VÍZGAZDÁLKODÁS ÉS SZENNYVIZEK
3.5
Gyökérmezős szennyvíztisztítás, 1. rész*
Pásztor István Veszprémi Egyetem Környezetmérnöki és Kémiai Technológiai Tanszék Tárgyszavak: szennyvíztisztítás; gyökérmezős szennyvíztisztítás; megújuló energia; lebegő anyag; biológiai oxigénigény; nitrifikáció; denitrifikáció; tápanyagfelvétel.
Bevezetés A természetközeli és a „hagyományos” (eleveniszapos) szennyvíztisztítási technológiák a szennyező anyagok átalakításához szükséges külső energiaigényben, és az átalakításhoz szükséges mikroorganizmustömeg biztosításának a körülményeiben, azok műszaki megvalósításában, biztosításában különböznek alapvetően. A „hagyományos” eljárásban a nem megújuló energiák és művi objektumok alkalmazása a meghatározó. Habár a szennyezők ártalmatlanítása mindegyik megoldásban természetes, biológiai folyamatokon alapul, az intenzifikált rendszerekben speciális reaktorterekben (medencék), mesterséges levegőbevitellel, iszaprecirkulációval, a nem levegőztetett iszapterek gépi keverésével és esetlegesen vegyszerek adagolásával csökkentik a tápanyagok eltávolításához szükséges kezelőtérfogatigényt. Az természetközeli szennyvízkezelési eljárások elsősorban megújuló energiákat (napsugárzás, szél) hasznosítanak a levegőztetés (oxigénellátás) biztosítására, így nagyobb kezelőtérfogatot igényelnek. Kialakításuknál beton- és acéltartályok helyett természetes tavakat, vagy minimális mennyiségű műanyaggal (HDPE fólia) vízzáróvá tett földmedencéket használnak fel. Betont és vasszerkezetet csak elhanyagolható részarányban a fogadó, előkezelő, valamint a vízelosztó részei igényelnek. * A cikk 2. részét a következő számban közöljük.
Éppen ezért területigényesebbek, a hagyományos technológiák pedig energiaigényesebbek.
Természetközeli szennyvíztisztítás változatai A gyökérmezős szennyvíztisztítás, amely az alábbiak tárgya, csak egy a természetközeli szennyvíztisztítási technológiák közül. Szükségszerű ezért a rokon technológiák rövid bemutatása is. Szennyvíztisztító tavak és lagúnák (pond, lagoon) A tavas rendszerek a legrégebbi és egyben a legelterjedtebb tisztítási technológiák közé tartoznak. A tavak lehetnek passzív jellegűek, megújuló energiaforrással működők vagy mesterségesen levegőztetett, szigetelt medence kialakításúak. Az úgynevezett fakultatív tavak olyanok, amelyeknél a víz felső része aerob az alsó rész pedig anaerob állapotú. Természetes oxigénellátása a vízfelszínen keresztül történő oxigénátvitelnek és a vízben élő algák oxigéntermelésének az eredménye. Az átlagos BOI5 terhelésük 14–50 kg BOI/ha naponta, ami 80–180 napos tartózkodási idővel tisztítható. Felületi folyadékterhelésre átszámolva ez a lakossági szennyvizek esetében 0,8–3 m/év fajlagos értéket jelent, lakosonkénti felületigényben 12–30 m2/fő. Celluláris tószerkezettel vagy a víz alatt elhelyezett terelőlemezek segítségével ez a tartózkodási idő biztonságosabbá tehető a nyers víz áttörésének megakadályozásával. A tavak mélységét 1,2–2,5 m között célszerű megválasztani. A megfelelően üzemelő tavas szennyvíztisztítók jó eredményeket mutatnak BOI-eltávolításban, de a szükségszerűen jelen levő algák miatt a lebegőanyag-tartalom, és ezzel akár a KOI is jelentősebb lehet az elfolyó vízben, mint egy eleveniszapos rendszer tisztított vízében. A tavaknak eltérő lehet a nitrogéneltávolító (TN) képessége, de foszforeltávolításra (TP) csekély mértékben alkalmazhatók [1]. A tavas és lagúnás szennyvíztisztítók kialakítása és működtetése ugyan egyszerű, de a hosszú tartózkodási idő miatt a területigényük nagy. Ez az eljárás az eleveniszapos technológia átmeneti helyettesítésében, különösen a nagyobb kapacitástartományban figyelembe vehető megoldás, de helyette inkább az igényesebb kivitelezésű egyéb eljárások alkalmazása célszerű (pl. gyors homokszűrés, nádastó stb.). A tavas rendszerek megfelelő terhelés és vízhőmérséklet esetén jól nitrifikálnak és denitrifikálnak, ebben a tekintetben a gyökérmezős telepeknél sokszor jobbaknak is bizonyultak.[2]
Felszíni csörgedeztető rendszerek (overland flow) A felszíni csörgedeztető módszernél, kis vízáteresztő képességű (permeabilitású) talajon kialakított lejtős teraszokra, azok legmagasabb pontjára, szakaszosan adagolják be az előkezelt szennyvizet. A terület folyadékterhelhetősége 3–20 m/év. Ennek megfelelően az ilyen tisztítás fajlagos területigénye 1,8–12 m2/fő. A szennyvíz nem szivárog be a talajba, hanem lassan (a felületen szétterülve) a gravitáció hatására a dús növényzeten keresztül lecsorog az alsó gyűjtőcsatornába. A lebegő anyagok egy része eközben leülepszik, az oldott szennyezők pedig adszorbeálódnak a növények és a talajszemcsék felületén. A tisztítandó vizet napi 8–12 órán keresztül engedik a területre, majd a pihentetési periódusban a mikroorganizmusok lebontják (oxidálják) a vízből kivált szerves anyagokat. A tápanyagok (N, P) beépülnek a biomasszába, átalakulnak a nitrifikációs folyamatban vagy a talajban megkötődnek. Egy átlagos csörgedeztető rendszer hossza 30–60 m, lejtése pedig 1–6%. Az ilyen tisztítóknál gyakori probléma a megfelelő, életképes vegetáció fenntartása és az egyenletesen szétterülő lefolyás biztosítása. A tisztítás hatásfoka lebegő anyagokra nem kielégítő. [1, 3] Gyors elszivárogtató rendszerek (rapid infiltration ) Ezek a nagy terhelhetőségű (6–125 m/év) tisztítók jó áteresztőképességű talajokon alakíthatók ki. A fajlagos területigényük kommunális szennyvíz esetén 0,3–6 m2/fő. A tisztítandó vizet szakaszosan adagolják egy kisméretű sekély gödörbe. A víz onnan lefelé elszivárog megemelve a talajvíz szintjét a medence alatt. Az elárasztási periódusban a minimális talajvízmélység 1 m, a száraz periódusban 1,5–3 m. A tisztított víz kiemelő kutak segítségével nyerhető vissza a megemelkedett talajvízből. A talaj permeabilitása gépi talajlazítással vagy növények beültetésével tartható fenn. A tisztítás hatékonysága limitált, az oldott szennyezők mennyisége nem vagy alig csökkenthető a módszerrel. Viszont a lebegő szerves anyagok és a tápanyagok egy része jól eltávolítható ezzel a módszerrel. Az aerob talajrétegben a redukált nitrogénvegyületek nitráttá alakulnak, így megnövelhetik a talajvíz nitráttartalmát. Kis terület- és energiaigénye miatt, ha a helyi szabályozások és egyéb körülmények lehetővé teszik, akkor ez lehet az egyik leggazdaságosabb szennyvízkezelési eljárás. [2, 3]
Szántóföldi ártalmatlanítás (land application) Ennél a módszernél a szennyvizet öntözőrendszerrel juttatják ki mezőgazdasági területre vízkezelés és végleges elhelyezés céljából. Az öntözést csak ciklikusan lehet végezni, hogy a talaj aerob rétege regenerálódni tudjon és, hogy a szárazföldi növények meg ne „fulladjanak”. A területre rendszerint valamilyen takarmánynövényt, füvet, hüvelyeseket, gabonát vagy fákat ültetnek. A termények begyűjtésével és learatásával a beépült tápanyagok egy része eltávolítható a területről. Az átlagos hidraulikus terhelés 0,5–5,8 m/év, a fajlagos területigény 6,2–66 m2/fő. A talaj dréncsövezésével ez az érték növelhető, de ez nagyon költségessé teszi az eljárást. A nagy területigény, a csatornázási és szivattyúzási költségek miatt a legdrágább természetközeli tisztítási módszerek egyike. [4] Természetes mocsarak (natural wetlands) Szennyvíz kezelésére többnyire csak azok a természeti területek alkalmasak, amelyeknek a vegetációja teljesen alkalmazkodott a rendszeres elárasztáshoz. Ezek a területek azonban rendszerint valamilyen védelem alatt állnak, ezért ezek terhelése nem, vagy csak előkezelt szennyvízzel megengedett. A természetes élőhelyek szennyvízkezelésre történő felhasználása a legolcsóbb eljárás mind a kiépítés, mind az üzemeltetés szempontjából. Az üzemeltetési költségek főként a környezeti monitoringra fordítódnak. Az ilyen tisztítók hidraulikai terhelése 1,5– 15 m/év, fajlagos területigénye pedig 2,5–25 m2/fő. [1] Felszíni átfolyású épített mocsarak (surface flow constructed wetlands) Ezt a megoldást gyakran említik szabad (nyílt) vízfelszínű szűrőmező (free water surface constructed wetland) vagy nádastó névvel is. A szabad vízfelszínű rendszerek egy sekély vízzel töltött medencéből (amelynek medre gyökeres növények számára alkalmas táptalajjal van bélelve) és egy sekély vízszintet biztosító szerkezetből állnak. Működésük és kinézetük szerint természetes lápokra vagy mocsarakra emlékeztetnek. A víz mélysége néhány centiméter és egy méter között változhat. Az oldott és lebegő szennyező anyagokat tartalmazó befolyó szennyvíz a sűrű vegetáción keresztül nagy területen szétterjed. Az oldott formában lévő BOI, TN és TP megkötődik a talajban és a növénye-
ken, vagy a mikroszervezetek révén átalakul. A lebegő anyagok BOI, TN-, TP-tartalma pedig ülepedés vagy felületi megkötődés révén kerül ártalmatlanításra. A szabad vízfelszínű rendszerek jó hatásfokkal távolítják el a lebegő anyagokat (már az első néhány méteren), a könnyen ülepedő szerves anyagok gyorsan kiszűrődnek, leülepednek. Az oldott BOI lebontásáért a mikroszkópikus baktériumok és gombák a felelősek. A nitrogén nitrifikáció és denitrifikáció, valamint növényi tápanyagfelvétel révén inertizálódik, illetőleg hasznosul. A foszforeltávolítás adszorpció, abszorpció, komplexképződés és kicsapódás (Fe-, Al-ionokkal) révén valósul meg. Az irodalom alapján a nádastavas telepek terhelése átlagosan (25,5 m/év), a fajlagos területigény ez alapján 1,4 m2/fő. [2] A leggyakrabban előforduló növényfajok szabad vízfelszínű rendszerekben: káka (Scripus sp.), csetkáka (Elocharis sp.), papiruszsás (Cyperus sp.), nád (Phragmites australis), gyékény (Typha sp.) [5]. A növények vízben való elhelyezkedése szerint megkülönböztetnek víz alatti, felszínen úszó és kiemelkedő fajokkal működő szabad vízfelszínű mesterséges mocsarakat.
Gyökérzónás rendszerek (subsurface flow constructed wetlands) Ezen technológia elnevezésében van a legnagyobb zűrzavar. Az angol elnevezés alapján felszín alatti átfolyású épített mocsárnak nevezhető, de a magyar nyelvben inkább a gyökérzónás (gyökértéri, gyökérmezős) és a nádágyas (reedbed system) szennyvíztisztítás terjedt el. Európában a természetközeli szennyvíztisztítási módszerek közül először a felszín alatti átfolyású rendszereket alkalmazták háztartási szennyvizek tisztítására. Ezek a rendszerek biztosítják a legstabilabb téli működést, szaghatásuk minimális, és a föld alatti átfolyás miatt a legkisebb biológiai veszélyt jelentik. A gyökérmezős rendszerek kis lebegőanyag-mennyiség kiszűrésére alkalmasak, mert eltömődésre hajlamosak. A technológia egy biofilmes tisztítórendszerként fogható fel, aminek legfontosabb feladata az oldott szennyező anyagok átalakítása és lebontása a biológiailag aktív filmfelületeken. A biofílm tápanyag- és oxigénellátását a hidraulikus terhelés biztosítja, ezért a hidraulikus és a fajlagos biológiai terhelésnek mindig egyensúlyban kell lenni. A gyökérzónás szennyvíztisztítóknál kulcsfontosságú az előülepítés mértéke, mert így jelentősen csökkenthető a telepek biológiai terhelése.
A gyökérmezős telepeket két nagy csoportra szokás osztani a víz áramlása alapján: a vízszintes és a függőleges átfolyású rendszerekre. Vízszintes átfolyású rendszerek Azért hívják ezt a technológiát (1. ábra) vízszintes átfolyásúnak, mert a bejövő szennyvíz többé-kevésbé vízszintes síkban haladva szivárog át egy porózus tölteten (kavics, föld), majd annak végén összegyűjtve megtisztulva elvezethető. A szennyvíz aerob, anoxikus és anaerob zónák rendszerén keresztülhaladva tisztul meg. A következő tisztítási mechanizmusok mennek végbe: mikrobiális lebontás, kémiai átalakulás, fizikai szűrés.
1. mechanikailag tisztított szennyvíz; 2. elosztó zóna nagyméretű kövekkel; 3. szigetelőfólia; 4. töltet (talaj, kavics, homok, vagy zúzott kő); 5. növényzet; 6. az elfolyó víz gyűjtőcsöve; 7.gyűjtő zóna nagy méretű kövekkel; 8. a vízszint a túlfolyó magasságának állításával szabályozható; 9. elfolyó víz
1. ábra Vízszintes felszín alatti átfolyású gyökérmező hosszmetszete [7] A leggyakrabban ültetett növényfajok: nád (Phragmites australis), pántlikafű (Phalaris arundinacea), vizi harmatkása (Glyceria maxima), gyékény (Typha sp.). A szerves szennyezők anaerob és aerob mikroorganizmusok segítségével egyaránt lebontódhatnak a gyökerek és az azokat hordozó közeg felületein. Az oxigén a levegőből diffúzióval és a gyökerek révén (a
szár átszellőztető alapszövetén keresztül) kerül a talajba. A növényi gyökerek oxigéntranszportja nem elegendő a teljes aerob lebontáshoz, ezért az anoxikus és anaerob folyamatoknak is nagy a jelentősége. Az ülepedő és lebegő anyagok szűrés és kiülepedés útján jó hatásfokkal távozhatnak el a szennyvízből. A nitrogénkoncentráció elsősorban nitrifikáció és denitrifikáció, másodsorban adszorpció, elillanás és növényi tápanyagfelvétel útján csökken le. Az ammónia oxidációja (nitrifikációja) nitráttá a talaj oxigéntartalmának függvénye. Vizsgálatok kimutatták, hogy a növényi gyökerek nem tudnak megfelelő oxigénellátást biztosítani, ezért a nitrifikáció nem lehet teljes a vízszintes átfolyású rendszerekben. A foszfor főleg a vas- és alumínium-ionok hatására csapódik ki, ha azonban a töltet (kavics, kőtörmelék) kis Al- és Fe-tartalmú, akkor a foszforeltávolítás is csekély mértékű. [6] Hidraulikus terhelésük az ajánlott területfajlagosok (3,7–8 m2/fő) alapján hazai kommunális szennyvízre 4,6–9,8 m/év. Függőleges átfolyású rendszerek A függőleges átfolyású rendszer is egy porózus hordozón (rétegzett homok, kavics) kialakított (rendszerint nád) ültevényt jelent (2. ábra). Működésében azonban eltér az előzőtől. A tisztítandó szennyvizet rendszerint szakaszosan adagolják a talajfelszínre vagy közvetlenül a felszín alá dréncsövekkel, amely szétterülve, lefelé kezd szivárogni, maga előtt „tolva” a talaj pórusterében lévő levegőt. Az így kialakult aerob közegben mikroorganizmusok közreműködésével végbemehet a BOI lebontása és az ammónia nitrifikációja. A tisztítás csak szakaszos üzemben végezhető ui. meg kell várni az elárasztás előtt, hogy a talaj pórustere újra telítődjön levegővel. A növényi gyökerek oxigénbevitele elhanyagolható az előbb részletezett levegőbevitelhez képest. Megjegyzendő azonban, hogy a helytelen üzemeltetés (tartós elárasztás) következtében akár rosszabb oxigéntranszport is létrejöhet, mint a vízszintes átfolyású rendszerek esetén. A rendszer lebegőanyag-eltávolító képessége kicsi, ezért gyakran egy vízszintes átfolyású egységet csatolnak utána. A függőleges átfolyású rendszerek újabban ismét előtérbe kerültek, mivel megnövekedett az igény olyan természetközeli technológiákra, amelyek képesek nitrifikálni és denitrifikálni [1]. A hidraulikus terhelésük az ajánlott területigények (1–2 m2/fő) alapján hazai kommunális szennyvízre 18–36,5 m/év.
kemény cső
szakaszos betáplálás a teljes felületen
perforált cső
gravitációs vízelvezetés
1%-os lejtés LDPE szigetelő
drén csőhálózat
nagy kövek
2. ábra Nádgyökérzónás vízszintes átfolyású tisztító szerkezete [7]
A víz megtisztulásának folyamatai a gyökérmezőben A gyökérmezős telepek ideális esetben minden fontosabb szennyező anyag koncentrációját lecsökkentik különböző fizikai, kémiai és biológiai folyamatok révén. Az így átalakuló szennyezők (szerves anyag) egy része azonban rosszul bomló huminanyagokká alakulhat, és hosszú távon a gyökérmezőben halmozódhat fel. (A következő alfejezetekben ezeket az eltávolítási folyamatokat és azok várható hatásfokait ismertetem a külföldi szakirodalom és hazai adatok alapján.) Lebegő anyagok (TSS) Sokféle lebegőanyag-eltávolító folyamat működik a vízzel telített töltet hézagaiban, üregeiben. A részecskék leülepedhetnek a pórusokban, fennakadhatnak kis szűkületekben, vagy szemcséknek ütközve, adhéziós erőknek köszönhetően megtapadhatnak. Ezeket a fizikai folyamatokat nevezzük szemcsés töltetű szűrésnek. Nagyobb vízsebességnél azon-
ban a megkötött részecskék leszakadhatnak, a szűrő regenerációját idézve elő. A lebegő anyagok azonban nem csak eltávoznak, hanem keletkeznek is, amikor a föld alatti növényi részek elhalnak, és hulladékuk felaprózódik. A föld alatt élő algák, gombák, baktériumok elpusztulásuk után szintén hozzájárulnak a TSS-koncentráció növekedéséhez. A már említett folyamatoknak köszönhetően a befolyó és a kifolyó nyílás között megtett út során a víz TSS-tartalma a háttér-koncentrációig csökkenést mutat. Háttér-koncentráción az eltávolítási és reszuszpenziós folyamatok révén kialakuló, tovább már nem csökkenthető szennyezőanyag-koncentrációt értjük. A gyökérmezős telepek általában 80–90%-os TSS-koncentrációcsökkenést tudnak előidézni a befolyó szennyvízben [1]. 11 norvég gyökérmezős telep vizsgálata során a TSS-eltávolítási hatásfokok 37–90% között változtak, 70,9%-os átlagos hatásfokkal [8]. Egy dán egyetemen (University of Aarhus) készült tanulmány szerint, 90 gyökérmezős telep befolyóvízének átlagos lebegőanyag-koncentrációja 75 mg/l volt, amit a telepek átlagosan 7,6 mg/l-re csökkentettek Így a dán adatok alapján átlag 89,8%-os TSS-eltávolítás volt kimutatható [9]. Az előbb említett hatásfokok a teljes telep (ülepítő, nádágy, utótisztító stb.) együttes hatásfokát reprezentálják. A felszín alatti átfolyású gyökérmezőknél a lebegő anyagok felhalmozódhatnak a töltet pórustereiben és eltömíthetik azokat. Ez a felhalmozódás csak a befolyó környezetében és a töltet felső hányadában jelentős. Ha a pórustérfogat lecsökken, akkor megnövekszik az áramlási sebesség és lecsökken a tartózkodási idő. Az eltömődést ellensúlyozhatja a szerves anyagok lebomlása, a szervetlen összetevők mindenképp megmaradnak a pórusterekben. A növényi gyökerek szintén csökkenthetik az aktív pórustérfogatot. A sás kb. 30 cm, a nád kb. 20–40 cm mélyen tömíti el a felső talajréteget. A nád felszín alatti biomasszatömege megközelítőleg 2000 g száraz anyag négyzetméterenként, ami nagyjából megfelel a felső 30 cm-es talajréteg egynegyed térfogatának [1]. Tavasszal és nyáron nagyobb mennyiségű TSS távozik az elfolyó vízzel, mint az őszi és a téli időszakban. Ennek a legfőbb oka az lehet, hogy a melegebb évszakokban a nagyobb biológiai produktivitásnak köszönhetően több aprószemcsés törmelék képződik a gyökérmezőkben.
Biológiai oxigénigény (BOI) Normál körülmények között a lebegő szerves anyagok gyorsan eltávoznak ülepedés és szűrés következtében. Az oldott szerves vegyületek aerob és anaerob lebontásáért pedig a mikroorganizmusok a felelősek. Az aerob degradációhoz szükséges oxigén vagy diffúzióval (a levegőből), vagy a gyökérzet oxigénszállító képessége révén pótlódik. A növényzet szerves anyag felvételének mértéke eltörpül a mikrobiológiai lebontás mellett. A mikroorganizmusoknak az élettevékenységük fenntartásához szükségük van energiaforrásra és szénre a sejtanyagok szintéziséhez, de bizonyos szervetlen elemek is eszenciálisak lehetnek számukra, mint pl. foszfor, nitrogén, kén, kálium, kalcium és magnézium. A szén két legfőbb forrása a szerves vegyületek és a szén-dioxid. Azokat a mikroorganizmusokat, amelyek a sejtanyagukat szerves szénből állítják elő heterotrófoknak, amelyek szén-dioxidból azokat autotrófoknak nevezzük. Mindkét csoport fényt vagy redox reakciókat használ energiaforrásként. Ha a szervesanyag-koncentráció csökkentése a cél, akkor a heterotrófok kerülnek előtérbe szervesszénigényük és nagyobb anyagcseresebességük miatt. A szerves anyagok biológiai lebontása a BOI-eltávolítás hatékonyságával jellemezhető. 107 németországi telep vizsgálata során 83%-os átlagos eltávolítási hatásfokot tapasztaltak [10]. Kisméretű, kerti gyökérmezők (21db) vizsgálata során Ohioban 70±48%-os BOI5-eltávolítási hatásfokot kaptak [11]. Egy norvégiai felmérés alapján (12 telep) pedig az átlagos BOI7-eltávolítás 82,1%-os volt. [12] Nitrogén A nitrogén kulcsfontosságú elem a vizes élőhelyek biogeokémiai körfolyamatában. A nitrogén különböző oxidációs számú formákban fordul elő, és számos fizikai-kémiai folyamatban vesz részt, ill. alakul át. A legfontosabb szervesnitrogén-eltávolító mechanizmus a gyökértéri szennyvíztisztítókban az ammonifikáció, a nitrifikáció és denitrifikáció egymást követő folyamata. A szerves nitrogén hidrolízis és bakteriális tevékenység hatására ammóniává mineralizálódik (ammonifikáció). Az ammónia aerob közegben nitráttá oxidálódik (nitrifikáció). A nitrát nitrogéngázzá (N2), ill. dinitrogén-oxiddá (N2O) alakulhat anoxikus és anaerob közegben (denitrifikáció). Nitrogéneltávolítást a növények is végeznek, a nitrogént beépítik saját biomasszájukba, ami majd a lebomlásuk
során szerves nitrogénként újra visszakerülhet. A fenti folyamatok öszszességét szemlélteti a 3. ábra.
3. ábra Vizes élőhelyek egyszerűsített nitrogénciklusa [4] Ammónia elillanása Az NH4-N egyensúlyban van a gáz és az ionos forma között, az alábbiak szerint: NH3(aq) + H2O → NH4+ +OHA pH emelkedése az ammónia képződés irányába tolja a reakciót, 9-es pH felett az ammónia-elillanás jelentős mértékű lehet. Ammonifikáció (mineralizáció) Az ammonifikáció olyan folyamat, amely során a szerves nitrogén (Org-N), szervetlen NH4-N-né alakul. Ez a mineralizáció aerob közegben a leggyorsabb. Az ammonifikáció mértéke függ a hőmérséklettől, a pH-
tól, a C:N aránytól, a tápanyag-ellátottságtól és a talajszerkezettől. Az optimális pH-érték 6,5 és 8,5 között van. Nitrifikáció A nitrifikáció az ammónia oxidációja nitráttá, nitrit köztiterméken keresztül. A nitrifikáció egy kemoautotróf folyamat. A nitrifikáló baktériumok ammónia és nitrit oxidációjából nyerik az energiát, és szén-dioxidot használnak szénforrásként sejtanyaguk felépítéséhez. A baktériumok oxigént igényelnek a kétlépcsős reakció lebonyolításához [1]. Az első reakciót kemolitotrófikus (kizárólag aerob) baktériumok hajtják végre energianyerés céljából. A következő nemzetségek és fajok tartoznak ide: Nitrosospira( Nitrosospira briensis), Nitrosolobus (Nitrosolobus multiformis), Nitrosococcus (Nitrosococcus nitrosus) és Nitrosomonas (Nitrosomonas Europea). A feltételezett reakcióút: NH3/NH4+(ammónia) → NH2OH (hidroxil-amin) → NOH (nitroxil) → NO2.NH2OH (nitro-hidroxil-amin ) →NO2 (nitrit) A nitrifikáció második lépcsője a nitrit oxidációja nitráttá. Ezt a folyamatot fakultatív kemolitotrófikus baktériumok végzik, amelyek szerves vegyületeket és nitritet egyaránt tudnak energiaforrásként hasznosítani. Ezért a folyamatért lényegében egyetlen faj felelős: a Nitrobacter winogradsky. A nitrifikációt befolyásolja a pH, a hőmérséklet, a szervetlen szénforrás, a mikrobiális összetétel, az oldott oxigén és az NH4-N-koncentráció. 15 °C alatt a nitrifikáció nagymértékben leromlik, és 4-5 °C-on leáll a Nitrosomonas és Nitrobacter fajok szaporodása. A nitrifikáló baktériumok igen érzékenyek számos inhibitorra, beleértve a magas ammóniumnitrogén-koncentrációt is. Az optimális pH-tartomány szűk (7,5–8,6), de akklimatizált rendszerek képesek sokkal alacsonyabb pH-n is működni. Körülbelül 4,3 mg oxigén szükséges 1 mg ammónianitrogénnek a nitráttá oxidálásához. A sztöchiometrikus egyenlet alapján az oxigénigény 4,56 g O2/g NH4-N-nek adódik, de a valós érték ennél valamivel kevesebb, mert a nitrogén egy része beépül a mikroorganizmusokba és nem vesz részt a nitrifikációban. [1, 13]
Denitrifikáció A denitrifikációs folyamat a töltet oxigéntartalmának elfogyása után kerül előtérbe, amely során a nitrát, nitrogéngázzá (vagy kéjgázzá) alakul. Biokémiai szempontból a denitrifikáció olyan bakteriális folyamat, amelyben nitrogén-oxidok (ionos vagy gáz alakban) szolgálnak terminális elektronakceptorként a respirációs elektrontranszport során. Az elektronok egy elektrondonor szubsztrátról (általában szerves vegyület) közvetítő molekulákon keresztül szállítódnak egy oxidált nitrogénvegyületre. A folyamat során felszabaduló energiát a sejt ATP-ként tárolja. A nitrát elektronakceptorként való hasznosítása már a teljes oxigénkimerülés előtt is megkezdődhet az oxigénhiányos térrészekben. Mivel ugyanazok a baktériumok (fakultatív anaerob heterotrófok) működnek közre az aerob és anaerob folyamatok során, ezért a denitrifikáció azonnal beindulhat, amint anoxikus körülmények alakulnak ki. A denitrifikáció képességét 17 baktériumnemzetségnél kimutatták. A legnagyobb részük kemoheterotróf, azaz csupán kémiai reakciók során tudnak energiát nyerni és szerves vegyületeket használnak elektrondonorként és a sejtek építőanyagaként A talajokban leggyakrabban előforduló denitrifikáló nemzetségek: Bacillus, Micrococcus, Pseudomonas. Vízi környezetben pedig a Pseudomonas, Aeromonas, Vibrio nemzetségek a legelterjedtebbek. Ma már bizonyított, hogy egyes autotróf fajok is képesek denitrifikálásra még aerob közegben is (pl.biofilmek anaerob rétegében), ilyen autotróf fajok jelenléte a talajban és a gyökérmezőkben is valószínűsíthető. A denitrifikáció általánosan elfogadott lépései a következők [1]: 2NO3- → 2NO2- → 2NO →N2O → N2. A denitrifikációt befolyásoló környezeti tényezők: oxigén jelenléte, redoxpotenciál, talajnedvesség, hőmérséklet, pH, talaj típusa és a szervesanyag-tartalom. Az optimális pH 7–8 között van, azonban a denitrifikációs folyamatban keletkező alkalinitás a pH növekedéséhez vezethet. A denitrifikáció szintén hőmérsékletfüggő, 5 °C alatt nagymértékben lelassul. Vízzel borított talajokban a nitrifikáció és a denitrifikáció egy időben is folyhat, ha egymás felett aerob és anaerob rétegek tudnak kialakulni, vagy ha az anaerob talajban aerob rhizoszféra(gyökértér) jön létre. Tehát a nitrifikáció és a denitrifikáció lefolyásához az aerob és anaerob körülményeknek térben vagy időben egymást követően kell létrejönniük.
Növényi tápanyagfelvétel A növények tápanyagfelvételi sebessége függ a növényi szövet tápanyagtartalmától és a növény nettó produktivitásától (a növekedési sebességtől). A növényzet tápanyagraktározó képessége pedig a szövetek tápanyagtartalmán kívül függ a növény maximális biomassza tömegétől. Egy ideális tápanyag-asszimiláló és raktározó növény tehát gyors növekedésű, nagy tápanyagtartalmú és nagyra nő. A felvett tápanyagmennyiség, azaz a learatható tápanyagtartalom vízből kiemelkedő növényzet esetén kb. 1000–2500 kg N/ha év. A nagy tápanyag-asszimiláló képességű vízijácint (Eichornia crassipies) felvételi kapacitása kb. 6000 kg N/ha év, ugyanakkor víz alatti makrofitonok esetén ez az érték csupán 700 kg N/ha év [14]. A növényi tápanyagfelvétel mértéke általában nem túl jelentős a befolyó szennyvíz tápanyag-koncentrációjához viszonyítva, optimális esetben az ily módon eltávolítható nitrogén mennyisége nem haladja meg az összes eltávolított mennyiség 10%-át. A módszer utótisztítás során lehet nagyobb jelentőségű. Ha a növényzetet nem aratják le, akkor a tápanyagok a növényi szövetekkel együtt lebontási folyamatok révén visszakerülnek a vízbe. A learatható tápanyag mennyisége szezonálisan változik. Például a nádat akkor lenne érdemes aratni, amikor eléri maximális álló tömegét, de abban az időszakban a nád túl sérülékeny, a betakarítással akár pusztulását is okozhatjuk. A növekedési időszak végén a tápanyag egy része a gyökerek felé szállítódik, csökkentve a learatható tápanyag mennyiséget. Habár tavasszal a földfelszín feletti szövetek tápanyag-koncentrációja csak 30–50%-a a maximálisnak, mégis ez a legmegfelelőbb időszak az aratásra, ha a növény növekedésében a legkevesebb kárt szeretnénk okozni [1].
Mátrix-hatások NH4-N képes megkötődni a felszín alatti rendszerek aktív töltetfelületein. Azonban a mátrix-felületen történő kationcsere nem jelent hosszú távú megkötődést az NH4-N-nek, mivel a folyamat nagymértékben irreverzibilis. Az adszorbeált és az oldatban lévő NH4-N mennyisége dinamikus egyensúlyban van. A szakaszos üzemeltetés esetén a beadagolás után gyors NH4-N-eltávolítás tapasztalható az adszorpciós folyamatoknak köszönhetően, mert az előzetes pihentetés során az adszorpciós felületek szegényednek NH4-N-ben. [1]
Nitrogéneltávolítási hatásfokok Az alábbiakban következő irodalmi adatok a teljes kiépítettségű telepek hatásfokait jellemzik (nemcsak a nádágyakét). Svájcban a gyökérmezős telepeken 13 és 93% közötti NH4-N-eltávolítási hatásfokokat mértek, de a telepek legnagyobb része átlagosan jóval 60% felett teljesített. A vizsgált svájci telepeknél a nitrifikáció miatt szinte minden esetben nőtt az NO3-N-koncentráció az elfolyó vízben. Ahol nem nőtt a nitrátkoncentráció, azt a túlzott hidraulikus terhelés miatt kialakuló oxigénhiánnyal magyarázták. A TN-eltávolításra 67 és 86%-os értékeket kaptak (két telep adatai alapján), ezzel bizonyítottnak látták a denitrifikácios folyamatok működését.[15]. Német adatok (107 telep) szerint az átlagos ammónium-nitrogéneltávolítási hatásfok 54% volt. Fontos megjegyezni, hogy a tisztított szennyvíz NO3-N-koncentrációja a függőleges elfolyású telepek esetében kilencszer nagyobb (65,2 mg/l) volt, mint vízszintes átfolyás esetén (7,3 mg/l). Tehát a nitrifikáció valószínűleg sokkal jelentékenyebb a jó levegőztetésű vertikális átfolyású rendszereknél, feltéve, hogy a szennyvíz adagolása megfelelő terheléssel és szakaszos üzemben történik [10]. Azonban Vymazal [14] csehországi adatokra támaszkodva azt állítja, hogy vízszintes átfolyású (elvileg rosszul levegőző) nádágyak is meglepően magas nitrifikációt eredményezhetnek. Tavasszal és nyáron nagyobb az eltávolított nitrogén mennyisége, mint ősszel és télen. A különbség legfőbb oka az, hogy a melegebb hónapokban sokkal nagyobb a mikrobiológiai aktivitás, így nyáron a nitrogéneltávolítási sebességi állandó értéke nagyobb, mint a téli időszakban [1]. Ohioban azonban a kisméretű telepeken végzett méréseknél nem találtak egyértelmű összefüggést a biológiai aktivitás és az ammóniumnitrogén-eltávolítás között, azaz nem nyáron mérték a legjobb hatásfokokat [11]. Dán felmérések alapján szintén azt a következtetést vonták le, hogy a nitrogén eltávolítás hatásfokának változása nem követte a hőmérséklet ingadozását. Ezt azzal magyarázták, hogy valószínűleg nem a nitrifikáció–denitrifikáció folyamata a legfontosabb eltávolítási mechanizmus, hanem a nádágyakban történő kiülepedés, amely hidegben jobb is lehet [9]. Azzal is magyarázható a nitrifikáció hőmérsékleti anomáliája, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok kissé elcsúszva követik a hőmérséklet változását. Azaz a nitrifikáló fajok nem pusztulnak el egyből a hideg beálltával, hanem késő őszig életben maradhatnak. Tavasszal egy bizonyos idő szükségeltetik a mikrorganizmusok ismételt elszaporodásához.
Foszfor A felszín alatti átfolyású rendszerekben a jól megválasztott töltet, a foszfor nagymértékű megkötődését teszi lehetővé. Azonban egy idő után a mátrix telítődik foszforral, és szükségessé válhat annak cseréje. Mivel a talaj szorpciós folyamatai reverzibilisek, ezért az is előfordulhat, hogy a visszaoldódó foszfor megnöveli a víz foszforkoncentrációját. A hosszú távon fenntartható foszforeltávolítás az üledékben való felhalmozódás révén valósul meg. A kisebb organizmusok (algák, békalencsék, baktériumok) és a makrofitonok (káka, sás) egyaránt vesznek fel foszfort, majd elpusztulásuk után lebomlanak. A foszfor egy része ilyenkor visszamosódik a vízbe, a másik része azonban az üledékrétegben felhalmozódik. Ugyanakkor a foszfortartalmú részecskék direkt módon átalakulás nélkül is leülepedhetnek és megkötődhetnek. Németországi adatok (107 telep) szerint az átlagos TP-eltávolítási hatásfokot 74%-nak találták [10]. Norvégiában 12 próbaüzemi telep teljes foszforeltávolítását vizsgálva 76,9%-os átlagértéket kaptak [8]. Svájcban 6 vizsgált telepből csak 3 tudta teljesíteni a 80%-os hatásfokot, ami megfelel az ottani határértéknek [15]. Az előbb említett foszforeltávolítási hatásfokok a teljes telep (ülepítő, nádágy, utótisztító stb.) együttes hatásfokát reprezentálják. A szezonális hőmérséklet-változásnak nincs nagy hatása a foszforeltávolításra [1, 2]. Azonban a kezdeti foszforeltávolító képesség jelentősen eltér a hosszú távon fenntarthatótól. A biomassza-növekedés és a mátrix-szorpció következtében az eltávolítás hatásfoka kezdetben nagyobb, azonban 1-4 év után ez az átmeneti jelenség megszűnik. [1] Fémek Egyes fémes elemek elengedhetetlenek kis mennyiségben a növények és az állatok növekedéséhez, mint például a bárium, beríllium, króm, bróm, kobalt, réz, magnézium, nikkel, szelén, kén és cink. Viszont ugyanezek az elemek toxikusak is lehetnek nagyobb mennyiségben. Más fémek (pl. higany, kadmium, arzén, ólom és réz) biológiai funkciója nem ismeretes, így már igen kis koncentrációban is toxikusnak tekintendők. A nyomelemeknek nagy az affinitása szerves anyagokkal való komplexképzésre és adszorpcióra, így akkumulálódhatnak vizes élőhelyeken.
Növényi fémfelvétel Néhány növény esetén igen nagy közvetlen fémfelvételt állapítottak meg, de sajnos a nagy mennyiségű fémakkumuláció a növény pusztulását is okozhatja egy vegetációs időszakon belül. Vannak olyan fajok, mint például a széles levelű gyékény (Typhia latifolia), amelyeknek nagy a toleranciájuk a fémekkel szemben, és nem halmozzák fel azokat toxikus mértékben. A nád egyes változatainál is megfigyeltek nagy fém- és savtoleranciát. A széles levelű gyékény vizsgálata során kiderült, hogy az akkumulált fémek (réz, cink, kadmium, ólom) 50–62%-a rhizómákban, 30–33%-a levelekben és 6–10% a gyökerekben halmozódik fel. A valaha feljegyzett maximális fémfelvételek a következők voltak: 414,9 g/ha ólom, 502,9 g/ha réz, 766,9 g/ha cink és 62,9 g/ha kadmium. [1] Megemlítendő, hogy a fémek akkumulációjára csak élő növények képesek, az elpusztult lebomló növényi anyagokból a fémek visszakerülnek a vízbe. A növényzet learatása sem garantál hatékony fémeltávolítást, mert a növények felszín feletti részeiben a fémakkumuláció csekély.
Vízszintes és függőleges átfolyás összehasonlítása A vízszintes és a függőleges átfolyású rendszerek legnagyobb különbséget az oxigénnel való ellátottságban mutatnak. Elvileg a bevitt oxigén mennyisége három módon növelhető: porózus töltet használatával, szakaszos szennyvízadagolással vagy a növényi gyökerek oxigéntranszportja által. Sok szerző kétségbe vonja a gyökerek oxigénbeviteli képességét, a szakirodalomban nagyságrendileg eltérő oxigénbeviteli (kb. 12 g O2/m2⋅d) képességeket említenek [17]. Ezért az oxigénbevitel biztosan csak szakaszos üzemű, porózus töltetű, vertikális átfolyású tisztítók alkalmazásával növelhető. A növényzet nagymértékű oxigéntranszportjára nem szabad hagyatkozni. Luedritz és munkatársainak [6] tanulmányai azonban nem támasztják alá azt a feltételezést, hogy a függőleges átfolyású rendszerek jobb hatásfokúak lennének nitrogén és szerves anyag eltávolítása tekintetében. Ezt azzal magyarázzák, hogy vízszintes átfolyás esetén az egész töltet részt tud venni a tisztítás folyamatában, és akár 90% tisztítási hatásfok is elérhető minden szennyező anyag tekintetében a terhelés megfelelő megválasztása esetén. Ha a foszforeltávolításra is nagy hangsúlyt kívánnak helyezni, akkor mindenképpen vízszintes átfolyást javasolnak, mert az ágyban felgyülemlő humin anyagokban nagy mennyiségű foszfor raktározódhat el.
Más német szerzők [10] horizontális és vertikális átfolyású telepeket összevetve, jobb KOI- és ammónium-nitrogén-eltávolítást (nitrifikációt) említenek függőleges átfolyásnál, azonban foszforeltávolításban szerintük is a horizontális rendszerek mutatkoztak jobbnak. A legjobb megoldás valószínűleg a különböző átfolyású ágyak soros összekapcsolásával érhető el. Így mindkét típus előnyös tulajdonságai kiaknázhatók. Dániában egy újonnan kifejlesztett technológia szerint vízszintes átfolyású homoktöltetű nádágyat használnak az első lépcsőben, a második lépcsőben pedig egy szakaszos üzemű vertikális átfolyású ágyat iktatnak be. A jobb nitrogéneltávolítás céljából a második lépcsőben (részben) nitrifikálódott szennyvizet visszavezetik (recirkulálják) az első vízszintes átfolyású ágyba, hogy a denitrifikáció is végbemehessen annak anoxikus terében [9]. Felhasznált irodalom 1. IWA Specialist Group on Use of Macrophytes in Water Pollution control: Constructed Wetland for Water Pollution Control London, UK, 2001. IWA Publishing. 2. Somlyódy L.: Természetközeli szennyvíztisztító technológiák áttekintése, útmutató előkészítése a 2000 LEÉ alatti települések részére. Zárójelentés Budapesti Műszaki Egyetem, Építőmérnöki Kar, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék, 2002. 3. Gabriel B.: Wastewater microbiology. New York USA, Wiley- Liss 1994. 4. Reed, S. C. R. W.; Middlebrooks, E.J . :Natural systems for waste water management and treatment. New York, 1995. McGraw- Hill. 5. Botta P.: A vízi és a mocsári növényekről. Budapest, 1987. Mezőgazdasági kiadó. 6. Luedritz, V.; Eckert, E.; Lange-Weber, M.; Lange, A.; Gersberg, M.: Nutrient removal efficiency and resource economics of vertical flow and horizontal flow constructed wetlands. = Ecological Engineering, 18. k. 2. sz. 2001. p. 157–171. 7. Vymazal,J.: The use of sub-surface constructed wetlands for water treatment in the Chezk Republic:10 years experience. = Ecological Engineering, 18. k. 5. sz. 2002. p. 633–646. 8. Trond Mahlum; Petter D.; Jenssen: A chapter about Norway in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe. The Netherlands, 1998. Backhuys Publishers, p. 207–216.
9. Brix, H.: A chapter about Denmark in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe. The Netherlands, 1988. Backhuys Publishers, p. 123–152. 10. Börner, T.; von Felde, K.; Gschössl, T.; Kunst, S.; Wising, F., W. A chapter about Germany in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe. The Netherlands, 1988. Backhuys Publishers, p. 169–190. 11. Steer, D.; Fraser, L.; Boddy, J.; Seibert B.: Efficiency of small constructed wetlands for subsurface treatment of single-family domestic effluent. = Ecological Engineering, 18. k. 4. sz. 2002. márc. p. 429–440. 12. Trond, M.; Petter D. Jenssen: A chapter about Norway in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe. The Netherlands, 1998. Backhuys Publishers, p. 207–216. 13. Campebell, S.; Ogden, H., M.: Constructed wetlands in the sustainable landscape. Mi, Fl, USA. 2000. Lewis Publishers. 14. Brix, H.: Use of constructed wetlands in water polution control: Historical development, present status, future perspectives. = Water Science and Technology, 30. k. 1994. p. 209–223. 15. Billeter, R. Ch.; Züst, B.; Schönborn, A.: A chapter about Switzerland in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe. The Netherlands, 1998. Backhuys Publishers, p. 261–287.
