Univerzita Pardubice Fakulta chemicko-technologická Ústav environmentálního a chemického inženýrství
Kořenové čistírny odpadních vod Kateřina Smeltová
Diplomová práce 2010
University of Pardubice Faculty of Chemical Technology Institute of Environmental and Chemical Engineering
Constructed wetlands wastewater Kateřina Smeltová
Thesis 2010
Prohlašuji:
Tuto práci jsem vypracovala samostatně. Veškeré literární prameny a informace, které jsem v práci využila, jsou uvedeny v seznamu použité literatury.
Byla jsem seznámena s tím, že se na moji práci vztahují práva a povinnosti vyplývající ze zákona č. 121/2000 Sb., autorský zákon, zejména se skutečností, že Univerzita Pardubice má právo na uzavření licenční smlouvy o užití této práce jako školního díla podle § 60 odst. 1 autorského zákona, a s tím, že pokud dojde k užití této práce mnou nebo bude poskytnuta licence o užití jinému subjektu, je Univerzita Pardubice oprávněna ode mne požadovat přiměřený příspěvek na úhradu nákladů, které na vytvoření díla vynaložila, a to podle okolností až do jejich skutečné výše.
Souhlasím s prezenčním zpřístupněním své práce v Univerzitní knihovně Univerzity Pardubice.
V Pardubicích dne 6. 5. 2010
Poděkování
Velmi ráda bych poděkovala všem, kteří mi pomohli při tvorbě této práce. Zejména pak vedoucímu mé diplomové práce panu Ing. Jiřímu Palarčíkovi, Ph.D. za jeho odborné rady a cenné připomínky, které mi byly v průběhu zpracování této práce poskytnuty. Dále panu doc. Ing. Janu Vymazalovi, CSc. za poskytnutí materiálů k dané problematice a paní Mgr. Michaele Míkovcové, Ph.D. z Ekocentra PALETA za poskytnutí vzorků odpadních vod z kořenové čistírny v Oucmanicích.
Abstrakt Tato diplomová práce se zabývá čištěním odpadních vod pomocí kořenové čistírny. V teoretické části je stručně popsaná historie a současný stav kořenových čistíren odpadních vod ve světě a v České republice. Dále je zde ve stručnosti popsáno uspořádání kořenové čistírny. Pozornost byla věnována také využití KČOV pro různé druhy odpadních vod a účinnosti odstranění jednotlivých znečišťujících látek. V experimentální části jsou uvedeny výsledky účinnosti odstranění vybraných znečišťujících látek z reálné odpadní vody. Výsledky prokázaly vysokou účinnost odstranění nerozpuštěných látek (až 98,32 %), organického znečištění (až 76,99 %) a celkového fosforu (80,75 %). Naopak u odstraňování amoniakálního dusíku, dusičnanů a chloridů je účinnost KČOV poměrně nízká a pohybuje se kolem 40 %.
Klíčová slova: Kořenová čistírna, odpadní voda, CHSK, nerozpuštěné látky
Abstract This thesis deals with wastewater treatment by constructed wetlands (CWs). In the theoretical part there is briefly describes history and current status of constructed wetlands in the world and the Czech Republic. There is briefly described structure of CWs as well. Big attention was also paid to the use CWs for various types of wastewater and removal efficiency of pollutants. The experimental section provides the results of the effectiveness of removal selected pollutants in a real wastewater. The results showed high removal efficiencies of suspended solids (up 98,32 %), organic pollution (up 76,99 %) and total of phosphorus (80,75 %). On the other hand, the efficiency of CWs removal of ammonia nitrogen, nitrates and chlorides is, by contrast, relatively low at around 40 %.
Keywords: Constructed wetland, wastewater, COD, suspended solids
Seznam symbolů a zkratek Ah
Plocha filtračních polí
m2
Ap
Příčný průřez kořenového lože
m2
BSK5
Biologická spotřeba kyslíku za 5 dní
mg·l-1
BTEX
Benzen, toluen, ethylen, xylen
Celkový N Celkový dusík Celkový P
Celkový fosfor
Co
Koncentrace BSK5 na odtoku
mg·l-1
Ct
Požadovaná koncentrace BSK5 na odtoku
mg·l-1
EO
Ekvivalentní obyvatelé
CHSKCr
Chemická spotřeba kyslíku – stanovení K2Cr2O7 mg·l-1
CHSKMn
Chemická spotřeba kyslíku – stanovení KMnO4
mg·l-1
I
Hydraulický sklon (sklon dna)
m·m-1
KBSK
Rychlostní konstanta
m/d
KČOV
Kořenová čistírna odpadních vod
ks
Hydraulická vodivost substrátu
LAS
Lineární alkylbenzensulfonáty
LCK 314
Kyvetový test
mg·l-1
LCK 315
Kyvetový test
mg·l-1
Ln
Přirozený logaritmus
NH4+ – N
Amoniakální dusík
NL
Nerozpuštěné látky
NO3- – N
Dusičnanový dusík
OOP
Orgán ochrany přírody
PE
Polyethylen
PVC
Polvinylchlorid
Q
Průtok
m3/s
Qd
Průměrný průtok odpadní vody
m3/d
ÚČOV
Ústřední čistírna odpadních vod
ρ(Namon)
Koncentrace amoniakálního dusíku
mg·l-1
ρ(NL)
Hmotnostní koncentrace nerozpuštěných látek
mg·l-1
ρ(NO3-)
Koncentrace dusičnanů
mg·l-1
m/s
Obsah 1
ÚVOD................................................................................................................................. 11
2
TEORETICKÁ ČÁST ...................................................................................................... 12 2.1
HISTORIE KOŘENOVÝCH ČISTÍREN ............................................................................. 12
2.2
SOUČASNÝ STAV KČOV VE SVĚTĚ............................................................................ 13
2.3
HISTORIE KOŘENOVÝCH ČISTÍREN V ČESKÉ REPUBLICE ........................................... 13
2.4
SOUČASNÝ STAV V ČESKÉ REPUBLICE....................................................................... 15
2.5
MOKŘADY .................................................................................................................. 16
2.5.1
Umělé mokřady s emerzními (vynořenými) rostlinami.......................................... 17
2.5.2
Umělé mokřady se submerzními (ponořenými) rostlinami.................................... 21
2.5.3
Umělé mokřady s plovoucími rostlinami............................................................... 22
2.5.4
Umělé mokřady s rostlinami s plovoucími listy..................................................... 23
2.6
USPOŘÁDÁNÍ KOŘENOVÉ ČISTÍRNY ........................................................................... 24 Funkční části kořenové čistírny............................................................................. 25
2.6.1
2.6.1.1
Předčištění .................................................................................................... 25
2.6.1.2
Filtrační lože ................................................................................................. 26
2.6.1.3
Dimenzování filtračních polí ........................................................................ 27
2.6.1.4
Distribuce odpadní vody............................................................................... 28
2.7
KONFIGURACE VEGETAČNÍCH POLÍ ........................................................................... 29
2.8
VEGETACE ................................................................................................................. 31
2.9
ROSTLINY POUŽÍVANÉ PRO OSÁZENÍ KČOV ............................................................. 32
2.10
PROVOZ A ÚDRŽBA .................................................................................................... 34
2.11
VYUŽITÍ KOŘENOVÝCH ČISTÍREN PRO RŮZNÉ DRUHY ODPADNÍCH VOD ................... 35
2.11.1
Splaškové vody .................................................................................................. 36
2.11.2
Průmyslové odpadní vody ................................................................................. 37
2.11.3
Odpadní vody ze zemědělské výroby................................................................. 39
2.11.4
Průsaky ze skládek pevného odpadu................................................................. 40
2.11.5
Splachové vody.................................................................................................. 40
2.12
ÚČINNOST ČIŠTĚNÍ ..................................................................................................... 41
2.12.1
Organické látky................................................................................................. 41
2.12.2
Nerozpuštěné látky ............................................................................................ 41
2.12.3
Fosfor................................................................................................................ 42
2.12.4
Dusík ................................................................................................................. 42
2.12.5
Bakteriální znečištění........................................................................................ 42
2.12.6
Těžké kovy ......................................................................................................... 43
2.13
LEGISLATIVA ............................................................................................................. 43
3
EXPERIMENTÁLNÍ ČÁST ............................................................................................ 45 3.1
POUŽITÉ PŘÍSTROJE A CHEMIKÁLIE ........................................................................... 45
3.2
ZDROJ ODPADNÍ VODY ............................................................................................... 45
3.3
STANOVENÍ CHEMICKÉ SPOTŘEBY KYSLÍKU .............................................................. 46
3.3.1
CHSKCr .................................................................................................................. 46
3.3.2
CHSKMn ................................................................................................................. 47
3.3.3
Výpočet CHSK....................................................................................................... 48
3.4
STANOVENÍ PH ODPADNÍ VODY ................................................................................. 49
3.5
STANOVENÍ OBSAHU CELKOVÉHO FOSFORU V ODPADNÍ VODĚ ................................. 49
3.6
STANOVENÍ OBSAHU CHLORIDŮ V ODPADNÍ VODĚ .................................................... 50
3.6.1 3.7 3.7.1 3.8 3.8.1 3.9 3.9.1 4
Výpočet obsahu chloridů....................................................................................... 51 STANOVENÍ OBSAHU AMONIAKÁLNÍHO DUSÍKU V ODPADNÍ VODĚ ........................... 51 Výpočet obsahu amoniakálního dusíku ................................................................. 52 STANOVENÍ OBSAHU DUSIČNANŮ V ODPADNÍ VODĚ ................................................. 54 Výpočet obsahu dusičnanů .................................................................................... 54 STANOVENÍ NEROZPUŠTĚNÝCH LÁTEK V ODPADNÍ VODĚ ......................................... 56 Výpočet hmostní koncentrace nerozpuštěných látek ............................................. 56
VÝSLEDKY A DISKUZE................................................................................................ 57 4.1
VÝSLEDKY CHSKCR................................................................................................... 57
4.2
VÝSLEDKY CHSKMN .................................................................................................. 57
4.3
NAMĚŘENÉ PH ODPADNÍ VODY ................................................................................. 58
4.4
VÝSLEDKY STANOVENÍ CELKOVÉHO FOSFORU ......................................................... 59
4.5
VÝSLEDKY STANOVENÍ OBSAHU CHLORIDŮ .............................................................. 59
4.6
VÝSLEDKY STANOVENÍ AMONIAKÁLNÍHO DUSÍKU ................................................... 60
4.7
VÝSLEDKY STANOVENÍ DUSIČNANŮ .......................................................................... 60
4.8
VÝSLEDKY OBSAHU NEROZPUŠTĚNÝCH LÁTEK ........................................................ 61
5
ZÁVĚR............................................................................................................................... 62
6
SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY ............................................................................. 63
1 Úvod Kořenové čistírny odpadních vod patří mezi přírodní čistírny využívající přirozené biochemické procesy, probíhající ve vodním a mokřadním prostředí, k odstraňování znečišťujících látek z vody. Jedná se o umělý mokřad, což je komplex zvodnělého nebo mělce zaplaveného zemního lože, vegetace, živočichů a vody, který napodobuje přirozené mokřady. Kořenové čistírny tedy využívají samočisticí pochody, které probíhají v porézním půdním prostředí za spoluúčasti rostlin. Přirozené mokřady jsou využívány pro čištění odpadních vod již více než sto let. V mnoha případech však šlo spíše o pouhé vypouštění než čištění odpadních vod. Hlavním důvodem byl fakt, že mokřady byly až do 60. let minulého století považovány za bezcenné biotopy. Nekontrolované vypouštění odpadních vod ovšem způsobilo v mnoha případech nevratné poničení celé řady mokřadů. Kořenové čistírny odpadních vod (KČOV) se staly během posledních dvou desetiletí oblíbeným způsobem čištění odpadních vod především v malých obcích vyspělých evropských zemí. Tyto čistírny jsou v České republice relativně novou záležitostí. Mají spoustu bezmezných příznivců i skalních odpůrců. Zájem o malé čistírny u rodinných domků neustále roste. Je to způsobeno i tím, že stoupá množství lidí, kteří chtějí řešit likvidaci odpadních vod ekologičtěji. Často je také odborníky navrhována celá zahrada a kořenová čistírna se stává již od zahájení projektování její součástí. Oblibu získaly především dobrou účinností při odstraňování organických a nerozpuštěných látek a velice nízkými provozními náklady. Tyto čistírny totiž pracují bez elektrické energie a prakticky bez jakýchkoliv mechanických součástí. Důležité je i to, že kořenové čistírny, protože pracují bez elektrické energie, také nepřispívají ke kyselým dešťům, ozonové díře, oteplování Země atd.
11
2 Teoretická část 2.1 Historie kořenových čistíren První pokusy s využitím mokřadních rostlin pro čištění odpadních vod byly prováděny v Německu na začátku 50. let. Nejprve u malých zdrojů znečištění a později začínaly vznikat velké kořenové čistírny odpadních vod pro jednotlivé obce. Přesto však první plnoprovozní mokřadní čistírna byl uvedena do provozu v roce 1974 v Othfresenu v Německu. [1, 2, 3] Od té doby jsou umělé mokřady využívány pro čištění odpadních vod po celém světě. V některých státech (USA, Velká Británie, Dánsko, Německo) jsou kořenové čistírny považovány za rovnocennou alternativu klasických čistírenských způsobů a jejich použití je běžně povolováno vodohospodářskými organizacemi. [4] Zajímavé je, že nástup kořenových čistíren byl ve všech zemích poměrně pomalý. Hlavním důvodem, proč v některých zemí trvalo 10 i více let než byly KČOV akceptovány vodohospodářskými institucemi, byla nedůvěra k jednoduchosti systému čištění. V době, kdy klasické čistírny odpadních vod jsou řízeny elektronicky pomocí počítačů, nebylo pro některé odpovědné pracovníky přijatelné, že systém, který pracuje bez elektrické energie a bez mechanických součástí, může dosahovat při odstraňování organických a nerozpuštěných látek stejného účinku. Zlom nastává zpravidla v okamžiku, kdy se podaří prolomit odpor místní "betonové lobby" kterou představují velké
firmy
zabývající
se
projektováním
a výstavbou
klasických
čistíren,
vodohospodářské orgány včetně příslušných ministerstev. [1, 2] Klasickým případem je Rakousko, kde kvůli silnému odporu úřadů bylo v období 1983 – 1995 uvedeno do provozu cca 50 KČOV. Poté se odpor úřadů „zlomil“ a v současné době je v Rakousku registrováno téměř 1 000 KČOV. [1,5] Poněkud jiný přístup zvolily Velká Británie a Dánsko, které v rámci ověřování účinnosti KČOV uvedly v polovině 80. let do provozu několik desítek plnoprovozních systémů. Velké množství dobrých výsledků pak bylo podkladem pro kladné hodnocení místních vodohospodářských úřadů. [1, 3]
12
2.2 Současný stav KČOV ve světě V současnosti je v Evropě v provozu přibližně 60 000 těchto čistíren. Nejvíce mokřadních čistíren v provozu je v Německu, a to především v Dolním Sasku, PorýníVestfálsku a v Bavorsku. Pracuje jich zde totiž kolem 50 000, což je suverénně nejvíce na světě. Dalšími „velmocemi“ jsou Rakousko, Velká Británie a Dánsko. Ve Velké Británii je podle místních odborníků v provozu asi 1 200 KČOV především pro malé obce. V Dánsku se počet KČOV odhaduje na 500, přičemž velká většina těchto čistíren byla uvedena do provozu v 80. a 90. letech pro malé obce. V posledních letech se v Dánsku rozšířilo použití malých kořenových čistíren (cca 5 m2) pro čištění odpadních vod z myček aut a čerpacích stanic. KČOV jsou využívány především pro malé obce také v Itálii (cca 600 systémů), Portugalsku (cca 400) a Polsku (cca 150). [3, 5, 6, 7] I když kořenové čistírny jsou většinou navrhovány pro malé zdroje znečištění, z technologického hlediska prakticky neexistuje omezení velikosti plochy. Jako příklad velké KČOV mohou sloužit KČOV Beja (Portugalsko, 22 800 m2, dočištění pro 24 500 EO), Billingham (Velká Británie, 49 000 m2, průmyslové odpadní vody) nebo Heglig (Súdán, 240 000 m2, odpadní vody z ropných polí). [5, 8] V Nizozemí se kořenové čistírny využívají především pro čištění odpadních vod z mlékáren a mléčnic a také pro čištění odpadních vod v rekreačních oblastech, kde množství odpadních vod kolísá v průběhu roku. Ve Francii je v provozu asi 100 KČOV, a to především malých domovních čistíren (do 10 osob). Kořenové čistírny jsou úspěšně využívány i v zemích s podstatně chladnějším klimatem něž u nás. Především se jedná o Norsko a Estonsko. V obou zemích je v provozu asi 30 KČOV pro malé obce, v Norsku jsou KČOV využívány také pro čištění průsaků ze skládek tuhého odpadu. Toto využití je také velmi rozšířené ve Slovinsku, kde je v provozu asi 40 KČOV. I když hlavní uplatnění umělých mokřadů je pro městské a domovní splaškové vody, v poslední době se umělé mokřady s úspěchem využívají i pro čištění celé řady průmyslových a zemědělských odpadních vod. [1, 7]
2.3 Historie kořenových čistíren v České republice Historie použití kořenových čistíren v České republice je ve srovnání s mnohými státy Evropy velmi krátká. První zmínka se objevuje až v roce 1987 na semináři v Brně.
13
V následujícím roce je uveden do provozu malý poloprovozní model na pražské ÚČOV, na který byla po dobu jednoho roku přiváděna mechanicky předčištěná odpadní voda. [4]
1 – přítoková zóna 2 – hrubé kamenivo 3 – rozvodná deska 4 – štěrkové lože (0,5 – 8 mm, d10 = 1 mm) 5 – rákos obecný 6 – odtoková zóna 7 – sběrné otvory 8 – odtok Obrázek 1. Model kořenové čistírny na pražské ÚČOV [4]
Tabulka 1. Čistící efekt pro organické a nerozpuštěné látky [4]
BSK5
89,50 % ( prům. přítok 200 mg·l-1/ odtok 21 mg·l-1)
CHSKCr
83,10 % ( 379 / 64 )
Nerozpuštěné látky
97,60 % ( 239 / 5,7 )
Celkový N
45,80 % ( 48 / 26 )
Celkový P
49,20 % ( 6,5 / 3,3 )
Koliformní zárodky
99,97 % ( 105 KTJ·ml-1/ 36 KTJ·ml-1 )
Fekální koliformní zárodky 99,97 % ( 79·103 / 21 ) Enterokoky
99,96 % ( 18·103 / 7 )
V roce 1989 byla uvedena do provozu naše první plnoprovozní kořenová čistírna [9] v Petrově u Jílového (okres Praha-Západ). Původně byla navržena pro čištění dešťových splachů z hnojného plata. Jako filtrační materiál bylo použito místní porézní zeminy a pro vrchní vrstvu byla použita ornice z přilehlého pole. Po celý rok 1990 byly na čistírnu vyváženy žumpy a septiky z Jílového. Přestože čistírna byla původně navržena pro jiný účel a odpadní vody byly přiváděny nárazově, čistící efekt byl poměrně vysoký. [3, 4, 10] 14
Tabulka 2. Čistící efekt KČOV v Petrově u Jílového [4]
BSK5
94,0 % ( prům.přítok 550 mg·l-1/ odtok 33 mg·l-1)
CHSKCr
82,4 % ( 680 / 120 )
Nerozpuštěné látky 97,7 % ( 1750 / 40 ) Celkový N
68,7 % ( 227 / 71 )
Celkový P
93,2 % ( 60 / 4,1 )
NH4+–N
96,9 % ( 160 / 5 )
Během dvou následujících let byly další kořenové čistírny budovány jen velmi obtížně zejména kvůli velkému odporu vodohospodářských orgánů a legislativě. Do konce roku 1991 byly uvedeny do provozu pouze další 4 KČOV. V roce 1991 nastal zásadní průlom, protože skončila platnost seznamu doporučených způsobů čištění odpadních vod pro malé zdroje znečištění, který kořenové čistírny neobsahoval. Když v roce 1994 získaly KČOV hygienický atest a obce získaly větší finanční nezávislost, jejich počet výrazně narůstal. V letech 1992 a 1993 bylo uvedeno do provozu celkem 22 těchto čistíren. [2, 11, 12]
2.4 Současný stav v České republice Podle průzkumu v roce 2004 bylo v České republice uvedeno od roku 1989 do provozu přes 150 KČOV a jejich počet se plynule zvyšuje. K určitému „boomu“ došlo v polovině 90. let. K roku 2008 bylo u nás v provozu cca 250 ks, lze tedy říct, že se z tohoto hlediska rovněž řadíme mezi země významně využívající tento způsob čištění odpadních vod. [3, 6] Nejvíce KČOV je navrženo jako malé domovní čistírny do 10 ekvivalentních obyvatel (EO) a pro malé obce 100 – 500 EO. V obou těchto kategoriích je v provozu asi 75 KČOV. Největší KČOV byla navržena v Osové Bítýšce (1 000 EO), ve Spáleném Poříčí jsou v provozu dvě KČOV (se společným odtokem) celkem pro 1 200 EO. Další velké množství čistíren pracuje u rodinných farem, penzionů atd. Těchto malých kořenových čistíren je určitě několik desítek, ale přesná evidence chybí. [6, 11, 12]
15
Obrázek 2. Celkový počet kořenových čistíren v České republice. [5]
Obrázek 3. Rozdělení KČOV v České republice podle návrhového počtu EO. [13]
2.5 Mokřady Mokřady jsou trvale zamokřená území, a to i o velikosti zcela malé, několika metrů čtverečních, nebo naopak i velmi velké, počítané v hektarech. Příčinou zamokření mohou být jak přírodní podmínky, tak antropogenní vlivy, oba vlivy se můžou rovněž kombinovat. Mezi přírodní podmínky, vedoucí ke vzniku mokřadů patří nerozpustné 16
(málo rozpustné) geologické podloží, kotlinovitý reliéf území, vysoký roční úhrn srážek, malý odpar. Člověk způsobuje vznik mokřadů zejména terénními úpravami při provádění staveb, nebo vznikají jako důsledek hornické činnosti (poddolování území). [3]
Umělé mokřady se rozdělují podle několika kritérií, především podle druhu použité vegetace [2]: 1. Umělé mokřady s emerzními (vynořenými) rostlinami 2. Umělé mokřady se submerzními (ponořenými) rostlinami 3. Umělé mokřady s plovoucími rostlinami 4. Umělé mokřady s rostlinami s plovoucími listy
Obrázek 4. Rozdělení umělých mokřadů pro čištění odpadních vod. [14]
2.5.1
Umělé mokřady s emerzními (vynořenými) rostlinami Tento typ tvoří jednoznačně největší skupinu umělých mokřadů. Tyto systémy
lze dále rozdělit podle toho, zda je nebo není přítomna volná vodní hladina. Umělé mokřady s volnou vodní hladinou se nazývají umělé mokřady s povrchovým tokem. Systémy bez volné vodní hladiny, jinak také nazývané systémy s podpovrchovým tokem, jsou v současné době nejvíce používanými umělými mokřady. 17
Podle průtoku se tyto systémy dále dělí na systémy s horizontálním průtokem (tzv. kořenové čistírny) a systémy s vertikálním průtokem. Kromě směru průtoku odpadní vody je hlavní rozdíl v tom, že do horizontálního systému, tj. do kořenové čistírny, přitéká odpadní voda kontinuálně, do vertikálního systému je dávkována přerušovaně na povrch filtračního lože. Na rozdíl od horizontálního systému, který pracuje na gravitačním principu, pro vertikální systémy jsou nutná čerpadla a složitější rozvodné zařízení, aby bylo dosaženo dobré distribuce odpadní vody. [2, 14] (foto 4) Oba typy byly vyvinuty již v první polovině 60. let 20. století v Německu, a zpočátku byly řazeny za sebou (tzv. „Seidel systém“ podle Dr. Käthe Seidlové z University v Krefeldu) a vertikální pole rovněž zastávalo funkci předčištění. [15] Přerušovaný přívod odpadní vody zvyšuje možnost prokysličení filtračního lože, čímž se vytvářejí vhodné podmínky pro nitrifikaci, a tím i ke zlepšenému účinku při odstraňování amoniakálního dusíku. Horizontální pole je naproti tomu většinou anoxické až anaerobní (bez kyslíku), což dává předpoklady k denitrifikaci dusičnanů vzniklých při nitrifikaci. Postupem času však byla vertikální pole nahrazována klasickým mechanickým předčištěním a vertikální systémy se znovu začaly využívat až v 80. letech, především v důsledku zvýšeného důrazu na odstraňování amoniakálního dusíku. V současné době se znovu používají kombinace vertikálního a horizontálního systému, případně dalších typů umělých mokřadů a v literatuře jsou tyto systémy označovány jako „hybridní“ nebo „kombinované“. [2, 7, 14]
a) Umělé mokřady s povrchovým tokem Tyto mokřady se používají po celém světě, nejčastěji však v Severní Americe, kde jich je v současnosti v provozu asi 10 000. Využívají se především pro odstraňování manganu a železa z kyselých důlních vod, pro čištění dešťových splachů ze silnic, dálnic, letištních ploch a parkovišť a také pro čištění průsakových vod ze skládek pevného odpadu. V Evropě je nejvíce systémů tohoto druhu v Nizozemí a v Polsku. [14] Čištění odpadních vod se uskutečňuje při průtoku odpadní vody hustým porostem mokřadních rostlin, které rostou v relativně málo propustném substrátu. Při tomto způsobu čištění je znečištění odstraňováno ve vodním sloupci mělkých nádrží, které jsou prorostlé mokřadní vegetací. Ponořené části živých rostlin a zetlelé části rostlin na dně nádrží slouží jako mechanický filtr pro suspendované látky a jako podklad pro baktérie, které se významnou měrou podílejí na odstraňování znečištění. 18
Organické látky jsou odstraňovány mikrobiálním rozkladem, částečně filtrací a sedimentací. Nerozpuštěné látky jsou odstraňovány z odpadní vody filtrací a sedimentací. Dusík je z odpadní vody odstraňován těkáním amoniaku, neboť v těchto systémech vytvářejí planktonní i nárostové řasy vhodné podmínky pro tento proces, a především mikrobiálním komplexem nitrifikace / denitrifikace. K nitrifikaci dochází v aerobních zónách vodního sloupce, zatímco denitrifikace se uskutečňuje především ve vrstvě stařiny na dně nádrží. Fosfor je z odpadní vody odstraňován především adsorpcí na půdní částice dnových vrstev. Vzhledem k malému kontaktu odpadní vody a dnem nádrže (a tudíž půdních částic) není odstraňování fosforu příliš efektivní. Vegetace se v těchto systémech pravidelně nesklízí, a proto se živiny obsažené v biomase rostlin po jejich odumření dostávají zpět do vody. Tyto mokřady s povrchovým tokem vykazují velmi dobrou účinnost odstraňování nerozpuštěných a organických látek a běžně dosahuje až 90 % při čištění splaškových odpadních vod. Odstraňování dusíku ze splaškových odpadních vod se většinou pohybuje v rozmezí 40 – 60 %, zatímco odstranění fosforu je nižší a většinou nepřesahuje 50 %. [2, 4, 6, 14]
Obrázek 5. Umělý mokřad s povrchovým tokem [14]
b) Umělé
mokřady
s
podpovrchovým
horizontálním
tokem
(kořenové čistírny) Základním principem tohoto způsobu čištění je horizontální průtok odpadní vody propustným substrátem, který je osázen mokřadními rostlinami. Substrát musí být dostatečně propustný, aby nedocházelo k ucpávání a následnému povrchovému odtoku. Při nepřetržitém průchodu odpadní vody substrátem dochází k vysokému stupni odstraňování organických a nerozpuštěných látek a mikrobiálního znečištění.
19
Odstranění dusíku a fosforu je nižší, ale tyto systémy nejsou určeny speciálně pro odstraňování těchto živin. [2, 6]
Obrázek 6. Umělý mokřad s podpovrchovým horizontálním tokem [14]
Obrázek 7. Kořenová čistírna v Oucmanicích
c) Umělé mokřady s vertikálním podpovrchovým tokem Při tomto způsobu čištění je odpadní voda přerušovaně přiváděna na povrch lože osázeného mokřadními rostlinami. V rovinatém terénu jsou pro funkci tohoto systému nutná čerpadla a složitější rozvodné zařízení, aby bylo dosaženo dobré distribuce vody. Voda prosakuje vrstvami štěrku a písku, je sbírána na dně drenážními trubkami a poté odváděna ze systému. Principiálně je tento způsob podobný zemnímu filtru.
20
Čistící systém s vertikálním průtokem musí být navržen s několika paralelními loži, která jsou střídavě zaplavována. Zaplavování a vysoušení loží má za následek střídání oxidačních (aerobních) a redukovaných (anaerobních až anodických) podmínek, které jsou vhodné pro procesy nitrifikace / denitrifikace a adsorpce fosforu. Vzhledem ke krátké době zdržení (většinou pouze několik hodin) je odstraňování organických a nerozpuštěných látek nižší než u umělých mokřadů s horizontálním průtok, kde se doba zdržení pohybuje většinou v rozmezí 5 až 10 dnů. Systém s vertikálním průtokem je vhodné kombinovat s horizontálním průtokem. [4, 6, 14]
Obrázek 8. Umělý mokřad s podpovrchovým vertikálním tokem směrem nahoru [14]
2.5.2
Umělé mokřady se submerzními (ponořenými) rostlinami Uplatňují se stále ve větší míře po celém světě. Submerzní rostliny mají
fotosyntetické orgány zcela ponořené. Tyto rostliny přijímají živiny především systémem kořenů ze sedimentů, jsou však schopny asimilovat i živiny z vodního sloupce. Vzhledem k fyziologické povaze rostlin je však nezbytně nutné, aby voda neobsahovala vyšší koncentrace nerozpuštěných látek a nebyla limitována fotosyntéza rostlin nedostatkem světla. Navíc submerzní rostliny preferují vodu s vyšším obsahem rozpuštěného kyslíku. Z těchto důvodů se tyto systémy používají především na dočišťování odpadních vod případně pro odpadní vody s nízkým obsahem organických látek. Přítomnost submerzních rostlin má za následek zvýšení koncentrace rozpuštěného kyslíku v průběhu vysoké fotosyntetické aktivity rostlin. Zvýšené hodnoty pH vytvářejí optimální podmínky pro těkání amoniakálního dusíku a srážení fosforu. Vysoké koncentrace rozpuštěného kyslíku také vytvářejí předpoklad pro mineralizaci organických látek. Asimilované živiny jsou vesměs zadržovány v kořenovém systému vyšších rostlin a v nárostových společenstvech. Živiny uvolňované v průběhu 21
dekompozice
submerzních
rostlin
jsou
snadno
asimilovány
nárostovými
společenstvy. [2, 4]
Obrázek 9. Umělý mokřad se submerzními rostlinami [14]
2.5.3
Umělé mokřady s plovoucími rostlinami Umělé mokřady s plovoucími rostlinami využívají většinou vodní hyacint
(Eichhornia Crassippes) nebo rostliny z čeledi okřehkovité (např. Lemna, Spirodela, Wolffia). Vodní hyacint je jedním z nejobtížnějších plevelů tropických a subtropických oblastí a patří mezi nejproduktivnější rostliny na zeměkouli. Je uváděno, že 10 rostlin může během 8 měsíců vyprodukovat až 600 000 nových rostlin a zcela zaplnit vodní plochu o rozloze 4 000 m2. Souvislý pokryv hladiny zabraňuje pronikání světla do vodního sloupce, čímž je eliminován růst řas, a tím je následně udržována hodnota pH v oblasti neutrálních hodnot. Rostliny navíc minimalizují turbulenci a míchání vody způsobené větrem a výrazně snižují kolísání teploty vody. Výsledkem těchto jevů je skutečnost, že vodní vrstva pod hladinou obsahuje jen málo rozpuštěného kyslíku a většina vodního sloupce je anoxická až anaerobní, a to i v mělkých nádržích. Nerozpuštěné látky jsou odstraňovány sedimentací, organické látky (BSK5, CHSK) především bakteriálním rozkladem. [14, 16, 17] Účinnost odstraňování je poměrně vysoká vzhledem k tomu, že kořeny rostlin slouží jako podklad pro růst velkého množství přisedlých baktérií. Dusík je z odpadní vody odstraňován kombinací několika procesů. Kromě příjmu dusíku rostlinami se uplatňuje také mikrobiální komplex nitrifikace / denitrifikace a v omezené míře i těkání amoniakálního dusíku. Fosfor je z odpadní vody odstraňován téměř výhradně rostlinným příjmem. Pro maximální využití odstraňování živin z odpadní vody je nutné udržovat optimální hustotu rostlin v systému. 22
Vzhledem k velké produkci biomasy a ke schopnosti přijímat a kumulovat velké množství živin byly koncem 70. a začátkem 80. let 20. století do těchto systémů vkládány velké naděje především pro odstraňování dusíku a fosforu z odpadních vod. Zkušenosti však ukázaly, že provoz těchto systémů je velmi neekonomický (nutnost pravidelného sklízení biomasy a následné využití biomasy, nutnost intenzivního provzdušňování pro více zatížené systémy) a navíc růst rostlin je velmi limitován klimatickými podmínkami. Především pak vodní hyacint je schopen celoročně plného růstu pouze v tropických a subtropických oblastech. V nedávné době se opět zvedla vlna zájmu o tento způsob čištění, a to především v rozvojových zemích Asie a Afriky. [2, 14]
Obrázek 10. Umělý mokřad s plovoucími rostlinami [14]
2.5.4
Umělé mokřady s rostlinami s plovoucími listy Využití kořenujících rostlin s plovoucími listy pro čištění odpadních vod je
ojedinělé. Z literatury je známo pouze jedno plnoprovozní uplatnění, a to v Bainikengu v jihovýchodní Číně. V tomto případě byla nádrž osázena lotusem (Nelumbo nucifera) společně s vodním hyacintem. Účinnost tohoto systému byla velmi nízká. Další rostliny, které připadají v úvahu pro tento druh umělých mokřadů jsou např. lekníny (Nymphaea spp.) nebo stulíky (Nuphar spp.). Všechny tyto rostliny kumulují značná množství živin v mohutným oddencích, jejichž odstraňování by však znamenalo zničení celého systému. Velké listy plovoucí na hladině brání průniku světla do vodního sloupce, navíc řapíky těchto rostlin vylučují látky, které brání přisedání většího množství nárostových řas. Následkem toho jsou v těchto systémech do značné míry eliminovány řasy, které svou fotosyntetickou aktivitou mají pozitivní vliv s rostlinami na průběh odstraňování znečištění z odpadní vody. Z uvedených důvodů je využití tohoto systému v praxi velmi problematické a zdá se, že nenajde široké uplatnění. [2, 14] 23
Obrázek 11. Umělý mokřad s rostlinami s plovoucími listy [14]
V případě vynořených rostlin a rostlin s plovoucími listy jsou živiny asimilovány ze sedimentů. Z vody jsou živiny asimilovány rostlinami plovoucími. Ponořené rostliny přijímají živiny ze sedimentů, ale také přímo z vody stonky a listy. Kvantitativní rozdělení příjmu živin mezi kořeny a stonky je stále diskutovanou otázkou. Mokřadní vegetace je na celém světě podobná, narozdíl od suchozemské vegetace. Důležitými vlastnostmi mokřadní vegetace jsou rychlý růst, vytváření velké biomasy a maximální využití dostupných živin. [4, 14]
2.6 Uspořádání kořenové čistírny Základním principem KČOV je horizontální průtok odpadní vody propustným substrátem, který je osázen mokřadními rostlinami. Při průtoku odpadní vody filtračním materiálem dochází k odstraňování znečištění kombinací fyzikálních, chemických a biologických procesů. Název „kořenová čistírna“ vznikl z anglického „Root Zone Method“, což bylo pojmenování umělých mokřadů s podpovrchovým horizontálním průtokem, které se používalo v 70. a 80. letech 20. století. [2, 11] Kořenová čistírna se standardně skládá z přítokového objektu, na který navazuje distribuční zóna vyplněná kamenivem. Následuje porézní filtrační lože sestávající z drceného kameniva či praného štěrku, kterým prorůstá vegetace. Ve filtračním loži dochází k vlastnímu čištění odpadní vody. Odtud voda odtéká do sběrné zóny, která je, stejně jako distribuční zóna, tvořena kamenivem. Shromažďující se vyčištěná voda je
24
odváděna drenážním potrubím k odtokovému objektu. Celá soustava je uložena pod úrovní terénu a je izolovaná nepropustnou vrstvou (folií). [3]
Obrázek 12. Uspořádání kořenové čistírny [18]
1 – distribuční zóna (kamenivo 50 – 200 mm) 2 – nepropustná bariéra (PE nebo PVC) 3 – filtrační materiál (kačírek, štěrk, drcené kamenivo) 4 – vegetace 5 – výška vodní hladiny v kořenovém loži nastavitelná v odtokové šachtě 6 – odtoková zóna (shodná s distribuční zónou) 7 – sběrná drenáž 8 – regulace výšky hladiny
2.6.1 2.6.1.1
Funkční části kořenové čistírny Předčištění Před vlastní kořenovou čistírnu je vždy nutné zařadit mechanické předčištění,
které je pro tento typ čištění velmi důležité. V případě nedokonalého předčištění se dostatečně neodstraní nerozpuštěné látky, které mohou následně ucpat vlastní filtrační lože. Pro nejmenší zdroje znečištění (zpravidla domácnosti) postačuje jednoduchý septik nebo usazovací (sedimentační) nádrž. Pro větší zdroje splaškových vod (obce) je nejvhodnější kombinace česlí a štěrbinové nádrže, v případě jednotné kanalizace (splašky společně s dešťovými splachy) je nutné oddělit dešťové přívaly a zařadit lapák písku, případně i štěrku. [2, 6]
25
2.6.1.2
Filtrační lože Filtrační lože je většinou 60 až 80 cm hluboké (u vertikálních čistíren 100 –
120 cm) v závislosti na hloubce prokořenění vybraných druhů mokřadních rostlin. Substrát musí být dostatečně propustný, aby nedocházelo k ucpávání. Kořenové čistírny, které se stavěly v 70. a 80. letech 20. století většinou využívaly těžké, jílovité zeminy, které měly vysoký filtrační a čisticí účinek, ale docházelo velmi rychle k ucpávání a k povrchovému odtoku. Tato skutečnost nesnižovala příliš výsledný čisticí efekt,
ale
docházelo
k
hygienickým
problémům
(např.
zápach),
a
také
k problematickému způsobu provozování v zimních měsících. V současné době se nejvíce používá praný štěrk, drcené kamenivo nebo kačírek o zrnitosti 4/8 nebo 8/16 mm. Je vhodné používat pouze jednu frakci, neboť při použití více frakcí může dojít k jejich nedokonalému promísení a poté se mohou vytvářet zkratové proudy ve filtračním loži. Navíc je bezpodmínečně nutné použít materiály zbavené prachu, případně zeminy. V případě štěrku je vhodné vždy použít praný štěrk. Rozvodné a sběrné zóny jsou vyplněny hrubým kamenivem (50 – 200 mm), aby se odpadní voda dobře rozvedla po celém profilu nátokové hrany. Filtrační lože je odděleno od podloží nepropustnou vrstvou, nejčastěji plastovou fólií (PVC, PE), aby nedocházelo k nekontrolovaným průsakům do podloží a následnému znehodnocování podzemních vod. Plastovou fólii je nutné ochránit před poškozením, např. podložit a překrýt geotextílií, aby nedošlo k protržení fólie při navážení filtračního materiálu. Pokud je podloží tvořeno málo propustným materiálem (jíly s hydraulickou vodivostí <10–8 m/s), není nutné používat další izolace. [2, 6, 11]
Obrázek 13. Dočišťovací jezírko v Oucmanicích
26
Obrázek 14. Kořenové pole v Oucmanicích
2.6.1.3
Dimenzování filtračních polí Kořenové čistírny jsou téměř vždy dimenzovány tak, aby bylo zajištěno
dostatečné odstranění organických a nerozpuštěných látek. Plocha kořenových polí je navrhována podle rovnice, která vychází z reakce prvního řádu pro pístový tok při odstraňování BSK5 (rovnice 1): Ah = Qd·(ln Co – ln Ct)/KBSK Kde
Ah = plocha filtračních polí (m2) Qd = průměrný průtok odpadní vody (m3/d) Co = koncentrace BSK5 na přítoku na filtrační pole (mg·l-1 ) Ct = požadovaná koncentrace BSK5 na odtoku (mg·l-1 ) KBSK = rychlostní konstanta (m/d)
27
(1)
Evropské doporučení uvádějí hodnotu KBSK = 0,1. Tato hodnota je použitelná pro čištění mechanicky předčištěných odpadních vod s koncentrací BSK5 v rozmezí 150 až 300 mg·l-1. [6, 7] Rovnice vychází z letitých zkušeností provozu 100 kořenových čistíren ve Velké Británii, Dánsku a USA. Pro městské a domovní splašky vychází s použitím této rovnice plocha filtračních polí cca 4 – 6 m2 (většinou se počítá s 5 m2) na jednoho připojeného obyvatele. Rovnic pro výpočet plochy je několik, liší se podle určení KČOV a podle požadovaných výsledků (BSK5, dusík, aj.) [2, 6] Zpočátku bylo vždy využíváno jen jedno filtrační pole bez omezení velikosti, což vedlo často ke špatné hydraulice systému a zkratovým proudům. Tento nedostatek byl eliminován rozdělením celkové plochy na několik menších polí, což však na druhou stranu vede ke zvětšení celkové plochy čistírny. Jako pomocná návrhová kritéria se používají dva faktory: délka nátokové hrany 0,17 – 0,40 m na jednoho připojeného obyvatele a maximální délka kořenového pole cca 30 metrů. Výsledkem je, že filtrační pole mají často poměr délka : šířka menší než 1. Široká nátoková hrana zabraňuje lokálnímu přetížení a případnému ucpávání lože, krátké pole minimalizuje výskyt zkratových proudů. Poměr délka : šířka nemá vliv na účinnost odstraňování BSK5 a nerozpuštěných látek. [2, 6, 7] Šířka kořenového pole je odvozena z rovnice 2:
Q = ks·Ap·i Kde
(2)
Q = průtok (m3/s) ks = hydraulická vodivost substrátu (m/s) Ap = příčný průřez kořenového lože (m2) i = hydraulický sklon (sklon dna) (m·m-1)
2.6.1.4
Distribuce odpadní vody Původně byla mechanicky předčištěná odpadní voda většinou přiváděna do
rozvodné zóny přes otevřený žlab. Tento způsob se však ukázal jako nepříliš vhodný vzhledem k nutnosti stálé kontroly přelivné hrany, problémům v zimním období a také hygienickým závadám (zápach).
28
Od poloviny 80. let je předčištěná odpadní voda běžně přiváděna přímo do rozvodné zóny, která je vyplněna hrubým kamením. Pro rozvod se většinou používají plastové trubky s velkými otvory, aby se zabránilo ucpávání. Rozvodné potrubí může být uloženo buď pod úrovní povrchu filtračního pole, a povrch rozvodné zóny je ve stejné úrovni jako povrch filtračního pole, nebo jsou rozvodné trubky uloženy nad úrovní povrchu filtračního pole a jsou převrstveny hrubým kamenivem. Sběrné potrubí je uloženo na dně filtračního lože a je spojeno v odtokové šachtě s výpustním mechanismem, kterým se nastavuje výška vodního sloupce ve filtračním loži (na principu spojených nádob). První KČOV využívaly železných otočných kolen, která však rychle podléhala korozi a manipulace s nimi se stala velmi obtížnou. Železná kolena byla postupně nahrazena plastovými, ale v poslední době se nejlépe osvědčují flexibilní hadice zavěšené na řetízcích. Manipulace s hadicemi je velmi snadná a lze docílit velmi přesného nastavení výšky vodní hladiny. Při běžném provozu se hladina vody udržuje 5 – 10 cm pod povrchem filtračního lože. V zimních měsících lze vodní hladinu krátkodobě zvýšit a po zamrznutí opět snížit – vzduch pod ledovou vrstvou pomáhá spolu s mokřadními rostlinami izolovat čistírnu proti mrazu. [2, 4, 6]
2.7 Konfigurace vegetačních polí Kořenové čistírny byly zpočátku budovány s jedním polem bez ohledu na velikost plochy. Tím vznikaly mnohdy problémy s optimálním rozvedením odpadní vody na celou plochu kořenového pole.
A) Jedna plocha Je sice nejjednodušším a nejlevnějším typem, ale její využití je omezené vzhledem k malé pracovní flexibilitě a obtížné hydraulice při velkých průtocích. Jednu plochu lze používat pouze pro malé průtoky cca 0,05 l/s.
29
B) Paralelní plochy Jsou velmi výhodným uspořádáním KČOV. Průtok je rovnoměrně rozdělován do jednotlivých ploch a v případě výpadku jedné plochy zůstává další plocha v provozu.
C) Plochy zapojené v sérii Mohou využívat různé druhy substrátu, přičemž druhý stupeň může sloužit i jako dočištění. V každém případě je vhodné u tohoto způsobu zapojení zajistit možnost přítoku odpadní vody na každé pole samostatně.
D) Paralelní plochy zapojené v sérii Jsou často využívanou kombinací pro větší objemy.
30
E) Paralelně zapojená série ploch Jsou taktéž často využívanou kombinací pro větší objemy. [4, 7]
2.8 Vegetace Dvacetiletý výzkum jednoznačně potvrdil, že přítomnost vegetace v KČOV má svůj význam. Mokřadní rostliny plní v kořenových čistírnách řadu důležitých funkcí, ale je nutné si uvědomit, že tyto funkce jsou především nepřímého charakteru. Rostliny v KČOV nebyly nikdy používány za účelem odčerpání živin. [2, 4] Funkce mokřadních rostlin: • Zateplování povrchu filtračních polí v průběhu zimního období V našich klimatických podmínkách se jeví jako nejdůležitější funkce. Z tohoto důvodu se vegetace sklízí až na konci zimního období, když již nehrozí nebezpečí velkých mrazů. •
Poskytování podkladu (kořeny a oddenky) pro přisedlé mikroorganismy, které se jinak nevyskytují ve volné půdě
•
Přivádění kyslíku do kořenové zóny Kořenová zóna je většinou anoxická nebo anaerobní (tj. bez kyslíku). Mokřadní
rostliny jsou fyziologicky a morfologicky uzpůsobeny k transportu kyslíku z atmosféry do podzemních částí, aby tyto části rostlin mohly respirovat (dýchat). Kyslík, který není spotřebován na respiraci, difunduje do okolí kořenů a vytváří malé aerobní zóny. Množství kyslíku, které difunduje do anaerobní půdy, teoreticky může postačovat na aerobní oxidaci organických látek přítomných v odpadní vodě. Ve skutečnosti však v kořenové zóně převládají anaerobní děje, neboť kyslík je přítomný pouze v mikrozónách v těsné blízkosti kořenů a oddenků.
31
Kyslík O2 je transportován z atmosféry do kořenů aerenchymou. 1. část kyslíku difunduje do zeminy, čímž se vytváří aerobní zóna (+O2) 2. anoxická zóna (-O2, +NO3-) v okolí kořenů a oddenků 3. ostatní je anaerobní zemina (-O2, -NO3-) Obrázek 15. Schematické znázornění redoxních podmínek v okolí kořenů mokřadních rostlin [4]
•
Poskytování organického uhlíku nutného pro denitrifikaci
•
Vylučování řady látek (např. alkaloidů), které mají silné baktericidní účinky
•
V případě zvýšených průtoků v období silných dešťů může u čistíren, které čistí odpadní vody z jednotné kanalizace, docházet ke krátkodobému povrchovému odtoku, ale v případě, že je filtrační lože osázeno rostlinami, pracuje systém jako mokřad s povrchovým tokem a nedochází k pouhému odtoku po povrchu lože
•
Estetická funkce [2, 4, 6, 7]
2.9 Rostliny používané pro osázení KČOV •
Rákos obecný (Phragmites australis) Především pro svou schopnost tolerovat značnou míru znečištění patří
k nejproduktivnějším mokřadním rostlinám. Poloprovozní pokusy prokázaly, že rákos toleruje (intenzivně roste a rozmnožuje se) i hodnoty BSK5 2 000 mg·l-1 a koncentraci celkového dusíku 350 mg·l-1. Rákos je poměrně tolerantní vůči teplotě, pH, organickému i anorganickému znečištění. •
Chrastice rákosovitá (Phalaris arundinacea)
Často je vysazována v kombinaci s rákosem. Roste rychleji než rákos a vytváří kompaktní porost již během prvního vegetačního období. Biomasa i produktivita je výrazně nižší než u rákosu. Je tolerantní ke znečištění i promrzání, ale rozmezí optimálního pH je poměrně úzké: 6,1 – 7,5.
32
•
Orobinec Širokolistý (Typha latifolia.)
Používá se převážně pro malé domovní čistírny, má navíc i dekorativní charakter. Toleruje široké koncentrační rozpětí znečištění a především pH 2 – 10. Z tohoto důvodu je využíván pro umělé mokřady, které čistí kyselé drenážní vody s pH 2. •
Vodní Hyacint (Eichhornia Crassippes)
Je jednou z nejproduktivnějších rostlin na světě a v tropických a subtropických oblastech patří mezi nejobávanější plevele, které působí nesmírné škody (ucpávání závlahových kanálů, drenáží, řek, čímž znemožňuje jejich využití). Velká produktivita je však využívána při čištění odpadních vod. •
Kosatec žlutý (Iris pseudacorus), Kosatec sibiřský (Iris sibirica)
Mají i dekorativní charakter. Kosatec sibiřský navíc patří mezi silně ohrožené druhy rostlin podle vyhlášky 395/1992 Sb. takže na činnost je potřeba souhlas orgánu ochrany přírody (OOP). Rostliny se vysazují v hustotě 4 – 8 na 1 m2 přímo do štěrkového lože, pokud možno bez zeminy. Po vysázení rostlin je vhodné udržovat hladinu vody při povrchu lože, případně těsně nad povrchem, až do té doby, než rostliny řádně zakoření. Pokud jsou v okolí kořenového pole travní porosty, je žádoucí tyto porosty pravidelně kosit, zvláště v období po výsadbě makrofyt. Okolní porosty se mohou stát zdrojem nežádoucích plevelů, které po zanesení na kořenové pole zpomalují rozrůstání vysázených rostlin. Když se vysázené rostliny rozrostou a vytvoří souvislý pokryv, je možnost invaze plevelů prakticky nulová. I poté je však vhodné udržovat porosty v okolí kořenové čistírny, neboť veřejnost často hodnotí funkci čistírny podle vnějšího vzhledu. [2, 4, 6, 7]
33
Obrázek 16. Vegetace kořenové čistírny v Oucmanicích
2.10 Provoz a údržba Velkou výhodou kořenových čistíren ve srovnání s klasickými je, že nevyžadují elektrickou energii a neobsahují žádné mechanické součásti, které by se mohly opotřebovávat. To ovšem svádí k přístupu, že KČOV jsou v podstatě bezobslužné, což však v žádném případě není pravda. I velmi jednoduchá sestava – mechanické předčištění a kořenové pole – vyžaduje pravidelnou kontrolu. Běžná kontrola je především zaměřena na údržbu mechanického přečištění (čištění česlí, kontrola a případné vyklízení lapáku písku a štěrku) a kontrolu nastavení výšky vodní hladiny ve filtračním poli. Průběžně je také nutné kontrolovat množství kalu v septiku nebo štěrbinové nádrži a v případě potřeby nahromaděný kal vyvézt. Nedostatečná účinnost nebo špatná údržba předčištění má téměř vždy za následek únik většího množství nerozpuštěných látek do vlastní kořenové čistírny, což obvykle vede ke kolmataci (zacpávání) filtračního lože a následnému povrchovému odtoku. Povrchový odtok se však většinou objevuje jen na krátkém úseku za rozvodnou zónou a v žádném případě se nejedná o havárii nebo kolaps čistírny. Povrchový odtok má prakticky jen minimální vliv na účinnost čištění. [2, 5, 6]
34
Pokud je údržba systematická a pravidelná, jsou náklady na ni minimální a údržba je časově nenáročná. Ve většině případů postačuje u obecních čistíren jedna hodina denně. Poměrně nejasná je otázka údržby vegetace, především pak nutnost sklízení nadzemní biomasy. V mnoha zemích se vegetace vůbec nesklízí, a proto jsou vlastní filtrační lože uložena pod úroveň okolního terénu, aby se tento výškový rozdíl časem „zazemnil“ rozkládající se biomasou rostlin. V České republice existuje cela řada přístupů, z nichž nejběžnější je kosení vegetace na konci zimního období vzhledem k tomu, že zateplování povrchu filtračních polí je jednou z nejdůležitějších funkcí rostlin v našich klimatických podmínkách. Na některých KČOV je nadzemní biomasa kosena na podzim, ponechána na povrchu filtračních polí a odstraněna na jaře příštího roku. V některých případech je aplikována dosti pochybná metoda pálení biomasy „na stojato“ přímo ve filtračních polích. Pokusy se sklízením biomasy ukázaly, že množství živin, které lze odstranit sekáním nadzemní biomasy, je v porovnání s množstvím přiváděných živin prakticky zanedbatelné a většinou se pohybuje mezi 2 až 6 %. Sklízení biomasy jako způsob odstraňování živin však může hrát výraznější roli u silně naředěných vod s nízkou koncentrací živin na vstupu. [5]
2.11 Využití kořenových čistíren pro různé druhy odpadních vod Do kořenových čistíren byly zpočátku vkládány velké naděje pro dočišťování odpadních vod se zvýšeným důrazem na odstraňování živin. Již velmi záhy se ukázalo, že tento předpoklad je nesprávný a že kořenové čistírny jsou naopak pro takové využití nevhodné. Naproti tomu KČOV prokázaly výbornou schopnost odstraňovat organické a nerozpuštěné látky, a proto byly v 70. a 80. letech 20. století využívány téměř výhradně k čištění městských a domovních splaškových vod z malých zdrojů znečištění. Od konce 80. let 20. století se však použití kořenových čistíren (někdy v kombinaci s jinými typy umělých mokřadů) rozšířilo na téměř všechny druhy odpadních vod včetně průmyslových a zemědělských. [2, 15] KČOV mají obrovskou výhodu v tom, že jde snad o jediné čistírny, kterým nevadí nárazové znečištění. Jsou tedy ideální pro případy, kdy jsou objekty využívány sezónně nebo jen občas (chatové osady, kempy, penziony apod.), zkrátka všude, kde 35
dochází k nárazovému nátoku odpadní vody. Po obnovení přítoku odpadní vody začnou velice rychle normálně fungovat, zatímco například u běžné biodiskové čistírny trvá náběh na běžný provoz jeden až dva týdny. [4]
Obrázek 17. Využití kořenových čistíren pro různé druhy odpadních vod [2]
2.11.1 Splaškové vody Kořenové čistírny byly a pravděpodobně stále jsou nejčastěji využívány pro čištění domovních a městských splaškových vod. Výsledky jasně dokazují, že kořenové čistírny jsou úspěšně využívány pro čištění splaškových vod s velkou variabilitou vstupních koncentrací. Zvláště důležitá je skutečnost, že kořenové čistírny lze výhodně použít i v případě velmi nízkých vstupních koncentrací organických látek, tedy v situaci, kdy klasické čistírny jsou jen velmi obtížně použitelné. [4, 19] Kromě běžně sledovaných parametrů jsou v současné době ve splaškových vodách také sledovány další parametry, jako např. lineární alkylbenzensulfonáty (LAS), 36
které jsou významnou součástí pracích přípravků a různých farmaceutických produktů. [15]
2.11.2 Průmyslové odpadní vody V tabulce 3 jsou uvedeny příklady využití kořenových čistíren pro čištění různých druhů průmyslových odpadních vod. Čištění odpadních a procesních vod z petrochemického průmyslu je většinou zaměřeno na odstraňování uhlovodíků (např. tzv. dieselové uhlovodíky označované jako C10 – C40) nebo BTEX (benzen, toluen, ethylen, xylen). Pravděpodobně největší kořenová čistírna v petrochemickém průmyslu byla vybudována v Hegligu (Súdán, 240 000 m2, 60 000 m3/d odpadní vody) pro čištění procesních vod z ropných polí. Mezi největší kořenové čistírny (49 000 m2) patří i systém, který byl instalován v roce 1990 v Billinghamu ve Velké Británii pro chemickou továrnu [8], kde se vyrábí technický alkohol pro výrobu detergentů a různých plastů a deriváty pro výroby léčiv, aminů, fenolů, acetonu, nehořlavých materiálů, agrochemických přípravků a zvířecí potravy. [5, 15, 19] Odpadní vody z výroby papíru a papíroviny obsahují vysoké koncentrace nerozpuštěných a organických látek, které se dostávají do vody při zpracování dřeva. Sekundární čištění je většinou realizována v intenzivně provzdušňovaných lagunách a odtok z těchto lagun často obsahuje velmi nízké koncentrace organických látek, kterou jsou však obtížně biochemicky rozložitelné. [20] Kromě uvedených parametrů se čištění těchto odpadních vod zaměřuje na odstraňování amoniakálního dusíku a fenolových látek. Poloprovozní pokusy byly prováděny se sekundárně vyčištěnou vodou a prokázaly dobrou účinnost čištění především pro nerozpuštěné látky, BSK5 a amoniakální dusík. Byla také zjištěna závislost účinnosti na době zdržení, přičemž prodloužení doby zdržení na více než 24 hodin již nepřineslo významné zvýšení účinnosti. [4, 19] Koncentrace BSK5, CHSKCr a nerozpuštěných látek v odpadních vodách z kožedělného průmyslu jsou velmi vysoké a většinou přesahují 1 000 mg·l-1. [21] Využití kořenových čistíren pro tento typ odpadní vody je relativně nový a první experimenty byly prováděny v Portugalsku, Turecku a USA. Naproti tomu, využití kořenových čistíren pro čištění odpadních vod z textilního průmyslu je známo již v 80. let minulého století z Německa a Austrálie. Kromě organických a nerozpuštěných látek bývá čištění zaměřeno i na odstraňování barevnosti vody. Textilní odpadní vody však mají velmi nízký poměr (BSK5:CHSK), což indikuje 37
silné zastoupení obtížně rozložitelných organických látek, a proto redukce BSK5 je většinou nízká. [15, 19] Také využití kořenových čistíren pro čištění odpadních vod z jatek a masného průmyslu je známo již od konce 80. let minulého století z Austrálie. [22] Další využití bylo popsáno z Nového Zélandu, Ekvádoru, Mexika nebo Litvy. [15] Široké
uplatnění
kořenových
čistíren
je
pro
čištění
odpadních
vod
z potravinářského průmyslu. Tyto odpadní vody jsou především charakterizovány vysokou koncentrací lehce rozložitelných organických látek. [21] Velmi často jsou kořenové čistírny využívány pro čištění odpadních vod z výroby sýrů. Mezi další aplikace patří například zpracování mořských živočichů, výroba škrobu, zpracování ovoce a zeleniny. V poslední době se kořenové čistírny uplatňují při čištění odpadních vod z výroby vína a destilátů. Odpadní vody z vinařství jsou charakteristické vysokým obsahem organických látek, vysokou aciditou a sezónním kolísáním průtoku. [23, 24] Úspěšné použití kořenových čistíren bylo popsáno z Itálie a Jižní Afriky. Čištění odpadních vod z výroby destilátů bylo popsáno v Indii. [19]
Tabulka 3. Příklady použití kořenových čistíren pro čištění různých typů průmyslových odpadních vod [19]
Průmysl Lokalita Petrochemický USA Velká Británie Jižní Afrika Čína Taiwan Sudán Chemický Velká Británie Portugalsko Čína Papírenský USA Keňa Textilní Slovinsko Austrálie Německo Kožedělný Portugalsko Turecko USA
Prádelna
Průmysl Potravinářský
Lokalita Slovinsko Nizozemí USA Francie Itálie Litva Vinařský a lihovarnický Indie Itálie Jižní Afrika Pyrolýza lignitu Německo Důlní
USA Německo
Masný (jatka)
Austrálie Nový Zéland Mexiko Ekvádor Uruguay
Austrálie
38
2.11.3 Odpadní vody ze zemědělské výroby Odpadní vody ze zemědělské velkovýroby jsou běžně čištěny v umělých mokřadech s volnou vodní hladinou a několika stupni předčištění. [21] Kořenové čistírny jsou využívány méně často, přesto však existuje celá řada úspěšných aplikací. Již v polovině 80. let 20. století použili kořenovou čistírnu pro čištění odpadních vod z vepřína v Cooper County Hog Farm (Springs, Austrálie). [22, 25] V poslední době se kořenové čistírny používají pro čištění odtoku z rybích farem. Tyto vody jsou 20 – 25x méně znečištěné než splaškové vody a čištění bývá většinou zaměřeno na odstraňování fosforu. [26] Jedna z prvních zmínek o tomto použití byla publikována již v roce 1993, a to pro čištění vody z intenzivní geotermální rybí akvakultury v Novém Mexiku. [27] Novější informace byly publikovány v Kanadě a z Německa. [26, 28] Velké množství údajů lze v literatuře nalézt o použití kořenových čistíren pro čištění odpadních vod z mléčnic. Již v roce 1956 prováděl Seidel experimentální pokusy s využitím mokřadních rostlin při čištění mlékárenských odpadních vod. První plnoprovozní KČOV pro tyto odpadní vody byla však byla uvedena do provozu až v roce 1985 v Dánsku. V roce 1991 byla uvedena do provozu KČOV v Kačici, která je navržena jako dočisťovací stupeň pro čištění odpadních vod z mlékárny. Experimentální pokusy se provádějí také na Novém Zélandě. [4, 19]
Tabulka 4. Příklady využití kořenových čistíren pro čištění odpadních vod ze zemědělské výroby [19]
Odpadní voda Lokalita Vepříny Austrálie Čína Velká Británie Thajsko Litva Taiwan Rybí farmy USA Kanada Německo Mléčné farmy Itálie Německo USA Nový Zéland Dánsko Litva Velká Británie 39
2.11.4 Průsaky ze skládek pevného odpadu Složení průsaku je vždy specifické a záleží na typu uloženého materiálu, stáří skládky a množství infiltrované vody. Průsaky jsou většinou silně zabarvené, anoxické s vysokou koncentrací rozpuštěných látek, CHSK, BSK5 (s velmi nízkým poměrem BSK5 : CHSK), amoniaku, fenolů, benzenu, chloridů, železa, manganu, arsenu, těžkých kovů a téměř vždy s nízkou koncentrací fosforu. Kořenové čistírny jsou běžně používány pro čištění průsaků ze skládek pevného odpadu. Britská databáze zahrnuje 17 kořenových čistíren, které jsou využívány pro tento druh odpadní vody. [29] Kořenové čistírny se používají pro čištění průsaků ze skládek pevného odpadu také v USA, Slovinsku, Polsku nebo Kanadě. [4, 19]
2.11.5 Splachové vody Splachy z letištních ploch obsahují rozmrazovací a protizámrazové prostředky, které jsou aplikovány na letištní plochy a letadla. Účinnou složkou bývají většinou ethylén-, diethylén- a propylén- glykoly. Pravděpodobně první využití bylo na letišti Curych-Kloten (Švýcarsko). [30] Systém o ploše 5 500 m2 byl uveden do provozu v roce 1994. Na londýnském mezinárodním letiště Heathrow byla po experimentálních pokusech v roce 1994 uvedena do provozu v roce 2002 kořenová čistírna o rozloze 2,08 hektaru, na které jsou čištěny splachové vody ze zpevněných ploch o rozloze 60 hektarů. [31] Splachy ze zahradnictví a skleníků většinou obsahují zvýšené koncentrace dusičnanů a velmi nízké koncentrace organických látek. Pro čištění městských a dálničních splachů se častěji používají mokřady s volnou vodní hladinou, ale kořenové čistírny mohou být také využity. Příkladem využití kořenové čistírny pro dálniční splachy je na dálnici A34 Newbury Bypass ve Velké Británii. [32, 33, 34] Hlavním cílem čištění byly těžké kovy měď, chróm, nikl a zinek a jejich odstraňování bylo dostatečné. Další zajímavý projekt na dálnici Villesse-Gorizia v Itálii zahrnuje celkem 60 umělých mokřadů na vzdálenosti 17 km. [35, 19] Každý systém se skládá ze sedimentační nádrže, kořenové čistírny, rybníka a koncové retenční plochy osázené vegetací. [19]
40
2.12 Účinnost čištění Kořenové čistírny jsou navrhovány a dimenzovány především pro odstraňování organických a nerozpuštěných látek, tj. parametrů, které jsou limitovány pro malé zdroje znečištění. V tabulce 5 je uveden souhrn účinnosti KČOV v České republice. Zde je vhodné poznamenat, že účinnost čištění dosahovaná v České republice je naprosto srovnatelná s účinností KČOV po celém světě. [2]
Tabulka 5. Účinnost kořenových čistíren v ČR [2] Průměrná účinnost vypočítána na základě účinnosti jednotlivých čistíren
Přítok (mg·l-1)
Odtok (mg·l-1)
Účinnost (%)
n (počet ročních průměrů)
N (počet KČOV)
BSK5
150
14,4
85,8
184
65
CHSKCr
333
53
76,1
109
40
165
11,9
84,8
125
44
56
27,6
47,0
37
16
27,5
18,0
33,4
77
31
5,8
2,45
40,9
31
12
6,8
3,3
41,4
68
26
Parametr
Nerozpuštěné látky Celkový N NH4+ – N -
NO3 – N Celkový P
2.12.1 Organické látky Organické látky, stanovené jako BSK5 nebo CHSKCr, jsou odstraňovány velmi efektivně. Mikrobiální rozklad organických látek probíhá ve filtračním loži jednak aerobně, ale převážně anaerobně. Původní představa, že kyslík difundující z kořenů a oddenků mokřadních rostlin provzdušní celé filtrační lože, se ukázala jako nesprávná a prokázalo se, že rozpuštěný kyslík se nachází pouze v těsné blízkosti podzemních orgánů rostlin. Účinnost odstraňování organických látek je prakticky nezávislá na ročním období a také na koncentraci na přítoku. Kořenové čistírny jsou schopné čistit odpadní vody s velmi nízkou vstupní koncentrací organických látek. [2, 36]
2.12.2 Nerozpuštěné látky Nerozpuštěné látky (NL) jsou v kořenových čistírnách odstraňovány velmi efektivně filtrací a sedimentací ve filtračním loži. Většina nerozpuštěných látek je zadržována v prvních metrech filtračních polí, což může vést především při nedokonalém předčištění k ucpávání lože a následnému povrchovému odtoku. Tento jev 41
nemá většinou vliv na celkový čisticí účinek, mohou (avšak nemusí) se však objevit hygienické problémy (zápach, komáři). [2, 37]
2.12.3 Fosfor Fosfor je v kořenových čistírnách odstraňován především adsorpcí a srážením ve filtračním loži, případně absorpcí rostlinami (a následnou sklizní nadzemní biomasy). Materiály, které jsou běžně využívány pro filtraci v kořenových čistírnách (kačírek, štěrk, drcené kamenivo), však mají velmi malou sorpční kapacitu, a proto je odstraňování fosforu v KČOV poměrně nízké a pro splaškové vody většinou nepřesahuje 50 % (viz tabulka 5). Odstraňování fosforu lze zvýšit použitím materiálů, které mají vysokou sorpční schopnost, například kalcit. Sorpční kapacita tohoto materiálu je však limitovaná a po čase je nutné celou náplň vyměnit. Množství odstraněného fosforu lze jen těžko předem odhadnout. To je způsobeno velkými rozdíly v sorpční kapacitě používaných filtračních materiálů. [2, 38]
2.12.4 Dusík Kořenové čistírny nejsou příliš efektivní při odstraňování dusíku. Hlavním důvodem je nedostatek kyslíku ve filtračním loži, což je přirozený úkaz pro všechny mokřady. Nedostatek kyslíku limituje oxidaci amoniaku (nitrifikaci), který je hlavní formou dusíku ve splaškových vodách. Navíc organicky vázaný dusík je efektivně přeměňován na amoniak (tzv. amonifikace) za aerobních i anaerobních podmínek, čímž se navyšuje koncentrace amoniaku v systému. Nitrifikace amoniaku je limitována na nejtěsnější okolí kořenů, ze kterých difunduje kyslík a vzniklé dusičnany jsou efektivně přeměňovány v anaerobních a anoxických částech filtračního lože na plynné formy dusíku (denitrifikace), které unikají do atmosféry. Množství amoniaku oxidovaného na dusičnany, a tudíž dostupného pro denitrifikační baktérie, je však velmi omezené. Z tohoto důvodu se v některých případech, kdy je kladen důraz na eliminaci amoniaku, kombinují kořenové čistírny s předřazenými umělými mokřady s vertikálním průtokem, kde dochází k intenzivní nitrifikaci. [2, 36]
2.12.5 Bakteriální znečištění Mikrobiální znečištění je v kořenových čistírnách zadržováno velmi efektivně kombinací fyzikálních, biologických a chemických procesů. Je složité určit podíl jednotlivých procesů, ale předpokládá se, že nejvíce se uplatňuje přirozený úhyn 42
(vzhledem k době zdržení několika dní), oxidace (enterické baktérie jsou většinou striktně anaerobní), působení antibakteriálních látek vylučovaných z kořenů mokřadních rostlin, predace a sedimentace. Ve většině kořenových čistíren je odstraňování koliformních a termotolerantních koliformních baktérií > 99 % při čištění domovních a městských splaškových vod, redukce fekálních streptokoků (enterokoků) je většinou > 95 %. [2, 36]
2.12.6 Těžké kovy Těžké kovy nepředstavují výrazný problém v odpadních vodách z malých sídel. Eliminace těžkých kovů je vysoká a v průměru dosahuje 80 %, ale míra eliminace silně kolísá mezi jednotlivými kovy. Největší část (cca 90 %) je zadržena v sedimentu a v podzemních částech rostlin a jen asi 10 % ze zachyceného množství se nachází v nadzemní biomase, přičemž koncentrace těžkých kovů v listech a stoncích rostlin jsou jen mírně zvýšené oproti přirozeným lokalitám. Mezi faktory, které nejvíce ovlivňují zadržování těžkých kovů v KČOV, patří především přítomnost rozpuštěného kyslíku ve filtračním loži, koncentrace organických látek, dusičnanů, železa a manganu v odpadní vodě. Především přítomnost železa hraje důležitou roli – v aerobních podmínkách je železo oxidováno za vzniku sraženin oxyhydroxidů železa a v této sraženině dochází k souběžnému srážení i dalších kovů. Naproti tomu v anaerobních podmínkách je železo redukováno, čímž se stává více rozpustným, za současného uvolňování dalších kovů do vody. Za takových podmínek však mohou redukované železo a další kovy reagovat se sirovodíkem, který vzniká redukcí síranů za silně redukčních podmínek ve filtračním loži. Vzniklé sirníky se ukládají ve filtračním loži, plynný sirovodík však může unikat, což se projevuje nepříjemným zápachem. [2, 36]
2.13 Legislativa Před zahájením stavby kořenové čistírny je nutné požádat u příslušného vodoprávního úřadu (obecního úřadu obce s rozšířenou působností) o vydání povolení k vypouštění odpadních vod a k provedení vodního díla (kořenové čistírny). K jejich získání je třeba mít pravomocné územní rozhodnutí vydané stavebním úřadem. Doporučuje se také požádat vodoprávní úřad o vyjádření (podle §18, zda je možné 43
provést stavbu KČOV z hlediska zájmů chráněných vodním zákonem, popřípadě jiných podmínek. K vydání povolení je nezbytné mít projektovou dokumentaci vodního díla zpracovanou oprávněným projektantem a technické podklady ke stavbě. U domácích KČOV se můžeme setkat s několika typy odvádění vyčištěných vod. Jednak jde o vypouštění odpadních vod do vod povrchových či do kanalizace, která není zakončena čistírnou odpadních vod. Pro takové je třeba mimo povolení ke stavbě vodního díla i povolení k nakládání s vodami – vypouštění odpadních vod. Toto povolení vydávané vodoprávním úřadem mimo jiné stanoví maximální přípustné hodnoty, množství znečištění a četnost odebíraných vzorků. V případě vypouštění kanalizace musí vypouštěná voda splňovat hodnoty nejvyšší míry znečištění dle kanalizačního řádu. Tuto problematiku upravuje zákon č. 254/2001 Sb. o vodách a o změně některých zákonů, vyhláška č. 428/2001 Sb., kterou se provádí zákon č. 274/2001 Sb., o vodovodech a kanalizacích a norma ČSN 75 640 Čistírny odpadních vod do 500 ekvivalentních obyvatel. [6, 10]
44
3 Experimentální část 3.1 Použité přístroje a chemikálie Tabulka 6. Seznam použitých chemikálií
Název
Vzorec
Čistota Výrobce
Demineralizovaná voda demi H2O
Univerzita Pardubice
Dusičnan draselný
KNO3
p. a
Lachema n. p. Brno
Dusičnan stříbrný
AgNO3
Čistý
Lachema n. p. Brno
Hydroxid sodný
NaOH
p. a
Lachema n. p. Brno
Chlorid amonný
NH4Cl
p. a.
Lach - Ner, s. r. o.
Chlorid sodný
NaCl
p. a
Lach - Ner, s. r. o.
Chroman draselný
KCrO4
Kyselina sírová (96%)
H2SO4
p. a
Ing. Petr Švec - Penta
Kyselina šťavelová
C2H2O4·2H2O p. a
Lachema n. p. Brno
Manganistan draselný
KMnO4
p. a
Spolana a.s.
C7H5NaO3
p. a
Nesslerovo činidlo Salicylan sodný
Tabulka 7. Seznam použitých přístrojů
Přístroj
Typ
Spektrofotometr
HACH DR 2800
Spektrofotometr pro viditelnou oblast 722 Stolní digitální pH- metr
HANNA pH 213
Termostat
HACH LANGE LT200
Analytické váhy
Kern 870
Horkovzdušná sušárna
Memmert UM 400
3.2 Zdroj odpadní vody Pro stanovení chemických ukazatelů odpadní vody byla použita odpadní voda z pobytového střediska environmentální výchovy Oucmanice (45 EO). Provozovatelem 45
střediska je Ekocentrum PALETA se sídlem v Pardubic. Kořenová čistírna odpadních vod v daném objektu má dva stupně čištění – mechanický stupeň (plastový lapol a štěrbinový komůrkový septik) a biologický stupeň (kořenové pole a biologický rybník). Odpadní vody přitékají na čistírnu gravitačně. V mechanickém stupni jsou zbaveny hrubých nečistot a po předčištění odtékají do vlastního kořenového filtru. Po biologickém vyčištění odtéká odpadní voda do vodoteče. Doba zdržení je 6 dnů. Pro stanovení jakosti vody byla odpadní voda odebírána ze vstupu a výstupu kořenového pole a z dočišťovacího rybníčku. Zároveň byla i odebírána voda ze vstupu nebo výstupu, odpovídající danému zdržení 6 dnů.
3.3 Stanovení chemické spotřeby kyslíku Chemická spotřeba kyslíku (CHSK) je definována jako hmotnostní koncentrace kyslíku, která je ekvivalentní množství silného oxidačního činidla spotřebovaného, za přesně vymezených (uzančních) reakčních podmínek zpracování vzorku vody, na oxidaci látek obsažených v 1 litru vody. Hlavní skupinu těchto oxidovatelných látek ve vodě tvoří organické látky, které voda v různé koncentraci (podle stupně svého znečištění) obsahuje. CHSK patří tedy mezi nespecifické ukazatele vody a jeho hodnota slouží k odhadu organického znečištění vody. Udává se obvykle v mg·l-1, u odpadních vod s velkým znečištěním v g·l-1 (rozumí se mg nebo g kyslíku odpovídajícího podle stechiometrie spotřebě oxidačního činidla na 1 litr vody). [36]
3.3.1
CHSKCr Oxidovatelné látky reagují s dichromanem draselným v silně kyselém prostředí
za přítomnosti síranu stříbrného jako katalyzátoru. Chloridy jsou maskovány síranem rtuťnatým. Vyhodnocuje se snížená intenzita žluté barvy způsobené ionty Cr6+. Pro stanovení CHSKCr byly použity kyvetové testy LCK 514 (rozsah detekce 100 – 2 000 mg·l-1) a LCK 314 (15 – 150 mg·l-1).
Měřící kyveta byla několikrát převrácena, aby se rozmíchala usazenina do suspenze, a byly do ní odpipetovány 2 ml vzorku odpadní vody. Poté se opět kyvetou zatřepalo. Na termostatu HACH LANGE LT200 byl zvolen program, při kterém se 46
kyveta 2 hodiny zahřívá na teplotu 148 °C. Po ukončení programu a ochlazení měřící kyvety na teplotu 80 °C, jí bylo opět protřepáno a následně necháno ochladit při pokojové teplotě. Hmotnostní koncentrace kyslíku byla změřena na přístroji HACH LANGE DR2800 po přečtení čárového kódu na kyvetě.
3.3.2
CHSKMn Metoda je založena na oxidaci oxidovatelných látek ve vodě manganistanem
draselným v prostředí okyseleném kyselinou sírovou. Oxidace musí probíhat 10 minut při teplotě 96 – 98 °C, přičemž spotřeba manganistanu nesmí být větší než 60 % přidaného množství KMnO4. Úbytek manganistanu, tj. množství spotřebované na oxidaci oxidovatelných látek, se zjistí odměrným manganometrickým stanovením. [36]
Při stanovení probíhají tyto reakce: -
při oxidaci látek ve vzorku vody: MnO4- + 5 e- + 8 H+ → Mn2+ + 4 H2O
-
(3)
po přídavku kyseliny šťavelového a při zpětné titraci jejího nadbytku manganistanem draselným: 2 MnO4- + 5 (C2O4)2- + 16 H+ → 2 Mn2+ + 10 CO2 + 8 H2O
(4)
Před vlastním stanovení byla nejdříve zjištěna přesná koncentrace manganistanu draselného pomocí roztoku kyseliny šťavelové. K 5 ml kyseliny šťavelové (c = 5·10-3 mol·l-1) bylo do titrační baňky přidáno 5 ml H2SO4 (1:2). Směs byla zahřátá k varu a za horka titrovaná roztokem manganistanu do slabě růžového zbarvení. Ze spotřeby manganistanu byla vypočítána podle stechiometrie skutečná koncentrace titračního činidla (KMnO4). Při stanovení CHSK ve vzorcích vody bylo do titrační baňky odpipetováno 100 ml vzorku vody, přidáno 5 ml H2SO4 (1:2) a 20 ml titračního činidla KMnO4. Směs byla promíchána, byly přidány varné kamínky a baňka přikrytá hodinovým sklem umístěna na vařič. Směs byla zahřátá k varu a var udržován po dobu 10 minut. Po uplynutí této doby bylo k horkému roztoku přidáno 20 ml roztoku kyseliny šťavelové. Horký odbarvený roztok byl titrován odměrným roztokem manganistanu do slabě růžového zbarvení.
47
3.3.3
Výpočet CHSK
Výpočet přesné koncentrace KMnO4:
c KMnO4 =
c(COOH ) 2 ⋅ V( COOH ) 2 VKMnO4
⋅ Ft =
5 ⋅ 10 −3 ⋅ 5 2 ⋅ = 1,818 ⋅ 10 −3 mol ⋅ l −1 5,5 5
Tabulka 8. Ukázka výpočtu CHSK vzorku (měření 4. 3. 2010)
Vstup
Výstup
Výstup + 6 dní
Rybník
Průměrná spotřeba [ml]
14,30
8,23
9,97
4,03
CHSK [mg·l-1]
59,63
18,13
23,17
5,91
Ukázkový postup výpočtu CHSK vzorku:
n(COOH ) 2 = c (COOH ) 2 ⋅ V(COOH ) 2 = 5 ⋅ 10 −3 ⋅ 0,02 = 1 ⋅ 10 −4 mol n( COOH )2 =
5 ⋅ n KMnO4 2
Teoretické množství KMnO4:
nt =
n(COOH ) 2 2,5
=
1 ⋅ 10 −4 = 4 ⋅ 10 −5 mol 2,5
Skutečné množství KMnO4:
n s = (c KMnO4 ⋅ VKMnO4 ) + (c KMnO4 ⋅ VKMnO4 ) dotitrováno = = (1,818 ⋅ 10 −3 ⋅ 20 ⋅ 10 −3 ) + (1,818 ⋅ 10 −3 ⋅ 9,97 ⋅ 10 −3 ) = 5,448 ⋅ 10 −5 mol
Množství KMnO4 spotřebovaného na oxidaci:
nKMnO4 = ns − nt = 5,448 ⋅10−5 − 4 ⋅10−5 = 1,448 ⋅10−5 mol nO2 = 2,5 ⋅ n KMnO4 = 2,5 ⋅ 1,448 ⋅ 10 −5 = 3,62 ⋅ 10 −5 mol mO2 = nO2 ⋅ M O2 ⋅ Fz = 3,62 ⋅ 10 −5 ⋅ 16 ⋅
1000 = 0,02317 g ⋅ l −1 = 23,17 mg ⋅ l −1 25
48
3.4 Stanovení pH odpadní vody Pod pojmem pH rozumíme zápornou hodnotu dekadického logaritmu aktivity vodíkových iontů, vyjádřené v molech na litr. V důsledku interakcí je aktivivta vodíkových iontů poněkud menší, než jejich koncentrace. Aktivita se blíží hodnotě koncentrace pouze u velmi zředěných roztoků. Hodnota pH významně ovlivňuje chemické a biochemické procesy ve vodách i toxický vliv látek na vodní organismy. Měření pH se provádí prakticky u všech druhů vod a má často klíčový význam pro další posuzování vlastností analyzované vody. [36]
Měření pH bylo provedeno na pH – metru HANNA 213. Do kádinky s 50 ml odpadní vody byla vložena elektroda pH – metru. Po určité době došlo k ustálení a hodnota pH byla odečtena a zapsána.
3.5 Stanovení obsahu celkového fosforu v odpadní vodě Veškerý fosfor se ve vodách vyskytuje ve formě buď anorganických sloučenin (Panorg) nebo v organických sloučeninách (Porg). Jsou to hlavně orthofosforečnany (Portho) a polyfosforečnany (Ppoly). Koncentrace fosforečnanů není ze zdravotního hlediska důležitá. Stanovení hmotnostní koncentrace v povrchových vodách je důležité zejména pro posouzení podmínek eutrofizace. V odpadních vodách a v odtocích z čistíren odpadních vod se sleduje hmotnostní koncentrace celkového fosforu překročení limitu je zpoplatněno. [40, 41]
Obsah fosforu ve vzorku odpadní vody byl stanoven metodou optické emisní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem na přístroji Integra XL 2 (GBC, Austrálie). Optická emisní spektrometrie je metoda založená na stanovení intenzity emise elektromagnetického záření, které je produkováno ionizovanými atomy a ionty prvku. Vzorek je peristaltickou pumpou nasáván do zamlžovače, kde je formován aerosol. Po vstupu aerosolu do mlžné komory jsou odloučeny větší kapky a zbývající podíl je pak v toku argonu vnášen do plazmové hlavice. V indukčně vázaném plazmatu dochází k desolvataci aerosolu, tepelné destrukci vzorku, která vede k jeho atomizaci,
49
ionizaci a excitaci valenčních elektronů. Při přechodu elektronů z excitovaného energeticky vyššího do základního energeticky nižšího stavu dochází k emisi záření, které je charakteristické pro daný prvek. Podle polohy emisních linií lze posoudit kvalitativní složení vzorku. Intenzita emise je veličina úměrná sledovanému prvku ve vzorku. Výchozí hodnota je již přepočtena hmotnostní koncentrace v mg·l-1.
3.6 Stanovení obsahu chloridů v odpadní vodě Chloridy jsou nejběžnější formou výskytu sloučenin chloru ve vodách jsou zde chemicky i biologicky stabilní. Vyskytují se ve všech druzích vod. V odpadních splaškových vodách a v některých vodách průmyslových jsou chloridy obsaženy ve vysoké koncentraci. Ke stanovení chloridů se nejčastěji používá odměrné stanovení. Pro stanovení chloridů v odpadní vodě z kořenové čistírny byla zvolena argentometrická metoda podle Mohra. Chloridy se titrují standardním odměrným roztokem dusičnanu stříbrného za vzniku málo rozpustného chloridu stříbrného. Konec titrace je indikován chromanem draselným, který rovněž dává s Ag+ ionty jen málo rozpustnou sraženinu chromanu stříbrného.
Sraženina
chloridu
stříbrného
je
bílá,
chromanu
stříbrného
červenohnědá. [36]
Při stanovení probíhají chemické rovnice: Ag+ + Cl- → AgCl (s)
(5)
2 Ag+ + CrO42- → Ag2CrO4 (s)
(6)
Přesná koncentrace dusičnanu stříbrného byla stanovena titrací 10 ml standardního srovnávacího roztoku chloridu sodného (c = 0,02 mol·l-1) zředěného na 100 ml destilovanou vodou. Při stanovení titru bylo postupováno stejně jako u vlastního stanovení chloridů ve vzorku vody. K vlastnímu stanovení bylo odměřeno 100 ml vzorku vody (nebo menší množství vzorku, doplněné destilovanou vodou na 100 ml). Byl přidán 1 ml roztoku chromanového indikátoru a za stálého míchání byl roztok titrován standardním odměrným roztokem dusičnanu stříbrného do červenohnědého zbarvení.
50
3.6.1
Výpočet obsahu chloridů
Výpočet přesné koncentrace AgNO3:
c Ag + =
c NaCl ⋅ V NaCl 0,02 ⋅ 10 ⋅ Ft = ⋅ 1 = 0,02 mol ⋅ l −1 V Ag + 10
Tabulka 9. Ukázka výpočtu obsahu chloridů (měření 4. 3. 2010)
Vstup
Výstup
Výstup + 6 dní
Rybník
Slepý vzorek
Průměrná spotřeba [ml]
2,87
1,50
0,87
1,50
0,20
CHSK [mg·l-1]
189,07
92,17
47,27
92,17
-
Ukázkový výpočet obsahu chloridů: V Ag + = Vvzorek − Vblank = 1,5 − 0,2 = 1,3 ml mCl − = c Ag + ⋅ V Ag + ⋅ M Cl − ⋅ Ft ⋅ Fz = 0,02 ⋅ 1,3 ⋅ 35,45 ⋅ 1 ⋅
1000 = 92,17 mg ⋅ l −1 10
3.7 Stanovení obsahu amoniakálního dusíku v odpadní vodě Amoniakální dusík se vyskytuje téměř ve všech druzích vod. Splaškové vody obsahují desítky mg·l-1 amoniakálního dusíku a v některých odpadních průmyslových vodách a v některých odpadních vodách ze zemědělství lze zjistit stovky mg·l-1 až jednotky g·l-1 amoniakálního dusíku. Vyskytuje se ve vodách jako disociovaný iont NH4+ a nedisociovaný NH3. Podíl těchto dvou forem závisí na hodnotě pH vody a na teplotě. Stanovená koncentrace amoniakálního dusíku ve vodě se vyjadřuje jako N-(NH3 + NH4+) nebo Namon. Vyjádření v těchto symbolech je jedině správné, protože používanými chemickými metodami pro stanovení „amoniaku“ ve vodě se nerozliší obsah ve vodě obsaženého disociovaného NH4+ (amonného dusíku) a nedisociovaného amoniaku NH3 (amoniakového dusíku), stanoví se vždy součet obou forem. [36]
Pro stanovení amoniakálního dusíku byla použita nejrozšířenější „Nesslerova“ metoda. Stanovení je založeno na reakci amoniaku a hydroxidu alkalických kovů s Nesslerovým činidlem (tetrajodortuťnatanem sodným nebo draselným) za vzniku jodidu tzv. Millonovy báze (oxidimerkuriaminjodidu). 51
Při stanovení probíhá reakce: 2 [HgI4]2- + NH3 + 3 OH- ↔ [Hg2N]I·H2O + 7 I- + 2 H2O
(7)
Uvedený jodid je málo rozpustná žlutohnědá sloučenina, která za podmínek stanovení při nízkých koncentracích amoniaku vytváří žlutohnědé koloidní roztoky, jejichž barevnou intenzitu lze stanovovat spektrofotometricky.
Příprava Nesslerova činidla: 100 g HgI2 a 70 g KI se rozpustí v malém objemu destilované vody a smísí se s předem připraveným roztokem hydroxidu sodného. (Roztok hydroxidu se připraví tak, že 160 g NaOH se rozpustí asi v 500 ml destilované vody a ochladí se na obyčejnou teplotu.). Směs se doplní na objem 1 litr destilovanou vodou. Používá se čirý roztok, který je alespoň po pětihodinovém usazování. Uchovává se v tmavé láhvi. [42]
Ze zásobního roztoku chloridu amonného byla připravena řada kalibračních roztoků o koncentraci amoniakálního dusíku Namon 1 mg·l-1 až 11 mg·l-1. Kalibrační roztoky byly zpracovány dále uvedeným postupem. Stejným postupem bylo provedeno i slepé stanovení, při kterém se kalibrační roztok nahradil destilovanou vodou. K 50 ml vzorku nebo zředěného vzorku byl přidán 1 ml Nesslerova činidla a směs byla protřepaná. Po 10 minutách byla změřena absorbance vzorku v 1 cm kyvetě při vlnové délce λ = 425 nm.
3.7.1
Výpočet obsahu amoniakálního dusíku
Tabulka 10. Kalibrace amoniakálního dusíku (měření 11. 5. 2010)
Koncentrace [mg·l-1]
1,00
3,00
5,00
7,00
9,00
11,00
Absorbance
0,177
0,480
0,750
0,989
1,181
1,367
52
Kalibrační křivka amoniakálního dusíku 1,600 1,400
Absorbance
1,200 1,000 y = 0,1185x + 0,1133 R2 = 0,9902
0,800 0,600 0,400 0,200 0,000 0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
-1
Koncentrace [mg·l ] Obrázek 18. Kalibrační křivka amoniakálního dusíku
Tabulka 11. Ukázka výpočtu obsahu amoniakálního dusíku (11. 5. 2010)
Průměrná absorbance -1
Ρ(Namon) [mg·l ]
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Rybník
Slepý vzorek
0,299
0,295
0,256
0,520
0,060
106,08
102,70
69,51
29,23
-
Ukázkový výpočet obsahu amoniakálního dusíku: A = AM − A0 = 0,229 − 0,060 = 0,239 Rovnice regrese: y = 0,1185 x + 0,1133 Výpočet hmotnostní koncentrace amoniakálního dusíku:
ρ=
A − 0,1133 0,239 − 0,1133 = = 1,0608mg / l 0,1185 0,1185
Přepočet hmotnostní koncentrace na litr odpadní vody:
ρ = 1,0608 ⋅
1000 = 106,08 mg / l 10
53
3.8 Stanovení obsahu dusičnanů v odpadní vodě Dusičnany se vyskytují ve všech druzích vod v různých koncentracích. Obsah dusičnanů ve vodách se udává zpravidla hmotnostní koncentrací jako NO3- nebo N–(NO3-) v mg·l-1. V některých odpadních průmyslových vodách až po stovky mg·l-1 NO3-. Pro analýzu bylo zvoleno spektrofotometrické stanovení dusičnanů s kyselinou salicylovou. Kyselina dusičná (uvolněná kyselinou sírovou z dusičnanů obsažených ve vzorku analyzované vody) nitruje v tomto prostředí kyselinu salicylovou. Vzniklé nitroderiváty kyseliny salicylové jsou bezbarvé. Po zalkalizování roztoku se tyto nitroderiváty žlutě zbarví. Intenzita zbarvení roztoku vzniklých produktů je úměrná obsahu dusičnanů ve vzorku vody. [36]
Ze zásobního roztoku standardu KNO3 byla připravena řada kalibračních roztoků o koncentraci 0,5 mg·l-1 až 5 mg·l-1. 10 ml těchto kalibračních roztoků bylo zpracováno dále uvedeným postupem. Stejným způsobem bylo provedeno i slepé stanovení s destilovanou vodou. 10 ml vzorku vody bylo napipetováno do odpařovací porcelánové misky. Dále bylo přidáno 0,2 ml 30% roztoku NaOH, 1 ml 1 % roztoku salicylanu sodného a po promíchání krouživým pohybem misky byla směs odpařena na vodní lázni do sucha. Po sejmutí z vodní lázně a ochlazení na laboratorní teplotu byl k odparku přidán 1 ml koncentrované kyseliny sírové. Po 10 minutách působení kyseliny bylo přidáno 20 ml destilované vody a 7 ml roztoku hydroxidu sodného. Pomalým krouživým pohybem byl obsah promíchán a kvantitativně převeden do 50 ml odměrné baňky. Absorbance byla měřena v 1 cm kyvetě při vlnové délce 415 nm.
3.8.1
Výpočet obsahu dusičnanů
Tabulka 12. Kalibrace dusičnanů (měření 12. 5. 2010)
Koncentrace [mg·l-1]
0,50
1,50
2,50
3,50
4,50
5,00
Absorbance
0,015
0,040
0,085
0,113
0,147
0,162
54
Kalibrační křivka dusičnanů 0,180 0,160
Absorbance
0,140 0,120 0,100
y = 0,0334x - 0,0042 R2 = 0,9957
0,080 0,060 0,040 0,020 0,000 0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
-1
Koncentrace [mg·l ] Obrázek 19. Kalibrační křivka dusičnanů
Tabulka 13. Ukázka výpočtu obsahu dusičnanů (měření 12. 5. 2010)
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Rybník
Slepý vzorek
Průměrná absorbance
0,083
0,080
0,079
0,067
0,055
ρ(NO3-) [mg·l-1]
96,41
88,92
85,93
48,50
-
Ukázkový výpočet obsahu dusičnanů: A = AM − A0 = 0,083 − 0,055 = 0,028 Rovnice regrese: y = 0,0334 x − 0,0042 Výpočet hmotnostní koncentrace dusičnanů:
ρ=
A + 0,0042 0,028 + 0,0042 = = 0,9641mg / l 0,0334 0,0334
Přepočet hmotnostní koncentrace na litr odpadní vody:
ρ = 0,9641 ⋅
1000 = 96,41 mg / l 10
55
3.9 Stanovení nerozpuštěných látek v odpadní vodě Složky vody, přítomné ve vzorku, můžeme z fyzikálního hlediska rozdělit na látky rozpuštěné a nerozpuštěné. Součtem těchto základních dvou skupin jsou látky veškeré. Jejich stanovení patří mezi základní ukazatele chemických vlastností vody ve všech druzích vod. V případě odpadních vod patří stanovení obsahu rozpuštěných a nerozpuštěných látek mezi základní ukazatele chemického složení vod. Ukazatel rozpuštěné anorganické soli (RAS) a nerozpuštěné látky (NL) jsou podle zákona ČR
č. 58/1998 o poplatcích za vypouštění odpadních vod do vod povrchových zařazeny mezi zpoplatněné ukazatele.[36, 40, 41] Pod pojmem nerozpuštěné látky pro účely normy ČSN EN 872 rozumíme tuhé látky, které se zachytí na filtru za určených podmínek. Nerozpuštěné látky jsou širším pojmem a zahrnují také látky koloidně dispergované. Diferenciace závisí na průměrné velikosti póru použitého filtru. U odpadních vod je ve vyhlášce č. 47/1999 uveden pro oddělení rozpuštěných látek filtr ze skleněných vláken s velikostí pórů (1,0 ± 0,3) µm. [36, 43, 44]
150 ml vzorku odpadní vody bylo filtrováno přes filtr (výrobce Fischer Scientific) ze skleněných vláken o průměrné velikosti pórů 0,3 µm za podtlaku. Filtr byl z Büchnerovy nálevky opatrně vyndán a sušen při 105 °C. Hmotnost látek zadržených na filtru byla stanovena zvážením.
3.9.1
Výpočet hmostní koncentrace nerozpuštěných látek
Tabulka 14. Ukázka výpočtu obsahu nerozpuštěných látek (měření 13. 4. 2010)
Rozdíl hmotností filtru [mg] -1
ρ(NL) [mg·l ]
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Rybník
11,9
3,8
0,2
4,3
79,33
25,33
1,33
28,67
Ukázkový výpočet obsahu nerozpuštěných látek:
ρ=
1000 ⋅ (b − a ) 1000 ⋅ 11,9 = = 79,33 mg / l V 150
56
4 Výsledky a diskuze Výsledky stanovení jednotlivých parametrů odpadní vody jsou uvedeny a diskutovány v následujících kapitolách. Stanovení každého ukazatele bylo provedeno pětkrát. Z těchto hodnot byl vypočítán průměr, který byl použit pro výpočet hmotnostních koncentrací jednotlivých parametrů kvality vody a je uveden v následujících tabulkách včetně směrodatných odchylek charakterizujících přesnost měření.
4.1 Výsledky CHSKCr Hodnoty CHSKCr byly stanoveny pomocí kyvetových testů. Výsledky jsou uvedeny v tabulce 15. Vzhledem k deklarované době zádrže kořenové čistírny (6 dní) z tabulky 15 vyplývá, že účinnost odstranění organického znečištění je pro samotné kořenové pole 63,19 %, 76,99 %, resp. 45,22 %. Nižší procento účinnosti odstranění organických látek u vzorku z datem měření 12. 4. 2010 u dočišťovacího rybníku s porovnáním se samotným kořenovým polem je pravděpodobně způsobeno externím znečištěním rybníku organickými látkami, které neprošly kořenovou čistírnou.
Tabulka 15. Výsledky měření CHSKCr pomocí kyvetových testů
Datum
Vstup – 6 dní -1
měření
[mg·l ]
4.2.2010 4.3.2010
-
Vstup
Výstup
-1
-1
[mg·l ]
[mg·l ]
Výstup + 6 dní -1
[mg·l ]
Rybník [mg·l-1]
379,20 ± 2,93 160,20 ± 6,73 419,40 ± 2,15 96,02 ± 3,99 154,40 ± 3,77 58,48 ± 5,00 102,42 ± 12.4.2010 371,00 ± 3,63 309,80 ± 2,48 85,38 ± 2,80 5,79 11.5.2010 321,80 ± 4,83 275,00 ± 2,76 176,20 ± 10,9 56,20 ± 0,49
4.2 Výsledky CHSKMn Hodnoty CHSKMn byly stanoveny manganometrickou metodou. Přestože tato metoda není určena pro stanovení hodnoty CHSK v odpadních vodách, byla použita pro 57
orientační posouzení kvality těchto vod. Výsledky jsou uvedeny v tabulce 16. V souladu s očekáváním poskytuje tato metoda nižší hodnoty CHSK než metoda dichromanová. Nebyla nalezena korelace mezi výsledky obou metod, a proto není možné tyto dvě metody zaměňovat. V souladu s legislativou je proto nezbytné pro tyto odpadní vody používat výhradně stanovení CHSKCr. Na základě hodnot uvedených tabulce 16 byly vypočteny účinnosti odstranění organického znečištění pro samotné kořenové pole 61,14 %, 63,09 %, resp. 35,28 %.
Tabulka 16. Výsledky měření CHSK manganometrickou metodou
Datum měření
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Výstup + 6 dní
Rybník
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
4.2.2010 4.3.2010 12.4.2010
58,96 ± 0,51 29,95 ± 0,22 59,63 ± 0,68 18,13 ± 0,55 77,15 ± 0,25 63,64 ± 0,50 28,48 ± 0,26
23,17 ± 0,60 -
5,91 ± 0,36 31,36 ± 0,26
11.5.2010
68,67 ± 0,11 62,39 ± 0,11 44,44 ± 0,79
-
16,63 ± 0,51
4.3 Naměřené pH odpadní vody U všech vzorků odpadní vody bylo postupem uvedeným v kapitole 3.4 stanoveno pH. Výsledky jsou uvedeny v tabulce 17. Hodnoty se pohybovaly v neutrální oblasti pH od 7,09 do 7,47.
Tabulka 17. Naměřené pH odpadní vody
Datum měření Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Výstup + 6 dní
Rybník
4.2.2010 4.3.2010 12.4.2010
7,36
7,17 7,29 7,39
7,15 7,09 7,16
7,17 -
7,12 7,47
11.5.2010
7,30
7,24
7,19
-
7,32
58
4.4 Výsledky stanovení celkového fosforu Obsah celkového fosforu byl stanoven pomocí optické emisní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem. Z naměřených hodnot uvedených v tabulce 18 byla vypočtena účinnost eliminace celkového fosforu pro kořenové pole, jejíž hodnoty jsou 54,36 %, 74,66 %, resp. 9,01 %. Z výsledků je také zřejmé, že dočišťovací rybník obsah celkového fosforu snižuje na minimum. Relativně vysoká účinnost 80,75 % a 70,13 % je zřejmě způsobena využitím fosforu rostlinami jako biogenního prvku pro svůj růst.
Tabulka 18. Výsledky měření obsahu celkového fosforu v odpadní vodě
Datum
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Výstup + 6 dní
Rybník
měření
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
4.2.2010 4.3.2010 12.4.2010
13,13
11,82 11,52 12,53
9,71 4,36 3,33
5,26 -
2,40 2,53
11.5.2010
12,87
14,09
11,71
-
3,84
4.5 Výsledky stanovení obsahu chloridů Chloridy byly stanoveny argentometrickou metodou. Hodnoty hmotnostních koncentrací jsou uvedeny v tabulce 19. Procentuální účinnost 51,25 %, 64,29 %, resp. 10,84 % vypovídají o průměrném odstranění chloridů kořenovým polem. Dočišťovací rybník má podle hodnot účinnosti 72,86 % a 72,29 % vyšší schopnost odstranění chloridů z odpadní vody. Nižší hodnoty z 11. 5. 2010 jsou zřejmě způsobeny nevhodnou aplikaci čistících prostředků.
Tabulka 19. Výsledky měření stanovení chloridů
Datum
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Výstup + 6 dní
Rybník
měření
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
4.2.2010 176,24 ± 0,91 138,48 ± 0 4.3.2010 189,07 ± 3,34 92,17 ± 0 12.4.2010 169,39 ± 3,42 169,39 ± 3,42 60,49 ± 3,42
92,17 ± 0 -
47,27 ± 3,34 45,98 ± 3,42
11.5.2010 185,05 ± 3,15 158,30 ± 3,15 150,82 ± 3,15
-
51,28 ± 3,15
59
4.6 Výsledky stanovení amoniakálního dusíku V tabulce 20 jsou uvedeny výsledky obsahu amoniakálního dusíku v odpadní vodě, který byl stanoven Nesslerovou metodou. Účinnost odstranění tohoto typu dusíku kořenovým polem je i v souladu s teorii poměrně malé 39,71 %, 42,38 %, resp. 34,47 %. Eliminace amoniakálního dusíku v rybníčku je větší 66,19 %, 72,44 %, přítomností většího množství kyslíku dochází k nitrifikaci a následnému využití rostlinami pro svůj růst.
Tabulka 20. Výsledky měření obsahu amoniakálního dusíku
Datum
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
Výstup + 6 dní
Rybník
měření
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
5.3.2010 108,81 ± 0,48 55,80 ± 0,66 12.4.2010 72,76 ± 1,65 53,51 ± 1,09 41,92 ± 0,41
65,60 ± 3,20 -
24,22 ± 0,66 24,60 ± 0,11
11.5.2010 106,08 ± 0,40 102,70 ± 0,69 69,51 ± 1,19
-
29,23 ± 0,24
4.7 Výsledky stanovení dusičnanů Obsah dusičnanů v odpadní vodě byl stanoven spektrofotometricky s kyselinou salicylovou. Výsledky hmotnostních koncentrací jsou uvedeny v tabulce 21. Účinnost odstranění dusičnanů je poměrně malá 42,24 %, 33,12 %, resp. 10,87 %. Tyto hodnoty v souladu s literaturou vypovídají o nevhodnosti využití kořenových čistíren pro odstranění dusičnanů.
Tabulka 21. Výsledky měření obsahu dusičnanů
Datum měření
Vstup – 6 dní -1
[mg·l ]
Vstup
Výstup
-1
-1
[mg·l ]
[mg·l ]
5.2.2010 103,38 ± 0 84,06 ± 0 5.3.2010 105,80 ± 2,42 55,07 ± 0 13.4.2010 94,91 ± 2,99 96,41 ± 2,25 63,47 ± 3,74 12.5.2010 96,41 ± 2,25
88,92± 2,99
85,93 ± 0
60
Výstup + 6 dní -1
Rybník
[mg·l ]
[mg·l-1]
61,11 ± 1,81 -
91,30 ± 2,42 85,38 ± 3,74
-
48,50 ± 1,50
4.8 Výsledky obsahu nerozpuštěných látek Literatura uvádí vysokou účinnost kořenových čistíren při odstraňování nerozpuštěných látek. Tento fakt byl experimentem ověřen u vzorků s datem měření 13. 4. 2010 a 11. 5. 2010. Byly stanoveny nerozpuštěné látky metodou, popsané v kapitole 3,9. Výsledky stanovení jsou uvedeny v tabulce 22. Účinnost odstranění NL byla 98,32 % a 88,24 %. Což potvrdilo vysokou účinnost KČOV pro tento druh znečištění.
Tabulka 22. Výsledky stanovení hmotnostní koncentrace nerozpuštěných látek
Vstup – 6 dní
Vstup
Výstup
[mg·l-1]
[mg·l-1]
[mg·l-1]
13.4.2010
79,33
25,33
1,33
11.5.2010
34,00
28,67
4,00
Datum měření
61
5 Závěr Předkládaná diplomová práce se zabývá čištěním odpadních vod z Pobytového centra Oucmanice pomocí kořenové čistírny. Cílem práce bylo u vybraných znečišťujících látek stanovit účinnost jejich odstranění. Bylo
provedeno
stanovení
chemické spotřeby kyslíku
dichromanovou
a mangonometrickou metodou. Experimenty prokázaly nevhodnost manganometrické metody pro tento druh odpadních vod, nebyla nalezena korelace mezi metodou CHSKMn a CHSKCr. Účinnost odstraňování organického znečištění jsou kořenové čistírny vhodné, což dokazuje účinnost , která je až 76,99 %. Tyto výsledky se vztahují pouze na samotné kořenové pole čistírny. Před čistírnou je plastový lapol a štěrbinový komůrkový septik, čímž se účinnost odstranění organického znečištění ještě zvýší. Bylo provedeno stanovení celkového fosforu metodou optické spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem. Nejlepších výsledku odstranění celkového fosforu bylo dosaženo dočištěním v rybníčku, kde rostliny využívají fosfor jako biogenní prvek pro svůj růst. Hmotnostní koncentrace chloridů byla stanovena pomocí argentometrické metody. Z hodnot účinností vyplývá, že schopnost eliminace chloridů samotným kořenovým polem je asi 50%. Obsah amoniakálního dusíku v odpadní vodě byl stanoven Nesslerovou metodou. Účinnost odstranění amoniakálního dusíku samotným kořenovým polem je poměrně nízká pouze 42,38 %. Lepších výsledků dosahuje dočišťovací rybníček, účinnost až 72,44 %, kde dochází dostatkem kyslíku k nitrifikaci a následnému využití rostlinami pro svůj růst. Dusičnany byly stanoveny spektrofotometricky s kyselinou salicylovou. Nízké hodnoty účinnosti (42,24 %) kořenového pole pro odstranění dusičnanů vypovídají o nevhodnosti použití KČOV pro odstranění dusičnanů. Vysokou účinnosti až 98,32 % byla prokázaná shoda s literaturou, kde je uváděna vhodnost využití kořenových čistíren odpadních vod pro odstranění nerozpuštěných látek.
62
6 Seznam použité literatury 1. http://www.ceskaenergetika.cz/index.php?page=page&art=1024, [cit. ze dne 12. 4. 2010] 2. Vymazal, J.: Kořenové čistírny odpadních vod, ENKI Třeboň (2004), 14 str. 3. Šnajdr, M.: Kořenová čistírna odpadních vod, EKO: ekologie a společnost 3/2008, str.22-23, ISSN 1210-4728 4. http://cistirna.hyperlink.cz/historie%20v%20cr.htm, [cit. ze dne 12. 4. 2010] 5. Vymazal, J.: Využití umělých mokřadů pro čištění odpadních vod z malých zdrojů znečištění, Sb. konf. Decentralizované nakládání s odpadními vodami (2008), ARDEC, s.r.o., Brno, str. 61-70 6. Kouřil, M.: Kořenové čistírny: alternativní způsob nakládání s odpadními vodami (informační brožura pro obce, soukromníky a zemědělce), Daphne ČR - Institut aplikované ekologie (2006), 24 str., ISBN 80-86778-22-3 7. Vymazal, J.: Constructed Wetlands, Subsurface Flow, Ecological Engineering. Vol. [1] of Encyclopedia of Ecology, 5 vols, Oxford: Elsevier., pp. 748-764 8. Sands, Z.; Gill, L.S.; Rust, R.: Effluent treatment reed beds: results after ten years of operation. In: Means, J.F., Hinchee, R.E. (Eds.), Wetlands and Remediation, Battelle Press, Columbus, Ohio (2000), pp. 273-279 9. J. Vymazal, J.: Constructed Wetlands in Water Pollution Control, In: P.F. Cooper and B.C. Findlater, eds., Pergamon Press, Oxford (1990), pp. 347–358 10. Mach, M.: Umělý mokřad krajině sluší, Ekolist 11/2003 11. Vymazal, J.: Nejvíce kořenových čistíren je v malých obcích, Moderní obec 5/2003, str. 10, ISSN 1211-0507 12. Vymazal, J.: Constructed wetlands with horizontal subsurface flow in the Czech Republic: Two long-term case studies, Desalination and Water Treatment (2009), pp. 40-44 13. Vymazal, J.; Kröpfelová, L.: Kořenové čistírny odpadních vod v České republice, jejich využití pro různé druhy odpadních vod, Sborník semináře Monitoring těžkých kovů a vybraných rizikových prvků při čištění odpadních vod v umělých mokřadech (GAČR 206/06/0058) (2008), ENKI, Třeboň, str. 28-35 14. http://www.eamos.cz/amos/kek/externi/kek_407/12/12.htm, [cit. ze dne 2. 5. 2010] 15. Vymazal, J.: The use constructed wetlands with horizontal sub-surface flow for various types of wastewater, Ecological engineering 35/2009, pp. 1–17 63
16. Sculthorpe, C.D.: The Biology of Aquatic Vascular Plants. Edward Arnold Publ., Londýn (1979) 17. Reed, S.C.; Middlebrooks, E.J.; Crites, R.W.: Natural Systems for Waste Management and Treatment. McGraw-Hill Book Company, New York (1988) 18. Vymazal, J.: Transformations of Nutrients in Natural and Constructed Wetlands, Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands (2001), pp. 1-93. 19. Vymazal, J.: Kořenové čistírny odpadních vod a jejich využití pro různé druhy odpadních vod, Sborník semináře Monitoring těžkých kovů a vybraných rizikových prvků při čištění odpadních vod v umělých mokřadech (GAČR 206/06/0058) (2008), ENKI, Třeboň, str. 5-27 20. Thut, R.N.: Feasibility of treating pulp mill effluent with a constructed wetland. In: Moshiri, G.A. (Ed.), Constructed Wetlands for Water Quality Improvement, Lewis Publishers, Boca Raton, Florida (1993), pp. 441-447 21. Vymazal, J.; Kröpfelová, L.: Wastewater Treatment in Constructed Wetlands with Horizontal Sub-Surface Flow. Springer, Dordrecht (2008) 22. Finlayson, M.; von Oertzen, I.; Chick, A.J.: Treating poultry abbatoir and diggery effluents in gravel trenches. In: Cooper, P.F., Findlater, B.C. (Eds.), Constructed Wetlands in Water Pollution Control, Pergamon Press, Oxford, UK (1990), pp. 559-562 23. Shepherd, H.L., Tchobanoglouis, G., Grismer, M.E., 2001. Time-dependant retardation model for chemical oxygen demand removal in a sub-surface flow constructed wetland for winery wastewater treatment. Water Environmental Research, 73, pp. 597-606 24. Masi, F.; Conte, G.; Martinuzzi, N.; Pucci, B.: Winery high organic content wastewaters treated by constructed wetlands in Mediterranean climate. In: Proc. 8th Internat. Conf. Wetland Systems for Water Pollution Control, University of Dar-esSalaam, Tanzania and IWA (2002), pp. 274-282 25. Finlayson, M.; Chick, A.; von Oertzen, I.; Mitchell, D.: Treatment of piggery effluent by an aquatic plant filter. Biological Wastes (1987), 19, pp. 179-196 26. Comeau, Y.; Brisson, J.; Réville, J.-P-.; Forget, C.; Drizo, A.: Phosphorus removal from trout farm effluents by constructed wetlands. Water Science and Technology (2001), 44(11/12), pp. 55-60
64
27. Zachritz, W.H., II.; Jacquez, R.B.: Treating intensive aquaculture recycled water with a constructed wetlands filter system. In: Moshiri, G.A. (Ed.), Constructed Wetlands for Water Quality Improvement, CRC Press/Lewis Publishers, Boca Raton, Florida (1993), pp. 609- 614 28. Schulz, C.; Gelbrecht, J.; Rennert, B.: Treatment of rainbow trout farm effluents in constructed wetland with emergent plants and subsurface horizontal water flow. Aquaculture (2003), 217,pp. 207-221. 29. CWA (2006): Constructed Wetland Association www.constructedwetland.co.uk 30. Röthlisberger, F.: Kickuth reed bed technology – the situation in Switzerland with a comparison between technical wastewater treatment and Kickuth reed bed technology. In: Proc. 5th Internat. Conf. Wetland Systems for Water Pollution Control, Universität für Bodenkultur, Vienna, Austria (1996), Poster 36 31. Richter, K.M.; Guymer, I.; Worrall, P.; Jones, C.: Treatment performance of Heathrow constructed wetlands. In: Wetland Systems and Waste Stabilization Ponds Communications of Common Interest, ASTEE. Lyon, France (2004), pp. 125-131 32. Shutes, R.B.E.; Revitt, D.M.; Scholes, L.N.L.; Forshaw, M.; Winter, B.: An experimental constructed wetland system for the treatment of highway runoff in the UK. Water Science and Technology (2001), 44(11-12), pp. 571-578 33. Pontier, H.; Williams, J.B.; May, E.: Progressive changes in water and sediment duality in a wetland system for control of highway runoff. Science of the Total Environment (2004), 319, pp. 215-224 34. Revitt, D.M.; Shutes, R.B.E.; Jones, R.H.; Forshaw, M.; Winter, B.: The performance of vegetative treatment systems for highway runoff during dry and wet conditions. Science of the Total Environment (2004), pp. 334-335, pp. 261-270 35. Bresciani, R.; Perco, P.; La Volpe, V.; Masi, F.: Constructed wetlands for highway runoff treatment: the Villesse-Gorizia project. In: Borin, M., Bacelle, S. (Eds.), Proc. Internat. Conf. Multi Functions of Wetland Systems, P.A.N. s.r.l., Padova, Italy (2007), pp. 198- 199 36. Vymazal, J.: Kořenové čistírny odpadních vod: Dvacet let zkušeností v České republice, Vodní hospodářství 4/2009, str. 113-118 37. Vymazal, J.; Kröpfelová, L.: Removal of organics in constructed wetlands with horizontal sub-surface flow: a review of the field experience. Science of the Total Environment (2009), DOI: 10.1016/j.scitotenv.2008.08.032 65
38. Vymazal, J.: Removal of phosphorus in constructed wetlandsd with horizontal subsurface flow in the Czech Republic. Water, Air, and Soil Pollution: Focus 4 (2004), pp. 657-670 39. Horáková, M.: Analytika vody, VŠCHT Praha (2000), 283 str.,ISBN 80-7080-391-6 40. Pitter, P.: Hydrochemie, SNTL – Nakladatelství technické literatury (1990), 568 str., ISB 80-03-00525-6 41. Zákon ČR 58/1998 Sb., o poplatcích za vypouštění odpadních vod do vod povrchových 42. Horáková, M; Lischke, P.; Grünwald, A.: Chemické a fyzikální metody analýzy vod, SNTL/ ALFA (1986), str. 146-149 43. Vyhláška MŽP ČR 47/1999, kterou se provádí zákon ČR č. 58/1998 Sb. 44. ČSN EN 872 (75 7349): Jakost vod- Stanovení nerozpuštěných látek – Metoda filtrace filtrem ze skleněných vláken, Český normalizační institut (2005)
66
Přílohy
67
Příloha 1. Naučná tabule kořenové čistírny v Oucmanicích
68
