).
Denitrifikace – anaerobní proces, který nastává po odčerpání kyslíku v anoxických podmínkách (Ye and Li., 2009), při němž se dusičnany redukují na molekulární dusík a amoniak. Denitrifikace může probíhat i za velmi nízkých teplot v zimním období (Vymazal, 1995; Mlejnská et al., 2009; Vymazal a Kröpfelová, 2011). U čistíren s vertikálním tokem lze denitrifikaci v sedimentační nádrži zvýšit pomocí recirkulace 30
nitrifikačního (dusičnany a dusitany) odtoku zpět do sedimentační nádrže (Marti et al., 2003; Arias et al., 2005; Brix and Arias, 2005; Soroko, 2007; Ouyang et al., 2011). Uhlík je pro denitrifikaci velmi důležitý, udává se, že poměr TOC/TN (total nitrogen = celkový dusík) v rozmezí 2,5 - 5,0 na nátoku do filtru zajišťuje dostatek zdroje uhlíku. Pokud je poměr vyšší než 5,0, odstraňování Ncelk se snižuje (Tuncsiper, 2009; Song et al., 2010; Zhao et al., 2011).
Zachycení dusíku rostlinami a jeho asimilace – rostliny poskytují v rhizosféře kyslík pro růst mikroorganismů (Cui et al., 2010) a zdroj uhlíku z kořenů (Brisson and Chazarenc, 2009). Fixaci dusíku inhibují vysoké koncentrace anorganického dusíku, nízká světelná intenzita, vysoký redoxní potenciál a vysoké nebo příliš nízké pH (> 8,0 nebo < 5,0).
Volatilizace amoniaku – fyzikální proces, při němž je plynný amoniak uvolňován do atmosféry. Proces je závislý na pH odpadní vody, pokud je pH > 9,3, NH4+ ion je přeměňován na NH3 (Tuncsiper, 2009).
Adsorpce – proces, ke kterému dochází v mokřadech se speciální filtrační náplní podněcující iontovou výměnu mezi samotným materiálem a NH4+ ionty. Některé materiály s vyšší adsorpční kapacitou jsou popsány v tabulce 6.
Obrázek 10 Základní transformace dusíku v kořenovém loži (Vymazal, 1995) 1 - těkání, 2 - nitrifikace, 3 - denitrifikace, 4 - fixace, 5 - příjem, 6 - amonifikace, 7 - nitrát-amonifikace, 8 -adsorpce, 9 - iontová výměna
31
Eliminační efekt se pro amoniak i celkový dusík pohybuje v rozmezí 30 – 60 % (Vymazal, 1995). Hlavním důvodem nízké efektivity při odstraňování amoniaku (a tím i Ncelk) je nedostatečné množství kyslíku v kořenovém loži, a tudíž i nízký počet nitrifikačních bakterií (Öovel et al., 2007; Ye and Li, 2009; Saeed and Sun, 2012). Počet nitrifikačních bakterií je výrazně vyšší v blízkosti kořenů rostlin ve srovnání s volnou půdou v kořenovém loži. Jelikož se dusík vyskytuje ve splaškových vodách především ve formě amoniakální a organické, nemůže proběhnout úplná oxidace těchto forem na dusičnany působením nitrifikačních bakterií a amonifikačních bakterií, které jsou aerobní. Navíc amonifikačních bakterií bývá přítomno až o 6 řádů více než nitrifikačních, a proto lze běžně pozorovat nárůst koncentrace amoniaku na odtoku z čistírny v porovnání s přítokem. Přestože jsou denitrifikační bakterie (Pseudomonas, Micrococcus) přítomny poměrně ve velkém počtu a denitrifikační rychlost bývá obvykle o jeden či více řádů rychlejší než nitrifikační, jejich činnost je limitována nedostatečnou nitrifikací (Vymazal, 2005; Maltais-Landry et al., 2009). Nízkou účinnost při odstraňování amoniaku z čistíren zvyšují odpadní vody, které obsahují odpady z živočišné výroby nebo zpracování ovoce a zeleniny, vysoké organické znečištění, málo účinné mechanické čištění, únik kalu a zakolmatování filtračního lože. Technologie, které se v současnosti v České republice nejvíce používají, nejsou schopné dostatečně odstraňovat nadměrné množství amoniaku (Šálek a Tlapák, 2006).
5.8. Vliv environmentálních faktorů a provozních podmínek na čištění 5.8.1. Teplota Mikrobiální metabolismus je závislý na teplotě (Wu et al., 2013). Mikroorganismy žijící v KČOV dosahují své optimální aktivity při vyšších teplotách (nejlépe v intervalu 15 25 ˚C), jedná se zejména o nitrifikační a proteolytické bakterie (Hijosa-Valsero et al., 2010). Dle Öovela et al. (2007) a Tunscipera (2009) je odstraňování Namon a dusičnanů v létě vyšší o 7 % resp. 9 % v porovnání se zimním období. Langergraber et al. (2007) také zaznamenal vyšší koncentrace Namon na výtoku, když teplota klesla pod 12°C. Nivala et al. (2007) poukázal na vyšší odstraňování organických látek v létě (60 – 97 %) oproti zimě (44 – 88 %) v provzdušněném HF systému. Některé studie nezaznamenaly rozdíly v odstraňovací 32
účinnosti dusíku a organického znečištění v zimním a v letním období. Tento jev je vysvětlován buď vyšší rozpustností kyslíku ve studené vodě či dominancí fyzikálních procesů nad mikrobiálními (Bulc, 2006; Saeed and Sun, 2012). Účinnost odstraňování u Pcelk v HF-VF systému v zimním období mírně klesla - z 98,4 % na 98,0 % (Liu et al., 2011).
5.8.2. Dostupnost kyslíku a úprava kyslíkového režimu Jedná se o environmentální parametr, který kontroluje nitrifikační a biodegradační procesy (Saeed and Sun, 2012). Koncentrací rozpuštěného kyslíku je dán oxidačně-redukční potenciál (ORP) (Wiessner et al., 2005; Pitter, 2009). Historicky se rozlišovaly aerobní a anaerobní podmínky. S rozvojem aplikace procesů biologické nitrifikace a denitrifikace byl zaveden termín – anoxické podmínky. Obecně platí následující přibližné rozdělení procesů dle hodnot ORP (Pitter, 2009):
Obvyklý rozsah ORPH (vztaženo k vodíkové elektrodě) ve vodách je -500 mV až +500 mV
Pozitivní hodnoty ORP odpovídají aerobním podmínkám
Negativní hodnoty ORP odpovídají anaerobním podmínkám
Hodnoty ORPH 150 mV – 250 mV odpovídají anoxickým podmínkám
Oxická a anoxická rozhraní se v mokřadech dynamicky utvářejí zejména v důsledku fluktuace vodní hladiny, difúze kyslíku ve vodním sloupci a půdě a také transportem kyslíku prostřednictvím kořenů rostlin (Imfeld et al., 2009). Vyšší koncentrace rozpuštěného kyslíku na výtoku ze systému nemusejí nutně indikovat aerobní podmínky uvnitř mokřadu (aerobní a anoxické zóny spolu sice v systému koexistují, ale anoxické zóny se vyskytují i v mikroporózním prostoru pod vrstvou biofilmu a na filtračním materiálu). Dle Liu et al. (2011) a Vymazal and Kröpfelová (2008) se aerobní prostředí nachází zejména ve svrchní části HF (ORP > 200 mV), k redukci dusičnanů dochází v spodní části HF (ORP < -200 mV). Maltais-Landry et al. (2009), Zhang et al. (2010b), Saeed et al. (2012) a Tanner et al. (2012) poukazují na vyšší míru odstraňování Namon a Ncelk v HF s uměle řízenou aerací oproti neprovzdušněnému systému, která zvyšuje množství kyslíku ve filtračním loži. Souhrnně lze kyslík, nezbytný pro hladký průběh nitrifikace, získat těmito způsoby (Šálek a Tlapák, 2006): 33
Přímým převodem kyslíku na styku vodní hladiny ve filtračním prostředí s ovzduším, což je pro mokřady hlavní zdroj kyslíku (Ye et al., 2012)
Transportem kyslíku mokřadní vegetací do jejich kořenové zóny (Maltais-Landry et al., 2009; Ye et al., 2012)
Impulzním plněním a prázdněním filtračního lože (Šálek a Tlapák, 2006)
Provzdušňováním odpadní vody (Maltais-Landry et al., 2009; Ong et al., 2010; Saeed and Sun, 2012): 1. Kaskádou přelivů mezi jednotlivými sériově zapojenými poli KČOV 2. Umělým provzdušněním mikrobublinkovou aerací v šachticích mezi dvěma sériově zapojenými poli 3. Přímo ve filtračním poli umělými provzdušňovacími prvky, které jsou umístěny pod filtračním materiálem
5.8.3. Hydraulické zatížení a doba zdržení Míra hydraulického zatížení (HLR) je jedním z nejdůležitějších faktorů v HF. Vyšší HLR zvyšuje průchod OV skrz filtrační médium, čímž snižuje dobu zdržení ve filtračním loži. Stefanakis and Tsihrintzis (2012) prováděli tříletý výzkum u deseti VF osázených dospělými jedinci rostlin (na zvýšení přísunu kyslíku a zamezení nárůstu HLR), přičemž každý rok byla zvolena odlišná míra zatížení (0.19, 0.26 a 0.44 m/d). Kvůli přírůstku HLR docházelo k vyššímu odstraňování dusíku a organického znečištění. V jiné studii (Cui et al., 2010) byl zpozorován mírný pokles v odstraňovací účinnosti Namon (z 65 % na 60 %) a Ncelk (z 30 % na 20 %) ve VF, kde byla míra zatížení zvýšena ze 7 cm/d na 21 cm/d. Calheiros et al. (2009) zpozoroval, že při zvýšení míry zatížení u HF z 6 cm/d na 18 cm/d dochází k zvýšení koncentrace CHSK na odtoku a snížení koncentrace Namon na odtoku z mokřadu. Obecně jsou horizontální systémy v porovnání s vertikálními systémy náchylné vůči zvyšování HLR, zejména kvůli většímu zatížení při kratším působení ve filtračním loži (Saeed and Sun, 2012). Delší hydraulická doba zdržení (HRT) usnadňuje odstraňování dusíku z odpadní vody kvůli delšímu kontaktu znečištěných látek s mikrobiální populací (Vohla et al., 2007). Ovšem 34
pokud dominují anaerobní podmínky v systému, vyšší HRT naopak neumožňuje odstraňování dusičnanů (Saeed and Sun, 2012). Dle Liu et al. (2011) se míra odstraňování Pcelk v HF-VF systémech zvyšovala s narůstajícím HRT (při nárůstu z 1 dne na 3 dny se odstraňovací účinnost zvýšila o několik jednotek %).
5.8.4. Způsob plnění filtračního lože Vhodným výběrem způsobu plnění filtru je možné maximalizovat promíchávání odpadní vody ve filtračním médiu (Zupančič Justin et al., 2009). Mezi přítokové režimy patří kontinuální a přerušovaný režim, který se dále dělí na více typů – dávkový, přílivový (Saeed and Sun, 2012) a režim pulzního plnění (a prázdnění). Přerušované plnění ve VF zlepšuje organické a Ncelk odstraňování (Sun et al., 2006). Suché a mokré periody podporují difúzi kyslíku z atmosféry. V porovnání s kontinuálním způsobem plnění vykazuje přerušované plnění u VF vyšší odstraňovací účinnost u CHSK (> 96 % oproti 92 %) (Jia et al., 2010), zvýšení přísunu uhlíku do VF, což zvyšuje denitrifikaci, a také vyšší odstraňování Namon v mělkých HF systémech – u přerušovaného plnění účinnost 80 – 99 %, u kontinuálního plnění 71 – 85 % (Caselles-Osorio and Garcia, 2007). K vyššímu odstraňování Namon v HF dochází kvůli vyšší turbulenci uvnitř filtračního média během přerušovaného plnění, což umožňuje průtok odpadní vody skrz aerobní a anaerobní zóny (Saeed and Sun, 2012). Podtyp dávkový režim se od přerušovaného plnění vyznačuje tím, že odpadní voda je z filtru před dalším přítokem kompletně odčerpána. Dávkový přívod HF vykazoval v porovnání s kontinuálním plněním HF podobné účinnosti čištění CHSK, pravděpodobně kvůli vysoké biodegradabilitě organických látek, ale v odstraňování Namon bylo u dávkového režimu zaznamenáno mírné zlepšení – průměrné účinnosti v rozmezí 89,6 – 95,8 %, kdežto kontinuální 87,7 – 95,9 %. Obecně se kvůli úplnému odčerpání odpadní vody z filtru vytváří vhodné podmínky pro difúzi kyslíku uvnitř mokřadu, čímž se zlepšuje odstraňování Namon (Ragusa et al., 2004; Caselles-Osorio and Garcia, 2007). V posledních letech se metody plnění vertikálních filtrů rozsáhle mění. Cílem je dosáhnout vyšší účinnosti odstraňování u Ncelk a organického znečištění navozením aerobních podmínek uvnitř média. Přílivový režim je založen na střídání suchých a mokrých period. Během mokré periody je odpadní voda přiváděna do filtru až do úplného nasycení, tím se 35
zlepší kontakt mezi filtračním materiálem, biomasou a OV. Po saturační fázi je voda z filtru vypouštěna na principu pasivní pumpy, což umožňuje přestup kyslíku z atmosféry do filtru a biofilm se kyslíkem obohacuje (Cui et al., 2012; Saeed and Sun, 2012). Zcela novou možností je volba pulzního plnění vertikálních filtrů a pulzního prázdnění horizontálních filtrů, více rozvedeno v následující podkapitole.
5.8.4.1. Impulzní plnění a prázdnění Impulzním plněním a prázdněním filtračního lože se docílí podstatně vyššího prokysličení. Pístovým tahem dochází k umělému poklesu hladiny, při němž se do porézního filtračního prostředí nasává vzduch, který prokysličuje biologický film na filtrační náplni. Při následném vzestupu hladiny se prokysličí přitékající odpadní voda. Násoskovou výpustí, regulačním uzávěrem či jinými mechanizmy na výtoku čistírny se docílí poklesu hladiny. Zisk kyslíku je vyšší než při přestupu z ovzduší do vodního prostředí (Šálek a Tlapák, 2006).
5.8.5. Použití alternativních filtračních materiálů Některé netradiční materiály s vyšší sorpční kapacitou byly v posledních letech testovány na odstraňování fosforu z odpadní vody. Ovšem existuje pouze málo studií zabývající se vlivem filtračního materiálu na odstraňování organického znečištění a dusíku. Tabulka níže poskytuje souhrn všech alternativních materiálů, které pozitivně ovlivňují odstraňování těchto polutantů (včetně fosforu).
36
Tabulka 6 Význam alternativních filtračních materiálů na odstraňování organických látek (OL), dusíku a fosforu z KČOV
Filtrační materiál
Komentář
Zdroj
Materiál k mulčování z eukalyptu
Odstraňování dusíku a OL ve VF a HF kvůli difúzi kyslíku skrz porózní médium a vyluhování uhlíku z média do vody potřebného pro denitrifikaci
Saeed and Sun (2011a, 2011b)
Zeolity1
Vyšší odstraňování Namon kvůli přítomnosti Na iontů v médiu = iontová výměna
Ling et al. (2011); Saeed and Sun (2012)
LWA2
Pórovitá struktura zvyšuje aeraci uvnitř VF = zrychluje odstranění dusíku
Öovel et al. (2007); Saeed and Sun (2012)
Vysokopecní struska3
Přítomnost Ca a Al zvyšuje odstraňování Namon ve VF = iontová výměna. Porózní struktura vytváří aerobní prostředí
Cui et al. (2010)
Rašelina
Médium společně s kořeny rostlin zachytává významnou část vstupujícího CHSK
Gunes (2007)
Ca2+ sedimenty řas
Rozvoj anaerobních podmínek podporuje denitrifikaci
Saeed and Sun (2012)
Kompost
Difúze kyslíku v matrix zlepšuje odstraňování OL
Aslam et al. (2007)
Břidlice
Podporuje odstraňování nutrientů z HF, vhodné prostředí pro růst mikroorganismů
Saeed and Sun (2012); Prigent et al., (2013)
Vulkanický sopečný kámen
Vysoká porozita a vysoký obsah železa zlepšuje odstraňování nutrientů
Zurita et al., (2009)
Železná struska
Vysoký obsah železa (Fe2O3) a vysoká adsorpční kapacita = odstraňování fosforu na odtoku z VF
Ayaz et al., (2012b)
Popel ze spalování břidlicového oleje4
Jedinečný materiál na odstraňování fosforu z HF kvůli rozkladným procesům během depozice
Vohla et al., (2007)
Lapilli - vulkanický sediment
Ve VF vysoké odstraňování OL aj., kvůli ucpávání vhodnější pro OV s nižším hydraulickým zatížením a pro číření
Herrera Melián et al., (2010)
1 hydratované hlinitokřemičitany alkalických kovů a kovů alkalických zemin 2 jílový materiál s vysokým obsahem Ca a Mg 3 autoři ve studii porovnávali písečnou, uhelnou a vysokopecní strusku, u strusek nebylo uvedeno přesné složení 4 během depozice dochází k tvorbě produktů karbonizace a hydratace, jedná se zejména o uhličitan vápenatý [CaCO3] (26%) a ettringit [Ca6Al2(SO4)3 (OH)12 * 26H2O] (20,9%)
37
6. Kořenová čistírna v Kotenčicích 6.1. Popis původní kořenové čistírny Kořenová čistírna v Kotenčicích byla postavena v roce 1994 za účelem čištění odpadních vod z oddílné kanalizace obce Kotenčice. Skládala se z mechanických česlí, usazovací nádrže a jednoho filtračního lože o celkové rozloze 1800 m2 (délka 60 m x 30 m šířka). Jako filtrační materiál byl ve filtračním poli zvolen rozdrcený kámen o frakci 4 – 8 mm. Pole bylo osázeno rákosem obecným (Phragmites australis). Celý systém byl navržen pro 300 PE (PE = Population Equivalent do češtiny překládáno jako ekvivalentní obyvatel = EO, je uměle zavedená jednotka, která představuje produkci 150 litrů osoba/den či produkci BSK5 - biologická spotřeba kyslíku za 5 dní - 60 g osoba/den), ale v roce 2009 bylo připojeno ke kořenové čistírně pouze 202 obyvatel. Kořenová čistírna vykazovala vysokou účinnost čištění (viz tabulka 7), což dokazují naměřené hodnoty znečištění na odtoku z filtračního pole, které se po celé období 1995 – 2011 držely pod stanovenými limity (limity znečištění na odtoku z čistírny: 50 mg/l BSK5, 130 mg/l CHSKCr, 50mg/l NL). Hydraulické zatížení bylo nízké (1,8 – 2,2 cm/d), protože ke kořenové čistírně bylo připojeno méně obyvatel (210 EO) než se původně předpokládalo. Hydraulické zatížení (hydraulic loading rate = HLR) je rovno podílu průtoku OV a plochy filtračního pole: qi = Qi/A kde:
A = povrch filtračního pole/mokřadu (m2) qi = HLR (m/d, častěji vyjádřeno v cm/d) Qi = průtok odpadní vody (m3/d) Ovšem po 18 letech fungování již mechanický stupeň nebyl schopen poskytnout
dostatečné předčištění. Důsledkem toho vstupovaly zvýšené koncentrace nerozpuštěných látek do filtračního pole, které se zejména ve své první čtvrtině začalo rychle ucpávat. K ucpávání pole v nemalé míře přispěl i povrchový odtok z přilehlých svahů. Obvykle se do takového stavu kořenová čistírna dostává až po třiceti letech provozu. Aby se kořenová čistírna mohla lépe vypořádat s přísnějšími požadavky vodohospodářských organizací, byla v roce 2010 odsouhlasena její rekonstrukce. Projekt je řízen společností Dekonta a.s., 38
poskytující služby v oblasti ochrany a dekontaminace životního prostředí, v rámci výzkumného programu ministerstva průmyslu a obchodu (Hudcová et al., 2012). Nový design čistírny zahrnuje kombinaci vertikálních a horizontálních polí a testuje nové filtrační materiály na odstraňování fosforu a odvodňování kalu. Výsledkem celého projektu bude vytvoření příručky, která bude obsahovat podrobné informace na renovaci ostatních kořenových čistíren v České republice. Tabulka 7 Účinnost čištění KČOV v Kotenčicích v období 1995 – 2011 (Hudcová et al., 2012)
Rok 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011
BSK5 (mg/l)
CHSKCr (mg/l)
NL (mg/l)
Přítok
Odtok
Přítok
Odtok
Přítok
Odtok
488 620 89 677 192 155 120 331 265 300 485 285 108
18 19 46 23,3 72 20,6 8,3 21,4 2,4 20,3 17 23,3 30 34 36,8 18,5 28
1301 206 98 349 293 309 670 608 494 896 808 304
114 106 86 125 48 30,2 87 35 103 81 71 72 90 97 63 57 59
408 676 19 22 121 84 71 390 231 195 865 177
6 20,4 13,8 20,1 22,1 74 20,1 10 2,5 11,6 7 6 3 4,7 3,5 7,7 7
6.2. Rekonstrukce kořenové čistírny Plánované umístění výstavby nových objektů ČOV se nachází na jihovýchodním konci obce Kotenčice, okres Příbram, v místě stávající čistírny. Nový typ hybridní kořenové čistírny dimenzován pro 250 EO (odhadovaný maximální počet připojených producentů) je navržen na efektivní čistění odpadní vody z oddílného kanalizačního systému. V České republice doposud neexistuje mnoho kořenových čistíren, které by kombinovaly horizontální a vertikální filtrační pole. (Šálek a Tlapák, 2006). 39
Mechanické předčištění sestává z mechanicky stíratelných česlí, nové štěrbinové nádrže (ŠN) a původní usazovací nádrže, která byla upravena na objekt akumulační a čerpací jímky, z kterého bude odpadní voda přerušovaně čerpána do rozvodného potrubí filtračních polí. Součástí akumulační a čerpací jímky bude bezpečnostní přepad sloužící pouze pro povodňové stavy. Čerpací jímky budou sestávat z ponorných kalových čerpadel se solárním zdrojem energie. Tato energie bude napájet i hydroponický skleník. Filtrační systém se skládá ze 4 nezávislých modulů paralelního uspořádání kombinující vertikální (VF, celková rozloha 300 m2 s hloubkou 1,3 m) a horizontální kořenové filtry (HF, celková rozloha 911 m2 s hloubkou 0,7 - 0,9 m). Vyčištěná voda je odváděna do stávajícího recipientu Kotenčického potoka. Z části staré ČOV bude vytvořena vodní plocha, která bude sloužit pro malý výzkumný chov ryb (cca 6 ks).
Obrázek 11 Schéma nově zrekonstruované kořenové čistírny II. generace v Kotenčicích KP – kalová pole, KMP – kompostovací pole, ŠN – štěrbinová nádrž, BP – bezpečnostní přeliv, AJ – akumulační jímka, ČJ – čerpací jímka; Čísla značí odběrná místa v čistírně;
Navrhovaná výzkumná KČOV II. generace s horizontálně → vertikálně → horizontálně podpovrchovým průtokem odpadních vod je osázena rákosem obecným (Phragmites australis), chrasticí rákosovitou (Phalaris arundinacea), kosatcem žlutým a sibiřským (Iris pseudacorus a Iris sibirica), zblochanem vodním (Glyceria maxima), kyprejem vrbicí (Lythrum salicaria). Osázení mokřadními rostlinami je provedeno v množství 6 sazenic/m2. Vegetace a její funkce je podrobněji rozebrána v kapitole 7. Kořenovou čistírnu doplňují kalová pole o ploše 3 x 20 m2 a kompostovací pole (1 x 20 m2), přičemž na kalová pole budou přečerpávány kaly ze štěrbinové nádrže a na kompostovací pole budou ukládány 40
rostlinné zbytky z hydroponického skleníku (Douša a Kršňák, 2012). V následujícím textu budou některé objekty kořenové čistírny podrobněji rozepsány.
6.2.1. Úprava stávající akumulační a čerpací jímky Stávající akumulační jímka sloužila v minulosti, společně s ručně stíranými česlemi, jako usazovací nádrž mechanického předčištění. Jednou ročně byl objem sedimentovaného primárního kalu vyvážen fekálním vozem do větší ČOV. Stávající přítok a odtok bude zachován a využíván jako bezpečnostní obtok při delším výpadku elektrické energie. Ze štěrbinové nádrže byl vybudován nový nátok do akumulační jímky a zároveň byly odstraněny původní česle a vybourán nový žlab pro nové potrubí, které bude spojovat nátokový usazovací prostor s čerpacím prostorem. Čerpací jímka bude vybavena 6 + 1 čerpadly, čerpadla bezpečně zajistí denní průtok (Qd) a současně bude možné nastavit dlouhodobé čerpání. Čerpadla budou ovládána pomocí řídící jednotky a plovákovým principem. Solární panely umístěné na hydroponickém skleníku budou napájet akumulační baterii (hlavní zdroj elektrické energie pro čerpací techniku). Bude možné využít i naftový agregát (hlavní zdroj pro skleník). Pokud dojde k výpadku elektrické energie (přerušení elektrického vedení od solárních kolektorů), retenční prostor o objemu 20m3 zajistí akumulaci po dobu 10 hodin (Douša a Kršňák, 2012).
6.2.2. Štěrbinová nádrž Nový objekt kořenové čistírny, navržen ze stavebního voděodolného betonu a oceli, je opatřen hladinovou regulací. Kal bude ze dna štěrbinové nádrže vybírán pomocí mobilního naftového čerpadla 3-4 ročně a bude přečerpáván na kalová pole, které jsou umístěna v těsné blízkosti nádrže. ŠN (=štěrbinová nádrž) je také opatřena lapákem ropných látek a některých typů olejů, který je tvořen z plovoucího textilního sorbentu, jenž je umístěn před nornou stěnu na hladinu usazovacích žlabů.
41
6.2.3. Kořenové filtry HF a VF Látky rozpustné i nerozpustné jsou rozkládány působením mikroorganismů, jak aerobním tak anaerobním způsobem. Aerobní podmínky ve filtru vznikají působením kořenových procesů rostlin a impulsním plněním ve VF. Funkce prvních HF v kaskádovitém uspořádání spočívá v částečném mechanicko-biologickém předčištění před impulsním rozdělením odpadní vody do VF, kde dojde ke kvalitní nitrifikaci a adsorpci některých tenzidů a následný průtok skrze druhý menší HF zajistí kvalitní denitrifikaci (Vymazal, 2005; Douša a Kršňák, 2012). Struskový objekt SF je umístěn v posledním HF (anebo až za ním), aby nedošlo k předčasnému odebrání živin mokřadní vegetaci. Odstraňuje zbytkové množství fosforu a případně vzniklé sulfidy adsorpcí na železité složky v sobě obsažené. Tento objekt je nutné po naplnění sorpční kapacity obměnit (cca jednou za 3 – 5 let). Stávající povrch kořenové čistírny byl vysvahován vrstvou štěrku, na kterou byla uložena separační vrstva z geotextilie o gramáži 300 g/m2, na ni byla uložena přechodová vrstva z výkopku o minimální tloušťce 100 mm. Na tento podsypaný podklad byla umístěna další ochranná geotextilie, na kterou byla položena hydroizolační fólie (1,5 mm), která se následně přikryla nejvrchnější geotextilií (též 300 g/m2). Povrchové rozvodné potrubí bylo obsypáno kamenivem frakce 8 – 16 mm. Vrstva zásypu musí zcela zakrýt povrch kvůli tepelné izolaci a ochraně před slunečním zářením a následnému zarůstání řasami. Rozvodné i sběrné potrubí je vždy ukončeno revizním potrubím, kterým se bude provádět údržba a čištění perforovaného potrubí. Toto potrubí musí být vzduchotěsně zazátkováno, aby nedocházelo k vedlejším pachovým jevům. Nový kořenový systém se skládá ze 4 nezávislých modulů, které se liší uspořádáním HF a VF. Modul A je navržen jako KČOV II. generace s jedním HF1 a s rozdělením vod na počátku a v jedné polovině. Dále se skrápěným VF1 a HF2 se struskovým filtrem. Modul B je navržen jako KČOV II. generace se dvěma HF a se skrápěným VF1 a HF3
se
struskovým filtrem. Modul C je navržen jako starší typ KČOV se dvěma rozlehlými HF s rozdělením vody na počátku a v 1/2 a s možností impulsního prázdnění, které zatím není z výzkumných potřeb provozováno. Kořenové filtry u modulu D jsou na rozdíl od ostatních modulů samostatnými jednotkami, VF lze provozovat jako zaplněné i jako skrápěné. Skrápění zatím nebylo realizováno z výzkumných účelů. Díky rozmanitým možnostem nového 42
kořenového systému lze po delším sledování vybrat vhodnější kombinace filtračních polí na odstraňování konkrétních polutantů obsažených v odpadní vodě a dosáhnout tím lepšího čistícího účinku (Douša a Kršňák, 2012; Hudcová et al., 2012). Další parametry o kořenových polích HF a VF jsou shrnuty v tabulkách 8 - 11. Tabulka 8 Základní parametry pro modul A (detaily pod tabulkou 11)
Filtr HFa1 VFa1 HFa2
Rozloha (m2)
Hloubka (m)
Filtr. materiál*
Vegetace**
HLR (cm/d)
144 69 84
Minimum Maximum 0,80 1,03 1,55 1,70 0,90 1,10
c a; b; c; d c; e
nátok - 2; 1 primárně - 2; 5; 6 1
8,6 22,2 8,6
Tabulka 9 Základní parametry pro modul B (detaily pod tabulkou 11)
Filtr HFb1 HFb2 VFb1 HFb3
Rozloha (m2) 71 73 69 84
Hloubka (m) Min 1,05 1,05 1,30 0,90
Max 1,20 1,20 1,38 1,10
Filtr. materiál*
Vegetace**
HLR (cm/d)
c 1 c 1 a; b; c; d primárně - 2; 5; 6 c (první 2/3); d (1/3) 1
22,9 23,9 22,3 16,4
Tabulka 10 Základní parametry pro modul C (detaily pod tabulkou 11)
Filtr
Rozloha (m2)
HFc1a HFc2a
78 73
Hloubka (m) Min Max 0,85 1,20 0,90 1,20
Filtr. materiál*
Vegetace** HLR (cm/d)
c nátok - 2; 1 c (první 2/3); d (1/3) nátok - 2; 1
8,2 9,2
Tabulka 11 Základní parametry pro modul D
Filtr
Rozloha (m2)
HFd1 HFd2 VFd1 VFd2
75 78 76 86
Hloubka (m) Min Max 0,85 1,05 1,10 1,25 1,30 1,50 1,30 1,50
Filtr. materiál*
Vegetace**
HLR (cm/d)
c c a; b; c; d a; b; c; d
Kombinace 1 - 6 Kombinace 1 - 6 4 2
19,9 19,8 23,3 19,1
* a - praný štěrk frakce 2/4 mm (ochranný materiál); b – praný štěrk frakce 4-8 mm, porozita: 0,45; c – praný štěrk frakce 8-16 mm, porozita: 0,44; d – praný štěrk frakce 32-63 mm, porozita: 0,46; e – struska frakce 8-16 mm, porozita: 0,51 ** 1 - rákos obecný (Phragmites australis), 2 - chrastice rákosovitá (Phalaris arundinacea), 3 - kosatec sibiřský (Iris sibirica), 4 - zblochan vodní (Glyceria maxima), 5 - kosatec žlutý (Iris pseudacorus), 6 - kyprej vrbice (Lythrum salicaria)
43
7. Vegetace Přítomnost vegetace ve filtračním poli zřejmě není pro zvýšení čistícího účinku rozhodující (Vymazal, 2005; Kriška, 2007; Cooper, 2009; Zhao et al., 2011), ale rostliny uplatňující řadu důležitých funkcí hrají významnou roli v systému kořenových čistíren (Brix, 1997; Šálek et al., 2008; Maltais-Landry et al., 2009; Tuncsiper, 2009):
ochrana a stabilizace povrchu filtrační náplně
kořeny poskytují prostředí pro rozvoj a činnost bakterií, které odstraňují organické znečištění (Brisson and Chazarenc, 2009)
zvýšení hydraulické propustnosti půdního tělesa (Cooper, 2009)
difúze kyslíku do blízkého okolí kořenů makrofyt (Maltais-Landry et al., 2009)
estetický účinek a začlenění do krajiny (Abou-Elela and Hellal, 2012)
zlepšení mikroklimatu kvůli vysoké transpiraci
odčerpávání živin (Ouyang et al., 2011), těžkých kovů, organických polutantů (Susarla et al., 2002) a přísun uhlíku z rozkládajících se organických zbytků Všechny rostliny akumulují celou řadu elementů včetně těžkých kovů. Míra
akumulace je závislá na koncentraci v odpadní vodě, dále akumulaci ovlivňuje umístění rostlin vůči přítoku odpadní vody. Elementy jsou přednostně distribuovány do podzemních orgánů rostlin, až na vápník, který se nejvíce šíří do listů (Susarla et al., 2002; Rozkošný a Prokešová, 2004; Imfeld et al., 2009; Mlejnská et al., 2009). Mezi další funkce makrofyt patří stabilizace a tepelná izolace filtrační náplně v zimním období (García et al., 2003, Brix and Arias, 2005), makrofyta pomáhají udržovat vyšší teplotu, která je ještě příznivá pro průběh nitrifikace (při poklesu pod 5°C dochází k úplnému zastavení nitrifikace). Rozsáhlé studie ukazují, že přísun kyslíku z kořenů rostlin do okolí není dostačující pro průběh aerobní degradace a poukazuje na význam anoxické a anaerobní dekompozice (Rozkošný a Prokešová, 2004; Vymazal, 2005). Aerobní podmínky jsou tedy přítomné pouze v okolí kořenů a oddenků, jinak ve filtrační náplni převládají anaerobní podmínky, zejména v nátokové části polí (Mlejnská et al., 2009; Ye et al., 2012). Dle Caselles-Osorio a García (2007) přítomnost nadzemní biomasy vytváří oxidovanější prostředí, čímž biomasa přispívá k vyššímu odstraňování CHSKCr (Comino et al., 2013) a také amoniakálního dusíku, ale naopak odstraňování sulfátů bylo výraznější v systémech 44
bez nadzemní biomasy. Mokřadní rostliny odebírají pouze část nutrientů (N, P), pokud se ponechávají na stanovišti a nesklízejí, značná část nutrientů se dostává zpět do procesu čištění (Šálek a Tlapák, 2006; Liu et al., 2011).
Odstraňování dusíku je vyšší u mokřadů
s namixovanou vegetací na rozdíl od mokřadů s monokulturami (Ye and Li, 2009). Přítomnost rozdílných druhů rostlin zároveň poskytuje efektivnější distribuci kořenového systému a habitat pro více druhů mikroorganismů (Zurita et al., 2009). Druhy rostlin reagují odlišně na sezónní změny, proto je volba vhodné mokřadní vegetace na osázení filtrů velmi obtížná (Brix, 1997; Wu et al., 2013). V boji proti plevelům se jako velice účinný prostředek osvědčilo přechodné krátkodobé zaplavování substrátu nejlépe v období jara. Dlouhodobé zaplavení by naopak podporovalo rozvoj biomasy plovoucích rostlin (např. Lemnaceae), které zabraňují přístupu vzduchu a vytvářejí velké množství organické hmoty. Mezi často diskutovanou otázku související s provozem extenzivních čistíren patři zajištění dostatečné funkčnosti v zimním (nevegetačním) období. U organického znečištění a nerozpuštěných látek nebyl na vybraných KČOV potvrzen významný rozdíl v čistícím účinku mezi vegetačním a nevegetačním obdobím (Rozkošný et al., 2010), statisticky průkazný rozdíl v účinnosti čištění byl zjištěn pouze u amoniakálního dusíku (Vymazal, 2009b).
7.1. Makrofyta v KČOV Kotenčice
V kombinované kořenové čistírně Kotenčice byly vysázeno 6 druhů rostlin - rákos obecný (Phragmites australis), chrastice rákosovitá (Phalaris arundinacea), kosatec žlutý (Iris pseudacorus), kosatec sibiřský (Iris sibirica), zblochan vodní (Glyceria maxima) a kyprej vrbice (Lythrum salicaria). Rákos obecný (Phragmites australis) Patří k nejpoužívanějším mokřadním rostlinám v České republice. U rákosu se doporučuje vysazovat čtyři rostliny na 1m2 (v Kotenčicích bylo vysázeno 6 kusů na 1 m2). V zemi se zakořeňuje mohutným plazivým oddenkem a kořeny, které prorůstají do značných hloubek. Rákos je velmi tolerantní vůči teplotě, pH, organickému a anorganickému znečištění, 45
ovšem nesnáší pravidelné sklízení ve vegetační sezóně. Rákos obecný se často vyskytuje v kombinaci s chrasticí rákosovitou, přičemž existují studie, které poukazují na tendence vysoce konkurenčně schopného rákosu vylučovat právě chrastici (Vymazal and Kröpfelová, 2005). Chrastice rákosovitá (Phalaris arundinacea) Rákosu podobná rostlina, která je s ním často vysazovaná. Roste rychleji než rákos, ale neprorůstá tolik do hloubky a její biomasa je výrazně nižší než u rákosu. Je tolerantní k znečištění a promrzání, ale hranice optimálního pH pro její růst je velice úzké (6,1 - 7,5). Hustota výsadby chrastice je u kotenčické čistírny nižší v porovnání s návrhovými parametry (10 ks/m2). Kosatec žlutý a sibiřský (Iris pseudacorus a Iris sibirica) Používají se zejména u malých domovních čistíren jako dekorativní rostliny hlavně v koncových částech kořenových polí, což platí i pro Kotenčice. Kosatec sibiřský navíc patří mezi silně ohrožené druhy rostlin podle vyhlášky 395/1992 Sb. a na výsadbu je tedy nutný souhlas orgánu ochrany přírody (OOP). Zblochan vodní (Glyceria maxima) Statná vytrvala bylina, která dobře snáší zaplavení až do výše 50cm. Má relativně dlouhé vegetační období, při mírných zimách nemusí docházet k přerušení vegetace (Šálek et al., 2008; Mlejnská et al., 2009).
8. Metodika V kořenové čistírně odpadních vod Kotenčice se nachází 23 odběrných míst (vybraná odběrná místa se nacházejí na obrázku 11 a 12, dále jsou shrnuta v tabulce 12), které jsou až na odtok (vzorek č. 23) umístěny v šachtách. Jednorázové vzorky jsou v kořenové čistírně odebírány zpravidla každý měsíc od října 2012 pověřenou osobou ze společnosti Dekonta a.s. U všech odběrů jsem byla přítomna. Vzorky jsou odebírány do skleněných nádob, každá 46
lahvička je po naplnění odpadní vodou důkladně uzavřena. Na nátoku a odtoku jsou odebírány slévané dvouhodinové vzorky. Dle nařízení vlády 63/2001 Sb. ve znění novely 23/2011 Sb. je minimální roční četnost odběrů vypouštěných městských odpadních vod pro kategorii čistíren odpadních vod s méně než 500 EO stanovena pro 3 parametry (BSK5, CHSKCr a NL) s minimální četností 4x ročně. Typem vzorku je dvouhodinový směsný vzorek získaný sléváním 8 dílčích vzorků stejného objemu v intervalu 15 minut. Odebrané vzorky jsou analyzovány v laboratoři Dekonty a.s. v Ústí nad Labem. Jedná se o zkušební laboratoř č. 1240 ČIA (Český institut pro akreditaci) dle ČSN EN ISO/IEC 17 025. V laboratoři jsou stanoveny parametry BSK5, CHSKCr, NL, Pcelk, Ncelk a Namon. Z každého měření byl vydán protokol o zkoušce. V laboratoři sídla společnosti Dekonta a.s. v Dřetovicích probíhá stanovení mikrobiálních parametrů. Laboratoř je držitelem Osvědčení o správné činnosti laboratoře č. 387 dle ČSN EN ISO/IEC 17 025 : 2005. Mezi stanovované mikrobiální ukazatele patří: Escherichia coli, intestinální enterokoky, heterotrofní bakterie a od března 2013 také termotolerantní koliformní bakterie. Metody stanovení všech parametrů jsou uvedeny v tabulce níže. Výsledky mikrobiálních ukazatelů nejsou v diplomové práci více rozebírány. Tabulka 12 Vzorkovací místa KČOV Kotenčice
Mechanické předčištění 1 - konec 2 - odběr stoky, vstup za česlemi, do KČOV nátok na ŠN 3 - výtok ze ŠN Vstup
Tok A
Tok B
Tok C
4 - nátok 4 - nátok na HFa1 na HFb1
4 - nátok na HFc1
6 - výtok z HFa1 7 - výtok z VFa1 8 - výtok z HFa2
13 - výtok z HFc1 14 - výtok z HFc2
9 - výtok z HFb1 10 - výtok z HFb2 11 - výtok z VFb1 12 - výtok z HFb3
Tok D
Výstup
4 - nátok na filtry toku D 15 - výtok z HFd1 16 - výtok z HFd2 17 - výtok z VFd1 18 - výtok z VFd2
20 - stok z toků A,B,C a filtrů D 23 - výtok do recipientu
V tabulce jsou popsána vybraná odběrná místa v KČOV Kotenčice, některá vzorkovací místa nejsou zahrnuta, buď již nejsou v provozu (body 5 a 21 – fungovaly kvůli původní ČOV), nebo slouží jako měrné šachty (19 a 22)
47
Tabulka 13 Použité akreditované metody stanovení fyzikálně-chemických a mikrobiálních parametrů
Parametr
Jednotky
Identifikace metody
CHSKCr
mg/l
SOP* č. 03 - titrační metoda
BSK5
mg/l
SOP č. 04 - oxymetrie
NL
mg/l
SOP č. 05 - gravimetrie
Pcelk
mg/l
SOP č. 16 - spektrometrie
Namon
mg/l
SOP č. 11 - spektrometrie
Ncelk
mg/l
SOP č. 14 - spalovací metoda
Termotolerantní koliformní bakterie
KTJ/ml
SOP 06.0.5, ČSN 75 7835
Escherichia coli Intestinální enterokoky Heterotrofní bakterie
KTJ/ml KTJ/ml KTJ/ml
SOP 06.0.5, ČSN 75 7835 SOP 06.0.4, ČSN EN ISO 7899-2 SOP 06.0.6
*SOP – standard operating procedure
Grafy fyzikálně – chemických parametrů byly vytvořeny v programu MS Excel a v programu Statistica 12, v němž bylo zároveň provedeno statistické zpracování za účelem zjistit, zda jsou rozdíly průměrných koncentrací parametrů v období přetěžování a v období návrhových průtoků u modulů resp. konkrétních filtrů signifikantní či nejsou.
9. Výsledky a diskuze 9.1. Koncentrace na přítoku a odtoku čistírny V období říjen 2012 – prosinec 2013 bylo v kořenové čistírně Kotenčice sledováno 6 fyzikálně-chemických parametrů - BSK5, CHSKCr, NL, Pcelk, Ncelk a Namon. Největší a nejmenší koncentrace na přítoku do čistírny (vzorkovací bod č. 1) byly 366 mg/l a 49,6 mg/l (BSK5), 1450 mg/l a 158 mg/l (CHSKCr), 702 mg/l a 48,8 mg/l (NL), 8,16 mg/l a 1,66 mg/l (Pcelk), 56,5 mg/l a 24,3 mg/l (Ncelk), 34,9 mg/l a 15,7 mg/l (Namon). Největší a nejmenší koncentrace na odtoku z čistírny resp. do recipientu – Kotenčického potoka (bod č. 23) byly 39,9 mg/l a 7,1 mg/l (BSK5), 109 mg/l a 28,1 mg/l (CHSKCr), 13,3 mg/l a hodnoty < 2 mg/l (NL), 5,15 mg/l a 1,4 mg/l (Pcelk), 53,4 mg/l a 16,1 mg/l (Ncelk), 37,4 mg/l a 12,6 mg/l (Namon). 48
Tabulka 14 Koncentrace (v mg/l) jednotlivých parametrů na přítoku a odtoku - čistírna Kotenčice
BSK5 2. 10. 12 29. 10. 12 30. 11. 12 15. 1. 13 13. 2. 13 12. 3. 13 30. 4. 13 28. 6. 13 23. 7. 13 30. 9. 13 15. 10. 13 25. 11. 13 17. 12. 13 Průměr Max Min
1 366 273 270 106 107 53,4 49,6 148 156 152 154 51,9 135 155,5 366 49,6
23 7,1 15,1 21 9,9 19,2 12,4 39,9 11,2 22,3 16,5 28,1 12,9 16,1 17,8 39,9 7,1
CHSKCr 1 1450 1250 551 158 293 172 181 524 592 342 328 175 470 498,9 1450 158
23 62,4 50,1 48,3 53,4 28,1 32,6 109 32,3 51,5 47,9 78,3 65,6 57,6 55,2 109 28,1
NL 1 307 358 542 102 182 98,1 67,7 702 377 170 170 66,7 48,8 245,5 702 48,8
Pcelk 23 9,5 11,8 13,3 3,7 8,1 6,8 7,8 2 2 6,1 6,4 9,4 9,4 7,4 13,3 2
1 5,44 4,23 3,41 1,66 3,69 2,21 2,38 7,92 8,16 3,44 2,92 3,06 2,08 3,9 8,16 1,66
23 3,83 5,01 5,15 2,86 3,40 2,28 3,28 1,40 3,02 3,94 3,64 1,66 4,28 3,4 5,15 1,4
Ncelk 1 56,5 43,4 41,2 47,7 35,4 47 34 38,3 54,4 31,5 24,3 30,0 55 41,4 56,5 24,3
23 30 43,4 53,4 27,4 27,0 32,9 41,4 16,1 21,9 34 31,0 39,6 39,6 33,7 53,4 16,1
Namon 1 34,9 27,5 19,5 21,9 25,9 19,6 23,7 20,4 33,4 22,9 17,8 19,2 15,7 23,3 34,9 15,7
23 21,4 29,2 37,4 23,8 22,9 18,6 32,1 12,6 17,3 25,9 23,8 24,8 24,8 24,2 37,4 12,6
Koncentrace < 2 mg/l - žlutě; maximální koncentrace parametrů na odtoku - zeleně
Pro posuzování překročení limitů jsou uvažovány hodnoty dle aktuálního NV 23/2011, BSK5 přípustná hodnota ,,p“ 40 (maximální „m“ - 80) mg/l, CHSKcr 150 (220) mg/l, NL 50 (80) mg/l, Namon průměr 20 (40) mg/l (nad 500 EO). Limity pro Pcelk průměr 3 (8) mg/l se stanovují až v kategorii ČOV 2001 – 10000 EO a limity pro Ncelk v ČOV do 10000 EO stanoveny nejsou. Přehled emisních standardů je znázorněn v tabulce 3. Na odtoku z kořenové čistírny Kotenčice nebyla ve sledovaném období u parametrů BSK5, CHSKcr a NL ani jednou překročena hodnota „p“, a tudíž i „m“. U Namon a Pcelk byly překročeny limity průměru, ale nebyly ani v jednom případě překročeny hodnoty „m“. Přičemž se hodnoty u těchto dvou parametrů porovnávají s přísnějšími (kategorie ČOV nad 500 EO a 2001 – 10000 EO) emisními standardy. Hodnoty koncentrací na nátoku a odtoku se běžně používají pro zhodnocení odstraňovací účinnosti (v %) celé kořenové čistírny. Takové hodnocení stavu čistírny není vždy přesné a vypovídající, protože se většinou nebere v potaz hydraulická doba zdržení resp. 49
vzorky odebrané na nátoku do čistírny a vzorky odebrané na výtoku z čistírny spolu nesouvisejí, pokud jsou odebrány ve stejný den. Pro přesnější zhodnocení odstraňovací účinnosti je nutné zohlednit hydraulickou dobu zdržení odpadní vody v jednotlivých fázích čistírny, obzvlášť pokud se jedná o složitější konfigurace filtračních polí, a tomu přizpůsobit metodiku vzorkování. Odstraňovací účinnost celé kořenové čistírny v Kotenčicích nebude vzhledem k cílům diplomové práce dále diskutována. Ale u jednotlivých modulů čistírny bude účinnost spočítána (nátokem vždy bod č. 4 a výtokem body č. 8 u modulu A, bod č. 12 u B a bod č. 14 u C) a porovnána se zahraniční literaturou v diskuzi. Přestože většina studií neposkytuje podrobnější popis o způsobu, jakým účinnost počítá, ke srovnávání mezi studiemi obvykle dochází. V Kotenčické čistírně se nejlépe srovnávají moduly A a B, protože mají v součtu stejné plochy filtračních polí a jejich VF jsou v první fázi sledování zatopené a v druhé fází sledovacího období se VFa1 a VFb1 liší způsobem plnění odpadní vodou, čemuž bude nadále věnováno více pozornosti. Modul C reprezentuje starší typ kořenových čistíren a HFc1 lze porovnávat s horizontálními filtry HFa1 a HFb2 modulů A a B. Modul D slouží experimentálním účelům.
Obrázek 12 Schéma kořenového systému v zrekonstruované KČOV Kotenčice včetně vzorkovacích míst
50
Následující text se zabývá posouzením provozních účinností všech čtyř modulů A, B, C, D za období 2. 10. 2012 až 17. 12. 2013 ve sledovaných parametrech BSK5, CHSKcr, NL, Pcelk, Namon a Ncelk.
9.2. Vyhodnocení současného provozu čistírny Sledované období 2. 10. 2012 až 17. 12. 2013 lze dle průtočných poměrů rozdělit na období přetěžování a období návrhových průtoků. Ve sledovaném období od 2. 10. 2012 do 30. 4. 2013 byly všechny moduly přetěžovány 2x většími průtoky oproti návrhovým. Současně byly všechny navržené VF zatopené a kontinuálně plněné dílčím průtokem 2,9 m3/hod. Tento provoz zjišťoval rozdíl účinností mezi zatopenými VF a HF. Ve sledovaném období od 28. 6. 2013 do 17. 12. 2013 byly všechny moduly zatěžovány návrhovými dílčími průtoky 1,45 m3/hod a u modulu D průtoky 180 l/hod. Současně byl navržený VF v modulu A vypuštěn a začalo kontinuální skrápění. VF v modulu B se vypustil a začal se skrápět impulsně. Ostatní VF v modulu D byly ponechány v zatopené podobě a byly dále porovnávány s konstrukcí HF v účinnosti.
9.2.1. Biochemická spotřeba kyslíku
Hodnota „p“ byla u BSK5 během sledovacího období překročena na výtoku z modulu A celkem dvakrát – v lednu 2013 (40,2 mg/l) a v březnu 2013 (48,8 mg/l). Hodnota „m“ byla překročena jednou – v listopadu 2012 (89,1 mg/l). Ve všech případech se jedná o období přetěžování filtrů. U modulu B nebyly ve sledovaném období u daného parametru překročeny hodnoty „p“. U výtoku z modulu C byla hodnota „p“ překročena jednou – v říjnu 2013 (46,8 mg/l). Což poukazuje na fakt, že starší typy kořenových čistíren resp. horizontální filtry velmi dobře odstraňují organické znečištění. Sériové zapojení dvou horizontálních filtrů posiluje čistící účinek - napomáhá snížit koncentrace BSK5 na hodnoty pod limitem „p“ (viz graf 4). Ve filtrech modulu D byl příliš často překročen limit „p“ (zejména u filtru VFd1 – bod č. 17) a to nejen v období přetěžování, ale i v období návrhových průtoků. Hodnota „m“ byla překročena jednou – u filtru VFd1 v dubnu 2013 (158 mg/l). VFd2 (bod 18) dosahoval 51
nejlepších výsledků v odstraňování BSK5 ve sledovaném období, přičemž VFd2 má na rozdíl od VFd1 větší plochu, je osázen chrasticí rákosovitou a má nižší míru zatížení (viz tabulka 11). Tabulka 15 Koncentrace BSK5 (v mg/l) na odtoku z modulů A, B, C a D
Odtok z A Odtok z B 8 12 říjen 12 21 20,1 říjen 12 27,5 24,9 listopad 12 89,1 38,4 leden 13 40,2 25,3 únor 13 28,1 16 březen 13 48,8 16,4 duben 13 36,7 24,4 červen 13 9,5 3,6 červenec 13 3,7 7,1 září 13 9,5 3,4 říjen 13 27,4 8,3 listopad 13 21,5 4,9 prosinec 13 24,8 9,9
Odtok z C 14 7,7 38,1 23,4 22,6 21,3 18,7 23 5,7 32,7 19,8 46,8 31,6 33,6
15 9,2 47,8 79,4 44,6 70 30,9 50,4 5 36,8 20,1 24,1 22,1 63,3
Odtoky z D 16 17 9,9 9,3 68,5 50,3 76,2 75 32,9 28,1 46,2 53,4 21,3 60,7 32,7 158 13,2 48,5 41,4 74,8 52,5 47,7 54,1 51 23,2 16,4 78,4 53,4
18 8,9 45,3 60 29,8 36,4 21,4 30,8 21,5 64,7 20,9 38,9 9,7 61,6
Období přetěžování filtrů - šedě; překročené hodnoty „p“ a „m“ jsou oranžově resp. červeně
Organické znečištění se nejvíce odstraňuje v prvním filtru jednotlivých modulů A, B a C (ale často dochází k překročení hodnoty „p“). Výjimku tvoří listopad 2012 u modulu B, kdy je koncentrace za filtrem HFb1 (bod č. 9) vyšší než na přítoku do filtru. V následujících filtrech není pokles koncentrace BSK5 tolik patrný. V období přetěžování jsou vidět drobné rozdíly koncentrací mezi filtry HFa2 – VFa1 (body 6 a 7) modulu A a filtry HFb2 – VFb1 (body 10 a 11) modulu B. U modulu A je koncentrace BSK5 za filtrem 7 obdobná jako za filtrem 6 nebo mírně vyšší, kdežto koncentrace za filtrem 11 je vždy nižší než za filtrem 10. V období návrhových průtoků, od června 2013, je u obou modulů znatelný pokles koncentrace BSK5 v sekvenci filtrů (vertikální filtry již nejsou zatopeny) s tím, že u modulu B je koncentrace za vertikálním filtrem 11 nižší než za vertikálním filtrem 7 modulu A (zde se v posledních měsících koncentrace pohybují kolem 25 mg/l). Impulzně skrápěný vertikální filtr má tedy větší vliv na odstraňování BSK5 než kontinuálně skrápěný.
52
BSK5 na toku A 250
c [mg/l]
200 150
4
100
6 7
50
8
0
Graf 2 Koncentrace BSK5 (v mg/l) na toku A za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
BSK5 na toku B 250
c [mg/l]
200 4
150
9
100
10
50
11
0
12
Graf 3 Koncentrace BSK5 (v mg/l) na toku B za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
BSK5 na toku C 250
c [mg/l]
200 150 4
100
13
50
14
0
Graf 4 Koncentrace BSK5 (v mg/l) na toku C za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
53
BSK5 na toku D 250
c [mg/l]
200 4
150
15
100
16
50
17
0
18
Graf 5 Koncentrace BSK5 (v mg/l) na toku D za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
9.2.2. Chemická spotřeba kyslíku Během sledovaného období byla hodnota „p“ u CHSKCr překračována výrazně méně než u parametru BSK5. Na odtoku z modulu B a C nebyla přípustná hodnota překročena ani v jednom případě, u modulu A byla hodnota „p“ překročena pouze jednou – v listopadu 2012, přičemž v listopadu 2012 byla „p“ hodnota překračována nejvíce. V modulu D byla přípustná hodnota překročena na odtoku 4x, přičemž nejhůře se CHSKCr odstraňovala ve VFd1, zde byla navíc překročena hodnota „m“ v březnu a dubnu 2013. V těchto dvou měsících dosahovala koncentrace chemické spotřeby kyslíku na odtoku z ostatních filtrů nižších hodnot, nejlépe si vedl VFd2. Z tabulky je vidět, že hodnoty „p“ a „m“ byly překračovány zejména v první fází sledovaného období – období přetěžování.
54
Tabulka 16 Koncentrace CHSKCr (v mg/l) na odtoku z modulů A, B, C a D
Odtok z A Odtok z B Odtok z C 8 12 14 říjen 12 111 93,6 49,2 říjen 12 73,1 42,5 76,4 listopad 12 163 82,4 81,6 leden 13 76,8 45,9 36,2 únor 13 98,2 30,9 35,6 březen 13 112 73,7 57,2 duben 13 145 105 113 červen 13 35,6 38,7 58,1 červenec 13 34,1 41,2 69,7 září 13 27,5 17,4 81 říjen 13 75,6 51,1 106 listopad 13 65,0 15,8 105 prosinec 13 77,6 51,2 145
15 31,2 93,4 173 64,0 84,0 107,0 133,0 78,3 96,6 83,1 147 94,8 240
Odtoky z D 16 17 26,5 55,4 100 66,2 141 151 71,6 58,1 68,9 70,5 111 363 117 287 32,3 92,2 87,1 143 142 137 132 147 70,7 72,4 178 127
18 31,2 87,4 159 44,7 121 72,8 71,9 49,9 139 79,2 115 56,6 119
Období přetěžování filtrů - šedě; překročené hodnoty „p“ a „m“ jsou oranžově resp. červeně
Změny koncentrací parametru CHSKCr v období přetěžování a v období návrhových průtoků nepodléhají žádnému významnému trendu. Ve fázi přetěžování byla několikrát koncentrace za vertikálními filtry 7 (listopad 2012, leden 2013) modulů A a 11 (říjen 2012) modulu B vyšší než za horizontálními 6 a 10. Hodnoty na výtoku z filtru VFb1 jsou v období návrhových průtoků až na červen 2013 vždy menší než hodnoty na výtoku z kontinuálně skrápěného VFa1, tudíž stejně jako u parametru BSK5 je i zde pozorováno mírné snížení koncentrací za impulzně skrápěným filtrem. Je podstatné zmínit, že se koncentrace CHSKCr na odtoku z horizontálních filtrů 6 (HFa1), 9 (HFb1), 10 (HFb2) ve většině případů pohybuje pod přípustnou hodnotou znečištění, a proto jsou HF vhodnou volbou na odstraňování organického znečištění. Hodnota „p“ byla v přetěžovaném období překročena v říjnu 2012 (202 mg/l), v březnu (161 mg/l) a v dubnu 2013 (193 mg/l) za filtrem 6, v říjnu 2012 (189 mg/l) a v březnu 2013 (191 mg/l) za filtrem 10, v říjnu 2012 (158 mg/l) a extrémně v listopadu 2012 (468 mg/l) za filtrem 9. V období návrhových průtoků byla hodnota „p“ překročena pouze jednou - v červnu 2013 (163 mg/l) za filtrem 10. Na výtoku z HFc1 nebyla během sledovaného období ani v jednom případě překročena hodnota „p“.
55
CHSKCr na toku A 600
c [mg/l]
500 400
4
300
6
200
7
100
8
0
Graf 6 Koncentrace CHSKCr (v mg/l) na toku A za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
CHSKCr na toku B 600
c [mg/l]
500 400
4
300
9
200
10
100
11
0
12
Graf 7 Koncentrace CHSKCr (v mg/l) na toku B za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
CHSKCr na toku C 600
c [mg/l]
500 400 300
4
200
13
100
14
0
Graf 8 Koncentrace CHSKCr (v mg/l) na toku C za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
56
CHSKCr na toku D 600
c [mg/l]
500 400
4
300
15
200
16
100
17
0
18
Graf 9 Koncentrace CHSKCr (v mg/l) na toku D za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
9.2.3. Nerozpuštěné látky Nerozpuštěné látky se v kořenových čistírnách odpadních vod odstraňují velmi dobře. Hodnota „p“ byla překročena pouze v jednom případě – březen 2012 (56,8 mg/l) na odtoku z modulu A. Hodnota „m“ byla překročena v březnu a dubnu 2013 (417 a 82,4 mg/l) na odtoku z filtru VFd1 (bod 17). Z tabulky je patrný rozdíl mezi obdobím přetěžování, v němž došlo k překročení „p“ a „m“ hodnot a koncentrace NL se nejčastěji pohybovala v rozmezí 10 – 20 mg/l s výjimečným přesahem nad 30 mg/l v listopadu 2012 (za VFd2) a v únoru 2013 (za VFd1), a obdobím návrhových průtoků, v němž byla koncentrace na výtoku z modulů nízká, zejména v období červen – říjen 2013 dosahovala koncentrace < 2 mg/l. V prosinci došlo k mírnému navýšení koncentrace na odtoku z modulu C a z HFd1 (bod 15).
57
Tabulka 17 Koncentrace NL (v mg/l) na odtoku z modulů A, B, C a D
Odtok z A Odtok z B Odtok z C 8 12 14 říjen 12 10,3 12,1 4 říjen 12 16,1 14,5 15,8 listopad 12 28 14,5 13,3 leden 13 14,0 9,4 3,4 únor 13 21,2 6,5 10,1 březen 13 56,8 5,9 5,3 duben 13 8,6 4,7 4,7 červen 13 2,0 2,0 2,0 červenec 13 2,0 2,0 2,0 září 13 2,0 2,0 10,2 říjen 13 2,0 2,0 2,0 listopad 13 7,7 5,1 6,8 prosinec 13 3,3 4,4 25,0
15 5,0 18,5 14,4 3,1 14,3 8,4 6,1 2,6 2,0 2,0 2,0 11,3 19,8
Odtoky z D 16 17 7,8 11,5 19,5 16,3 12,4 3,8 5,5 6,6 17,5 39,1 7,3 417 8,3 82,4 14,2 9,3 2,0 5,5 9,8 7,7 2,6 2,0 15,8 14,8 14,0 8,1
18 8,1 27,4 35,8 14,1 17,8 18,8 11,4 3,9 3,4 2,7 5 11,7 10,6
Období přetěžování filtrů – šedě; koncentrace < 2 mg/l - žlutě; překročené hodnoty „p“ a „m“ jsou oranžově resp. červeně
Na odstraňování nerozpuštěných látek v KČOV není nutná výstavba více filtračních polí, což potvrzují výsledky na odtoku z modulu D, které se pod hodnotou „p“ pohybovaly se značnou rezervou, obzvlášť v druhé fázi sledování (návrhové průtoky), v níž si nejlépe vedl HFd1. Horizontální filtry modulu C odstraňovaly NL také efektivně. Pouze dvakrát (v září a v prosinci 2013) byla koncentrace na výtoku z HFc2 mírně vyšší v porovnání s koncentrací na výtoku z HFc1. HF modulu C by také mohly fungovat jako samostatné jednotky s tím, že největší koncentrace na odtoku z HFc1 byla v březnu 2013 (33,9 mg/l). Volba průtoku a způsob plnění filtru nehraje v odstraňování NL významnou roli – při porovnávání filtrů 6 a 7 modulu A s 10 a 11 modulu B není možné zpozorovat znatelné rozdíly. V lednu 2013 byla koncentrace na odtoku z VFb1 (11) 752 mg/l. Až na leden 2013 byly vždy koncentrace na výtoku z VF u modulů A a B nižší než na předchozím stupni. V období únor – červen 2013 se na odtoku z filtru HFb2 vyskytovaly vyšší koncentrace, než na odtoku z HFb1. V lednu 2013 byla koncentrace na nátoku do modulů (bod 4) 761 mg/l – po přehlednost je v grafech 10- 13 maximální hodnotou na ose y 500 mg/l.
58
NL na toku A 500
c [mg/l]
400 300
4
200
6
100
7 8
0
Graf 10 Koncentrace NL (v mg/l) na toku A za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
NL na toku B 500
c [mg/l]
400 4
300
9
200
10
100
11
0
12
Graf 11 Koncentrace NL (v mg/l) na toku B za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
NL na toku C 500
c [mg/l]
400 300 4
200
13
100
14
0
Graf 12 Koncentrace NL (v mg/l) na toku C za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
59
NL na toku D 500 c [mg/l]
400 4
300
15
200
16
100
17
0
18
Graf 13 Koncentrace NL (v mg/l) na toku D za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
9.2.4. Celkový fosfor Jak již bylo zmiňováno dříve, emisní standardy pro celkový fosfor u kategorií ČOV < 500 EO nejsou stanoveny. Přesto je pro zhodnocení odstraňovací schopnosti čistírny Kotenčice vhodné hodnoty Pcelk na výtoku porovnávat s přísnějšími limity kategorie ČOV 2001 – 10000 EO (průměr – 3 mg/l, hodnota „m“ – 8 mg/l). V koncové části filtrů HFa2 (bod 8) a HFb3 (bod 12) byla zvolena jako filtrační materiál struska, která kvůli vysokému obsahu železa a vysoké adsorpční kapacitě napomáhá odstraňovat fosfor v KČOV. Koncentrace fosforu na odtoku z modulů se pohybovala v rozmezí 1,2 – 7,28 mg/l, přičemž nejnižší hodnota byla dosažena v září 2013 na odtoku z modulu B a nejvyšší hodnota v říjnu 2012 na odtoku z HFd1 (15). Během sledovaného období nebyla ani jednou překročena hodnota „m“. Rozdíly koncentrací Pcelk na odtoku z filtrů jednotlivých modulů v období přetěžování a v období návrhových průtoků jsou téměř zanedbatelné. Přestože je ve filtrech HFa2 a HFb3 obsažena struska, koncentrace na odtoku z modulů A a B nejsou v období přetěžování znatelně nižší než koncentrace na odtoku z ostatních filtrů. Důvodem je nízká koncentrace Pcelk na vstupu do zařízení pohybující se pod 10 mg/l. Koncentrační gradient (struska vykazuje sorpci fosforu ve formě orthofosforečnanů) není na záchyt filtračním materiálem dostačující. Koncentrace na odtoku z HFb3 jsou v období přetěžování nižší než koncentrace na odtoku z HFa2. V období návrhových průtoků jsou koncentrace na odtoku z HFb3 nižší než koncentrace na odtoku z ostatních filtrů Výjimku tvoří červen 2013, 60
v němž je koncentrace na odtoku z HFa2 nejnižší a také prosinec 2013, v němž byla koncentrace na odtoku nejvyšší u HFb3 6,16 mg/l. Tabulka 18 Koncentrace Pcelk (v mg/l) na odtoku z modulů A, B, C a D
říjen 12 říjen 12 listopad 12 leden 13 únor 13 březen 13 duben 13 červen 13 červenec 13 září 13 říjen 13 listopad 13 prosinec 13
Odtok z A Odtok z B Odtok z C 8 12 14 6,55 4,92 3 4,07 3,04 5,71 6,61 6,31 5,2 2,58 2,22 2,46 4,03 3,54 3,77 2,83 2,47 2,49 3,92 3,78 4,02 1,40 1,80 2,16 2,48 1,52 3,78 3,92 1,2 3,94 4,12 2,22 3,72 4,14 3,48 3,98 4,94 6,16 4,98
15 3,17 7,28 6,79 2,66 3,90 2,45 4,48 2,38 3,82 3,92 4,28 3,82 3,68
Odtoky z D 16 17 3,53 4,77 6,27 5,47 6,71 6,1 2,52 2,88 3,64 3,69 2,43 3,23 3,78 4,48 1,62 2,82 4,08 4,88 3,78 4,02 4,18 4,24 5,14 5,4 3,48 2,92
18 2,04 5,86 4,72 3,08 3,81 2,6 3,68 2,82 5,60 3,88 3,88 4,3 3,54
Období přetěžování filtrů – šedě; koncentrace u bodů 8 a 12 zvýrazněny kvůli obsahu strusky ve filtrech
V odstraňování fosforu si velmi dobře vede modul C, koncentrace na odtoku nepřesahují během období návrhových průtoků hodnotu 5 mg/l, a filtry modulu D, u kterých se ve 2. fázi sledování koncentrace pohybují v rozmezí 1,62 – 5,6 mg/l. U Pcelk je nutné brát ohled i na zvýšení koncentrace v jednotkách mg/l, což potvrzují nízké emisní standardy (3 a 8 mg/l). Kolísání koncentrace Pcelk v odpadní vodě (v jednotlivých filtrech) je způsobeno heterogenitou prostředí a celou řadou převážně biologických procesů, které v tomto prostředí probíhají. Jedná se zejména o mikrobiální a rostlinný metabolismus, životní cykly aj. Koncentrace na odtoku z modulů a z filtrů nepřesahuje ani v jednom případě „m“ hodnotu resp. vždy splňuje podmínky dané legislativou pro zařízení kategorie 2001 – 10000 EO.
61
c [mg/l]
Pcelk na toku A 8 7 6 5 4 3 2 1 0
4 6 7 8
Graf 14 Koncentrace Pcelk (v mg/l) na toku A za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
Pcelk na toku B 12
c [mg/l]
10 8
4
6
9
4
10
2
11
0
12
Graf 15 Koncentrace Pcelk (v mg/l) na toku B za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
c [mg/l]
Pcelk na toku C 7 6 5 4 3 2 1 0
4 13 14
Graf 16 Koncentrace Pcelk (v mg/l) na toku C za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
62
c [mg/l]
Pcelk na toku D 8 7 6 5 4 3 2 1 0
4 15 16 17 18
Graf 17 Koncentrace Pcelk (v mg/l) na toku D za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
9.2.5. Amoniakální dusík Amoniakální dusík se v kořenových čistírnách kvůli absenci aerobního prostředí odstraňuje obtížně. Emisní standardy pro Namon se stanovují až pro kategorii čistíren nad 500 EO (průměr – 20 mg/l, hodnota „m“ 40 mg/l). Kvůli problematickému odstraňování Namon v KČOV je vhodné srovnávat hodnoty na odtoku s přísnějšími limity. Koncentrace Namon se na odtoku pohybovala v rozmezí 13 mg/l (červen 2013) – 46,9 mg/l (listopad 2012). V prvních měsících provozu čistírny Kotenčice byly hodnoty na odtoku vyšší, zejména v listopadu 2012, kde byla koncentrace 40 mg/l překročena na odtoku ze všech modulů resp. filtrů čistírny. V červnu 2013 byly na odtoku ze všech modulů zaznamenány koncentrace pod 20 mg/l. V období návrhových průtoků nebyla překročena hodnota „m“, ale koncentrace se v porovnání s obdobím přetěžování významně nesnížila (výjimkou je červen 2013 a předpoklad, že se nesrovnávají vyšší koncentrace v prvních měsících, kdy se čistírna zapracovávala).
63
Tabulka 19 Koncentrace Namon (v mg/l) na odtoku z modulů A, B, C a D
říjen 12 říjen 12 listopad 12 leden 13 únor 13 březen 13 duben 13 červen 13 červenec 13 září 13 říjen 13 listopad 13 prosinec 13
Odtok z A Odtok z B Odtok z C 8 12 14 39,5 31,8 25,1 35,8 35,8 39,4 42,7 42,3 41,3 21,4 22,2 22,0 23,0 21,7 22,1 18,9 22,3 19,5 29,4 34,6 34,7 13,0 16,8 15,5 16,1 17,2 21,3 20,8 15,5 29,1 24,4 20,1 27,4 30,1 25,9 31,1 32,8 29 36,7
15 27 46,9 46,1 21,7 25,0 19,3 34,5 17,8 21,6 29,1 28,6 31,4 26,8
Odtoky z D 16 17 27,8 33,0 45,3 35,2 41,4 41,4 24,0 23,7 22,8 24,0 18,9 17,5 32,2 32,4 16,2 16,1 27,0 31,0 30,0 30,5 31,3 28,4 25,3 29,5 37,1 34,1
18 10,1 41,7 40,8 24,0 24,9 17,9 28,1 16,7 31,9 26,5 28,2 28,5 36,1
Období přetěžování filtrů - šedě; překročené hodnoty „m“ jsou červeně
VF modulů A a B jsou během období přetěžování zatopeny, ale v období návrhových průtoků se liší způsobem plnění, VFa1 je skrápěn kontinuálně, VFb1 je skrápěn impulzně. Kvůli změnám ve způsobu plnění je možné vyhodnotit nejúčinnější technologii na odstraňování amoniakálního dusíku. Během období přetěžování se koncentrace v sekvenci filtrů HFa1 a VFa1 snižovala minimálně, v únoru, březnu a dubnu 2013 se naopak za filtrem VFa1 koncentrace mírně zvýšila. Koncentrace za filtrem VFb1
byla v porovnání
s koncentrací za filtrem HFb2 v říjnu 2012 vyšší (překročena hodnota „m“), na konci října a v listopadu 2012 dvojnásobně nižší, a od ledna do dubna 2013 se koncentrace pohybovala v rozmezí 21,5 - 27,5 mg/l s tím, že dvakrát byla v porovnání s HFb2 vyšší a dvakrát nižší. Na odtoku z HFa1, HFb2, VFa1 a VFb1 byly v období leden – duben 2013 zaznamenány koncentrace, které se mezi sebou v každém měsíci lišily pouze o několik jednotek mg/l. Což může poukazovat na fakt, že všechny filtry včetně vertikálních byly v období přetěžování zatopeny. V období návrhových průtoků byla koncentrace na odtoku z VFb1 nižší než na odtoku z VFa1 (výjimkou je červen 2013). Navíc se koncentrace za VFb1 pohybovala i pod hodnotu 20 mg/l, a až na červen 2013 (rozdíl pouze 0,4 mg/l) byla vždy nižší v porovnání s předchozím filtrem HFb2. VFa1 zaznamenal v porovnání s HFa1 na odtoku vyšší 64
koncentrace pouze jednou v prosinci 2013 (rozdíl 0,6 mg/l). Celkově si v období návrhových průtoků lépe vedl filtr s impulzním skrápěním, ale už pouhé kontinuální skrápění snížilo koncentrace Namon na odtoku. Je nutné zmínit, že se jedná o adaptační fázi kořenové čistírny, což znamená, že vegetace ještě není plně vzrostlá a mikroflóra není zcela vyvinuta – tyto faktory mají velký vliv na odstraňování fyzikálně – chemických parametrů včetně Namon.
Namon 50
c [mg/l]
40 30
6
20
7
10
10
0
11
Graf 18 Koncentrace (v mg/l) Namon u filtrů HFa1 - VFa1 a HFb2 - VFb1 za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
Namon na toku A 50
c [mg/l]
40 30
4
20
6 7
10
8
0
Graf 19 Koncentrace Namon (v mg/l) na toku A za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
65
Namon na toku B 50
c [mg/l]
40 4
30
9
20
10
10
11
0
12
Graf 20 Koncentrace Namon (v mg/l) na toku B za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
Namon na toku C 50
c [mg/l]
40 30 4
20
13
10
14
0
Graf 21 Koncentrace Namon (v mg/l) na toku C za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
Namon na toku D 50 c [mg/l]
40 4
30
15
20
16
10
17
0
18
Graf 22 Koncentrace Namon (v mg/l) na toku D za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
66
9.2.6. Celkový dusík Koncentrace Ncelk na odtoku nelze srovnávat s emisními standardy v kategorii čistíren pod 500 EO, protože v této ani ve vyšších kategoriích nejsou žádné limity stanoveny. Ncelk je parametr, který zahrnuje organický i anorganický dusík, včetně amoniakálního, proto nelze koncentrace celkového dusíku porovnávat s koncentrací parametru Namon, který tvoří pouze jeho část. Z hodnot hmotnostní koncentrace Ncelk se nedá zjistit zastoupení jednotlivých forem dusíku, tedy i Namon. V období přetěžování se koncentrace na odtoku z modulů pohybovala v rozmezí 22,3 – 60,9 mg/l, s minimem v říjnu 2012 za filtrem 18 (VFd2) a maximem v listopadu 2012 za filtrem 15 (HFd1). V období návrhových průtoků bylo rozmezí koncentrací 17,3 – 59,1 mg/l, s minimem v červnu 2013 a maximem v prosinci 2013 za filtrem 8 (HFa2). Přičemž v prosinci 2013 došlo k nárůstu koncentrace na odtoku u všech filtrů (maxima v tomto období) a v červnu 2013 byla naopak zaznamenána nejnižší koncentrace na odtoku u všech filtrů v tomto období. Rozdíly koncentrací Ncelk na odtoku z filtrů jednotlivých modulů v období přetěžování a v období návrhových průtoků jsou téměř zanedbatelné. Koncentrace mezi filtry modulů A, B a C se v rámci každého měsíce téměř neměnila. Výjimku tvoří u každého modulu a filtrů modulu D měsíce říjen 2012 a červenec 2013, kde lze zpozorovat výrazný pokles koncentrace mezi nátokem a výtokem. V říjnu 2012 byla koncentrace Ncelk na nátoku do filtrů 86 mg/l a koncentrace na výtoku modulu A, B a C 53 mg/l, 40,7 mg/l a 35,6 mg/l a u filtrů modulu D se koncentrace pohybovala v rozmezí 22,3 – 40,4 mg/l. V červenci 2013 byla koncentrace na nátoku 65,1 mg/l a na výtoku z modulů 20,8 mg/l, 21,8 mg/l a 26,2 mg/l a u modulu D v rozmezí 28,0 – 39,9 mg/l. Z grafů je patrné, že převážně dochází ke snížení koncentrace za VF u modulu A a B (zejména v období návrhových průtoků), ale nejedná se o výrazné snížení a není pozorován významný rozdíl v odstraňování mezi HF a VF. Z výsledků vyplývá, že na odstraňování celkového dusíku není potřebná výstavba více filtračních polí, ale jedná se o první vegetační sezónu čistírny, proto je nutné počkat na další vegetační sezóny a až na základě většího množství výsledků vyvodit konkrétní závěry.
67
Ncelk na toku A 100
c [mg/l]
80 60
4
40
6 7
20
8
0
Graf 23 Koncentrace Ncelk (v mg/l) na toku A za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
Ncelk na toku B 100
c [mg/l]
80 4
60
9
40
10
20
11
0
12
Graf 24 Koncentrace Ncelk (v mg/l) na toku B za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
Ncelk na toku C 100
c [mg/l]
80 60 4
40
13
20
14
0
Graf 25 Koncentrace Ncelk (v mg/l) na toku C za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
68
Ncelk na toku D 100
c [mg/l]
80 4
60
15
40
16
20
17
0
18
Graf 26 Koncentrace Ncelk (v mg/l) na toku D za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013
9.2.7. Základní statistické zhodnocení fyzikálně – chemických parametrů Výsledky t-testu (pro nezávislé vzorky dle skupin) ze software Statistica 12 poukazují na významné rozdíly v koncentraci v I. a II. fázi u parametrů CHSKCr, BSK5, a NL na odtoku z modulů A a B a u Namon na odtoku z modulu B (viz tabulka). Tabulka 20 Průměrné koncentrace (v mg/l) parametrů na odtoku z modulů A, B a C v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze) včetně směrodatných odchylek a hodnot p
CHSKCr
BSK5
Pcelk
A B C A B C A B C Průměr I. fáze 111,3 67,7 64,2 41,6 23,6 22,1 4,4 3,8 3,8 Průměr II. fáze 52,6 35,9 94,1 16,1 6,2 28,4 3,5 2,7 3,8 Sm. odch. I. 33,242 28,221 28,015 22,875 7,595 28,015 1,620 1,441 1,279 Sm. odch. II. 22,667 15,794 31,350 9,731 2,653 31,350 1,303 1,858 0,909 p 0,0034 0,0295 0,1008 0,0266 0,0005 0,3736 0,3066 0,2999 0,9398 Ncelk
Namon
NL
A B C A B C A B C Průměr I. fáze 42,6 41,7 40,0 30,1 30,1 29,2 22,1 9,7 8,1 Průměr II. fáze 34,2 31,1 38,1 22,9 20,8 26,9 3,2 2,9 8,0 Sm. odch. I. 11,763 11,000 10,569 9,413 8,147 9,072 16,647 4,115 4,977 Sm. odch. II. 16,034 15,302 13,876 7,756 5,491 7,484 2,281 1,437 8,981 p 0,3191 0,1933 0,7831 0,1570 0,0329 0,6253 0,0233 0,0040 0,9839 Červené zvýraznění hodnot značí signifikantní rozdíl průměrných koncentrací v I. a II. fázi.
69
Na nátoku do čistírny Kotenčice a na odtoku z čistírny do recipientu nebyly během období přetěžování a období návrhových průtoků zaznamenány signifikantní rozdíly průměrných koncentrací u jednotlivých fyzikálně – chemických parametrů.
Tabulka 21 Průměrné koncentrace (v mg/l) parametrů na nátoku do čistírny a na odtoku z čistírny do recipientu v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze) včetně směrodatných odchylek a hodnot p
CHSK Nátok Průměr I. fáze 257,0 Průměr II. fáze 283,8 Sm. odch. I. 130,694 Sm. odch. II. 131,503 p 0,7201
Odtok 54,8 55,5 26,669 15,737 0,9551
Ncelk Nátok Odtok Průměr I. fáze 47,3 36,5 Průměr II. fáze 47,9 30,4 Sm. odch. I. 18,519 9,878 Sm. odch. II. 14,949 9,585 p 0,9574 0,2813
BSK5 Nátok 124,2 74,1 65,923 19,557 0,0962
Pcelk
Odtok Nátok Odtok 17,8 4,1 3,7 17,9 4,5 3,0 10,908 1,107 1,066 6,300 1,038 1,207 0,9920 0,4564 0,2988
Namon Nátok 29,2 33,4 11,951 8,520 0,4737
NL
Odtok Nátok Odtok 26,5 247,1 8,7 21,5 55,9 5,9 6,660 266,358 3,193 5,353 23,492 3,323 0,1655 0,1068 0,1485
U fyzikálně – chemických parametrů CHSKCr, BSK5 a NL je možné porovnávat koncentrace mezi filtry HFa1 (bod č. 6) a HFb2 (bod č. 10) kvůli stejné ploše filtru HFa1 a filtrů HFb1 a HFb2, které jsou sériově zapojené. Srovnání je rozdělené do dvou fází kvůli rozdílnému zatěžování. Koncentrace amoniakálního dusíku je srovnávána mezi filtry VFa1 a VFb1 kvůli rozdílnému plnění filtrů. Vertikální filtry byly v období přetěžování (I. fáze) zatopeny, kdežto v II. fázi byl vertikální filtr modulu A kontinuálně skrápěn a filtr modulu B impulzně plněn. Z tabulek níže je patrné, že ve sledovaném období nebyly zaznamenány žádné signifikantní rozdíly v koncentraci mezi filtry u jednotlivých parametrů.
70
Tabulka 22 Průměrné koncentrace vybraných parametrů za filtry HFa1 a HFb2 (U N amon VFa1 a VFb1) v období přetěžování (I. fáze) včetně směrodatných odchylek a hodnot p
I. fáze
CHSKCr
Průměr Sm.odch. p
BSK5
NL
Namon
HFa1
HFb2
HFa1
HFb2
HFa1
HFb2
VFa1
VFb1
131,2
111,3
52,9
43,7
22,0
20,4
29,5
25,2
56,290
55,921
18,952
17,627
13,505
10,787
8,829
9,298
0,5204
0,3691
0,8107
0,3924
Tabulka 23 Průměrné koncentrace vybraných parametrů za filtry HFa1 a HFb2 (U N amon VFa1 a VFb1) v období návrhových průtoků (II. fáze) včetně směrodatných odchylek a hodnot p
II. fáze
CHSKCr
BSK5
NL
Namon
Průměr Sm.odch. p
HFa1 HFb2 101,4 108,6 23,096 38,606 0,7039
HFa1 HFb2 37,7 30,1 17,513 17,077 0,4632
HFa1 HFb2 6,5 18,7 4,102 19,005 0,1528
VFa1 VFb1 25,6 22,4 9,179 7,198 0,5168
V období přetěžování v porovnání s obdobím návrhových průtoků byla koncentrace na odtoku z modulů A, B a C (pro zajímavost zahrnut do souhrnného přehledu i modul D) u jednotlivých parametrů v průměru výrazně vyšší.
Tabulka 24 Průměrné koncentrace na odtoku z modulů v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze)
BSK5 A, B, C Včetně D
NL
I. fáze II. fáze I. fáze II. fáze I. fáze II. fáze 29,1 16,1 81,1 60,9 13,3 4,7 38,8 29,7 95,2 89,4 23,2 6,4 Pcelk
A, B, C Včetně D
CHSKCr
Ncelk
Namon
I. fáze II. fáze I. fáze II. fáze I. fáze II. fáze 4,0 3,3 41,4 34,5 30,1 23,5 4,1 3,6 40,3 37,2 29,7 25,8
V kapitole 12.2 se pro přehled nacházejí grafy parametrů, u nichž byl zaznamenán signifikantní rozdíl průměrné koncentrace na odtoku z modulů A, B a C v I. a II. fázi měření, a grafy parametrů Namon a NL, u nichž se porovnávala průměrná koncentrace mezi filtry VFa1 a VFb1 resp. HFa1 a HFb2. 71
9.3. Zhodnocení čistící účinnosti Průměrná odstraňovací účinnost modulů A, B a C kořenové čistírny Kotenčice za celé sledované období (rozděleno na období přetěžování a období návrhových parametrů) je v této části diplomové práce porovnávána s odstraňovací účinností 15 zahraničních a jedné české KČOV o různém počtu filtračních polí v sériovém zapojení. V tabulce 27 je také pro zajímavost zobrazena čistící účinnost jednotlivých filtračních jednotek modulu D, přestože tento modul slouží experimentálním účelům. Bližší informace o parametrech srovnávaných kořenových čistíren se nacházejí v tabulce 25.
Tabulka 25 Kombinované kořenové čistírny a jejich návrhové parametry
NA – not available (jedná se o pilotní studii nebo není údaj ve studii zmíněn); hloubka – míní se hloubka substrátu; * - koželužství; ** - celá citace Vymazal and Kröpfelová (2011); *** - celá citace Tuszyńska and Obarska-Pempkowiak (2007); a – Phragmites australis; b – Typha sp.; c – Scirpus sp.; d – Phragmites karka; e – Canna latifolia; f – Baumea articulata; g – Schoenoplectus tabernaemontani; h – Phalaris arundinacea; i – Iris sp.; j – Phragmites sp.; k – Carex virgata; l – Carex acutiformis;
72
Tabulka 26 Průměrné odstraňovací účinnosti (v %) kombinovaných kořenových čistíren
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
Typ KČOV
CHSKCr
BSK5
Pcelk
Ncelk
Namon
NL
VF - HF VF - HF VF - HF HF - VF HF - VF HF - VF HF - HF VF - VF - HF VF - VF - HF VF - VF - HF VF - HF - VF VF - HF - VF HF - HF - VF HF - VF - HF HF - VF - HF HF - VF - HF
75 80 94 90 86 93 97,4 84 98 67 93,9 84,5
91 85 86 95 90,1 90 98 91 99,9 95 98 98 66 96,1 86,8
89 24 94 26,1 62 83 65 90 45 -
63 60 62 49 83 78,2 73 -
77 70 88 86 69,5 61 71 99,3 78 91 86 99 24 -
78 80 96 84 95,9 81 96 98 94,9 89 55 95 93,8 92,2
Tabulka 27 Průměrné odstraňovací účinnosti (v %) během období přetěžování (I. fáze) a období návrhových průtoků (II. fáze) modulů A, B, C a filtrů modulu D čistírny Kotenčice
CHSKCr I. II. fáze fáze A HF-VF-HF 56,7 81,5 B HF-HF-VF-HF 73,7 87,4 C HF-HF 75,0 66,8
D
HFd1 HFd2 VFd1 VFd2
61,9 64,6 41,6 67,3
56,6 62,3 57,8 67,2
BSK5
Pcelk
Ncelk
Namon
NL
I. fáze 66,5 81,0 82,2
II. fáze 78,3 91,6 61,7
I. fáze -7,3 7,8 6,5
II. fáze 22,7 39,7 17,0
I. fáze 10,1 12,0 15,5
II. fáze 28,5 35,0 20,5
I. fáze -3,1 -3,1 0,1
II. fáze 31,6 37,9 19,7
I. fáze 91,0 96,1 96,7
II. fáze 94,3 94,8 85,7
61,8 66,9 50,0 73,2
61,5 40,9 34,4 51,1
-7,8 -1,4 -7,4 9,5
19,4 18,0 10,7 11,6
13,0 14,5 17,6 22,0
17,9 20,2 17,9 15,9
-7,9 -3,9 -1,4 8,3
22,6 16,8 15,5 16,3
96,0 95,5 66,7 92,3
88,2 82,6 85,9 88,9
Zahraniční studie se nejčastěji zabývají odstraňováním organického znečištění a nerozpuštěných látek, v nižší míře odstraňováním celkového a amoniakálního dusíku a celkového fosforu. Žádná z KČOV není tvořena 4 filtry, což ztěžuje srovnání účinností s modulem B, ale na druhou stranu plocha modulu B odpovídá ploše modulu A, proto lze porovnávat tyto moduly mezi sebou a také s čistírnami, které jsou složeny ze tří filtrů. 73
Zahraniční čistírny a moduly čistírny Kotenčice nemají totožné pořadí filtrů. Jednotlivé studie se liší způsobem, frekvencí vzorkování a délkou vzorkovacího období (délkou provozu), kořenové filtry mají dále rozdílnou plochu, hloubku a filtrační náplň (volba typu a frakce filtračního materiálu kořenových čistíren není kvůli vysokým rozdílům v diskuzi podrobněji řešena, totéž platí pro způsob plnění VF a HF – odborné studie se jím nezabývají). Některé studie (Soroko, 2007; Öovel et al., 2007; Tuszyńska and Obarska-Pempkowiak, 2007; Sharma et al., 2013) nezohledňují HRT, některé naopak ano (Masi and Martinuzzi, 2007; Zupančič Justin et al., 2009). Navíc se kořenové čistírny nacházejí v různých podnebných pásech, v každém sehrává velkou roli počasí, např. evapotranspirace (Tuncsiper, 2009). Některé studie se zabývají pilotními KČOV (Abidi et al., 2009; Herrera Melián et al., 2010; Ayaz et al., 2012a; Saeed et al., 2012), kde většinou není zahrnuto mechanické předčištění. Ve studiích často chybějí informace o HLR, o přesných místech odběru vzorků a zda se do celkové účinnosti počítají koncentrace před předčištěním nebo koncentrace na nátoku do filtru. Ze zmíněných důvodů je srovnání odstraňovací účinnosti modulů Kotenčické čistírny s jednotlivými kořenovými čistírnami orientační. Průměrné účinnosti jsou v období přetěžování (I. fáze) ve srovnání s obdobím návrhových průtoků (II. fáze) výrazně nižší u všech parametrů modulu A a B. U modulu C jsou účinnosti organického znečištění a NL naopak ve II. fázi nižší. Pcelk, Ncelk a Namon jsou odstraňovány v II. fázi sledování s vyšší průměrnou účinností u modulů C i u jednotlivých filtrů modulu D. Modul C vykazuje v období návrhových průtoků (II. fáze) nižší účinnosti než v období přetěžování u parametrů CHSKCr, BSK5 a NL. Ve srovnání s čistírnami o dvou filtračních polích (čistírny 1 – 7) vykazuje modul C nižší čistící účinnost u všech parametrů, výjimkou je odstraňování NL, které u modulu C v II. fázi dosahuje účinnosti 96,7 %. Účinnosti odstranění parametrů Pcelk, Ncelk a Namon jsou u modulu C výrazně nižší (17,0 %, 20,5 % a 19,7 %) ve srovnání s ostatními čistírnami, kde maxima v čištění dosahuje u Pcelk a Ncelk čistírna 1 (89 % a 63 %) a u Namon čistírna 3 (88 %). Vysoká účinnost čištění Pcelk je zřejmě u čistírny 1 způsobena volbou LWA, jako filtračního materiálu (LWA – jílový materiál s vysokým obsahem Ca a Mg).
74
Modul B vykazuje ve srovnání s modulem A vyšší účinnosti čištění u všech sledovaných parametrů v I. i II. fázi, nejvíce u CHSKCr, BSK5, Pcelk (účinnosti jsou u modulu B v obou fázích vyšší o 5 – 20 %). NL jsou u obou modulů odstraňovány s účinností přes 90 %. V porovnání s ostatními čistírnami o třech filtračních polích (čistírny 8 – 16) jsou účinnosti čištění modulu B nižší u všech sledovaných parametrů (pouze čistírny 14 a 16 vykazují nižší hodnoty účinností u organického znečištění a také čistírna 10 u CHSKCr ve srovnání s účinností II. fáze modulu B). Výjimku tvoří odstraňování NL, které u modulu B dosahuje účinnosti 96,1 resp. 94,8 %. Vyšší účinnost NL ve srovnání s I. fází je zaznamenána pouze u čistírny 8 (VF – VF – HF) - 98 %. Modul A lze samostatně srovnávat s čistírnami 14 – 16 kvůli shodné konfiguraci filtračních polí. Odstraňovací účinnosti CHSKCr (v I. fázi 56,7 a v II. fázi 81,5 %) a BSK5 (66,5 a 78,3 %) nejsou u modulu A vysoké, ale převyšují účinnosti čistírny 14. Další dvě čistírny (15 a 16) dosahují v organickém znečištění účinností přes 90 % resp. přes 80 %. NL jsou odstraňovány u modulu A a čistíren 15 a 16 s účinností převyšující 90 %. Průměrná účinnost odstraňování Namon v modulu A je v I. fázi záporná, ale ve II. fázi účinnost dosahuje 31,6 %, což je o 7 % více ve srovnání s čistírnou 14 (24 %), Filtry modulu D nedosahují tak vysokých účinností v porovnání s moduly A, B, C a tudíž i se zahraničními čistírnami, ale potvrzují, že i jako samostatné jednotky se zvládají, vyjma filtru VFd1, vypořádat s organickým znečištěním (účinnosti mezi 40,9 % - 73,2 %) a s nerozpuštěnými látkami (účinnosti nad 90 % a 80 % v I. fázi resp. v II. fázi). Nejlépe si vede VFd2, který u všech parametrů v I. fázi dokonce překonává účinnost čištění modulu A. Za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013 dosahuje v čistírně Kotenčice nejvyšší odstraňovací účinnosti u všech parametrů modul B. Jedná se o první získaná data a jejich interpretace bude možná až po 2. či 3. vegetační sezóně, protože kolísání výsledků, stejně jako v některých parametrech nepříliš vysoká eliminační účinnost systému, jsou dány právě adaptační fází systému. V této fázi převládají fyzikální procesy, které se podílejí na odstraňování znečišťujících látek, přičemž zapojení biologického činitele (mikrobiální populace a zejména vegetace) se dá předpokládat až s postupem času. 75
10. Závěr Na základě analýzy odpadních vod v systému KČOV Kotenčice lze za sledované období 2. 10. 2012 – 17. 12. 2013 vyvodit níže uvedené závěry:
Parametry CHSKCr, BSK5 a NL splňují na odtoku z kořenové čistírny Kotenčice do recipientu koncentrační limity dané legislativou (nařízení vlády 63/2001 Sb. ve znění novely 23/2011 Sb.) pro zařízení do 500 EO. Namon a Pcelk na odtoku nepřekračují hodnoty „m“, přičemž se tyto dva parametry porovnávají s přísnějšími emisními standardy vydanými příslušným vodoprávním úřadem.
V období přetěžování v porovnání s obdobím návrhových průtoků byla koncentrace na odtoku ze všech modulů (modul D nezahrnut, slouží experimentálním účelům) u jednotlivých parametrů v průměru výrazně vyšší (u CHSKCr o 20 mg/l, u BSK5 o 13 mg/l, u NL o téměř 9 mg/l, u Pcelk o téměř 1 mg/l, u Ncelk o 7 mg/l a u Namon o téměř 7 mg/l).
Starší typy kořenových čistíren resp. horizontální filtry velmi dobře odstraňují organické znečištění, ale více polí v sériovém zapojení (včetně VF) navyšuje eliminační kapacitu zařízení ve vztahu ke sledovaným parametrům. Impulzně skrápěný vertikální filtr má navíc více pozitivní vliv na odstraňování parametrů BSK5 a CHSKCr než kontinuálně skrápěný filtr.
Koncentrace nerozpuštěných látek na odtoku z modulů A, B a C a na odtoku z jednotlivých filtrů modulu D se významně nelišila, na účinnost odstraňování NL v systému KČOV tedy nemá rozdělení celkové plochy čistírny na více modulů (a to jak pouze s horizontálním tokem, tak moduly s různým uspořádáním toků) vliv.
Funkce strusky na odstraňování fosforu, obsažené ve filtrech HFa2 a HFb3, nemůže být posuzována z důvodu nízké koncentrace (pod 8 mg/l) Pcelk na vstupu do zařízení resp. filtrů. Koncentrační gradient není na záchyt filtračním materiálem dostačující.
Impulzní skrápění filtru VFb1 snižuje koncentrace Namon na odtoku, ale i pouhým kontinuálním skrápěním VF se dosahuje nižších hodnot na odtoku. Jedná se 76
o adaptační fázi KČOV, proto není vliv skrápění filtrů na odstraňování dusíku zatím výrazný.
Při srovnávání průměrné koncentrace parametrů na odtoku z modulů A, B a C v období přetěžování a v období návrhových průtoků byly zaznamenány signifikantní rozdíly průměrné koncentrace pouze u některých parametrů (CHSKCr, BSK5 a NL u modulů A a B a Namon u B). Významné rozdíly nebyly zaznamenány ani u parametrů Namon a NL, u nichž se porovnávala průměrná koncentrace mezi filtry VFa1 a VFb1 resp. HFa1 a HFb2 jednotlivě v obou fázích měření.
Výsledky shrnují 1. sezónu provozu KČOV, v níž není ještě zcela zapojena rostlinná vegetace a mikrobiální kultura se teprve rozvíjí, přičemž tyto dva faktory mají podstatný vliv na odstraňování fyzikálně - chemických ukazatelů, proto je potřeba čistírnu v dalších letech nadále sledovat. Ziskem většího množství dat bude možné přesněji zhodnotit účinnost čistících procesů v rámci nového technologického uspořádání kořenové čistírny v Kotenčicích.
77
11. Seznam použité literatury Abidi, S., Kallali, H., Jedidi, N., Bouzaiane, O., Hassen, A., 2009. Comparative pilot study of the performances of two constructed wetland wastewater treatment hybrid systems. Desalination 246, 370–377. Abou-Elela, S.I., Hellal, M.S., 2012. Municipal wastewater treatment using vertical flow constructed wetlands planted with Canna, Phragmites and Cyprus. Ecological Engineering 47, 209– 213. Álvarez, J.A., Ruíz, I., Soto, M., 2008. Anaerobic digesters as a pretreatment for constructed wetlands. Ecological Engineering 33, 54–67. Arias, C.A., Brix, H., Marti, E., 2005. Recycling of treated effluents enhances removal of total nitrogen in vertical flow constructed wetlands. J. Environ. Sci. Health Part A – Toxic/Hazard. Subst. Environ. Eng. 40 (6–7), 1431–1443. Aslam, M.M., Malik, M., Baig, M.A., Qazi, I.A., Iqbal, J., 2007. Treatment performances of compost-based and gravel-based vertical flow wetlands operated identically for refinery wastewater treatment in Pakistan. Ecological Engineering 30, 34-42. Ávila, C., Salas, J., Martín, I., Aragón, C., García, J., 2013. Integrated treatment of combined sewer wastewater and stormwater in a hybrid constructed wetland system in southern Spain and its further reuse. Ecological Engineering 50, 13–20. Ayaz, S.C., Aktas, Ö., Findik, N., Kinaci, C., 2012a. Effect of recirculation on nitrogen removal in a hybrid constructed wetland system. Ecological Engineering 40, 1–5. Ayaz, S.C., Aktas, O., Findik, N., Akca, L., 2012b. Phosphorus removal and effect of adsorbent type in a constructed wetland system. Desalination and water treatment 37, 152-159. Barros, P., Ruiz, I., Soto, M., 2008. Performance of an anaerobic digester-constructed wetland system for a small community. Ecological Engineering 33, 142-149. Behrends, L.L., Bailey, E., Jansen, P., Houke, L et al., 2007. Integrated constructed wetland systems: design, operation, and performance of low-cost decentralized wastewater treatment systems. Water Science & Technology, 55 (7):155–161. Belmont, M.A., Ikonomou, M., Metcalfe, C.D., 2006. Presence of nonylphenol ethoxylate surfactants in a watershed in central Mexico and removal from domestic sewage in a treatment wetland. Environ. Toxicol. Chem. 25, 29–35. Brisson, J., Chazarenc, F., 2009. Maximizing pollutant removal in constructed wetlands: Should we pay more attention to macrophyte species selection? Science of the total environment 407, 3923-3930.
78
Brix, H., 1995. Use of subsurface flow constructed wetlands for waste water treatment – an overview. Natural and constructed wetlands for wastewater treatment and reuse – Experiences, golas and limits (R.Ramondi et al. - eds.), Perugia 1995, 103-111. Brix, H., 1997. Do macrophytes play a role in constructed treatment wetlands? Water science technology, Vol.35, No.5, 11-17. Brix, H., Arias, C.A., 2005. The use of vertical flow constructed wetlands for on-site treatment of domestic wastewater: New Danish guidelines. Ecological Engineering 25, 491–500. Bulc, T.G., 2006. Long term performance of a constructed wetland for landfill leachate treatment. Ecological Engineering 26 (4), 365-374. Calheiros, C.S.C., Rangel, A.O.S.S., Castro, P.M.L., 2009. Treatment of industrial wastewater with two-stage constructed wetlands planted with Typha latifolia and Phragmites australis. Bioresource Technology 100, 3205-3213. Carleton, J.N., Grizzard, T.J., Godrej, A.N., Post, H.E., 2001. Factors affecting the performance of stormwater treatment wetlands. Water Res. 35, 1552–1562. Caselles-Osorio, A., Garcia, J., 2006. Performance of experimental horizontal subsurface flow constructed wetlands fed with dissolved or particulate organic matter. Water research 40, 3603 – 3611. Caselles-Osorio, A., Garcia, J., 2007. Impact of different feeding strategies and plant presence on the performance of shallow horizontal subsurface-flow constructed wetlands. Science of total environment 378, 253-262. Comino, E., Riggio, V., Rosso, M., 2013. Grey water treated by an hybrid constructed wetland pilot plant under several stress conditions. Ecological Engineering 53, 120– 125. Cooper, P., 1999. A review of the design and performance of vertical-flow and hybrid reed bed treatment system. Water Sci. Technol. 40 (3), 1–9. Cooper, P., 2009. What can we learn from old wetlands? Lessons that have been learned and some that may have been forgotten over the past 20 years. Desalination 24, 1 –26. Cui, L., Ouyang, Y., Lou, Q., Yang, F., Chen, Y., Zhu, W., Luo, S., 2010. Removal of nutrients from wastewater with Canna indica L. under different verticalflowconstructed wetland conditions. Ecological Engineering 36, 1083-1088. Cui, L., Feng, J., Ouyang, Y., Deng, P., 2012. Removal of nutrients from septic effluent with re-circulated hybrid tidal flow constructed wetland. Ecological Engineering 46, 112– 115. De la Varga, D., Díaz, M.A., Ruiz, I., Soto, M., 2012. Avoiding clogging in constructed wetlands by using anaerobic digesters as pre-treatment. Ecological Engineering. 79
Del Bubba, M., Arias, C.A., Brix, H., 2003. Phosphorus absorption maximum of sands for use as media in subsurface flow constructed reed beds as measured by the Langmuir isotherm.Water Research 37, 3390–3400. Douša, K., Krsňák J., 2012. Projektová dokumentace ke stavebnímu řízení na čistírnu odpadních vod v obci Kotenčice. JAMIprojekt, 28 str. DuPoldt, C., Edwards, R., Garber, L., Isaacs, B., Lapp, J., Murphy, T., et al., 1995. A handbook of constructed wetlands. Volume 1, General considerations, ISBN 0-16-052999-9, 53 str. Faulwetter, J.L., Gagnon, V., Sundberg, C., Chazarenc, F., Burra, M.D., et al., 2009. Microbial processes influencing performance of treatment wetlands: A review. Ecological engineering. García, J., Ojeda, E., Sales, E., Chico, F., Píriz, T., Aguirre, P., Mujeriego, R., 2003. Spatial variations of temperature, redox potential and contaminants in horizontal flow reed beds. Ecological engineering, 129-142. Gunes, K., 2007. Restaurant wastewater treatment by constructed wetlands. Clean 35 (6), 571-575. Herrera Melián, J.A., Martín Rodríguez, A.J., Araňa, J., González Díaz, O., González Henríquez, J.J., 2010. Hybrid constructed wetlands for wastewater treatment and reuse in the Canary Islands. Ecological Engineering 36, 891–899. Hijosa-Valsero, M., Matamoros, V., Sidrach-Cardona, R., Martín-Villacorta, J., et al., 2010. Comprehensive assessment of the design configuration of constructed wetlands for the removal of pharmaceuticals and personal care products from urban wastewaters. Water research 44, 3669-3678. Hua, G.F., Zhu, W., Zhao, L.F., Huang, J.Y., 2010. Clogging pattern in vertical-flow constructed wetlands: insight from a laboratory study. J. Hazard. Mater. 180, 668– 674. Hudcová, T., Vymazal, J., Kriška Dunajský, M., 2012. Reconstruction of a constructed wetland with horizontal subsurface flow after 18 years of operation. Hyánková, E., 2007. Příčiny a možnosti minimalizace kolmatačních jevů ve filtračních náplních kořenových čistíren odpadních vod. Přírodní způsoby čištění vod V (Sborník přednášek ze semináře). CERM, ISBN 978-80-214-3479-0, 123 str., 26-31. Chazarenc, F., Merlin, G., 2005. Influence of surface layer on hydrology and biology of gravel bed vertical flow constructed wetlands. Water Sci. Technol. 51 (9), 91–97. Charazenc, F., Gagnon, V., Comeau, Y., Brisson, J., 2009. Effect of plant and arteficial aeration on solids accumulation and biological activities in constructed wetlands. Ecological engineering, 1005–1010. 80
Imfeld, G., Braeckevelt, M., Kuschk, P., Richnow, H.H., 2009. Review: monitoring and assessing processes of organic chemicals removal in constructed wetlands. Chemosphere 74, 349-362. Jia, W., Zhang, J., Wu, J., Xie, H., Zhang, B., 2010. Effect of intermittent operation on contaminant removal and plant growth in vertical flow constructed wetlands: a microcosm experiment. Desalination 262, 202-208. Johansen, N.H., Brix, H., 1996. Design criteria for a two-stage constructed wetland. In: Proceeding of Fifth International Conference Wetland Systems for Water Pollution Control. IWA and Universität für Bodenkultur, Vienna, (Chapter IX/3). Kadlec, R.H., Knight, R.L., 1996. Treatment wetlands. CRC Press, Boca Raton, FL. Kadlec, R.H., 2009. Comparison of free water and horizontal subsurface treatment wetlands. Ecological engineering 35, 159-174. Kouřil, M., 2006. Kořenové čistírny: alternativní způsob nakládání s odpadními vodami (informační brožura pro obce, soukromníky a zemědělce), Daphne ČR – Institut aplikované ekologie, 24 str., ISBN 80-86778-22-3. Kriška, M., 2007. Měření přestupu kyslíku do filtračního prostředí prostřednictvím mokřadních rostlin. Přírodní způsoby čištění vod V (Sborník přednášek ze semináře). CERM, ISBN 978-80-214-3479-0, 123 str., 32-39. Kriška, M., Šálek J., Pištěková, M., 2012. Výzkum vhodných filtračních materiálů pro půdní filtry a vegetační kořenové čistírny. Acta Environmentalica universitatis comenianae (Bratislava), Vol. 20, Suppl.1: 68-73, ISSN 1335-0285. Kröpfelová, L., Vymazal, J., Švehla, J., Štíchová, J., 2009. Removal of trace elements in three horizontal sub-surface flow constructed wetlands in the Czech republic. Environmental pollution 157, 1189-1194. Langergraber, G., Haberl, R., Laber, J., Pressi, A., 2003. Evaluation of substrate clogging processes in vertical flow constructed wetlands. Water Sci. Tech. 48 (5), 25–34. Langergraber, G., Prandtstetten, Ch., Pressl, A., Rohrhofer, R., Haberl, R., 2007. Optimization of subsurface vertical flow constructed wetlands for wastewater treatment. Water Science & Technology 55 (7), 71-78. Ling, Z., Hua, C.L., Ying, O., Fen, L., Dan, T., 2011. Kinetic adsorption of ammonium nitrogen by substrate materials for constructed wetlands. Pedosphere 21 (4), 454-463. Liu, W., Cui, L.H., Zhou, Y.P., Lei, Z.X., 2011. Removal of total phosphorus from septic tank effluent by the hybrid constructed wetland system. Procedia Environmental Sciences 10, 2102 – 2107. Mach, M., 2003. Umělý mokřad krajině sluší, Ekolist 11. 81
Maltais-Landry, G., Maranger, R., Brisson, J., Chazarenc, F., 2009. Nitrogen transformations and retention in planted and artificially aerated constructed wetlands. Water Research 43, 535 –545. Marti, E., Arias, C.A., Brix, H., Johansen, N.H., 2003. Recycling of treated effluents enhances reduction of total nitrogen in vertical flow constructed wetlands, vol. 94. Publicationes Instituti Geographici Universitatis Tartuensis, 150–155. Masi, F., Martinuzzi, N., Bresciani, R., Giovannelli, L., Conte, G., 2006. Tolerance to hydraulic and organic load fluctuations in constructed wetlands. In: Proceedings of 10th International Conference on Wetlands Systems for Water Pollution Control, Lisboa, Portugal, September 23–29. Masi, F., Martinuzzi, N., 2007. Constructed wetlands for the Mediterranean countries: hybrid systems for water reuse and sustainable sanitation. Desalination 215, 44–55. Matamoros, V., Puigagut, J., García, J., Bayona, J.M., 2007. Behavior of selected priority organic pollutants in horizontal subsurface flow constructed wetlands: A preliminary screening. Chemosphere 69, 1374–1380. Metcalf and Eddy. 2003. Wastewater Engineering: Treatment and Reuse. fourth ed. McGraw-Hill, Boston, USA. Mitchell, C., McNevin, D., 2001. Alternative analysis of BOD removal in subsurface constructed wetlands employing monod kinetics. Wat. Res. 35, No. 5, 1295-1303. Mlejnská, E., Rozkošný, M., Baudišová, D., Váňa, M., et al., 2009. Extenzivní způsoby čištění odpadních vod. Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, Praha, ISBN 978-80-85900-92-7, 119 str., 73-76, 79-81. Ministerstvo životního prostředí, 2008. Kořenové čistírny odpadních vod v ČR. Evidence a hodnocení existujících KČOV v ČR. 49 str. Molleda, P., Blanco, I., Ansola, G., de Luis, E., 2008. Removal of wastewater pathogen indicators in a constructed wetland in Leon, Spain. ecological engineering 33, 252–257. Nařízení vlády č.61/2003 Sb. ve znění novely č. 23/2011 Sb. o ukazatelích a hodnotách přípustného znečištění povrchových vod a odpadních vod, náležitostech povolení k vypouštění odpadních vod do vod povrchových a do kanalizací a o citlivých oblastech. Norma ČSN EN ISO/IEC 17025 (015253): Posuzování shody - Všeobecné požadavky na způsobilost zkušebních a kalibračních laboratoří. ČNI. 2005. Norma ČSN 75 6402: Čistírny odpadních vod do 500 ekvivalentních obyvatel. ČNI, 1997. Norma ČSN 75 7835: Jakost vod – Stanovení termotolerantních koliformních bakterií a Escherichia coli. ČNI. 2009. 82
Norma ČSN EN ISO 7899-2 (757831): Jakost vod - Stanovení intestinálních enterokoků - Část 2: Metoda membránových filtrů. ČNI. 2001. Neralla, S., Weaver, R.W., Lesikar, B.J., Persyn, R.A., 2000. Improvement of domestic wastewater quality by subsurface flow constructed wetlands. Bioresour. Technol. 75, 19–25. Nivala, J., Hoos, M.B., Cross, C., Wallace, S., Parkin, G., 2007. Treatment of landfill leachate using an aerated, horizontal subsurface flow constructed wetland. Science of the Total Environment 380, 19-27. Ong, S.A., Uchiyama, K., Inadama, D., Ishida, Y., Yamagiwa, K., 2010. Performance evaluation of laboratory scale up-flow constructed wetlands with different designs and emergent plants. Bioresource Technology 101, 7239-7244. Öövel, M., Tooming, A., Mauring, T., Mander, Ü., 2007. Schoolhouse wastewater purification in a LWA-filled hybrid constructed wetland in Estonia. Ecological engineering 29, 17–26. Ouyang, Y., Luo, S.M., Cui, L.H., 2011. Estimation of nitrogen dynamics in a vertical-flow constructed wetland. Ecological Engineering 37, 453–459. Pedescoll, A., Corzo, A., Álvarez, E., García, J., Puigagut, J., 2011. The effect of primary treatment and flow regime on clogging development in horizontal subsurface flow constructed wetlands: an experimental evaluation. Water Res. 45, 3579–3589. Pitter, P., 2009. Hydrochemie, Vydavatelství VŠCHT Praha, ISBN 978-807080-701-9 (4. vydání), 592 str., 14-15. Prigent, S., Belbeze, G., Paing, J., Andres, Y., Voisin, J., Chazarenc, F., 2013. Biological characterization and treatment performances of a compact vertical flow constructed wetland with the use of expanded schist. Ecological Engineering 52, 12– 18. Prochaska, C.A., Zouboulis, A.I., Eskridge, K.M., 2007. Performance of pilot-scale vertical-flow constructed wetlands, as affected by season, substrate, hydraulic load and frequency of application of simulate urban sewage. Ecol. Eng. 31, 57–66. Puigagut, J., Villaseňor, J., Salas, J.J., Bécares, E., Garcia, J., 2007. Subsurface-flow constructed wetlands in Spain for the sanitation of small communities: a comparative study. Ecol. Eng. 30, 312–319. Ragusa, S.R., McNevin, D., Qasem, S., Mitchell, C., 2004. Indicators of biofilm development and activity in constructed wetlands microcosms. Water Res. 38, 2865–2873. Rousseau, D.P.L., Vanrolleghem, P.A., Pauw, N.D., 2004. Constructed wetlands in Flanders: a performance analysis. Ecol. Eng. 23, 151–163. 83
Rozkošný, M., Prokešová, L., 2004. Treatment effect of the monitored constructed wetlands systems during a year. T.G.M. Water Research Institute. 1-6. Rozkošný, M., Kriška, M., Mlejnská, E., Petránová, A., Šálek, J., Šťastný, V., 2010. Domovní čistírny odpadních vod. Veronica - ekologický institut, Brno, ISBN 978-80-87308-07-3. www.veronica.cz. Ruiz, I., Díaz M.A., Crujeiras, B., García, J., Soto, M., 2010. Solids hydrolysis and accumulation in a hybrid anaerobic digester-constructed wetlands system. Ecological Engineering 36, 1007–1016. Saeed, T., Sun, G., 2011a. A comparative study on the removal of nutrients and organic matter in wetland reactors employing organic media. Chemical Engineering Journal 171 (2), 439-447. Saeed, T., Sun, G., 2011b. Enhanced denitrification and organics removal in hybrid wetland columns: comparative experiments. Bioresource Technology 102 (2), 967-974. Saeed, T., Sun, G., 2012. A review on nitrogen and organics removal mechanisms in subsurface flow constructed wetlands: Dependency on environmental parameters, operating conditions and supporting media. Journal of Environmental Management 112, 429–448. Saeed, T., Afrin, R., Al Muyeed, A., Sun, G., 2012. Treatment of tannery wastewater in a pilot-scale hybrid constructed wetland system in Bangladesh. Chemosphere 88, 1065–1073. Senzia, M.A., Mashauri, D.A., Mayo, A.W., 2003. Suitability of constructed wetlands and waste stabilisation ponds inwastewater treatment: nitrogen transformation and removal. Phys. Chem. Herat. 28, 1117–1124. Sharma, P.K., Takashi, I., Kato, K., Letsugu, H., Tomita, K., Nafasawa, T., 2013. Effects of load fluctuations on treatment potential of a hybrid sub-surface flow constructed wetland treating milking parlor wastewater. Ecological Engineering 57, 216– 225. Singh, S., Haberl, R., Moog, O., Shrestha, R.R., Shrestha, P., Shretsha, R., 2009. Performance of an anaerobic baffled reactor and hybrid constructed wetland treating high-strength wastewater in Nepal - A model for DEWATS. Ecological engineering 35, 654–660. Somes, N.L.G., Fabian, J., Wong, T.H.F., 2000. Tracking pollutant detention in constructed stormwater wetlands. Urban Water 2, 29–37. Song, X., Li, Q., Yan, D., 2010. Nutrient Removal by Hybrid Subsurface Flow Constructed Wetlands for High Concentration Ammonia Nitrogen Wastewater. Procedia Environmental Sciences 2, 1461–1468. Soroko, M., 2007. Treatment of wastewater from small slaughterhouse in hybrid constructed wetlands systems. Ecohydrology & Hydrobiology Vol. 7, No 3-4, 339-343. 84
Stefanakis, A.I., Tsihrintzis, V.A., 2012. Effects of loading, resting period, temperature, porous media, vegetation and aeration on performance of pilot-scale vertical flow constructed wetlands. Chemical Engineering Journal 181–182, 416-430. Sun, G., Zhao, Y., Allen, S., Cooper, D., 2006. Generating “Tide” in pilot scale constructedwetlands to enhance agricultural wastewater treatment. Engineering in Life Sciences 6 (6), 560-565. Susarla, S., Medina, V.F., McCutcheon, S.C., 2002. Phytoremediation: an ecological solution to organic chemical contamination. Ecol. Eng. 18, 647–658. Šálek, J., Tlapák, V., 2006. Přírodní způsoby čištění znečištěných povrchových a odpadních vod. ČKAIT. ISBN 8086769747, 283 str., 111 - 145. Šálek, J., Žáková, Z., Hrnčíř, P., 2008. Přírodní čištění a využívání odpadní vody v rodinných domech a rekreačních objektech. ERA, ISBN 978-80-7366-125-0, 115 str., 36-39. Tanner, C.C., Sukias, J.P.S., Headley, T.R., Yates, C.R., Stott, R., 2012. Constructed wetlands and denitrifying bioreactors for on-site and decentralised wastewater treatment: Comparison of five alternative configurations. Ecological Engineering 42, 112– 123. Tietz, A., Kirschner, A., Langergraber, G., Sleytr, K., Haberl, R., 2007. Characterization of microbial biocoenosis in vertical subsurface flow constructed wetlands. Sci.Total Environ. 380, 163–172. Truu, M., Juhanson, J., Truu, J., 2009. Microbial biomass, aktivity and community composition in constructed wetlands. Science of the total environment 407. 3958-3971. Tuncsiper, B., 2009. Nitrogen removal in a combined vertical and horizontal subsurface-flow constructed wetland systém. Desalination 247, 466–475. Tuszyńska, A., Obarska-Pempkowiak, H., 2007. Influence of COD-fractions on removal effectiveness and accumulation of organic matter in constructed wetlands. Ecohydrology & Hydrobiology Vol. 7, No 3-4, 311-319. Tuszyńska, A., Obarska-Pempkowiak, H., 2008. Dependence between quality and removal effectiveness of organic matter in hybrid constructed wetlands. Bioresource Technology 99, 6010–6016. Vohla, C., Alas, R., Nurk, K., Baatz, S., Mander, Ü., 2007. Dynamics of phosphorus, nitrogen and carbon removal in a horizontal subsurface flow constructed wetland. Science of the Total Environment 380, 66–74. Vymazal, J., 1995. Čištění odpadních vod v kořenových čistírnách. ENVI, Třeboň, 147 str. 85
Vymazal, J., 2001. Types of constructed wetlands for wastewater treatment: their potential for nutrient removal. In: Vymazal, J. (ed.), Transformations of Nutrients in Natural and Constructed Wetlands. Backhuys Publishers, Leiden, Nizozemí, 1-93. Vymazal, J., 2004. Kořenové čistírny odpadních vod, ENKI Třeboň, 14. Vymazal, J., 2005. Horizontal sub-surface flow and hybrid constructed wetlands systems for wastewater treatment. Ecological Engineering 25, 478–490. Vymazal, J., 2008. Využití umělých mokřadů pro čištění odpadních vod z malých zdrojů znečištění, Sb. konf. Decentralizované nakládání s odpadními vodami, ARDEC, s.r.o., Brno, 61-70. Vymazal, J., 2009a. Constructed wetlands with horizontal subsurface flow in the Czech Republic: Two long-term case studies, Desalination and Water Treatment, 40-44. Vymazal, J., 2009b. Kořenové čistírny odpadních vod: Dvacet let zkušeností v České republice. Vodní hospodářství 59: 113-119. Vymazal, J., 2009c. Horizontal sub-surface constructed wetlands Ondřejov and Spálené Poříčí in the Czech republic – 15 years of operation. Desalination 246, 226-237. Vymazal, J., 2011a. Constructed Wetlands for Wastewater Treatment: Five Decades of Experience. Environ. Sci. Technol. 45, 61–69. Vymazal, J., 2011b. Enhancing ecosystem services on the landscape with created, constructed and restored wetlands. Ecological Engineering 37, 1–5. Vymazal, J., 2012. Databáze kořenových čistíren v České republice. Elektronická verze, nepublikováno. Vymazal, J., 2013. The use of hybrid constructed wetlands for wastewater treatment with special attention to nitrogen removal: A review of a recent development. Water research 4795-4811. Vymazal, J., Kröpfelová, L., 2005. Growth of Phragmites australis and Phalaris arundinacea in constructed wetlands for wastewater treatment in the Czech Republic. Ecological Engineering 25, 606–621. Vymazal, J., Kröpfelová, L., 2007a. Vyhodnocení účinnosti kořenových čistíren v České republice za období 1991 – 2006. Přírodní způsoby čištění vod V (Sborník přednášek ze semináře). CERM, ISBN 978-80-214-3479-0, 123 str., 96-99. Vymazal, J., Kröpfelová, L., 2007b. Těžké kovy v biomase rostlin na kořenových čistírnách odpadních vod. Přírodní způsoby čištění vod V (Sborník přednášek ze semináře). CERM, ISBN 978-80-214-3479-0, 123 str., 90-93. Vymazal, J., Kröpfelová, L., 2008. Wastewater Treatment in Constructed Wetlands with Horizontal Sub-Surface Flow. Springer, Dordrecht. 86
Vymazal, J., Kröpfelová, L., 2011. A three-stage experimental constructed wetland for treatment of domestic sewage: First 2 years of operation. Ecological Engineering 37, 90–98. Weber, K.P., Gehder, M., Legge, R.L., 2008. Assessment of changes in the microbial community of constructed wetland mesocosms in response to acid mine drainage exposure. Water Research 42 (1–2), 180–188. Wiessner, A., Kappelmeyer, U., Kuschk, P., Kästner, M., 2005. Influence of the redox condition dynamics on the removal efficiency of a laboratory-scale constructed wetland. Water Res. 39, 248–256. Wu, H., Zhang, J., Wei, R., Liang, S., Li, C., Xie, H., 2013. Nitrogen transformations and balance in constructed wetlands for slightly polluted river water treatment using different macrophytes. Environ Sci Pollut Res 20:443–451. Ye, F., Li, Y., 2009. Enhancement of nitrogen removal in towery hybrid constructed wetland to treat domestic wastewater for small rural communities. Ecological Engineering 35, 1043–1050. Ye, J., Wang, L., Li, D., Han, W., Ye, C., 2012. Vertical oxygen distribution trend and oxygen source analysis for vertical-flow constructed wetlands treating domestic wastewater. Ecological Engineering 41, 8–12. Zhang, L., Wang, M.H., Hu, J., Ho, Y.S., 2010a. A review of published wetland research, 1991–2008: Ecological engineering and ecosystem restoration. Ecological Engineering 36, 973–980. Zhang, L.-Y., Zhang, L., Liu, Y.-D., Shen, Y.-W., Liu, H., Xiong, Y., 2010b. Effect of limited artificial aeration on constructed wetland treatment of domestic wastewater. Desalination 250, 915-920. Zhao, Y.J., Hui, Z., Chao, X., Nie, E.,Li, H.J., Jian, H., Zheng, Z., 2011. Efficiency of two-stage combinations of subsurface vertical down-flow and up-flow constructed wetland systems for treating variation in influent C/N ratios of domestic wastewater. Ecological Engineering 37, 1546– 1554. Zupančič Justin, M., Vrhovšek, D., Stuhlbacher, A., Griessler Bulc, T., 2009. Treatment of wastewater in hybrid constructed wetland from the production of vinegar and packaging of detergents. Desalination 246, 100–109. Zurita, F., De Anda, J., Belmont, M.A., 2009. Treatment of domestic wastewater and production of commercial flowers in vertical and horizontal subsurface-flow constructed wetlands. Ecological Engineering 35, 861–869.
87
12. Přílohy 12.1. Seznam zkratek BSK5 – biochemická spotřeba kyslíku CHSKCr - chemická spotřeba kyslíku stanovena dichromanovou metodou ČOV - čistírna odpadních vod EO – ekvivalentní obyvatel (= PE – population equivalent) HF – horizontální filtr HLR – míra hydraulického zatížení (hydraulic loading rate) HRT – hydraulická doba zdržení (hydraulic retention time) KČOV – kořenová čistírna odpadních vod MŽP – ministerstvo životního prostředí Namon – amoniakální dusík Ncelk – celkový dusík (= TN – total nitrogen) NL – nerozpuštěné látky OL – organické látky ORP – oxidačně-redukční potenciál OV – odpadní voda Pcelk – celkový fosfor SOP – standardní procedura (standard operating procedure) SF – struskový filtr ŠN – štěrbinová nádrž TOC – total organic carbon VF – vertikální filtr
88
12.2. Grafy koncentrací vybraných fyzikálně – chemických parametrů Krabicový graf : Namon VFa1 a VFb1 38 36 34
Namon VFa1 a VFb1
32 30 28 26 24 22 20 18 16 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 27 Srovnání průměrné koncentrace Namon za filtry VFa1 a VFb1 v období přetěžování (I. fáze) Krabicový graf : Namon VFa1 a VFb1 34 32 30
Namon VFa1 a VFb1
28 26 24 22 20 18 16 14 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 28 Srovnání průměrné koncentrace Namon za filtry VFa1 a VFb1 v období návrhových průtoků (II. fáze)
89
Krabicový graf : NL HFa1 a HFb2 40
35
NL HFa1 a HFb2
30
25
20
15
10
5
0 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 29 Srovnání průměrné koncentrace NL za filtry HFa1 a HFb2 v období návrhových průtoků (II. fáze)
Krabicový graf : Namon B 38 36 34 32
Namon B
30 28 26 24 22 20 18 16 14 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 30 Srovnání průměrné koncentrace parametru Namon na odtoku z modulu B (filtr HFb3) v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze)
90
Krabicový graf : CHSK A 140
120
CHSK A
100
80
60
40
20 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 31 Srovnání průměrné koncentrace parametru CHSKCr na odtoku z modulu A (filtr HFa2) v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze)
Krabicový graf : BSK A 70
60
50
BSK A
40
30
20
10
0 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 32 Srovnání průměrné koncentrace parametru BSK5 na odtoku z modulu A (filtr HFa2) v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze)
91
Krabicový graf : CHSK B 100
90
80
CHSK B
70
60
50
40
30
20 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 33 Srovnání průměrné koncentrace parametru CHSKCr na odtoku z modulu B (filtr HFb3) v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze)
Krabicový graf : BSK B 32 30 28 26 24 22
BSK B
20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 Treat-1
Průměr Průměr±SmCh Průměr±1,96*SmCh
Treat-2 Treatment
Graf 34 Srovnání průměrné koncentrace parametru BSK5 na odtoku z modulu B (filtr HFb3) v období přetěžování (I. fáze) a v období návrhových průtoků (II. fáze)
92