VÍZKEZLÉS ÉS SZENNYVÍZTISZTÍTÁS
2008.
A környezetgazdálkodási mérnöki, illetve a természetvédelmi és vadgazda mérnöki alapképzési (BSc) szakok képesítési követelményeinek kidolgozása, a szakok beindítása HEFOP 3.3.1-P.-2004-09-0071/1.0
Tartalomjegyzék A SZENNYVIZEK VÍZSZENNYEZİ HATÁSAI ...................................................................6 Felszíni vizek szennyezése .............................................................................................6 Vízfolyások oxigénháztartása ..........................................................................................9 Vízfolyások idıszakossága............................................................................................10 A szennyvíz-terhelhetıség meghatározása...................................................................11 Felszín alatti vizek szennyezése ...................................................................................11 A tisztított szennyvíz bevezethetıségének vizsgálata ...................................................12 IPARI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS ..........................................................................................13 Az élelmiszeripari szennyvíz minıségi és mennyiségi jellemzése.................................13 Az élelmiszeripari szennyvizek tisztítása .......................................................................16 CSATORNÁZÁSI RENDSZEREK ÉS A GYÜJTÖTT SZENNYVÍZ JELLEMZİJE..........21 HAZAI SZENNYVÍZKEZELÉS HELYZETE.......................................................................24 SZENNYVÍZTISZTÍTÁS.....................................................................................................30 MECHANIKAI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS.............................................................................31 Kı és kavicsfogók, szennyvízrácsok .............................................................................31 A homokfogók................................................................................................................33 Ülepítık .........................................................................................................................36 A BIOLÓGIAI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS ELMÉLETI ALAPJAI ..........................................40 Szennyvízek kezelése ...................................................................................................47 Szennyvizek anaerob kezelése ...................................................................................47 A rothasztóberendezések kivitelezése.........................................................................51 A csepegtetıtestes szennyvíztisztítás ...........................................................................52 Forgó-merülı tárcsás biológiai szennyvíztisztítás .........................................................59 Oxidációs árkok .............................................................................................................60 Szennyvíz utótisztításának folyamatai...........................................................................61 Lebegıanyag – eltávolítási eljárások ...........................................................................61 Nitrogéneltávolítás .......................................................................................................62 Foszforeltávolítás.........................................................................................................65 2
Kémiai utótisztítás .........................................................................................................66 A TERMÉSZETKÖZELI RENDSZEREK...........................................................................68 Természetközeli szennyvíztisztítás ...............................................................................68 A természetközeli szennyvíztisztítás fı alkalmazási területei…………………………….69 TAVAS SZENNYVÍZTISZTÍTÁS .......................................................................................70 Aerob tó .........................................................................................................................71 Anaerob tó .....................................................................................................................72 Fakultatív tó ...................................................................................................................72 Szennyvíztisztító tavak üzemeltetése ............................................................................75 A SZENNYVÍZEK HASZNOSÍTÁSÁNAK LEHETİSÉGEI...............................................78 Szennyvizek öntözése ...................................................................................................78 A vízinövényes tisztítási rendszerek ..............................................................................82 A mocsári növényes rendszerek fıbb tervezési paraméterei.......................................88 Élıgépek......................................................................................................................89 HÁZI/EGYEDI SZENNYVÍZTISZTÍTÓ BERENDEZÉSEK.................................................90 Óriástartály (Cesspool) ..................................................................................................91 A szeptikus tartályok......................................................................................................91 Ülepítı tartály ................................................................................................................92 Szalma vagy faháncs kosár...........................................................................................93 Recirkulációs biofilter.....................................................................................................93 Levegıztetett biológiai szőrık .......................................................................................94 Biológiai szennyvíztisztító, zsebtelepek.........................................................................94 Az egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmény leggyakoribb típusai...........................95 Elıkezelés mőtárgyai...................................................................................................96 Tisztítás mőtárgyai.......................................................................................................99 Elhelyezés mőtárgyai.................................................................................................101 A SZAGEMISSZIÓ ÉS A SZAGHATÁSOK SZABÁLYOZÁSA......................................103 A SZENNYVÍZISZAPOK KEZELÉSE .............................................................................108 Iszapstabilizálás ..........................................................................................................108 Iszaprothasztókban lejátszódó folyamatok ................................................................108 Iszaprothasztók fıbb típusai ......................................................................................113 3
Iszapsőrítés .................................................................................................................116 Kondicionálás ..............................................................................................................116 Szennyvíziszapok fertıtlenítése ..................................................................................117 A szennyvíziszap víztelenítése....................................................................................118 Szennyvíziszapok szárítása ........................................................................................120 Szennyvíziszap égetése ..............................................................................................120 A szennyvíziszapok komposztálása ............................................................................121 Szennyvíziszapok szállítása ........................................................................................124 Szennyvíziszapok deponálása ....................................................................................125 A SZENNYVÍZISZAP ELHELYEZÉSÉNEK ÉS HASZNOSÍTÁSÁNAK LEHETİSÉGEI .........................................................................................................................................130 Szennyvizek és szennyvíz iszapok elhelyezésének hatása a környezetre..................134 A szennyvíziszap eredető szerves anyagok hatása a talaj fizikai jellemzıire ............137 A szennyvíziszapok tápanyagtartalma és azok formái...............................................138 A szennyvíziszap elhelyezés közegészségügyi és mikrobiológiai szempontjai .........143 Szennyvíziszap eredető toxikus szerves anyagok sorsa a talajban...........................146 Nehézfémek...............................................................................................................149 Szennyvizek és szennyvíziszapok elhelyezésének hazai szabályozása .....................151 Szennyvízelhelyezés és hasznosítás.........................................................................152 MELLÉKLETEK ..............................................................................................................161
4
BEVEZETÉS A jó minıségő víz stratégia erıforrás lett, amely a szerencsére a Kárpát Medencében még kielégíti a szükségleteket, de számos baljós jel mutatja, hogy ez az állapot a vártnál sokkal gyorsabban megszünhet. Ezért is fontos, hogy 2015-ig tervezett jó ökológiai célállapot érdekében eddig soha nem tapasztalt beruházásokkal kívánjuk vízkészleteinket megırízni, ha lehet javítani. A végehez közeledı ívóvízprogram után a csatornázás és szennyvíztisztítás ad újabb munkát a jelen és a közeljövı mérnökeinek. Ezt a feladatot már nem lehet pusztán mőszaki alapokon megoldani, hiszen legalább ilyen fontosak a környezetvédelmi és szociális társadalmi édekek szemelıtt tartása is. Sajnos a többcélú jó minıségő vízkészletek mára nagyrészt korlátozottan férhetıek hozzá. A szakembereknek azonban mindent meg kell tenni, hogy az újrafelhasználási lehetıségek egyre növekedjenek. Ráadásul ezt a társadalom széles körei által is megfizethetı eljárásokkal, módszerekkel érjék el. Ezek között a módszerek között növekszik az energiai takarékos környezetbarát megoldások szerepe. A környezetgazdálkodási mérnököknek ezen a területen igan nagy fejlesztési feladataik vannak. A hagyományos csıvégi szemlélet helyett, ahol a hulladék mennyiségéhez ésösszetételéhez méretezték és optimalizálták a technnológiát itt is egyre fontosabbak és meghatárózóbbak a preventív illetve integrált un. Tisztább
Technológiák,
ahol
a
szennyezés
megelızése,
minimalizálása
és
újrahasznosítása a cél. A szennyvíztisztítás feladata így területileg a vízgyőjtın kezdıdik, ahol a pontszerő források kibocsátásait kell minimalizálni. A mesterséges technológiákat, ahol szintén a biológiai és biotechnológiai ismeretek nélkülözhetetlenek, csak addig a szintig kell és szükséges kiépíteni, amig azt természeti környezetbe építve és természetes folyamatokra támaszkodva lehet folytatni. A keletkezett iszapok deponálása mára szintén környezetgazdálkodási zsákutcának tekinthetı, csak azok újra hasznosítása jöhet szóba hosszútávú megoldásként. Ehhez viszont a mérnöknek értenie kell a tisztítási folyamatokat, hogy azokat megtervezve a környezetre ártalommentes célterméket és ne újabb hulladékot állítson elı. Az eddigi gondolatokból következik hogy a tisztítási folyamatok a befogadó és annak vízgyőjtıjének elemzésével kell, hogy kezdıdjenek, amelynek elemzési eredmények megmutatják, hogy milyen beavatkozások mellet érjük el a gazdaságilag, társadalmilag és környezet szempontjából fenntarthatónak itélhetı vízgazdálkodást. Tesszük ezt azért, hogy magunk és utódaink is jó minıségő vízkészletekkel rendelkezzenek. A könyv a maga terjedelmi korlátai mellett erre a munkára kívánja felkészíteni a hallgatókat. Szerkesztı 5
A SZENNYVIZEK VÍZSZENNYEZİ HATÁSAI FELSZÍNI VIZEK SZENNYEZÉSE A szennyvizek diffúz módon és pontszerően is veszélyeztethetik a felszíni vizeket. A házi és telepi szennyvízszikkasztások közvetetten – a felszín alatti vizek közvetítésével – terhelik a víztesteket. Ez a hatás mind a vízfolyásokat, mind az állóvizeket érinthetik, az utóbbiaknál akár eutrofizációt okozva. Pontszerően – eltekintve lokális szabálytalanságoktól – a vízfolyások vannak kitéve a szennyvizek terhelı hatásainak. A különbözı mértékben és hatásfokkal tisztított szennyvizek egy adott ponton, valamely bebocsátó mőtárgyon keresztül jutnak a víztestekbe. A szennyvizeknek a vízfolyások vízminıségére kifejtett hatásai – a szennyvíz mennyiségi és minıségi paraméterein túl – a vízfolyás hidrológiai és biológiai jellemzıitıl függ alapvetıen, melyek együttesen határozzák meg az adott szakasz öntisztuló képességét. A szennyezı anyagok koncentrációja és kémiai összetétele, a vízbe jutást követıen a különbözı folyamatok hatására megváltozik. Ezek a folyamatok: a hígulás, a biodegradáció, a biológiai felerısödés (amplifikáció) és az ülepedés (szedimentáció). A hígulás a szennyezıanyag tovaterjedésével, keveredésével következik be. A terjedésben a vízfolyás áramlási tulajdonságainak van szerepe. Ezek közül a vízhozam, a víztömeg és a vízsebesség a meghatározó, de fontos szerepet játszik a turbulencia is. A vízhozam, illetve a víztömeg és a koncentráció között fordított arányosság áll fenn (1. ábra).
1. ábra A vízhozam és a vízminıség összefüggései A hazai méréseken alapuló összefüggések kiegyenlítı görbéje nagy vízfolyások, vagy erısen, de egyenletesen terhelt kis vízfolyások esetében hiperbolával jellemezhetı kevesebb vízjárású, illetve kevésbé szennyezett kisebb vízfolyások esetén a kezdeti hiperbolikus szakasz után emelkedı tendenciát mutat. A vízminıség valamely komponensbıl (C) adott vízhozam (Q) mellett származó terhelés (T=CQ) lényegében három tagból tevıdik össze: − a vízfolyás vízhozamával arányos alapterhelésbıl (aQ), − a vízfolyás vízhozamától független szennyvízterhelésbıl (b),
6
− a vízfolyás vízhozamával (Q), illetve egységnyi idı alatt bekövetkezı vízhozam változásával (Q-Q-1) egyenesen arányban változó nagyvízi terhelésbıl, amely az árterületrıl történı bemosások szennyezı hatását tartalmazza. Így a terhelés: T = CQ = aQ + b + cQ(Q-Q-1) ahol a, b és c állandók meghatározása nagyszámú mérési adat birtokában korrelációszámítással lehetséges. Olyan kiegyenlített vízjárású vízfolyás (pl. a Duna) esetében, ahol Q és a Q-1 értéke nagyságrendileg megegyezik, ott az elızı összefüggés jobboldalának harmadik tagja figyelembe véve azt a tapasztalati tényt, hogy c értéke nagyságrendekkel kisebb a értékénél - elhanyagolható. Ez esetben az összefüggés alakja: T = CQ = aQ + b Heves vízjárású vízfolyásoknál az összefüggést vagy eredeti alakjában használjuk, vagy azzal a közelítéssel élhetünk, hogy Q-1 értéke Q értékéhez képest elhanyagolható. A terhelés mértéke: T = CQ = aQ + b +cQ2 A szennyezés elkeveredésében, koncentrációjának csökkenésében a turbulens diszperzió játszik szerepet. Kis keresztszelvényő vízfolyásokban (pl. ér, patak, kis szelvényő belvízcsatorna) a keresztirányú elkeveredés gyakorlatilag néhány méteren belül megtörténik. Szélesebb és nagyobb vízhozamú vízfolyásoknál ez lényegesen nagyobb távolságon következik be. A szennyvíz keresztirányú terjedésének ismerete többek között a vízkivételi pontok vagy a fürdıhelyek kijelölésénél kap kitüntetett szerepe1. A szennyezıanyag koncentrációja a szennyvízbebocsátástól számított hossz- (x) és keresztirányban (y) az alábbi összefüggéssel számítható Jolánkai alapján2: C0,0 C(x, y) = 4π x , ahol C: εy: Co: qo : x:
y: yo: B:
, 2 , 2 , , exp - ( y - 2 n- y0) + exp - ( y - 2 n+ y0) ∑ 4 x, 4 x, n =0 ∞
a szennyezıanyag koncentrációja a vízfolyásban (g/m3) a keresztirányú elkeveredési tényezı (m2/s) Co,o= Co qo/vx h B a szennyezıanyag koncentrációja a szennyvízbevezetésben (g/m3) a szennyvízbevezetés vízhozama (m3/s) távolság a szennyvízbevezetés alatt (m) x, = x εy/vx B2 y, = y/B távolság a vízfolyás partjától a meder felé yo, = yo/B a szennyezıforrás (a bevezetés) távolsága a vízfolyás partjától (m) a vízfolyás szélessége (m)
Az összefüggés alapján több szennyvízbebocsátás hatására kialakuló kétdimenziós szennyezés-eloszlást szemléltet a 2. ábra.
7
Szennyezés
om leb
Szennyezés s mlá lebo
Q
lás
dés s ere á kev eboml és l
dés s ere á kev eboml és l
2. ábra Két-dimenziós elkeveredési modell (Forrás: Jolánkai, 1999) A biodegradáció az oxigént felhasználó szennyezı-anyagok esetében következik be. A legnagyobb szerepe ebben a folyamatban a biokémiai folyamatoknak van, melyek keretében a vízi ökoszisztémában levı mikroszervezetek (baktériumok, gombák, protozoák) részben saját testük felépítéséhez használják a biodegradálható szerves szennyezıket, részben mineralizálják ezeket. Ezek aerob és anaerob folyamatok lehetnek. Az aerob folyamatoknál oxigénigényes mikroszervezetek vesznek részt a lebontásban, a végtermékek, a szén-dioxid, szulfátok, foszfátok és a víz. Néhány szerves anyag lebontásához szükséges oxigén mennyiséget mutatjuk be az 1. táblázat. 1. táblázat Néhány szerves anyag lebontásának oxigén szükséglete Szerves anyag
Oxigén igény (gO2/g szerves anyag)
Zsír
2,85
Fenol
2,38
Fehérje
1,46
Keményítı
1,18
Cellulóz
1,18
Glükóz
1,06
Ecetsav
0,94
A biológiai felerısödés (magnifikáció) az a jelenség, melynek során toxikus nehézfémek, radioaktív anyagok, peszticidek és egyéb vegyületek egy adott élıszervezetben felhalmozódnak. Az adott felhalmozott vegyület a magasabb rendő szervezetekben tovább dúsul. A vízfolyások öntisztulásában fontos szerepet játszik az ülepedés. Az ily módon történı öntisztulás a vízben lévı oldhatatlan lebegı hordalékokra vonatkozik, azonban ezek felületére adszorbeálódhatnak különbözı szennyezı anyagok, amelyek a leülepedés során a fenékiszapban akkumulálódnak és potenciális szennyezı anyagként vannak jelen. Ezek egy fenékkotrás vagy egy árvíz során visszakerülhetnek a vízbe, ahol komoly szennyezést okoznak. Az ülepedés sebességét a Stokes törvény határozza meg a következık szerint: 8
VÍZFOLYÁSOK OXIGÉNHÁZTARTÁSA A víz oldott oxigén tartalma a vízminıség egyik jellemzı paramétere. A vízben található magasabb rendő élılények és így az egész vízi ökoszisztéma létének elıfeltétele az oxigén jelenléte a vízben. A víz oldott oxigén tartalmának alakulását nagyszámú fizikai, biológiai és kémiai (reakció) folyamat befolyásolja. Ezek egy része fogyasztja az oxigén tartalmat, másik része pedig növeli azt. Ezeket a folyamatokat az oxigénháztartás részfolyamatainak nevezzük, míg azok eredményét az „oxigén mérlegnek”. A jelentıs szervesanyag bevitellel szennyezett vízi környezetben a legjelentısebb oxigént fogyasztó folyamat a szervesanyag biokémiai lebontása. A vízben lévı mikroorganizmusok lebontják a szervesanyagot és ennek során, anyagcsere folyamataikhoz oxigént vonnak el a vízbıl. A víz biokémiailag bontható szervesanyag tartalmának mértékegysége a Biokémiai Oxigén Igény (BOI), amely az az oxigén mennyiség, amelyet a mikroorganizmusok a szervesanyag lebontása során egységnyi víztérfogatból meghatározott idıszak (öt nap) alatt elvonnak (BOI5, mgO2/l). A legfontosabb folyamat, amely ennek ellene hat az oxigénfelvétel. Ez a folyamat elsısorban a vízmozgás hidraulikai jellemzıitıl, a turbulenciától függ. A szennyvízbevezetés hatására kialakuló BOI koncentráció a bármely szennyezı anyagra használható hígulási egyenlettel határozható meg: C s q s + Qb C b C0 = qs + Q Ahol: Cs: a szennyezıanyag koncentrációja a bevezetett szennyvízben [mg/l], qs: a szennyvízhozam [m3/s], Cb: a szennyezıanyag „háttér” koncentrációja a befogadóban [mg/l], Q: a vízfolyás vízhozama [m3/s]. A biokémiai oxidáció sebessége egyenesen arányos a még lebontásra váró anyag koncentrációjával”, azaz dC1 = - K1 C1 dt Ahol: C1: a víz lebontható szervesanyag tartalma BOI-ban [mg/l] kifejezve, K1: a biokémiai lebontási folyamat sebesség tényezıje [1/d]. A Cs telítettségi oxigén szint és a Cox tényleges oldott oxigén koncentráció különbsége a C2 oxigénhiány. Azaz C2 = Cs - Cox. Az oxigénfelvétel azaz a levegıztetés folyamatának sebessége egyenesen arányos a C2 oxigénhiánnyal. A biokémiai lebontás levegıfelvétel csatolt folyamatai az alábbi összefüggéssel írható le: dC2 = K1 C1 - K 2 C2 dt K2: az oxigénfelvétel sebesség tényezıje [1/d] A szerves anyagok mineralizálásához elhasznált oxigénmennyiség és a vízben felvett oxigén eredıje az oxigénvonal (3. ábra), mely a távolság és/vagy az idıfüggvényében mutatja be a telítettségi oxigénszinthez képpest elıálló hiányt.
9
O2 koncentráció
Telítettségi O2 koncentráció
D0 Dcrit
D DO3 DO
DOcrit Távolság vagy idı, t=x/v
Vízfolyás
Szennyezés
3. ábra Az oxigénvonal
VÍZFOLYÁSOK IDİSZAKOSSÁGA A vízfolyások vízhozam-tartóssága alapvetıen meghatározza azok öntisztuló-képességét. A kiszáradás gyakorisága és tartósága függvényében a vízfolyások lehetnek állandóak, kvázi (félig) állandóak és idıszakosak. A felszín alatti vizek minıségi védelmét szolgáló újabb jogi szabályozásokban megjelentek többek között a szennyezı anyagok közvetett bevezetésének tilalma a fokozottan érzékeny területeken található idıszakos vízfolyásokra vonatkozóan, valamint az idıszakos vízfolyásba történı tisztított szennyvíz bevezetésével kapcsolatosan korlátozások és ellenırzési kötelezettségek. Az érvényben lévı jogszabály (219/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet a felszín alatti vizek védelmérıl) szerint az idıszakos vízfolyás olyan állandó vízhozammal, illetve vízborítással nem rendelkezı vízfolyás (így különösen ér, patak, belvízcsatorna), amely idıszakosan kiszárad tisztított szennyvíz, illetve használt víz bevezetése nélkül. Az állandó vízfolyás fogalmának meghatározásánál az állandó vízborítás nem lehet mérvadó, hiszen ez tavak esetében is fennáll, ezért egy minimális vízhozamot kell feltételezünk. A vízkészletgazdálkodási gyakorlatban az 5–10 l/s augusztusi 80%-os tartósságú vízhozammal rendelkezı vízfolyásokat tekintik állandónak, tehát ha egy meghatározott idıszak minden évében ez az érték 5–10 l/s-nál nagyobb. Sajnos a kisvízfolyások nagy részérıl vízhozam statisztika nem áll rendelkezésre, ezért a gyakorlatban szórványos mérések és tapasztalat alapján is el kell tudni dönteni egy vízfolyás állandóságát, vagy idıszakos jellegét. Ezért a vízkészlet-gazdálkodási gyakorlatban használtnál szigorúbb, a fogalommeghatározásoknál javasolt idıszakos vízfolyás definíciót kell alkalmazni. Ez a megoldás azért kedvezı, mert egy-egy rendszeres vízrajzi észleléssel nem rendelkezı vízfolyásra is a „0” vízhozamra vonatkozóan a területet ismerı helyi szakemberek több és megbízhatóbb információval rendelkeznek. Néhány kivételtıl eltekintve, mesterséges eredetők és vízjárásuk miatt általában a belvízcsatornák és kettıs mőködéső csatornák nem tekinthetık állandó vízfolyásnak. Külön szempont, hogy az adott vízfolyás természetes állapotában is állandó-e vagy csak a szennyvíz, illetve egyéb használtvíz bevezetések miatt3.
10
A SZENNYVÍZ-TERHELHETİSÉG MEGHATÁROZÁSA A szennyvíz-terhelhetıség valamely vízfolyás meghatározott szelvényében a határkoncentráció és a mértékadó vízhozam szorzataként kapott határérték (g/s), mely a szennyvíz bevezetése alatt kialakulhat. Értéke a különbözı vízminıségi komponensek megengedett illetve számítható határértékeitıl, a folyó öntisztuló képességétıl, a jellemzı vízhozam viszonyoktól, valamint a nagyobb szelvény fölötti szakasz terhelési viszonyaitól függ. A szennyvíz-terhelhetıség szempontjából elsısorban az oxigénháztartás komponensei bírnak jelentıséggel. Az oxigénvonal alapján történı szennyvíz-terhelhetıség meghatározása az alábbiak szerint történik: k4 p k 2 k 2 k 2 −k1 k 4 (k1q − D 0 k 2 ) 1 + Smax = + (D max q ) p k4 k1 k1 k k (S ) 1 2 0 max k 4 k 4 = k1 + k 3 p a q= − k 4 k1 Ahol: S0: a vízfolyás teljes biokémiai oxigénigénye a szennyezı forrás adott, mg/l; S0max: a szennyvíz-terhelhetıségi koncentráció, mg/l; Dmax: a minimális oldott oxigéntartalomhoz tartozó maximális oldott oxigénhiány, mg/l; D0: oxigénhiány a vizsgált folyamat elején, mg/l; k1: szervesanyag lebomlási állandó, l/d; k2: oxigénfelvételi állandó, l/d; q: a fotoszintézis tényezıje, mg/l/d; p: a fenékiszap tényezıje, mg/l; k3: a lebegıanyag-kiülepedés sebességi állandója, l/d. FELSZÍN ALATTI VIZEK SZENNYEZÉSE A szennyvizek a felszín alatti vizeket pontszerően és diffúz módon is terhelik. Pontszerő forrásoknak számítanak pl. a felszín alatti sérült vezetékek és nem megfelelı szigeteléssel kialakított tartályok (házi és ipari szennyvíztárolók). Diffúz szennyezéseket okozhatnak pl, a szennyvizek és szennyvíziszapok nem elıírásszerő mezıgazdasági hasznosításai. A tisztított szennyvizek befogadóba juttatása a nyári idıszakban a szennyvíz magas sótartalma miatt gyakran akadályokba ütközik az esetleg öntözıvíz-kivételek miatt. Ilyenkor a szennyvizet pl. szikkasztómezıre juttatják ki, mely terület jóval nagyobb terhelést kap, mint azt a természetes öntisztuló-képessége megengedné. Hazánkban jelenleg még számos olyan szigeteletlen fakultatív és oxidációs tározó mőködik, mely a szennyvizet jórészt elszikkasztja. Ezeket a tározókat rövid idın belül (legalább 20 éves élettartamú) szigeteléssel kell ellátni, vagy rekultiválással egybekötve fel kell számolni. A szennyvizeknek a felszíni vízfolyásba, mint befogadóba való juttatása is okozhatja a felszín alatti vizek elszennyezését. Különösen veszélyeztettek azok a víztestek melyek az év bizonyos hányadában nem rendelkeznek megfelelı hígulást eredményezı vízhozammal. A vízfolyások mederkörnyezeti elszennyezıdésének elkerülése érdekében 11
elıvizsgálatot kell végezni. Ennek során olyan szennyvíz-kibocsátási paraméterek határozhatók meg, mely hosszú távon sem okozza a felszín alatti vizek minıségi állapotának tartós romlását. A TISZTÍTOTT SZENNYVÍZ BEVEZETHETİSÉGÉNEK VIZSGÁLATA A tisztított települési szennyvizek felszíni befogadóba történı bevezetését a 28/2004. (XII. 25.) KvVM Rendelet szabályozza. Ez a különbözı komponensekre kibocsátási határértékeket ad meg és a veszélyes és mérgezı anyagok tekintetében elıírja, hogy ezeket a 10/2000 (VI.2) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendeletben szereplı, a felszín alatti vizekre vonatkozó (B) szennyezettségi határértékek betartásával kell megállapítani. Szennyezı anyagnak idıszakos vízfolyásokba történı bevezetését – mint a felszín alatti vízbe történı közvetett bevezetést – a 219/2004. (VII.21.) Korm. rendelet fokozottan érzékeny területeken tiltja, egyéb területeken csak feltételekkel engedi meg, és ez vonatkozik a tisztított települési szennyvizekre is. Fokozottan érzékeny területen áthaladó vízfolyás esetében a felette lévı szelvényben akkor sem engedhetı meg tisztított szennyvíz bevezetése, ha az adott szelvény nem fokozottan érzékeny területen van. Amennyiben az adott vízfolyásba tisztított szennyvíz bevezetése lehetséges, már a tervezés fázisában elıvizsgálatokat kell végezni, illetve a szükséges monitoringot elızetesen meg kell tervezni. A tervezés során a következı mennyiségi kérdéseket kell vizsgálni: - a tisztított szennyvíz bevezetés vízhozamának meghatározása, - az idıszakos vagy állandó jelleg meghatározása a bevezetés szelvényében, - a száraz idıszak tartama, - a lefolyás becslése a száraz idıszakon kívül (maximum, átlag, minimum), - a tisztított szennyvíz mederben történı elszivárgási hosszának becslése száraz idıszakban, - a száraz idıszakban beszivárgó víz mennyiségének meghatározása, - az állandó vízfolyással jellemzett idıszakban beszivárgó víz mennyiségének meghatározása, - a két mennyiség arányának meghatározása, feltételezve, hogy a keveredés a beszivárgási szakasz mentén egy becsülhetı mérető felszín alatti elkeveredési idomon belül megtörténik egy-két éven belül, - a száraz idıszakban, valamint a lefolyással jellemezhetı idıszakban történı beszivárgás felszín alatti elkeveredési idomának becslése - a továbbszivárgó víz által 50 éven belül elérhetı felszín alatti vízbázisok felmérése. A vízminıségre vonatkozóan a tervezés során a következıket kell vizsgálni: - a tisztított szennyvíz minısége, kémiai összetétele, - a száraz idıszakban történı koncentrációnövekedés, - a szelvénybe érkezı felszíni víz minısége, kémiai összetétel a bevezetés szelvénye felett nagy-, közép- és kisvízi állapotban, - az elszivárgási hosszon belül a meder menti talajvíz kémiai összetétele - a várható talajvíz-minıség becslése a tisztított szennyvíz beszivárgása, a párolgás okozta koncentrációnövekedés, majd a csapadékos idıszakban a hígító beszivárgással történı keveredés után. A tervezés során tehát bizonyítani kell, hogy a tisztított szennyvíz bevezetés nem okozza a felszín alatti vizek vízminıségi károsodását az elızıekben definiált felszín alatti 12
elkeveredési idomon kívül. Ennek kiterjedése csak olyan lehet, amely sem üzemelı, sem távlati vízbázist, továbbá természetvédelmi területet nem veszélyeztet. A tervezés során tett feltételezéseket érzékeny területeken az elıvizsgálatok során kialakított monitoring további üzemeltetésével, a már ismertetett gyakoriságú mérésekkel szükséges bizonyítani. A kevésbé érzékeny területeken – a tisztított szennyvíz bevezetésének mennyiségi és minıségi mérésére vonatkozó jogszabályi elıírásokon kívül – minimum programként a feltárás során telepített talajvízminıség-észlelı kutak állandósítása, évi két alkalommal történı mintázása javasolható azokra a komponensekre, amelyek a tisztított szennyvíz bevezetés szempontjából kockázatosak, de mindenképpen szükséges a pH, a vezetıképesség, a nitrát, az ammónia, és az oldott oxigén mérése. IPARI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS Minden olyan szennyvíz, amit bármilyen ipari vagy kereskedelmi tevékenység folytatására szolgáló helyrıl bocsátanak ki, és ami nem háztartási szennyvíz és csapadékvíz ipari szennyvíznek minısül. Az ipari szennyvizek okozta káros hatások a következıkben foglalhatók össze: 1. Oldható szerves anyagok hatása, mely az oldott oxigén hiányának növekedését okozza. Ez a hatás minden vízfázisba kerülést jellemez, a vizek redox potenciáljának csökkenése, a víz minıségét károsan befolyásolja, szaganyag-romlást is okoz. 2. Toxikus anyagok, elsısorban nehézfémek megjelenése, mely minden szerves rendszert károsít. A magas ammónia-, szulfid-, fehérje-és zsírtartalom is toxikus bizonyos mikroorganizmus csoportokra. 3. Szín és zavarosságot okozó anyagok, melyek mind esztétikai, mind tisztíthatósági szempontból kedvezıtlenek. 4. A növényi élet számára szükséges tápanyagok túlsúlya, melyek az élıvizek eutrofizációját gyorsítják meg. 5. Szerves mikroszennyezık, melyek egy része karcinogén. 6. Szerves és szervetlen olajak, melyek esztétikailag kellemetlenek, egyéb hatásaikban károsan befolyásolják az élıvilág élettevékenységét. 7. Savak és lúgok, melyek toxicitásuknál és vízminıséget befolyásoló voltuknál fogva károsan befolyásolják a befogadókat. 8. Légkörbe jutó szag és egyéb anyagok, melyek a környezetszennyezés lényeges okozói. 9. Szuszpendált anyagok, melyek a befogadók fizikai, fiziko-kémiai és biológiai tulajdonságait módosítják. 10. Hımérsékleti hatások, melyek a befogadók teljes biokémiai folyamatait lassítják, vagy gyorsítják, ennek következtében módosítják a befogadók teljes biotópját. 11. Radioaktív anyagok, melyek hatásuknál fogva mutációkat (genetikai hatásokat) okoznak, megváltoztatva a befogadó élıvilágát. 12. Bakteriális és vírusanyagok befogadóba juttatása, mely mind humán, mind bovin vonatkozásban rendkívüli veszélyeket rejt magába. A következıkben az élelmiszeripari szennyvizek jellemzésére és tisztítási módjainak ismertetésére szorítkozunk. AZ ÉLELMISZERIPARI SZENNYVÍZ MINİSÉGI ÉS MENNYISÉGI JELLEMZÉSE Az élelmiszeripari szennyvíztisztítás feladata a speciális vízszennyezı anyagok természetbe jutásának megakadályozása. A vonatkozó rendeletek ezért elıírják a közcsatornába való elıtisztítás szükségességét, vagy befogadóba való bevezetés tisztítási 13
határértékeit (28/2004. (XII. 25.) KvVM rendelet). A keletkezı szennyvizek minısége, mennyisége nagymértékben függ a gyártott termékek fajtájától, mennyiségétıl és a gyártási technológiáktól. Az 2. táblázat a Magyarországon keletkezı, az élelmiszerágazaton belüli négy fı iparág, a húsipar, tejipar, konzervipar és söripar átlagjellemzıit tartalmazza.
2. táblázat Élelmiszeripari szennyvizek átlagos minıségi jellemzıi KOIkr BOI5 összes lebegı anyag zsír-olaj tartalom pH
g/m3 g/m3 g/m3 g/m3
vágóhidak és húsipar 2500-5000 1000-2400 1000-2000 200-600 6,5-8,5
tejipar
konzervipar
söripar
3500-6000 1500-3000 400-600 200-550 5-10
4000-9000 2000-5000 1500-3500 50-150 5,5-10
2500-4500 1200-2300 300-800 20-50 4,5-12
A továbbiakban néhány iparág termelési tevékenységei során keletkezı szennyvizeket jellemezzük külön-külön. Hús- és baromfiipari szennyvizek: Általánosságban elmondható, hogy a húsipari szennyvizek (az élelmiszeripar egyik legtöbb gondot okozó szennyvizei) koncentráltabbak, mint a baromfiiparból származóak. Igen nagy mennyiségő vért, állati fehérjét és zsírt tartalmaznak. A zsír, mint felülúszó a víz felszínén megszilárdul, majd egyre vastagabb rétegre kiterjed, így a csatornanyílás elzáródásához vezethet. Ezért zsír- és olajfogók beépítése szükséges a technológiai folyamatba. A kolloid formában jelenlévı zsír- és olajszennyezések eltávolítása történhet apoláris anyagok felszívására alkalmas nagy fajlagos felülető perlittel (centrifugálás után újra felhasználható) vagy tızeggel (amelybıl a felszívott anyag nem nyerhetı ki, energetikailag égetéssel hasznosítható), illetve különbözı kialakítású zsír- és olajfogó berendezésekkel. A húsipari szennyvizekben sok a darabos szennyezés, amelyek hús és béldarabkák, köröm, toll lehetnek. Mindemellett igen nagy mennyiségő szerves anyagot, gyomor- és béltartalmat, hígtrágyát, szırt is tartalmaznak, ezért rövid idın belül erıteljes rothadásnak indulnak, intenzív szagképzıdés mellett. Egészségügyi szempontból magas baktérium fertızöttség jellemzi, döntıen patogén Salmonella törzsekkel. Tejipari szennyvizek: A tejiparra jellemzı a szennyvizek minıségi és mennyiségi ingadozása. Mennyiségük évszakonként és napszakonként is változik. Fıleg a nap elsı felében jelentkezik a szennyvíz legnagyobb része. A minıségi ingadozás változó szennyezettséget jelent. Jellemzı rájuk a nagy oxigénigénnyel induló gyors rothadó-képesség, mivel igen magas, könnyen bomló szerves anyagok, savó, író, vaj, sajt, túródarabok is az elcsurgó vizekbe kerülnek. Így erısen higított tejnek tekinthetık (1-2%), melyekbe só, cukor, laktóz, savak, lúgok, protein, tejzsír is belekerül. A tejzsír visszatartása azért fontos a technológiai-sor folyamán, mert csıszőkületet okoz és így rothadó iszaptelepet alkot, ahol anaerob (oxigénmentes) folyamatok uralkodnak. Ilyen körülmények mellett pedig a fehérjék könnyen gázhalmazállapotú kénhidrogénné alakulnak át, és a csatorna felsı részén lekondenzálva kénsavvá oxidálódnak, ezzel betonkorróziót okoznak. 14
A szerves szennyezıkön túl igen gyakran és változó (így követhetetlen) mennyiségben szervetlen szennyezık is a szennyvíz alkotóiként jelenhetnek meg. Ilyenek a por és homok részecskék valamint a hőtı és kompresszorvizek. Mindezek alapján megállapítható, hogy a tejipari szennyvizek állati táplálékként könnyen értékesíthetıek lennének, de a rendkívül magas szerves anyag tartalmuk miatt kitőnı baktérium tápoldatok, illetve a magas víztartalmuk miatt igen költséges a szállításuk. A mikróbák megtelepedésével a szennyvíz gyors bomlásnak indul, majd az oxigénkészlet kimerülése után savas erjedésbe megy át. Napjainkban a víztakarékos gyártástechnológia bevezetése a tejiparba szükségessé vált, mert a keletkezı szennyvíz mennyisége így 4 literrıl 0,6 literre csökkenthetı 1 liter tej termelése esetén. Konzervipari szennyvizek: Átfogó képet nyújtó jellemzésük nehézkes, mert minden egyes termékre meghatározott gyártási eljárást használnak. Szennyvizeinek összetétele és szennyezettsége nagyon változó, de elsısorban a feldolgozott anyag fajtájától és számától függ. A termékek mosása és tisztítása miatt sok lebegıanyagot (rost, héj, homok) tartalmaznak. A konzervipar nagy oxigénigényő, gyakran magas hımérséklető szennyvizei fıleg oldott és kolloid szennyezéseket tartalmaznak. Ezek a szennyezések gyümölcs és zöldséglevek, szirup, fızetmaradványok, hámozáshoz használt lúg, cukor és fehérjék formájában vannak jelen és a kémiai és biológiai oxigénigény növekedéséhez vezetnek. Cukoripari szennyvizek: A nagyobb cukorgyárak gyakran élıvízfolyások mellé települnek, aminek két oka van. Az egyik, hogy csak kis mennyiségben igényelnek ivóvíz minıségő vizet a termelési folyamataikhoz, a másik, hogy szennyvizeik több, mint 90%-a élıvízi befogadóba kerül. A cukoripar vízigénye nagy, ezért általában saját vízmővük is van. A cukoriparban a szennyvízbe jutott úsztató és mosóvizek tartalmazhatnak szervetlen szennyezéseket, homokot, földet, répadarabokat és leveleket. A szerves szennyezésekért a répából kioldott növényi fehérjék, cukrok és a humuszsav a felelıs. Szennyvizeik gyakran nagy oxigénigényőek, sok oldott cukrot tartalmaznak, ami jó tápláléka a mikrobáknak. Befogadóba (pl.: élıvízbe) jutva a bevezetés helyén a víz oldott oxigéntartalma annyira lecsökken, hogy más élılények számára már nem elegendı így a fajösszetétel is megváltozik. Kondenzvizek, amelyek a híg cukorlé vákuumbepárlásakor keletkeznek, illetve a hőtıvizek, takarító és tisztítóvizek, mosóvizek is a szennyvízbe jutnak. A mosóvizek lúgosak és kisebb-nagyobb mennyiségben tartalmaznak detergenseket (szintetikus mosószerek). Ezek felületaktív anyagok, amelyek csökkentik az oldószer (általában víz) felületi feszültségét, és így lehetıvé válik a zsíros, olajos és egyéb szerves tulajdonságú szennyezıdések eltávolítása, fellazítása. A mosószerek nedvesítı-, emulgeáló-, habképzı tulajdonságúak. Diszpergálják a szennyezıdést, azaz lebegtetik az oldatban. Magyarországon szinte kizárólag anionaktív detergenseket használnak az élelmiszeriparban (berendezések tisztítására), ezért vízszennyezési szempontból ezeket a vegyületeket kell vizsgálni. Az élelmiszeripari szennyvizeinkbıl bekerülnek a természetes vizekbe, és a felületaktív tulajdonságaik miatt lassítják a felszíni vizek öntisztulási folyamatait. Habképzı tulajdonságuk miatt hátrányosan befolyásolják a vizek tisztulását, de zavarják a biológiai szennyvíztisztítást is. Kezelésük azonban korántsem egyszerő. Egyes detergensek csak a legjobb hatásfokú tisztítási eljárás során bomlanak le, ezért egyes országokban már szabályozzák a biológiai lebonthatóság idejét. A hatályos szabványok szerint a szennyvíz biológiai szennyvíztisztítóba engedhetı, ha detergens koncentrációja nem haladja meg a 0,5 g/l határértéket, és közvetlenül csatornába, ha ez az érték 0,05 g/l alatti. A cukorgyártás mellékterméke a melasz és a cukorrépaszelet, az 15
elıbbit élesztıipari nyersanyagként, míg az utóbbit állattakarmány alapanyagként hasznosítják4. A szennyezés a vágóhidak, húsipar és a tejipar esetében döntıen zsír jellegő (kolloid formában), míg a konzerviparban és a söriparban fıként oldott szerves anyagként van jelen. Az egyes iparágakban a kibocsátott szennyvíz mennyisége az adott üzem termelési kapacitása szerint alakul (3. táblázat).
3. táblázat Néhány élelmiszeripari üzem jellemzı szennyvízkibocsátása vágóhidak, húsüzemek tejüzemek tejüzemek söripar :
kisüzem (m3/d) 20-40 60-90 200-400 20-50
nagyüzem (m3/d) 700-900 1500-2000 5000-7000 4000-5000
AZ ÉLELMISZERIPARI SZENNYVIZEK TISZTÍTÁSA A fentiekben láthattuk, hogy az élelmiszeripari szennyvizek igen változatosak és sokfélék lehetnek elsısorban a feldolgozandó anyagok fajtái és a termeléshez kialakított technológiai folyamatok alapján. Tisztításukra Magyarországon is sokféle kutatás irányul. Az élelmiszeripar szennyvizeinek tisztítása során a legfontosabb technológiai feladatokként a következıket sorolhatjuk fel:· − Az úszó anyagok-zsírok, olajos stb. kiválasztása, eltávolítása, − a szennyvíz lebegı anyagainak eltávolítása, − a szennyvíz organikus anyagainak lebontása, a KOI és a BOI5 paraméterek elıírt mértékben történı csökkentése, − az íz- és szagrontó anyagok, mikro-szennyezık eltávolítása, − zavarosság- és elszínezıdést okozó anyagok kivonása, − a levegı szennyezést okozó illó anyagok kivonása, eltávolítása, − nitrogén- és foszfor vegyületek eltávolítása, tavak eutrofizálódásának késleltetése, megakadályozása, − toxikus vegyületek eltávolítása, − biológiailag nem, vagy csak részlegesen bontható anyagok eltávolítása, − korszerő, új, aktuális feladatként jelentkezik a szennyezett víz újrafelhasználása, az értékes anyagok visszanyerése, hasznosítása. Az élelmiszeripari szennyvizek tisztítása önállóan, vagy házi, kommunális szennyvizekkel történı együttes tisztítás feladataként jelentkezik. A szennyvizek tisztítására alkalmazandó szennyvízkezelési technológia kiválasztásánál a szennyezés jellegéhez kell igazodni. A tisztítás elsı lépése a mechanikai tisztítás (gépi tisztítású finomrács vagy ívszita), amellyel csökkenthetı a további tisztítási lépcsık terhelése, az ott alkalmazott gépészeti berendezések (pl. szivattyúk) eltömıdése, kopása, a keletkezı tisztítási melléktermékek, iszapok (elhelyezés szempontjából veszélyes hulladékok) mennyisége. 16
A szennyvíz gyorsan ülepedı anyag tartalma alapján szükséges lehet egy tangenciális vagy levegıztetett, hosszanti átfolyású homokfogó berendezés is. Mivel a szennyvíz a gyártott termék termelésébıl keletkezik, mennyisége ingadozó, amelyet a következı tisztítási lépcsı méretének és mőködésének optimalizálása érdekében célszerő kiegyenlíteni egy puffer mőtárgyban. A puffer mőtárgy a mennyiségi kiegyenlítés mellett minıségi kiegyenlítést is biztosít. Vegyszeres flotálással lehet eltávolítani a fıként kolloid szennyezıdéseket tartalmazó vágóhídi, húsüzemi és tejipari szennyvizekbıl a szennyezıdéseket. Ezzel a technológiával az oldott (kis molekulájú) szerves anyagokat nem lehet kivonni a szennyvízbıl. A flotációs berendezés két fı technológiai lépése a flokkulálás és flotálás. A tisztításhoz használt vegyszereket adagolószivattyúk segítségével a flokkulátor térbe adagolják. A vegyszerrel (Al-, vagy Fe-oldat) megbontott emulziók, illetve a szintén vegyszerrel (anionaktív polielektrolit) flokkulált (pelyhesített) szennyezık elkeverednek a magas nyomású recirkuláció segítségével bejuttatott levegıvel. A nagy nyomásnak köszönhetıen a levegı mikrobuborékok formájában van jelen. A flokkulátor térben létrejött pelyhekhez hozzátapadnak a nagy fajlagos tapadási felülető mikrobuborékok, melyek késıbb a flotációs térben azokat a felszínre emelik. A flokkuláló pH mérıvel rendelkezik, mely biztosítja a semlegesítéshez szükséges automatikus vegyszeradagolást. A flokkulátorból a már elválasztható formában jelenlevı szennyezık és a szennyvíz a flotáló berendezésbe kerülnek, ahol a recirkuláltatott szennyvízben nyomás alatt elnyeletett levegı, azaz diszperz víz ("fehérvíz") felúsztató hatására a szennyvíz szennyezıi a felszínre úsznak és ott sőrősödnek. A felúszott szennyezıdéseket automatikus lefölözı gépészeti berendezés távolítja el a vízfelszínrıl, amelyet a tároló tartályból veszélyes hulladékként kell elszállítani és engedélyezett telepen elhelyezni. A flotációs berendezések több cégtıl, eltérı kialakításokban, nagy számban jelen vannak az üzemekben (4 ábra).
4. ábra Flotációs rendszer
Biológiai tisztítási eljárásokkal (anaerob és aerob) célszerő a határérték feletti oldott szervesanyag tartalmat eltávolítani a szervesanyag koncentráció értékétıl függıen. Az anaerob szennyvíztisztításban a levegıtıl elzárt közegben az ún. "metanogén" és "acetogén" típusú baktériumok végzik a szervesanyag lebontását, amely számukra tápanyag. A lebontási folyamat során metánt termelnek, amely energia visszanyerésre hasznosítható. A szervesanyag lebontás és a metán képzıdés 30-33 °C tartományban 17
optimális, így az anaerob szennyvíztisztítási technológia a nyers szennyvíz min. 20-24 °C hımérséklete, BOI5 min. 2500-3000 g/m3 értéke és 1000-1500 m3/d minimális szennyvíz mennyiség esetén javasolható. Az anaerob szennyvíz kezelés során a tisztítást végzı baktériumok (eleveniszap) fázis szétválasztása is megtörténik a tisztított szennyvíztıl (5. ábra).
5. ábra Az anaerob tisztítási rendszer
Ennek a tisztítási technológiának a viszonylag magas beruházási költsége alacsony üzemeltetési költséggel, kevés iszapképzıdéssel és energia visszanyerési lehetıséggel társul. Magyarországos a söriparban már alkalmaztak ilyen szennyvíztisztítási technológiát. A konzervipari magas szervesanyag tartalmú szennyvizek esetében szintén alkalmazhatónak látszik ez a technológia, azonban hazai elterjedésének - többek között a konzervipari szennyvizek szezonális keletkezése és az anaerob technológiai berendezések 4-5 hónapos teljes termelés leállás miatti magas fajlagos amortizációs költségei Magyarországon egyelıre gátat szabnak. Az alacsonyabb szervesanyag tartalmú (KOI=1500-2800 g/m3) és viszonylag kisebb mennyiségő (200-600 m3/d) szennyvizek tisztítására az aerob szennyvíztisztítási technológiák alkalmasabbak. Ezekben aerob baktériumok (eleveniszap) külsı, mesterséges légbevitel (azaz oxigén) segítségével biokémiai oxidáció során bontják le a szennyezıdést jelentı szervesanyag tartalmat, miközben az anaerob szennyvíztisztításhoz képest nagyobb mennyiségő biológiai fölösiszap képzıdik. Az aerob szennyvízkezelés egyik megvalósítási formája a korszerő mélylevegıztetéses, eleveniszapos technológia, ahol a biológiai tisztítás után utóülepítıben történik meg a tisztított szennyvíz és a recirkulációval a tisztítási folyamatban visszavezetett eleveniszap fázis-szétválasztása5. A totáloxidációs rendszer kialakítását mutatja be a 6. ábra. A rendszer elı- és utótisztítást tartalmaz, teljesoxidációs biológiai rendszer alkalmazásával.
18
6. ábra Totáloxidációs rendszer A konzervipari szennyvizek esetén a könnyen bomló szervesanyag tartalom az eleveniszap rossz ülepedı képességét (fonalasodás) okozhatja, lerontva az utóülepítés fázis-szétválasztó hatását. Ekkor a befogadó közcsatornára elıírt KOI érték nem tartható. Ilyen esetekre jelenthet megoldást a szintén aerob mőködési elvő csepegtetıtestes szennyvíztisztítási technológia, ahol a baktériumok szilárd hordozó felülethez vannak kötve és nem érzékenyek a fonalasodásra. Az anaerob és aerob biológiai tisztítók elınyei kombinált rendszerekben egyesíthetık (7. ábra). A kétlépcsıs tisztítás energiatakarékos megoldást tesz lehetıvé, alkalmazását a C:N:P arány korlátozza (nagy N-tartalom esetén az anaerob egység mőködésében funkcionális zavarok lépnek fel, a N-tartalom csökkentését ugyanakkor a stripping technológia alkalmazásával el lehet érni)6.
7. ábra Anaerob-aerob kombinált tisztítástechnológia A tisztítás-technológia anaerob lagúna és mőanyagtöltéső csepegtetıtest kombinációjával is megoldható (8. ábra).
19
8. ábra Kombinált rendszer csepegtetıtesttel A kétlépcsıs biológiai tisztítás az élıvízbe vezetést is lehetıvé teszi. Az anaerob-aerob rendszerek külföldön magas beruházási költségük ellenére egyre inkább elterjednek kedvezı üzemköltségeik miatt. Szóba jövı megoldás a mechanikai elıtisztítás (vegyszeradagolás nélküli flotáció) utáni mezıgazdasági hasznosítás-elhelyezés. Napjainkban az élelmiszeripari szennyvíztisztítás új fejezetének tekinthetı a membrántechnika alkalmazása. A nyomáskülönbségen alapuló membrános eljárások közül az ultra- és nanoszőrés illetve a fordított ozmózis jelentısége kiemelkedı. A membrános eljárások alapja az alkalmazott féligáteresztı membrán felületén történı szőrés. A membrán pórusméretétıl függıen bizonyos anyagokat visszatart, ezek alkotják a koncentrátumot vagy sőrítményt, míg másokat átereszt, ami a permeátum vagy szőrlet lesz. Így a vízszennyezésért felelıs anyagok igen nagy része igen jó, éles szétválasztással visszatartható. A szennyvíztisztítás területén a membránszőrés a nehezen kézben tartható utóülepítést hivatott kiváltani, de speciális esetekben a szennyvíziszap sőrítésére is felhasználható. A membránokon átjutó víz bakteriális szennyezést nem tartalmaz, így a költséges fertıtlenítı rendszer is megtakarítható. A lebegıanyagok 99%-os visszatartása a jövıben a tisztított szennyvíz újrahasznosítását a korábbiakhoz képest sokkal nagyobb területen teszi lehetıvé. A membránszeparációs mőveletek más módszerekkel való kombinálása hatékonyabbá teheti az elválasztást. A hibrid módszerek egyik ígéretesebb területe a nagyhatékonyságú oxidációs eljárásokkal (Advanced Oxidation Processes, AOP’s) való kombináció, amelyek közül a legismertebb az ózonkezelés. Az ózonkezelés membránszeparációs mőveletekkel való kombinálása számos elınnyel járhat: pl. az ózonnal történı elıkezelés a nagy molekulák degradációja révén csökkenti a membránok eltömıdését, jelentısen javítja a szőrhetıséget, ezáltal folyamatosan biztosítható a magasabb fluxus, a toxikus szerves vegyületek lebonthatók, így a szőrés után visszamaradó koncentrátum könnyebben kezelhetı, vagy fertıtlenítı hatásuk révén megakadályozzák a membránok felületén gyakran eltömıdést okozó biofilmképzıdést.
20
CSATORNÁZÁSI RENDSZEREK ÉS A GYÜJTÖTT SZENNYVÍZ JELLEMZİJE A települések ivóvízellátását biztosító édesvízkészletek világszerte így hazánkban is csökkennek és ez a trend elırevetíthetı; egyrészt a globális klímaváltozás, másrészt a vízkészleteket elszennyezı folyamatok, valamint a szigorodó ivóvízminıségi elıírások ismeretében7. A vízellátás –csatornázás –szennyvíztisztítás – szennyvízkezelés mára egy egymással összefüggı integrált folyamattá kezd válni, amely felvátotja a tarthatalanná váló korábbi egyirányú „ csövégi” szemléletet és mőszaki gyakorlatot. A szennyvíztisztítási rendszer az érkezı szennyvíz minıségétıl és az elhelyezés módjától függı, összetett fizikai, kémiai és biológiai folyamatok vezérlésére alkalmas különbözıen kialakítható, de egységes technológiai rendszer. A szennyvizek tisztításához azokat össze kell győjteni, a keletkezés helyén vagy attól távol mesterséges vagy természetes tisztító berendezésekben kell a befogadó vízminıség igényeit kielégítı tisztítást végrehajtani (9. ábra). A szennyvízelvezetés magába foglalja: • a győjtést (csatornarendszer), • a kezelést (elıtisztítás, tisztítás), • az elvezetést és az elhelyezést.
9. ábra A csatornázás, szennyvíztisztítás és a befogadó kapcsolata8 A továbbiakban ezt a hármas tagolást követjük az ismeretek átadása során. A csatornázási rendszereket különbözı szempontok alapján csoportosíthatjuk. Amennyiben a győjtés jellege alapján csoportosítunk, megkülönböztethetünk egyesített és elválasztott rendszerő csatornát, Egyesített rendszerrıl beszélünk, ahol a szennyvizet és a víztelenítendı területre lehullott csapadékvizet közös csatornahálózatban szállítják, és Elválasztott a rendszer, ahol a szennyvizet külön szennyvízcsatorna látja el, és a csapadékot külön csapadékcsatorna vezeti el. A kettı kombinációjaként úgynevezett vegyes rendszer jön létre. A szennyvíz csatornahálózaton belüli áramlási viszonyait tekintve gravitációs és kényszer áramoltatású csatornákat különítünk el. A gravitációs csatornákban a szennyvíz a gravitációs erı hatására az esés irányában mozog, míg a kényszer áramoltatású csatornák esetében megkülönböztetünk nyomócsatornát, ahol a csatornahálózatra telepített átemelık biztosítják a szennyvíz továbbjuttatását. A kényszer áramoltatású rendszerek közé tartozik a több átemelıs csatornarendszer, a nyomócsatorna rendszer mellett, ahol a hálózat egyes szakaszain a fajlagos kis lejtés miatt szükség van több átemelı beépítésére. A nyomás vagy vákuum alatt mőködı 21
csatornák alkalmazása a magas kivitelezési és üzemeltetési költségek miatt csak speciális esetben kerül alkalmazásra. A csatornahálózat keresztszelvény kialakítása alapján nyílt felszíni árokhálózat, felszín közeli zárt csatornahálózat, zárt csatornahálózat és mély csatornahálózat kerülhet kialakításra. A nyílt szelvényő felszíni árokban csak csapadékvíz és biológiailag tisztított szennyvíz vezethetı, a környezetre veszélyes szennyvizeket csak zárt csatornahálózatban szabad vezetni. A csatornahálózatba bevezetett szennyvizeket eredet szerint házi vagy háztartási szennyvizekre és ipari szennyvizekre lehet osztani. A két szennyvíztípus a háztartások vegyszerfelhasználásának növekedésével, illetve a helyi ipari víztisztítás fokozódásával minıségileg közelít egymáshoz. Ezen túl az egyesített rendszerekbe locsolóvizek, öntözıvizek, talaj és forrásvizek, csapadékvizek is bekerülhetnek. A csatornahálózat méretezésénél figyelembe kell venni az adott területrıl lefolyó szennyvíz mennyiségét. A csatornahálózaton egy nap alatt lefolyásra kerülı házi szennyvíz mennyisége kevesebb, mint a területen, ugyanazon a napon elfogyasztott vízmennyiség. Az elfogyasztott vízmennyiség egy része ugyanis öntözıvízként, locsolóvízként stb. kerül felhasználásra. A felhasznált víz mennyisége függ a terület beépítési szerkezetétıl, attól, hogy kertes beépítésrıl, vagy blokkos lakóépületekrıl van-e szó. A lefolyásra kerülı szennyvíz mennyisége a nap különbözı óráiban ciklusosan változik. Ez függ a lakosság szokásaitól, illetve az ingázók számától az adott településen. Általában 150 l/lakos/d szennyvízmennyiséggel kell számolni, ahol a számításba veendı lefolyási idı 14 óra. A vidéki városokban, illetve azokon a területeken, ahol a fürdıszoba ellátottság esetleg kisebb, a szennyvíz mennyisége, 100 l/lakos/d és a lefolyási idı 12 óra. Ebben az összegyőlt szennyvízben közel átlagosan 54 g/fı/d BOI5 szerves anyagterhelést vehetünk számításba. Természetesen, ipari szennyvizek esetében a biológiai oxigénigény alapján mért szerves anyagterhelés mellett a KOI/BOI aránnyal jellemezhetı lebonthatóságot is figyelembe kell venni. Azoknál a szennyvizeknél, ahol a KOI:BOI5 arány 8-nál nagyobb sok, nehezen bontható szintetikus szerves szennyezéssel kell számolni. A különbözı településeken és lakótelepeken keletkezı házi szennyvizekben lévı szennyezıdések fajtái alapvetıen megegyeznek, arányuk azonban jelentıs mértékben eltérhet egymástól. Amennyiben a házi és az ipari szennyvizek együtt kerülnek bevezetésre, az eltérés még nagyobb. A tisztítás szempontjából a házi szennyvizekben lévı szennyezıdéseket az alábbiak szerint csoportosíthatjuk: • Úszó szennyezıdések, halmazállapot szerint folyékonyak vagy szilárdak, a szennyvíz felszínén úsznak általában. • Ülepíthetı lebegıanyagok, a kolloidálisnál nagyobb szilárdszemcsék, ezek lehetnek szerves és szervetlen formájúak. • Nem ülepíthetı lebegıanyagok közé azokat a szerves és szervetlen kolloidális mérető szemcséket soroljuk, amelyek a Brown-féle mozgást végeznek. • A szennyvízben oldott szennyezıdések valójában szerves vagy szervetlen vegyületek és elegyek, amelyek mechanikai módszerekkel nem változtathatóak. • Görgetett szennyezıdések, amelyek a csatorna fenekén a szennyvíz mozgási energiája következtében jut tovább a befogadóig, illetve azt tisztító telepig.
22
A háztartási szennyvizekkel ellentétben az ipari szennyvizek minısége igen nagy változatosságot mutat. Különösen az ipari szennyvizek esetében kell hangsúlyozni azt, hogy a káros hatóanyagokat tartalmazó szennyvizeket semmiképpen nem szabad a közcsatornába engedni, hanem azokat az ipari üzem területén kialakított speciális szennyvíztisztítási technológiáknak kell alávetni, míg az onnan kikerülı tisztított szennyvíz minısége a közcsatornába beengedhetı értékeket eléri. A csatornahálózat üzemeltetésére illetve a szennyvíztisztítási technológiára veszélyes anyagok az alábbiak: • • • • • • • •
Szilárd és vízben oldhatatlan hordalékanyagok, amelyek könnyen ülepednek, de a csatornából, vagy a tisztítótelep mőtárgyaiból nehezen távolíthatóak el. Káros mennyiségő zsiradékok, olajok és kátrányok. Mérgezı gázok vagy olyan anyagok, amelyek átalakulás során ilyen gázokat hozhatnak létre, illetve mindenféle mérgezı és toxikus anyag pl. növényvédıszer. Tőzveszélyes anyagok, amelyek robbanó elegyet képezhetnek. Káros mennyiségő patogén fertızı anyagok. Lúgos vagy savas anyagok, amelyeknek pH-ja 7,5-nél nagyobb vagy 6,5-nél kisebb. Olyan szennyvizek, amelyeknek hımérséklete 50 oC -nál magasabb. Radioaktív anyagokkal szennyezett szennyvizek (nagyobb mint 10-6 mikro Curie/cm3).
Mivel hazánkban sajnálatos módon igen nagy az egyesített rendszerő csapadékhálózat aránya, ezért a lefolyó csapadékvizek minıségérıl is ejtenünk kell néhány gondolatot. Általában elmondható, hogy a burkolt útfelületekrıl az épületek tetıirıl, valamint zöld területekrıl a csapadékvizek szerves vagy szervetlen anyagokat visznek a csatornába. Az így bejutott szerves anyag mennyisége elsısorban az idıjárási tényezıktıl függ. İsszel elsısorban sok falevél, amely szerves anyagterhelést okozhat. Ugyanakkor az autóforgalom következtében a kipufogógázokból szilárd tárgyakra kiülepedı és az esı által csatornába mosott ólomtetraetil okozhat felhalmozódást, illetve az utóbbi idıszak vizsgálatai mutatták kik a policiklikus aromás szénhidrogének bejutását is az egyesített csatornákba, amely az elégtelen benzin illetve olaj származékok égetése következtében keletkezhet és az útfelületrıl, illetve autóparkolókról a lökésszerő csapadékterhelés következtében jut a csatornahálózatba. A csapadék által lemosott szervetlen anyagok mennyisége száraz idıben keletkezı házi szennyvíz szervetlen lebegıanyag tartalmához viszonyítva 20-25-szörös nagyságrendet is elérhet. Ezt a körülményt a csatornahálózat hidraulika méretezésénél (lejtési viszonyainál) figyelembe kell venni, és célszerő elızetes hordalékfogásról gondoskodni. Egyesített rendszerő csatornahálózat esetén különösen nagy csapadékterhelések során a lezúduló csapadék mennyisége károkat okozhat a befogadó szennyvíz tisztítótelepen. A telep kapacitását meghaladó szennyvízhozam záportározó segítségével felfogható, vagy megkerülı csatornával biztosítható a szennyvíztisztító telep tehermentesítse. Az ipari technológiák során keletkezı szennyvizek mennyisége és minısége valamint idıbeni lefolyása meglehetısen nagy változatosságot mutat, így az egyes üzemek csatornarendszerének kialakítására egységes sémát nem lehet adni. Célszerő, ha az adott vállalkozás területén a helyi mőszaki és gazdasági adottságok ismeretében kerül kialakításra a technológia függvényében a csatornarendszer. Egy adott üzemen belül a csatornarendszer kialakításához az alábbiakat kell ismerni: 23
− Milyen a keletkezı használt vizek (szennyvizek) mennyisége és minısége, vagyis milyen a szennyezettség összetétele technológiai részenként valamint az épületbıl történt kivezetési pontonként. − Mi a csatorna célja, azaz győjtıcsatornába történik-e a bevezetés vagy szennyvízkezelı telepre történik a szállítás, vagy visszaforgatás történik stb. − Az esetleges vízforgatásra kerülı víz újabb felhasználhatóságának kezelési feltételeit az esetleges belsı tisztítórendszer berendezés helyét, helyigényét, csatorna illetve visszaforgató igényét. − A csatornarendszerre káros anyagok keletkezési helyét, hogy késıbbiekben a belsı vízfogyasztási technológiát át lehessen alakítani, a káros anyagok mennyiségének csökkentése, illetve keletkezésének megakadályozása céljából.
A minıségi adatok ismeretében a szennyvizeket, tisztítást igénylı és tisztítást nem igénylı vizekre oszthatjuk. A tisztítást igénylı szennyvizekre jellemzı, hogy tisztításuk külön-külön megoldható, összekeverve azonban csak nehezen és általában sokkal nagyobb költség árán tisztítható, ezért a legtöbb szennyvízfajtát a legtöbb esetben célszerő külön csatornán vezetni a tisztítás helyére és ezt a tisztítást a vállalkozás területén kell lehetıleg megoldani. A közcsatornába bekerülı káros anyagok tisztítása fajlagosan nagyobb költségekhez és a környezet szempontjából nagyobb kockázathoz vezet, mint a keletkezés helyén történı tisztítás. Az ipari csatornarendszerek kialakításánál meghatározó az a szempont, hogy azokat a szennyvizeket kell egy rendszerbe győjteni és egy rendszerbe vezetni, amelyeket együttesen lehet tisztítani. HAZAI SZENNYVÍZKEZELÉS HELYZETE A rendszerváltás óta eltelt idıszakban nagy erıfeszítéseket tettek a vízgazdálkodási problémáik megoldására a gazdasági átalakulás meglehetısen nehéz éveiben. Az integrált vízgazdálkodás szemléletének világszerte tapasztalható térnyerésével egyre fontosabbá válik a városi vízgazdálkodáshoz kapcsolódó víz- és anyagforgalom zártabbá tétele9. A rendkívüli csapadékok okozta helyi vízkár események ráirányították a figyelmet arra, hogy az önkormányzati vízgazdálkodási feladatokon belül nagyobb hangsúlyt kell adni a települési vízrendezési feladatoknak és ezen belül a megelızést szolgáló fejlesztéseknek, illetve rekonstrukciós munkáknak10. A települési vízgazdálkodás a vízgyőjtı- gazdálkodás egyik fontos összetevıje hiszen, a városok koncentrált vízigénye és szennyvízkibocsátása alapvetıen befolyásolja az adott (rész)vízgyőjtı állapotát. AVKI alapján készülı vízgyőjtı-gazdálkodási tervnek és intézkedési programnak a pontszerő, vagy kvázi-pontszerő városi kibocsátások az emisszió csökkentése kulcskérdése. Folyó menti nagyvárosok hatása hosszan kimutatható az alattuk fekvı szakaszon. Az elsı szennyezéshullám koncentrációja nagyban függ attól, hogy a hálózatban mennyi az a korábban leülepedett hordalék, ami a víz által könnyen felvehetı. Ha ez nagy mennyiségő, akkor a szennyezıhullám csúcs-koncentrációja idıben megelızi a vízhozam-csúcsot. A 21. század elején a települési csatornázás sokkal több, mint a csapadékvíz egyszerő elvezetése a településrıl (1. melléklet). A városi csapadékvíz elhelyezését is új stratégiai célok jellemzik az alábbiak szerint11 : • a városi lefolyás csökkentése a csúcs-vízhozam mérséklése céljából, a szennyezés csökkentése a városi vízgyőjtıkön keletkezı szennyezıanyagok összegyőjtése és tisztítása révén, a csapadékvíz visszatartása és lehetıség szerinti maximális felhasználása a vízgyőjtın, vagy annak közelében, • a településkép javítása a víz elrejtése helyett annak megjelenítésével és a zöldövezetekbe történı beillesztésével12, a csatornázási beruházás csökkentése, például 24
a csapadékvíznek a zöldterületekre vezetésével, csökkentve ezáltal az infrastrukturális költségeket és javítva a mikroklímát. A csapadékvíznek a keletkezés helyén, illetve a felszíni lefolyás szakaszában történı szabályozása, amely mérsékli a szennyvíztisztító telep és a hozzá csatlakoztatott csatornahálózat mértékadó terhelését (egyesített rendszerben ez egyértelmő, elválasztott rendszerben az idegenvíz csökkentése által). Ez csökkenti az ivóvíz minıségő vízfelhasználást és a fentiek révén beruházási, és üzemköltség megtakarítást eredményez, ami a vízfogyasztók és csapadék illetve áttételesen szennyvíz-kibocsátók díjfizetésének mérséklését eredményezi. Számos európai országban támogatják, vagy éppen kötelezıen elıírják az elızı pontokban foglaltak alkalmazását. Ezt forrásszabályozásnak is nevezik, mivel a térszíni keletkezés helyén (in situ) törekszik a többcélú felhasználásra. Magyarország európai uniós tagságával összefüggı feladatai közül a legtöbb fejlesztési igény a szennyvízelvezetés és szennyvíztisztítás megvalósításával kapcsolatos. Az Európai Közösség a települési szennyvizek elvezetését és tisztítását a Tanács 91/271 EGK irányelvében szabályozza, hogy megóvja a környezetet a települési és egyes ipari szennyvízkibocsátások káros hatásaitól. Az Irányelv 2000 lakosegyenérték (LE) felett kötelezı feladatként írja elı a tagállamok részére a települések szennyvizeinek győjtését és tisztítását és az egységes végrehajtás érdekében meghatározza az alkalmazandó fogalmakat is. A lakosegyenérték (LE) a szennyvíz szennyezıanyag-tartalmának nemzetközileg elfogadott mértékegysége, 1 LE azt a szennyvízben lévı, szerves, biológiailag lebontható szennyezıanyag-mennyiséget jelenti, amelynek ötnapos biokémiai oxigén igénye 60 g BOI5 naponta. Ez a megközelítés abból indul ki, hogy egy lakos egy nap alatt kibocsátott szennyvizében lévı szerves szennyezıanyag terhelése 60 g BOI5 nek felel meg. A szennyvízelvezetés és szennyvíztisztítás megvalósítása sokszor gazdaságosabb, ha több település összefog, és közös rendszert valósít meg. Az Irányelvben foglalt kötelezettségek nem egyes településekre, hanem úgynevezett „szennyvízelvezetési agglomerációkra” vonatkoznak. A szennyvízelvezetési agglomeráció „olyan területet jelent, ahol a népesség és a gazdasági tevékenység elegendıen koncentrált ahhoz, hogy a települési szennyvizet összegyőjtsék és egy települési szennyvíztisztító telepre vagy végsı kibocsátási pontra vezessék”. A szennyvíztisztítási agglomeráció állhat egy (közigazgatásilag önálló) településbıl, illetve többıl is. Ez utóbbinál a szennyvíztisztító teleppel rendelkezı települést agglomerációs központnak hívjuk. A szennyvízelvezetési agglomerációk névleges szennyezıanyag-terhelése a területükön képzıdı összes biológiailag lebontható kommunális szennyvíz szennyezıanyag terhelésének összege, a következık szerint: Az agglomeráció összes névleges szennyezıanyag terhelése (LE) + A szennyvízelvezetési agglomeráció állandó lakosszáma + Minden egyéb szennyezıanyag terhelés (ipar +intézmények + idegenforgalom + szezonális ingadozásokból származó terhelés). A szennyvízelvezetési agglomeráció csatornahálózattal kiszolgált terhelése (LE) azt a szennyezıanyag-terhelést jelenti, mely az agglomerációban már kiépített meglévı győjtırendszer által ellátott területen keletkezik összesen, Beleértendı az a terhelés is, amely ráköthetı lenne a győjtırendszerre, de a rákötés még nem történt meg. A szennyvízelvezetési agglomeráció csatornahálózatra rákapcsolt terhelése (LE) azt a terhelést jelenti, melyet ténylegesen összegyőjt a meglévı győjtırendszer, és amely így eljut a tisztítótelepre. Az összes kiszolgált terhelés és az összes rákapcsolt terhelés között a különbség az a terhelés, amely azért nem jut el a tisztítótelepre, mert nincs bekötve a győjtıhálózatba.
25
A szennyvíz csatornán történı győjtése és szállítása gazdasági és környezetvédelmi szempontból nem mindenhol megfelelı megoldás. Ilyen területek a nagyon alacsony lélekszámú települések (aprófalvak), az olyan településrészek, amelyek a település központjától távol helyezkednek el, továbbá a külterületeken elszórtan fekvı lakóépületek (pl. tanyák, tanyabokrok az Alföldön). Ezeknek a területeknek a szennyvízkezelésérıl „a közmőves szennyvízelvezetı és -tisztító mővel gazdaságosan el nem látható területekre vonatkozó „Egyedi Szennyvízkezelés Nemzeti Megvalósítási Programja”-ról szóló 174/2003. (X.28.) Korm. rendelet rendelkezik. Az egyedi szennyvízkezelés megoldása környezetvédelmi és vízgazdálkodási szempontoktól, illetve a beépítési szokásoktól függıen lehet egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmény, egyedi szennyvíztisztító kisberendezés és egyedi zárt szennyvíztároló. A szennyvíztisztítás területén az Unióba történı belépés elıkészítése során az ország az alábbiakat vállalta: – 2008. dec. 31-ig a 10 000 LE–nél nagyobb terhelést meghaladó szennyvíz kibocsátású, érzékenynek minısített agglomerációkban a tisztító mővek tápanyag eltávolítási fokozatát kiépíti, – 2010. dec. 31-ig a 15 000 LE-nél nagyobb agglomerációk szennyvizeinek összegyőjtését és biológiai fokozatú tisztítómőveinek kiépítését megvalósítja, – 2015 dec. 31-ig a 2000 – 10 000 LE közötti agglomerációk szennyvizeinek összegyőjtését és biológiai fokozatú tisztítómőveinek kiépítését megoldja. A nem csatornázott területeken lehetıség adódik a szakszerő helyi szennyvízelhelyezı létesítmények kialakítására. A Nemzeti Szennyvízelvezetési Program az ország valamennyi agglomerációjának összes terhelését a 2015 évi célidıszakig 14,18 millió LE nagyságra prognosztizálta, s a nem közcsatornára kötött iparral együtt (711 000 LE) ez az érték14,89 millió LE-re növekszik. A > 2000 LE agglomerációk közcsatorna ellátottságát 89,3%-ra, a < 2000 LE-őek esetén pedig 3,7% -ra irányozták. Az 2015 ig terjedı idıszak végére az ország összes szennyezettségének visszatartása 93,0%-ban fog teljesülni. A 2003-2015 évek között, tervciklusonkénti megosztásban a várható költségvonzatait €-ban és 2003. évi árszinten kifejezve. Az 4. táblázat régiók szerint mutatja be az országban a települési szennyvízcsatornázottság helyzetét 2004-ben, a 2004. május 1-je illetve december 31-e közötti elırehaladást és a 2015-ig elérni szükséges jellemzıket. 4. táblázat A bekötött lakások tervezett változása 2004-2015 között Lakásszám
2004. május 1-én Csatornahálózatba % kötött lakások száma
Dél-alföldi
582 103
224 846
38,6
Dél-dunántúli
389 071
207 572
Észak-alföldi
594 823
Északm.országi Közép-dunántúli
Régió neve
Középm.országi Nyugat-m. országi
2004. december 31-én Csatornahálózatba kötött lakások száma
Terv: 2015 december 31
%
Győjtıhálózatb a kötött lakások száma
%
241 362
41,5
480 414
82,5
53,4
213 983
55,0
313 009
80,5
250 472
42,1
274 937
46,2
508 241
85,4
501 173
249 985
49,9
275 165
54,9
418 440
83,5
426 760
280 962
65,8
293 122
68,7
379 377
88,9
1 237 902
971 007
78,4
1 013 255
81,9
1 186 281
95,8
396 141
258 882
65,4
273 343
69,0
349 446
88,2
26
Összesen
4 127 973
2 443 726
59,2
2 585 167
62,6
3 635 208
88,1
A Nemzeti Proram alapján 2003–2015 között 4,454 millió LE-vel bıvül a csatornahálózatba jutó szennyezettségi érték, míg a fokozatok korszerősítésével a tisztítási kapacitás 7,308 mill. LE-kel egészül ki. Ezzel az ország szennyvíztisztítási összes kapacitása várhatóan 13,366 millió LE -re fog növekedni. A csatornázás területén a meglévı 27,1 ezer km győjtı hálózat – a további 17,3 ezer km–es tervezett bıvítéssel – 44,4 ezer km. hosszúságúra fog a tervek szerint nıni13. A alábbi ábra (10. á és táblázat aggromerációnkénti ellátottságot mutatja be amely a hátrányos régiók rosszabb környezeti mutatóit hangsúlyozza.
10. ábra A csatornaellátottság 2004-es állapotok alapján Az 2004-ben 555 db. üzemeltetési engedéllyel rendelkezı szennyvíztisztító mő kiépített „névleges” hidraulikai kapacitása 2,19 millió m3/d. Ebbıl 68% (1,24 millió m3/d biológiai fokozatú, míg további 29% (0,58 millió m3/d) tápanyag eltávolítást is biztosít. A maradék ~13% jelenleg még csupán mechanikai tisztítási fokozattal mőködik.
1990 után – a már jelzett vízfogyasztás visszaesés következtében – a szennyvíz fajlagos szennyezettsége ugrásszerően megemelkedett és pl. a korábbi 180–270 mg BOI5/l értékrıl 450–550 mg BOI5/l –re emelkedett. A régebbi telepek hidraulikai túlterhelése ugyan megszőnt, ám szerves szennyezıdésük természetesen megmaradt. Az elmúlt tíz évben az állami támogatást igénybevevı önkormányzatok az új telepek létesítése vagy a meglévık bıvítése során igyekeztek hosszútávra elegendı kapacitást biztosítani, emiatt ma a legtöbb esetben a telepek kihasználatlanok, mely nem csak az üzemeltetés minıségére, hanem annak költségeire is hátrányosan visszahat (5. táblázat) 27
5. táblázat A szennyvízcsatorna és az ivóvíz hálózatok régiók szerinti megoszlása (2003) Régiók megnevezése
Gerinc vezetékek hossza
Szennyvíz elvezetı hálózat Összes 1 fıre jutó vezetékhossz vezeték Gerinc Összes hossz* vezeték vezeték
(km)
KözépMagyarország
Gerinc vezetékek hossza
(m/fı)
Ivóvíz ellátó hálózat Összes 1 fıre jutó vezetékhossz vezeték Gerinc Összes hossz* vezeték vezeték
(km)
(m/fı)
Szennyvízcsatorna és ivóvíz gerinc vezeték hosszainak aránya (1:n)
7 372
10 774
3,4
5,0
11 385
16 334
4,2
6,0
1:1,54
-
3 565
5 599
5,7
8,9
6 145
9 967
6,3
10,3
1:1,72
Közép-Dunántúl
3 833
5 494
5,6
7,9
7 216
10 484
6,8
9,9
1:1,89
Dél-Dunántúl
2 536
3 721
5,2
7,6
7 008
10 388
7,4
11,0
1:2,76
ÉszakMagyarország
3 519
5 172
6,1
8,9
7 758
11 683
6,9
10,4
1:2,20
Észak- Alföld
3 677
5 557
6,2
9,3
9 074
13 509
6,3
9,4
1:2,47
Dél- Alföld
2 574
4 039
5,3
8,3
8 054
11 867
6,6
9,8
1:3,13
Ország összesen
27 108
40356
~4,8
~7,1
56 640
84 232
~6,0
~8,9
Nyugat Dunántúl
~1:2,0
Az EU-irányelvek a szennyvíztisztítási technológiák terén nem fogalmaznak meg újdonságot, inkább a meglévı ismereteket és fogalmakat egységesítik14. Ilyen fogalmak az: Elsıdleges tisztítás; a települési szennyvizek fizikai és/vagy kémiai tisztítását jelenti, mely legalább 20%-os BOI5-, és legalább 50%-os lebegıanyag-csökkentést eredményez. Az „elsıdleges tisztítás” a mechanikai tisztítás fogalmát bıvíti a kémiai tisztítás eljárásaival. Másodlagos tisztítás; a települési szennyvizek általános szennyvíztisztítási eljárásokkal – beleértve a biológiai tisztítást – történı tisztítását jelenti, melyek képesek biztosítani a határértékeket. A „másodlagos tisztítás” fogalom a korábban használt második és harmadik tisztítási fokozatot egyesíti az elıírt cél érdekében. Megfelelı tisztítás; bármely olyan tisztítási eljárás, mely biztosítani tudja az EU követelményeit. A „megfelelı tisztítás” kiszélesíti a két meglévı fokozatot, teret hagyva az esetleg késıbb bevezetésre kerülhetı tisztítási eljárásoknak (pl. membrántechnológia). Az EU követelmények betartása a telepnagyságok szerint az alábbi szennyvíztisztítási technológiákat igényli: a) < 2000 lakosegység (LE) – megfelelı elsıdleges tisztítás (pl. rács, homokfogó, kétszintes ülepítı) + biológiai tisztítás (pl. stabilizációs tavak, gyökérmezıs, csepegtetı testes, tárcsás merülı testes tisztítás és az eleveniszapos tisztítás minden változata) + iszapkezelés (főtetlen anaerob iszapstabilizálás, iszaptárolás). Csak mechanikai tisztítás nem elegendı. b) 2000 – 10 000 LE – megfelelı elsıdleges tisztítás (pl. rács, homokfogó, ülepítı medencék, kétszintes ülepítı) + biológiai tisztítás (pl. kis- és közepes terheléső csepegtetı- és tárcsás merülı test, eleveniszapos tisztítás részleges nitrifikációval) + iszapkezelés (főtetlen anaerob iszapstabilizálás, iszaptárolás). A csak nagyterheléső biológiai fokozat nem elegendı. 28
c) 10 000–25 000 LE – megfelelı elsıdleges tisztítás (pl. rács, homokfogó, ülepítı medencék) + biológiai tisztítás (pl. kisterheléső eleveniszapos tisztítás nitrifikációval és részleges denitrifikációval) +iszapkezelés (pl. főtetlen vagy főtött anaerob iszapstabilizálás, iszaptárolás). Érzékeny területen a részleges denitrifikáció nem elegendı, szükséges az intenzív, legalább 70%-os, N-eltávolítás és biológiai foszforeltávolítás. d) 25 000 – 100 000 LE – megfelelı elsıdleges tisztítás (pl. rács, homokfogó, ülepítı medencék) +biológiai tisztítás (pl. kisterheléső eleveniszapos tisztítás nitrifikációval és denitrifikációval, a foszfor részleges eltávolításával) + iszapkezelés (főtött rothasztás, iszaptárolás). e) >100 000 LE – megfelelı elsıdleges tisztítás (pl. rács, homokfogó, ülepítı medencék) + biológiai tisztítás (pl. kisterheléső eleveniszapos tisztítás nitrifikációval és denitrifikációval, foszfor eltávolítással) + iszapkezelés (főtött rothasztás, iszaptárolás). Érzékeny területen nagyteljesítményő denitrifikáció kb. 80%-os hatásfokkal és kémiai-biológiai foszforeltávolítás. A szennyvizek megfelelı tisztításának természetes mellékterméke a szennyvíziszap. Ha a csatornába vezetett szennyvizek jogszabályoknak megfelelı minıségőek és a mai kor követelményeinek megfelelı tisztítás-technológiákat alkalmaznak, az iszap mezıgazdasági szempontból értékes szerves tápanyag, amelyet célszerően vissza kell forgatni a termıtalajba. Ma Magyarországon a szennyvíz-iszapot nagyobb részt lerakókon helyezik el. A szennyvíziszap depóniákat úgy kell kialakítani, hogy min. 15 éven keresztül alkalmasak legyenek az adott térségben keletkezı iszapok fogadására. A szennyvíziszapok mezıgazdasági felhasználásának és kezelésének szabályairól az 50/2001. (IV.3.) Korm. rendelet rendelkezik. A rendeletnek megfelelıen a Ez mezıgazdaságban csak megfelelıen kezelt szennyvíziszap helyezhetı el. engedélyhez kötött tevékenység, amelyet talajtani szakvélemény alapján a közegészségügyi hatóság hozzájárulásával lehet végezni. 2004-ben 458 különbözı nagyságú és fokozatú telepen végeztek valamilyen minıségő iszapkezelést. A kikerülı mennyiség 173 ezer t szárazanyag/a volt. Ebbıl 43,5%-ot mezıgazdasági területre, 47,2%-ot lerakóba (depóniába) szállítottak, míg a maradék 9,3% egyéb (jobbára ismeretlen) helyre került. Termıföldre történı kihelyezéskor – kisebb települések esetében – 6-8%-os szárazanyag tartalmú, „részlegesen” stabilizált, sőrített iszapot, tenyészidın kívül általában közvetlenül a talajfelszín alá 200-400 mm mélységbe, injektálásos eljárással, helyezik ki. A nagyobb településeken – helyenként a környezı kisebb telepekrıl beszállított iszappal együtt – valamilyen mezıgazdaságból származó száranyaggal (szalma, pelyva, egyéb hulladék, stb.) komposztot állítanak elı, mely elızetes bevizsgálás, és engedélyezés mellett kerül kihordásra (11. ábra).
29
11. ábra A települési szennyvízkezelésbıl kelettkezett iszap-elhelyezés és hasznosítás arányának változása A mai gyakorlattal szemben, a szennyvíziszapok mezıgazdasági területen történı hasznosításának ötszörösét célozza meg a Program. A mezıgazdasági felhasználás alternatívájaként számolni kell a jövıben az iszapok erdészeti hasznosításával és a városgazdálkodási (kertészeti) felhasználásával is. SZENNYVÍZTISZTÍTÁS A továbbiakban a kommunális szennyvizek tisztítási elveivel foglalkozunk. A kommunális szennyvizek döntıen háztartási szennyvizeket tartalmaznak, így ezeket háztartási, települési és városi szennyvízként is szokták említeni a keletkezés eredete szerint. A tisztítás fokát a befogadó viszonyai és a szennyvíz mennyisége, gazdasági szempontok, valamint tisztítási határértékek határozzák meg. A városi szennyvizek esetében a tisztítás során hagyományosan három fokozatot különítenek el, amelynek technológiai kivitelezése során számos alternatíva lehetséges. Az elsıdleges tisztítás célja a durva szennyezıdések eltávolítása, illetve a lebegıanyagok kivonása. Ezt a tisztítási eljárást mechanikai tisztításnak is nevezik, célja a szennyvíz biológiai tisztításra történı elıkészítése. Önállóan csak ritkán felel meg az innen kikerülı tisztított szennyvíz a befogadó által támasztott minıségnek, ezért legtöbb esetben másodlagos tisztítási fokozatra is szükség van, melynek célja a nem ülepíthetı kolloidok és oldott szerves anyagok eltávolítása. Ezt a tisztítást biológiai tisztításnak is szokták 30
nevezni, mivel a tisztítás biológiai folyamatok révén következik be. A harmadlagos tisztítási fokozat a másodlagos tisztítás eredményeként létrejött sók, illetve a szennyvízben még megtalálható tápelemek (nitrogén, foszfor tartalmú vegyületek) eltávolítása. Ezek a befogadóba bejutva alga túlburjánzást okoznak, amelynek eredményeképpen fellépı eutrofizáció következtében jelentıs vízszennyezéssel lehet számolni. A tápanyagok eltávolítása kémiai és biológiai módszerekkel történhet.
MECHANIKAI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS A szennyvizek mechanikai tisztítása a viszonylag egyszerő és régen alkalmazott tisztítási eljárások közé tartozik. Ennek célja a nagymérető durva úszó és lebegı szennyezıdések eltávolítása a szennyvízben lévı ásványi és szerves lebegıanyagok valamint folyékony és szilárd úszóanyagok eltávolítása. A mechanikai tisztítóberendezések az alábbi mőtárgyakat foglalják magukba: • Kı és kavicsfogók, szennyvízrácsok, szőrık és aprító szőrık, ahol a nagy mérető úszó és lebegı szilárd anyagokat távolítják el szőrıhatás és aprítás révén. • Homokfogók, melyben a nagyrészt kismérető ásványi anyagok gravitációs esetleg centrifugális elven történı eltávolítását oldják meg. • Ülepítık, nagyrészt kismérető úszó és lebegıanyagok gravitációs esetleg centrifugális erısegítségével oldják meg a tisztítást. • Hidrociklonok, nagyrészt kismérető úszó és lebegı szilárd anyagok centrifugális erıhatás illetve kisebb mértékben gravitációs erı hatására távolítják el. • Úsztató berendezések, flotációs medencék, sőrítık és oldó medencék ahol a kismérető úszó és folyékony, esetleg szilárd anyagok eltávolítását általában gravitációs erı hatására vagy flotációval illetve sőrítéssel oldják meg. Kİ ÉS KAVICSFOGÓK, SZENNYVÍZRÁCSOK A kı és kavicsfogók célja az egyesített csatornahálózatból a záporokkal bevitt hordalék leválasztása. Kisebb telepeken ezek mély, "láda" formájú csapdák, melyet a zápor után ürítenek, és 5-20 cm nagyságú szilárd szennyezıdéseket távolít el. A szennyvízrácsok feladata a szennyvízben található nagyobb mérető úszó és lebegı szennyezıdések valamint hordalékanyagok eltávolítása, amely akadályozza a szennyvizek átemelését, elvezetését és késıbbi kezelését. A késes aprítókat szálas anyagoktól szennyezett szennyvizek esetében használják, melynek célja a gépi berendezések védelme, esetenként aprító szivattyú használatával. Rácsokat kell alkalmazni általában a szennyvízátemelı telepen a szivattyúk elıtt, illetve a szennyvíztisztító telepek homokfogó és elıülepítıi elıtt. A rácsokat a pálcák távolságának figyelembevételével durva és finom rács szerint különböztetnek meg, ahol a durva rács pálcaközé általában 50 mm, a nagyobb pálcaköz lehetıvé teszi a papíruszadék, sár szennyezıdések áthaladását. Durva rácsot elsısorban egyesített rendszerő csatornahálózatban kell betervezni és megvalósítani. A finom rács pálcaköze 10 és 50 mm között van. Durva rács (gereb) 50 mm fölötti úszó lebegı hordalék leválasztására alkalmas, 2:1 arányú hajlásszöggel beépített pálcás rács. A rácsok által visszatartott BOI5 szerves anyag csökkenés 6-7 %-ra tehetı. Szitaszőrık: 10 mm-nél kisebb lyukbıségő, szalag és dobszőrık, melyeket finomrács után csapadékvíz kiömlıknél használnak. A lyukbıségtıl függıen 5-10 %-os BOI5 és 5-20 %-os lebegıanyagban kifejezett szerves anyagcsökkentéssel lehet számolni. 31
A szennyvízrácsok hidraulikai méretezésénél figyelembe kell venni, hogy a pálcák között a vízmozgás az 1 m/s értéket nem haladhatja meg, miután e fölött az áramló víz a szemetet is magával sodorná, továbbá hogy az elvezetı csatornában az áramlási sebesség 0,5-0,8 m/s között legyen az ásványi anyagok leülepedésének megakadályozása miatt. A rács visszaduzzasztási mértékének számításához a Kirschmel-féle összefüggést lehet alkalmazni az alábbiak szerint: hv – a rács visszaduzzasztása dp – a rács pálca szélessége mm-ben 4
dp 3 v2 hv = β • sin α • k 2g p kp – a szabad pálcaköz mm-ben v – a szennyvíz áramlási középsebessége a rács elıtt m/s-ban α – a rácsnak a vízszintessel bezárt szöge β – alaki tényezı, értékei a rács kereszt metszetétıl függıen: kör keresztmetszetnél 1.79 lapos acélnál 2.42 lekerekített lapos acél esetében 1.64 csak az egyik végén lekerekített lapos acél esetében 1.83 Kis és közepes telepeken 20000 lakosegységig (Q 2000–5000 m3/d) általában íves vagy síkrácsot alkalmaznak, A megengedhetı visszaduzzasztás tiszta állapotban legfeljebb 5 cm lehet. A rácson átfolyó víz sebessége v = 0,5–0,9 m/sec legyen. Nagyobb tisztítótelepeken, a síkrácsok alkalmazása indokolt. Fontos a rácsok lehetıleg gépi és automatizált tisztíthatósága. A gépi tisztítás különbözı megoldású lehet. Általában egyenes pálcához gereblyeszerő kotrót, vagy végtelen szalagkotrót alkalmaznak. Íves rácsok esetében, ahol a pálcák egymás mellett körcikk alakban helyezkednek el, folyamatos körbeforgó villáskotró távolítja el a rácsszemetet (12. ábra).
12. ábra Ivesrács (balra) és szitaszőrı (jobbra) mőszaki kialakítása Szitaszőrıknek nevezik a 10 mm-nél kisebb lyukbıségő szalag, vagy dobszőrıket, melyek alkalmazhatók finom rács után, csapadékvíz kiömlıknél, vészkiömlık elıtt, túlnyomásos 32
flotálásnál. A települési nyers szennyvízszőrın történı elıkezelésekor lyukbıségtıl függıen 5–10%-os BOI5 és 5–20%-os lebegıanyag-csökkenéssel lehet számolni. A rácsszemét könnyen rothadó, erıs szaghatással bíró anyag, amely külön kezelést igényel. A rácsszemét prések feladata a víztartalom és a továbbkezelési költségek csökkentése. Ezek a rácsszemét prések lehetnek dugattyúsak vagy csigásak, a 20-30 cmes átmérıjő tömörítı kamrából 50-60 cm –es darabokban kerül ki a fertızı rácsszemét, melyet elégetnek vagy deponálnak. A rácsszemét külön rácsszemét rothasztóban is rothasztható, amennyiben az összetétele megengedi, ugyanakkor égethetı is. Az égetési hımérséklet 800 °C fölött kell hogy legyen, azért hogy a szagártalmat elkerüljük. Ez a megoldás a leginkább higiénikusnak tekinthetı. Az égetés elıtt célszerő préselés és centrifugálás révén a víztartalmat legalább 60-70 %-ra csökkenteni. A HOMOKFOGÓK A homokfogókat általában a szennyvízrácsokat követıen építik be a technológiai folyamatba, hogy a soron következı berendezések üzemét védjék az ásványi anyagok okozta károsodástól. Különösen egyesített rendszerő csatornahálózat esetében a homokfogókról gondoskodni kell a szennyvíztisztító telepeken. Magas szervesanyagterhelés esetén a homokfogókat homokmosó berendezésekkel egészíthetik ki, szerves anyag tartalom csökkentésére. Ezek általában hidrociklon jellegő kiépítésőek. A homokfogók lényegében ülepítıknek tekinthetıek, amelyek elsıdlegesen szemcsés ásványi anyagok eltávolítását végzik el. A homokfogó mőködési elve ennek megfelelıen a Stokes féle, ülepedésre vonatkozó képlettel határozható meg:
g • d 2 σ1 − σ vs = • 18 • v σ ahol – az áramló közeg kinetikai viszkozitása m / s g – a gravitációs gyorsulása, 9,81 m/ s d – az ülepedı szemcse átmérıje mm-ben σ - az ülepedı részecske sőrősége v – az ülepedési sebesség m/s Vs
2
A szemcsés anyag ülepedése nyugvó közegben a gravitációs erı, a felhajtóerı és a súrlódási erı hatására következik be szabad ülepedés során. Kis koncentrációról lévén szó (egy százaléknál kevesebb) a szemcsék szabadon egymástól függetlenül ülepednek, azaz ún. szabad ülepedésrıl van szó. A homokfogóban kiülepítendı anyag összetétele rendkívül változó, így a méretezés alapjául szolgáló szemcse átmérı és fajsúly csak becsléssel vehetı fel. A homokfogókat általában úgy méretezik, hogy 0,2 mm-nél nagyobb átmérıjő homokszemcséket tartsa vissza. Ez tág határok között általában 5-12 l-re becsülhetı lakos - egyenértékenként. Az átfolyás irányát tekintve a homokfogók lehetnek vízszintes vagy függıleges átfolyásúak és mindkettınek nagyon sok típusa alakult ki hazánkban is. Általában a hosszanti átfolyású és légbefúvásos homokfogó alkalmazása terjedt el. Az átáramlás iránya mindkettıben vízszintes. A homokfogó méretezésekor figyelembe kell venni, hogy a szennyvízcsatornán 0,5 - 0,6 m/s sebességgel érkezik a szennyvíz a tisztítótelepre. Ennél a sebességnél a szennyvízben lévı lebegıanyagok egy része még lebegésben marad, más része nagyobb átmérıjő, illetve nagyobb fajsúlyú szemcsék leülepednek ugyan, de 33
idırıl idıre jelentkezı vízhozam és nagyobb vízsebesség esetén ismételten mozgásba kerülnek. A hosszanti átfolyású homokfogókban a méretezést úgy kell kialakítani, elsısorban az átfolyó víz mennyisége révén, hogy bármilyen vízhozam mellett az áramlási sebesség 0,3 m/s körül legyen. Ennél a sebességnél a homokszemcsék még kiválnak és leülepednek, de a finomabb szerves anyagok azonban tovább mozognak. Az átfolyási keresztmetszet mellett a mőtárgy végén beépített terelılemez, torlólemez összehangolt kiépítésével vagy Venturi illetve Parshall csatorna beépítésével lehet szabályozni az átfolyási sebességet. A hosszanti homokfogók méretezése az alábbi: Lü = v * tsz , m = vü * tü , tsz = tü = lü / v = m / vü Fü = Lü * B, Lü = Fü / B Qv Fu = Q v v uh v =
m • B
ahol Lü – az ülepítıtér hasznos hossza (m) B – az ülepítıtér szélessége (m) m – az átlagos vízmélység az ülepítıben (m) Fü – az ülepítı hasznos alaprajzi felülete (m2 ) Qv – a mőtárgyat terhelı hasznos vízhozam (m3/s) v – az átáramlási középsebesség (m/s) vü – ülepedési sebesség( m/s) vüh – az ülepedési sebesség határértéke (m/s) tü – ülepedési idı (s) tsz – számított átlagos tartózkodási idı (s) Ezek az összefüggések lamináris áramlás esetén érvényesek, hosszanti átfolyású homokfogók esetében gondoskodni kell arról, hogy az átfolyási sebesség 0,3 m/s értékhez legyen közeli. Légbefúvásos homokfogót nagyobb szennyvízmennyiségek esetében alakítanak ki. A medencében kialakuló áramlás egy hosszanti és egy keresztirányú körpályájú mozgás eredıjeként csavarvonal alakú, a körpályájú mozgás sebességét a befúvott levegı mennyisége szabályozza. Átlagos érték 1 m3 medencetérfogatra 1,5 m3/h levegı mennyiség. Célszerő a légbefúvó csırácsot a fenék közelében elhelyezni, mivel ez növeli a kiválasztási hatást és csökkenti a detergensek következtében esetleg fellépı felhabzást. (13. ábra)
34
13. ábra. Légbefúvásos homokfogó kialakítása15 A medencébıl való vízkivétel a bevezetéssel ellentétes oldalon a forgó vízhenger közepérıl vagy merülı fal mögül történhet. A homok eltávolítását a medence alján lévı mozgó-kotró szerkezettel, vagy levegıbefúvással, illetve győjtızsompból mamutszivattyúval lehet végezni. Ez utóbbival jobb gyakorlati tapasztalatok vannak. Különleges esetekben elsısorban magas homoktartalmú ipari szennyvizek esetében a homok kiválasztására és osztályozására hidrociklonokat is alkalmazhatnak, amelyben fellépı áramlási sebesség csökkenése révén gravitációs ülepedés következik be. A vízszintes átfolyású homokfogó közül megemlíthetjük még a Dorr-rendszerő kör alakú és a fenékrácsos homokfogókat. A Dorr-rendszerő homokfogó négyzetes alaprajzú, kotróval ellátott ülepítı medence, ahol az egyik teljes oldalszélességen lefolyó víz a teljes szemközti oldali bukóélen távozik. A kör alakú vagy Geigeer-féle homokfogóval a szennyvizet érintılegesen vezetik be és 180°-os fordulat után vezetik ki. A köráramlású homokfogók a kör alakú alaprajzú medencében cirkulációs vízmozgást hoznak létre és a lebegı részecskék a nehézségi és a centrifugális erı együttes hatására ülepednek le. Az alapelv közel áll a nyitott hidrociklonok mőködési elvéhez. Ebben az esetben azonban elsıdlegesen a centrifugális erı hatása érvényesül, a nagy tangenciális sebesség összetevık miatt. A medencébe való vízbevezetés sebességének 0,7-1 m/s között kell lennie, a vízelvezetés sebessége nem haladhatja meg a 0,7-0,8 m/s-os értéket. A homokfogó ülepítı térfogatának másodpercenként befolyó szennyvízmennyiségéhez viszonyított aránya 25 : 1, 30 : 1 között lehet. Az átlagos tartózkodási idı javasolt értéke 35 - 45 s és a maximális hasznos vízhozam is legalább 25-30 s-os tartózkodási idejő kell, hogy legyen. 35
Homokfogók a rugalmas szabályozhatóságuk miatt elınyös tulajdonságúak. Az adott üzemi viszonyoknak megfelelıen ugyanis tág határok között szabályozható a mőtárgyban kialakuló áramlási sebesség és beállítható az ásványi anyag eltávolítás hatásfoka. ÜLEPÍTİK Az ülepítık a szennyvízben lévı ülepíthetı lebegıanyagot, amelyeket a rácsok, a szőrıkosarak és a homokfogók nem voltak képesek eltávolítani, megfelelı hatásfokkal kell, hogy kiülepítsék. Ezen túlmenıen a biológiai oxigénigény csökkentését is fokozzák, azaz a rendszer szerves anyag terhelését tovább csökkentik. Az ülepítıtér kialakítása rendkívül változatos, de vannak olyan kialakítási alapelvek, amelyek általánosnak tekinthetıek. Így a víz egyenletes bevezetését és a mozgási energia csökkentését célzó elıkamra azaz befolyási tér és a tényleges ülepítıtér kialakítása, valamint az egyenletes elvezetést biztosító kamra és értelemszerően az iszapgyőjtı, iszaptároló tér. Az ülepítésre itt is a már említett Stokes összefüggés a mérvadó. Általában elmondható, hogy a szemcsés anyagok ülepítésére a legalkalmasabb a vízszintes átfolyású ülepítı medencék. A pelyhesedı anyagok ülepítésénél jellemzı, hogy az ülepedés folyamán a szemcseátmérı állandóan nı. Az átmérı növekedés a flokkuláció következménye, az átmérı növekedésével viszont az ülepedés sebessége is nı, így az ülepedés pályája a vízszintes átfolyású ülepítıben a mélységgel lefelé görbülı alakú. Mivel az ülepedés közben még ellenállás változás is bekövetkezik, a folyamat tisztázása érdekében célszerő a szóban forgó anyagok kiülepítésének meghatározására kísérleteket végezni. Ezek alapján kimutatható, hogy a szemcsés anyagoktól eltérıen a pelyhesedésre hajlamos anyagok ülepítésére nemcsak a felületi terhelés, hanem az ülepítési idı és a víz mélysége is befolyással van. Pelyhesedı anyagok ülepítésére elsısorban függıleges átfolyású ülepítıket célszerő alkalmazni. A gyakorlatban azonban sokszor találkozunk vízszintes átfolyásúakkal is. A függıleges átfolyású ülepítıknél fokozott szerepe van a vízmélységnek mivel a leülepedı pelyhek süllyedés közben ütköznek egymással, az ütközéstıl függ a pehelynövekedés mértéke, az utóbbitól, az ülepedési sebesség. A süllyedı pelyhek, ún. iszapfelhıt alkotnak, és átszőrik a felfelé haladó vizet. Amennyiben a szennyvízben szemcsés és pelyhes anyagok együttesen fordulnak elı, a felületi terhelést az ülepítési idıt és a vízmélységet tapasztalati vagy kísérleti úton lehet meghatározni. Erre a legegyszerőbb eszköz a laboratóriumi ülepítıhenger. Célszerő, ha a henger magassága megközelíti a tényleges ülepítı mélységet, vagy még jobb, ha azonos vele. A kísérlet kezdetén feltöltjük a hengert a vizsgálandó homogenizált szennyvízzel, vagy iszappal. Fontos a homogén koncentráció és hımérséklet eloszlás, hogy elkerüljük a másodlagos áramlásokat. A kísérlet során különbözı idıpontokban mintát veszünk különbözı mélységekbıl. Értelmezhetı egy ülepítési hatásfok oly módon, hogy a koncentráció értékeket az eredeti t0 idıhöz tartozó c0 koncentráció százalékában kifejezve száz százalékból kivonjuk. A különbözı ülepedési mélységekhez tartozó hatásfokokat pedig grafikonon ábrázoljuk 5, 10, 20, 25, illetve 5 perces osztályközönként a teljes leülepedésig. Az adott görbe és a vízszintes tengely metszéspontja jelöli azt a tartózkodási idıt, amely a henger által meghatározott ülepedési mélység esetén szükséges a görbéhez tartozó ülepítési hatásfok eléréséhez. Az ülepedés kezdetén teljesen homogén c0 koncentráció lebegıanyag mérhetı a jól elkevert közegben. Az ülepítés végén a leülepedett és sőrített iszap határozottan elválik a fölötte lévı folyadéktól. A két szélsı állapot közti idıpontban általában 4 eltérı tulajdonsági szintet különböztethetünk meg. 36
A felsı réteg ülepíthetı lebegı szennyezıdést már nem tartalmaz, vastagsága fokozatosan csökken. A második réteg vastagsága fokozatosan csökken, a benne levı iszaprészecskék egyenletes kezdısebességgel ülepednek. A harmadik réteg átmenet a 2. és a 4. réteg között, itt az ülepedési sebesség már csökken a lebegı részecskék egymásra hatása miatt. Az ülepedési idı növekedésével a harmadik réteg is fokozatosan vékonyodik. A 4. rétegben leülepedett anyag található, a 3. és a 4. réteg együttesen tekintve növekszik, amíg a 3. réteg el nem éri a lebegıanyag nélküli felsı réteget. Az 1-2 szakasznak megfelelı idıben bizonyos mértékő koaguláció játszódik le, a pelyhek csoportosulnak és így az ülepedési sebesség a görbe szakasz jellegének megfelelıen növekszik. Ez az 1-2 szakasz gyakran rendkívül rövid idıben, mindössze néhány percet jelent. A 2-3 szakaszra, amelyet egyenes vonal ábrázol, egyenletes ülepedési sebesség jellemzı. A 3-4 szakasznak megfelelı idıben a koncentrációnövekedés következtében beálló ülepedési sebesség csökkenés észlelhetı, végül a 4 kompressziós tartományban a 3-4 határvonal süllyedési sebessége fokozatosan a 0-hoz tart, azaz a görbe a vízszinteshez közelít. Ezek alapján megállapítható az ülepedés és a sőrítés jelenségének kapcsolata. Az ülepedés feladata a lebegı anyagmentes elfolyó víz biztosítása, míg a sőrítés célja a minél töményebb iszap elıállítása. Az ülepítés és a sőrítés térben és idıben egymás mellett lejátszódó folyamatok. A 2 folyamat között határozott választóvonal sem idıben, sem térben nem húzható, az ülepítés és a sőrítés folyamatai között fokozatos átmenet van. A nagy koncentrációjú pelyhes anyagok ülepedésének jellemzésére az elsı és a második réteg közötti határfelületnek, az iszap felsı szintjének süllyedési sebessége mértékadó. Az ülepítıket csoportosíthatjuk az ülepítın történı átáramlás szempontjából, így beszélhetünk vízszintes, függıleges és radiális átfolyású ülepítıkrıl. Vannak egy és kétszintes ülepítık, az elhelyezés szempontjából pedig a másodlagos tisztításhoz viszonyított elıülepítıkrıl illetve utóülepítıkrıl beszélhetünk. A hosszanti, vízszintes átfolyású, ún. Lipcsei ülepítıkben a szennyvíz a bevezetı elemeken keresztül áramlik a medencébe, majd hosszanti irányban egyenletes, lehetıleg lamináris áramlásban halad az elvezetı vályú illetve a bukó irányába (14. ábra).
14. ábra Hosszanti átfolyású ülepítı kialakítása 37
Fontos az áramlástanilag kedvezı vízbevezetés és elvezetés, mivel ily módon a holt terek és az áramlási árnyék terek kiküszöbölhetıek. Ugyanakkor az iszapzsomp környezetében olyan holtérrıl kell gondoskodni, hogy a leülepedett lebegıanyag ne mosódhasson ki. A bukóél elıtt lévı merülıfal megakadályozza, hogy az úszóiszap a szennyvízzel együtt elússzon. A hosszanti átfolyású ülepítıknél a medence vízmélysége 1,5-2 m, a medence szélessége 4-10 m, gépi kotrás esetében 5-6 m. A medence hossza általában 30 m-nél rövidebb. A zavartalan áramlási terek kialakítása érdekében célszerő a bevezetésnél ütközıtárcsákat alkalmazni, míg elvezetésnél a vízszint alá 20-30 cm-re benyúló merülı falat beépíteni. A medence fenéklejtése az iszaptölcsér irányában 1:400. Az iszapzsomp falainak hajlásszöge 60o. Az ülepítı vége közel vízszintesen is kialakítható. Az áramlási sebesség lehetıség szerint 1 cm/s-nál kisebb kell, hogy legyen. A kotrók átlagos mozgási sebessége 0,1-0,6 cm/s. A bukóél 3-4 m hosszúságig betonból készíthetı, maximális tőrése a vízszintestıl való eltéréstıl ± 2 mm, tehát kivitelezéskor gondosan kell kialakítani a bukóélt. Nagyobb méreteknél utólag felerısíthetı beállítható fémlemezbıl készített, pl. fogazott bukóél. A fogak maximális szélessége 25-30 cm. Az ülepítık gyakran alkalmazott típusa a Dorr - típusú ülepítık. A radiális átfolyású Dorrtípusú ülepítık egyszintő kör alaprajzú, s ennek megfelelıen sugár irányú átfolyású rendszerekhez tartoznak, amelyeket 15-20,000 lakos egyenérték felett alkalmaznak általában. Leggazdaságosabb átmérıje általában 20-40 m közötti (15. ábra).
15. ábra Door típusú ülepítı, Budapest A gyakorlatban 50 m-es átmérıvel is elıfordul. Kis átmérınél be- és kivezetésnél viszonylag nagy zavaró illetve holtterek alakulnak ki. Nagy méretnél a szél zavaró hatása fokozottan érvényesül. Az 1:25 mélység - átmérı arány mellett 1,5-2,5 m-es vízmélységet célszerő alkalmazni. Alkalmazásuk felsı határa is ezek függvénye, jelenleg 5-5000 m3-es hasznos térfogatúak vannak üzemben. A tisztítandó szennyvizet általában a mőtárgy alatt vagy a mőtárgy fenékbetonjában elhelyezett csövön keresztül vezetik be, a csı a medence központjában lévı vízelosztó mőhöz csatlakozik. A vízelosztó mő feladata a mőtárgyat terhelı vízhozam egyenletes bevezetése és elosztása. A bevezetett víz elvileg sugárirányban halad végig a medencén, majd a mőtárgy kerülete mentén elhelyezett általában fogazott bukóéllel ellátott győjtıvályúba 38
jutva hagyja el a mőtárgyat. A mőtárgy fenékrésze kis hajlásszöggel lejt a középpont felé, így a leülepedett anyag összegyőjtésérıl megfelelıen képzett kotrókkal kell gondoskodni. A kotró a leülepedett anyagot folyamatosan bekotorja a vízbevezetı mő alatt lévı tölcsérbe, ahonnan folyamatosan vagy szakaszosan eltávolítható. Az úszó iszap a víz felszínén körbeforgó pajzs segítségével, amely célszerően a kotróval együtt halad, a mőtárgy kerületénél elhelyezett zsompba juttatható. A medence fenék lejtése általában 1:20, az iszapgyőjtı aknák oldalfalának lejtése általában 3:2. Térfogata elıülepítı esetében 12 órai iszapmennyiségnek megfelelı, míg utóülepítınél 6-8 órai iszapmennyiségre tervezik általában. A vízelvezetést biztosító bukóél V alakú fogazásának szélessége 15-20 cm, hangsúlyozottan ügyelni kell a koronaél pontos vízszintes beállítására, mivel ± 2 mm-nél nagyobb eltérés a mőtárgy egyoldalú terhelését okozhatja és ez akár 20-25 %-kal csökkenti a hidraulikai hatásfokot. Hidraulikai hatásfok alatt a tényleges átfolyási idı és a számított átfolyási idı hányadosát értjük. Értéke 50-80 % között változik. A hosszú lapos ülepítık esetében a hidraulikai hatásfok magasabb, a tölcséres ülepítık esetében pedig alacsonyabb. Ennek ellenére a Dorr medencéket kedvezı ülepítési tapasztalatok miatt elınyös használni, hisz a holtterekben is kedvezı flokkulációs folyamatok játszódnak le. Továbbá elınyös, hogy a kotró folyamatos körmozgást végez, ellentétben az elıbbiekben említett hosszanti átfolyású medencéknél alkalmazott váltakozó alternáló irányú mozgásra. Az áramlási irány szempontjából a további. csoport a függıleges átfolyású ún. Dortmunditípusú ülepítık. A szennyvíz a függıleges csillapító hengerbe érkezik, onnan lefelé áramlik az iszapzsomp irányába, az ezt követı fölfelé áramlás hatására iszapfelhı alakulhat ki, aminek szőrıhatása jelentıs mértékben hozzájárul a tisztítási hatásfok növeléséhez. A szennyvizet a medence kerülete mentén, esetleg sugárirányban is elhelyezett bukóvályúkkal vezetik el. Az iszapgyőjtı zsomp környezetében ezúttal is holttérrıl kell gondoskodni a lebegıanyag zavartalan leülepedése végett. A fenéken lévı iszapot gravitációsan a víznyomás segítségével lehet az iszapleeresztı csövön keresztül eltávolítani, illetıleg a rothasztó medencébe vezetni. Elsısorban utóülepítıként használják. Az iszap lecsúszásának elısegítésére a tölcséres Dortmundi ülepítı oldalfalának hajlásszögét, legalább 60° dılésszöggel készítik. Ha az oldalfal függıleges, a fenék pedig vízszintes, gépi kotróberendezésrıl kell gondoskodni. További ülepítı típus a kétszintes ülepítı. Mindig elıülepítıként alkalmazzák, ülepítı terének maximális mélysége 2,5 m-nél kisebb, csúszófelületek hajlásszöge pedig legalább 60o. A szélesség hossz aránya 1:1,5-1:2. A víz bevezetését hosszanti átfolyású ülepítıknél ismertetett ütközıtárcsákkal, kivezetését merülılap közbeiktatásával, bukóélen keresztül célszerő megoldani. Az ülepítı tér alatti rothasztó tér nagyságát a napi iszapmennyiség és a rothasztási, valamint a tárolási idı figyelembevételével célszerő meghatározni. Az iszap eltávolítása csıvezetéken vagy mobil iszapszivattyúkkal történik. Az iszap eltávolítását megfelelı menetrend szerint, illetve az egyszintes ülepítıknél pedig folyamatosan kell megoldani, hisz az iszap száradás után rendkívül nehezen távolítható el az üzemeltetı mőtárgyakról, amelyeken a hatásfokot nagymértékben rontja. A függıleges áramlású ülepítıtérben az áramlási sebesség 0,3 1 m/s körül legyen. A csillapítóhengerben maximálisan csúcsvízhozamnál 3 cm/s sebesség engedhetı meg. Ha ennél nagyobb sebesség adódik, célszerő a csillapítóhenger alatt megfelelı távolságban terelıtárcsát elhelyezni a vízáramlás irányítására.
39
A BIOLÓGIAI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS ELMÉLETI ALAPJAI A mechanikailag eltávolítható szennyezés után a még magas szerves és lebegı anyagtartalmú szennyvizet mesterséges vagy természetes biológia folyamatok révén tisztítják tovább. A biológiai szennyvíztisztítás a mikroorganizmusokban lejátszódó biokémiai reakciókon alapul. A biológiai tisztítás lényegében az élıvizekben illetve a talajban lejátszódó tisztításhoz hasonlít. Attól függıen, hogy a mikroorganizmusok mőködésükhöz oxigént igényelnek-e, beszélhetünk aerob, illetve ha nem igényelnek-, sıt tevékenységükre káros akkor anaerob mikroorganizmusokról, és ennek megfelelıen aerob illetve anaerob tisztításról. Anaerob körülmények között sem oxigén, sem nitrát nincs jelen a rendszerben. Amennyiben szulfát jelen van akkor az szulfátredukáló mikroorganizmusok hatására a rendszerben elektronakceptorként szulfittá és késıbb kénhidrogénné redukálódik. Amennyiben szulfát sincs jelen a rendszerben a szén szolgál elektronakceptorként, és metán keletkezik metanogén baktériumok munkájaként. Az anaerob folyamatok során melléktermékként illósavak (pl. ecetsav, vajsav) is keletkeznek. Anoxikus körülmények között oxigén nincs jelen a rendszerben, nitrát azonban igen, így ez szolgál elektronakceptorként. A különbözı elektronakceptoroknak csökken az oxidáló ereje (redoxpotenciálja) így a kinyerhetı energia mennyisége csökkenı sorrendben a következö:O2 / H2O >NO3-/NO2-> NO2-/NO3 >SO42-/SO32->CO2/CH4, Így az aerob organizmusok metabolikus elınyt élveznek a denitrifikálókkal szemben, azok a szulfátredukálókkal szemben, azok a, a metanogénekkel szemben. Az aerob és az anaerob szennyvíztisztítás során a mikroszervezetek a szennyvízben található szerves anyagokat használják fel energiatermelésre, lebontási termékeik, kis molekulájú stabil vegyületek, mint például szén-dioxid, metán, kén-hidrogén, ammónia stb. A szerves anyagnak a sejtekbe beépült része ülepítéssel eltávolítható a rendszerbıl, mielıtt a megtisztított szennyvíz a befogadó vízfolyásba kerülne. Az energiatermelés során a szerves anyag többi részébıl képzıdı stabil végtermék egy része gáz alakban távozik a rendszerbıl. A biológiai szennyvíztisztítás alapvetı organizmusai a baktériumok, ezek mellett szennyvízben találhatók estenként alsóbbrendő gombák is. Mesterséges biológiai tisztítás során az algáknak nincs jelentıs szerepük, azonban csepegtetı testek felületén megjelenve eltömıdést esetleg okozhatnak. A csepegtetı testben protozoák (egysejtő állati lények) faunája általában gazdagabb, mint az eleven iszapos medencéké. Az aerob szennyvíztisztítási rendszerben többé-kevésbé makro fauna képviselıi is megtalálhatóak, míg a csepegtetı testeken ezek hártyapusztító faunáknak tekinthetıek, mivel a test felületén annak legfelsı rétegeiben a tápanyagdús környezetben megvastagodott mikroorganizmus hártyaanyagával táplálkoznak. Az aerob folyamatok biztosításához állandó oxigénellátásra van szükség, amelyet mesterséges levegı bejuttatással, levegıztetéssel biztosítanak. a tisztítóberendezésben. A biokémiai folyamatok vagy természetes, vagy mesterséges úton mennek végbe. A természetes folyamatok játszódnak le az élıvizek öntisztulása során a szennyvízöntözésnél és a talajon való átszőrésnél. Mesterséges eljárások azok, melyek során a mikroorganizmusok tevékenységéhez szükséges feltételek mesterségesen emberi beavatkozás után teremtıdnek meg. A természetes és mesterséges folyamatok alapfolyamatait tekintve lényegében azonosak és technológiailag kombinálhatóak. A mesterséges berendezések segítségével azonban a folyamatok kisebb helyen és gyorsabban játszódhatnak le, amelynek az ára a magasabb energia és üzemeltetési költsége. 40
A mesterséges tisztítás folyamata jól szemlélhetı az iszapszaporodási görbével, ahol az x tengelyen a levegıztetési idıt, a függıleges tengelyen a mikroorganizmusok számát, illetve ennek megfelelı iszapkoncentrációt tüntetik fel. A tisztítás során a pelyhek érintkezésbe kerülnek a szennyvízzel és abszorbeálják környezetükben lévı oldott és lebegı anyagot. Ez egy gyorsan lejátszódó folyamat, ahol a szerves anyagszennyezıdés abszorbeálódik, ez az iszapszaporodási görbe kezdeti szakasza. A következı fázisban a mikroszervezetek diffúzió révén táplálkozni kezdenek, a vízben lévı szerves anyagból, az iszapszaporodási görbe 1. és 2. szakaszára jellemzı, hogy ebben az esetben a mikroszervezetek mennyisége viszonylag kicsi, viszont a tápanyag mennyisége relatíve sok, tehát a szaporodás logaritmikus mértékben növekszik. A szaporodás mértéke az oxigén ellátottság függvénye, tehát amennyiben ez nem limitáló tényezı, akkor gyors szaporodással számolhatunk. A görbe további szakaszát elemezve látható, hogy az iszapkoncentráció egységére jutó tápanyag csökken, így a mikroszervezetek szaporodása is csökkenı mértékő lesz, majd a 3.-4. szakaszban táplálék hiánya miatt vízben el is halnak. A külsı tápanyag fogytán a mikroszervezetek egyre nagyobb mértékben szorulnak a sejtjükben felhalmozódott tápanyagra. Elıbb a csökkenı elhalás következik be, ez a 4-5 szakasz, majd külsı tápanyag teljes elfogyása után már saját protoplazmájukat élik fel (16. ábra).
16. ábra Ülepítési próba eredménye A szennyvízben lévı tápanyag és iszapkoncentráció aránya alapján az alábbi felosztást tehetjük: A biológiai résztisztítást nyújtó rendszerben leépített BOI5-ben mért tápanyag és levegıztetı rendszerben lévı iszapkoncentráció hányadosa 1-nél nagyobb. Ebben az esetben, a szennyvízben lévı szerves anyag egy része kerül lebontásra. A teljes biológiai tisztítást nyújtó rendszernél ez az érték 0,5-0,75. Ebben az esetben, a szennyvízben lévı szerves anyagok lebontódnak, a mikroszervezetek sejtanyaga azonban nem. Totál oxidációs rendszereknél 0,1-nél kisebb, ennél a tisztítási rendszernél a szennyvízben lévı szerves anyagokon túlmenıen a mikroszervezetek sejtanyagának nagy része is lebontásra kerül. A biológiai tisztító rendszereket terhelés szempontjából kis, közepes és nagy terheléső rendszerekre sorolhatjuk. 41
A kis terheléső rendszerek a csepegtetı testes rendszerek, ahol a hatásfok 85-92 %, az elfolyó víz BOI5 értéke kisebb vagy egyenlı 25 mg/dm3, a nitrogén tartalom csökkentése 40 % körüli. A napi terhelés Ld = 175 g/m3 * d BOI5. A hidralikai terhelés (q) értéke 0,080,16 m3/h. Felületre vetítve a töltet magassága 2,5-3 m és általában minimum 1,5 órás tartózkodási idıvel kell számolni. A közepes terheléső rendszereket 200 m3/d szennyvíz terhelés mellett állítjuk rendszerbe, 75 %-os BOI5 lebontást tud produkálni a rendszer. Itt az elfolyó víz kisebb vagy egyenlı, mint 30 mg/m3 BOI5 értékő, a nitrogén csökkentés hatásfoka kisebb mint a kis terheléső rendszereknél, 25 % körül, a fajlagos napi terhelés, a Ld =450 -750 g/m3*d BOI5, a hidraulikus terhelés 0,4-0,8 m/h, a rendszert recirkulációval és utóülepítés kiegészítéssel szokták üzemeltetni. A nagy terheléső rendszereket a legalább 200 m3/d szennyvízmennyiség felett kell beállítani, az elérhetı hatásfok 70 % BOI5 -re vetítve, ahol az elfolyó víz BOI5 értéke kisebb, egyenlı 45 mg/m3, tehát látható, hogy a hatásfok a terhelés függvényében csökken, a fajlagos hidraulikus terhelés Ld=750-1100 g/m3*d. A hidraulikus terhelés 0,7 1,5 m/h. Egyszeres vagy többszörös iszap recirkulációt alkalmazhatnak a hatásfok növelése érdekében (17. ábra).
17. ábra Nagyterheléső szennyvíztisztító rendszer lehetséges kiépítési sémája Folyamatos üzemő berendezések az egyesített mőtárgyak, melyek a szennyvíz levegıztetésének, utóülepítésének és az iszap recirkuláltatásának ill. elvezetésének folyamatait egy mőtárgyon belül valósítják meg. Ilyen folyamatos üzemő berendezések a levegıztetı medencék mellett az oxidációs árkok melyek leírásával késıbiekben foglalkozunk. A biológiai tisztítást végzı mikroorganizmusokat, az eleven iszapot recilkuláció juttatja vissza az eleven iszapos medencébe, ezért a folyamatos recirkuláció az eleven iszapos rendszer mőködésének elengedhetetlen feltétele. A recirkuláció szükséges mértékét próbaüzem keretében, illetve az üzemeltetés során lehet meghatározni. Meg kell állapítani a visszatartható legnagyobb iszapkoncentrációt, ill. az e rendszerbıl eltávolítandó fölös iszap mennyiségét. 42
A biológiai tisztításban elıálló zavarok okai általában az elégtelen levegıztetés, a levegıztetı vagy utóülepítı medence falára rakódott, és rothadásnak indult iszap, holt terek kialakulása, a recirkuláció nem megfelelı mértéke, ill. a rendszerbe bejutott toxikus anyag lehet. A biológiai lebontás sebessége a szennyvízlehőlésével nagymértékben csökken. A szennyvíz káros mértékő lehőlése bioreaktorterek kiiktatásával csökkenthetı. A levegıztetı medencében káros mértékő üledékfeltöltıdés a reaktorteret csökkenti, ezért a lerakódott anyagok eltávolítása szükséges. Az ülepítı medencékben a felülúszó iszap visszatartását a bukóél elıtti merülıfallal lehet megoldani. Lökésszerő terhelésekre a nagyterheléső rendszerek inkább érzékenyek, lökésszerő terhelések fıleg csapadékos idıszakban várhatóak, de elıfordulhat nagy mennyiségben összegyőjtött szennyvizek egyidejő bevezetése következtében is. Az eleveniszapos medencék (reaktorok) rendeltetése a biokémiai lebontáshoz szükséges feltételek biztosítása, levegı (oxigén) bevitele útján. A levegıztetést végzı rotorokat vagy mélylevegıztetı berendezéseket folyamatosan kell üzemeltetni, amely a rendszer legnagyobb energiaigényes része. Az eleven iszap nyáron néhány órás áramkimaradás miatt jelentkezı oxigénhiányt jelentısebb károsodás nélkül képes elviselni, egy-két napos áramkimaradás esetén a biológiai rendszer teljes kiürítése után a beüzemelést viszont újra kell kezdeni. Ügyelni kell arra, hogy a levegıztetı medencében az eleveniszap rothadásmentes legyen, a pelyhek ne ülepedjenek le, az elfolyó vízben a szennyvíz eleveniszap elegy oldott oxigéntartalma legalább 2,5-3 mg/l legyen. A medencében az eleveniszap akkor megfelelı, ha ülepedése az ülepítıhengerben azonnal megindul, és fél óra alatt gyakorlatilag leülepszik. A nagy pelyhekben álló iszap a kedvezı. A recirkulációs iszapot megszakítás nélkül kell visszavezetni a levegıztetı medencébe. Ha a recirkuláció valamilyen okból megszakad, akkor a szennyvíz betáplálását a levegıztetés folytatása mellett átmenetileg szüneteltetni kell. A levegıztetést végzı rotorok optimális bemerülési mélységét a próbaüzemeltetés során kell meghatározni. A fölös iszap elvételét a folyamatosan vizsgált iszapkoncentráció függvényében kell végezni. Az iszapkoncentráció erıs ingadozását el kell kerülni, mert az a levegıztetı mőködését bizonytalanná teszi. Üzemeltetés szempontjából különös gondot kell fordítani a forgó rotorok tisztántartására, ill. a felülúszó habréteg eltávolítására. Hetente meg kell határozni a levegıztetı térben lévı iszap szárazanyagtartalmát, és ki kell számolni a Mohlmann – féle iszaptérfogat indexet, és a kellı iszapkoncentrációt a cirkulációs arány változtatásával a tervezett értékre kell beszabályozni. Mohlmann (1934) vezette be az iszaptérfogati indexet (Mohlmann index, iszapindex, Sludge volume index, SVI), ami az egyliternyi szennyvízmintából 30 perc alatt leülepedett iszap térfogata, SVI30, ml/l, osztva az egyliternyi mintában lévı iszap szárazanyag tartalmával MLSS g/l.
SVI
=
SVI 3 o ml / l MLSSg / l
Az iszaptérfogati index az üzemeltetı számára fontos közelítı mennyiségi paraméter. Az SVI vizsgálat az üzemeltetı számára a recirkulációs iszap meghatározásához is gyors módszer, feltételezve hogy az iszapvíz a 30 perces ülepített térfogat meghatározásában az utóülepítı elfolyás (Qel) és a leülepedett iszap alsóiszap elvételt (R) képviseli, az iszaphozam/iszaphozam (R/Qel) az iszaptérfogat /iszapvíztérfogat arányt jelenti. Pl. ha az iszaptérfogat 200 ml, és az iszapvíztérfogat 800 ml, akkor R-re nézve 0,25 Qel adódik. A recirkulációs iszaphozam ily módon meghatározott, a recirkulációs iszap szuszpendált lebegıanyagtartalma 106 SVI
43
A lebegıanyagmérleg az eleveniszapos medence befolyási oldalán:
MLSS
• 10
− 6
=
R Q * SVI
Qel= Q vagyis az utóülepítı elfolyás (Qel), az eleven iszapos medencébe való befolyással vagyis a tisztítandó szennyvíz hozamával (Q) gyakorlatilag azonos. Az üzemeltetı csupán az iszapelvételt képes szabályozni, vagyis a recirkuláció és a fölös iszap hozamot kombinálja. A legtöbb esetben a fölös iszap hozam nagyon kicsi, de az alsó elfolyás hozama tulajdonképpen a recirkulációs iszappal azonos. Ha az SVI szabatos paraméter lenne, akkor a reciproka a maximális lebegıanyagkoncentrációt képviselné, amely a recirkulációs iszapban elérhetı lenne. Az üzemeltetı az SVI iszapindex alapján kívánt szárazanyagtartalom LSS szint fenntartásához szükséges recirkulációs iszaphozamot közelítıleg számítani tudja. SVI nagyobb, mint 500 ml/g értéktartományban 200 mg/l MLSS koncentráció fenntartása lehetetlen. A SVI az üzemeltetı számára azt is jelenti, hogy mikor kell fölös iszapot elvonni a rendszerbıl a végbıl, hogy a MLSS koncentráció csökkenthetı legyen. Az eleveniszapos levegıztetı berendezéseket több reaktortérbe esetleg több lépcsıben is ki lehet alakítani, melynek célja, hogy a lökésszerően változó szennyvízhozam vagy szennyvízminıség, továbbá nagy szervesanyag tereléső ipari szennyvíz túlterhelést a telepen ne okozzon. Az eleveniszapos levegıztetı medencéket különbözı cirkulációs és átemelı berendezésekkel egészítik ki, melynek feladata, hogy az eleven iszapot visszajutassa a levegıztetı medencébe, ill. a fölös iszap elvételét esetenként a csurgalékvizet visszajutassa a rendszerbe. Kisebb telepeken erre célszerően elhelyezett szivattyút, vagy szivattyúkat, csıvezetéket és elzáró szelvényeket, nagyobb teljesítményő telepeken külön átemelı gépházakat alkalmaznak. Ha eleveniszapos levegıztetı medencéket kiegészítik utóülepítıkkel, melynek rendeltetése a levegıztetıbıl érkezı jelentıs koncentrációjú eleveniszapos elegy szétválasztása, tisztított vízre és eleveniszapra. Feladata a fázisszétválasztáson túlmenıen az eleveniszap koncentrációjának növelése, vagyis részben iszapsőrítés is. Ezek az utóülepítık lehetnek függıleges átfolyásúak, vízszintes átfolyásúak és u.n. sugárirányú átfolyású rendszerőek. A vízszintes és sugárirányú átfolyású rendszerek iszapkotró berendezésekkel vannak ellátva, míg a függıleges átfolyás esetén kotróberendezések általában nincsenek. Mőszaki kivitelezésük az elıülepítıkhöz hasonlóan történik, amelyet az elızı fejezetekben tárgyaltunk. Az utóülepítık üzeme folyamatos, ezért a gépi berendezéseket folyamatos üzemben kell mőködtetni. Az utóülepítık kezelésére hasonlóan az elıülepítıknél leírtak érvényesek. Ha a felszínre úszó szennyezést a kotró nem képes eltávolítani, akkor azt vízsugárral kell összetörni, hogy az újra a fenékre ülepedjen. A tisztított vízzel való elúsztatást nem engedhetı meg. Az iszapfelhı feletti víznek teljesen átlátszónak kell lennie, benne iszapcsomó vagy iszapszemcse nem mutatkozhat. Ha az iszap a felszínt megközelíti akkor a fölös iszap elvételével, vagy mennyiségének csökkentésével kell a megfelelı mőködést beállítani. Iszapkor szerinti osztályozás Az eleven iszapos rendszereket az iszapkortól függıen három csoportba sorolhatjuk:
44
1. Nagy terheléső rendszerek, ahol a szennyvíz szuszpendál szilárd anyagainak koncentrációja és térfogati terhelése nagy. Ennek megfelelıen a tápanyag/mikroorganizmus terhelés aránya 0,4-1,5. Az iszapkor 0,5-2 nap. Az ilyen nagyterheléső rendszer minden más eljáráshoz képest kisebb tisztított szennyvíz minıséget produkál. A rendszer üzemi egyensúlya a többi eljáráshoz képest könnyebben felborul, ezért szigorúbb és gyakoribb üzemeltetési szabályozást igényel. 2. A hagyományos rendszerek a következı csoport, ahol a tápanyag mikroorganizmus terhelés 50%-al kisebb a nagy terheléső rendszernél. A iszapkor 3,5-7 nap. Ez az eljárás jó minıségő tisztított szennyvizet eredményez, és bizonyos mértékő lökésszerő terhelést. A rendszer részei az elıülepítı, a levegıztetı eleveniszapos medence, utóülepítı, iszaprecirkulációs ág és a fölös iszap elvezetésére szolgáló ág. A medence tervezésekor a következıket kell szem elıtt tartani: a térfogati BOI terhelés felvételekor a terhelés elosztására gondolni kell. Az eleveniszapos medence elején a kezdeti oxigénigény nagy. A szélsıséges szervesanyag terhelés változása gondot okozhat. A levegıztetı medence levegıztetése szempontjából is különbözı változatok alakultak ki. Ilyenek a lépcsıs levegıztetés, a kontakstabilizáció, a teljes keveréső rendszer, a mérsékelt levegıztetéső rendszer, kétlépcsıs rendszer, és esetleg tiszta oxigén alkalmazása levegı helyett. 3. A harmadik csoportba tartoznak azok a tisztítómővek, ahol az eleveniszapos rendszerekben a huzamos idejő levegıztetés, ami viszonylag kis szervesanyag terhelést, és hosszú levegıztetési idıt igényel, így az eljárás általában kisebb kapacitású. Elıre gyártott tisztító telepeken, vagy u.n. totáloxidációs telepeken alkalmazhatóak. Jellemzıi, hogy a legstabilabb üzemő, ami a mikroorganizmusokhoz viszonyított kis tápanyagterhelésnek köszönhetı. A jellemzı iszapkor általában 10-20 nap. Az elfolyó szennyvíz szuszpendált szilárdanyag tartalma a hagyományos rendszernél általában nagyobb. A rendszerbıl az elıülepítı hiányzik, ennek célja az iszap kezelés és az elhelyezés egyszerősítése. A fenteikben többször szó esett az iszapkorról. Iszapkor az eleveniszap vagy biomassza tényleges tartózkodási ideje a reaktorban, vagy medencében. Az iszapkor tehát iszaprecirkuláció nélküli megoldásnál megegyezik a hidraulikus tartózkodási idıvel, míg recirkuláció esetén ez az idı a recirkulációnak megfelelıen növekszik.
Iszap cirkuláció nélkül: Q
V Q + q V = Q =
HRT
V
SRT
Iszap cirkulációval: q Q V 45
ahol, HRT - Hidraulikus Tartózkodási Idı, SRT - Iszaptartózkodási Idı V - reaktor térfogat Q - Befolyt szennyvíz idıegység alatt q - Visszaforgatott iszap mennyisége idıegység alatt Az iszapkor paraméter széles körben alkalmazott. A levegıztetett rendszerbeli szilárd anyag, tehát a biomassza tartózkodási idejét képviseli. Az eleveniszapos medencében a mikrobiális szaporodás az iszapszaporodási görbével írható le. Ennek (szakaszos üzemi "batch" reaktorok esetén) négy jellegzetes fázisa van. 1. Bedolgozási fázis, amely részben exponenciális. Ahol részben a szubsztrátok lebontásához szükséges enzimek képzıdnek. Ebben a tartományban dolgoznak a legnagyobb terheléső eleven iszapos telepek. Ebben a fázisban olyan szennyezıanyagok lebontására kerül sor, amelyek biológiai lebontásához szükséges oxigénigényre még nem vezetnek. Erre a folyamatokra általánosságban az abszorpció jellemzı. Valódi biológiai lebontás csak részben érezhetı, ezért kis mértékő az oldott oxigénfelhasználás. 2. Exponenciális fázis, amelyet tápanyag túlkínálat jellemez, így a mikroorganizmusok felszaporodása maximális osztódási sebességgel megy végbe. Ennek megfelelıen az oldott oxigénigény maximális értékét éri el. A szubsztrát légzés az uralkodó. Ebben a tartományba a nagyterheléső eleveniszapos medencék tisztítanak. 3. Állandósult stacioner fázisban a mikroorganizmus szám és tápanyag kínálat között egyensúly alakul ki. A rendszerben tápanyagutánpótlás már nincs. A tápanyagkínálat állandósult baktériumszám esetében a folyamatos lebontás esetében idıben csökken. De csökken a mikroorganizmusok szubsztrát légzése, és oldott oxigén igénye is. Az iszapszaporodási görbe nagy, közepes terheléső fázist elválasztó pontján dolgozó eleveniszapos medencék oldott oxigénigénye, még a lehetséges maximális értékő. 4. Elhalási endogén fázisban a tápanyagkínálat szinte teljesen felhasználódott. Itt már az endogén légzés az uralkodó, ehhez járul az autolízis, azaz a saját test lebontása. A utolsó tápanyagtartalék a sejtanyag is lebontódik ebben a szakaszban. Ebben a fázisban dolgozó eleveniszapos rendszerek kis terhelésőek. Erre a fázisra a hosszú iszapkor jellemzı. Az endogén légzésnek megfelelıen az oldott oxigénigény csekély, és egyre inkább csökken. Az aerob lebontás során, ha a tápanyagot S jelöljük, a tápanyag és a baktérium szaporodás kapcsolata, ha a közegben biokémiai folyamatokat gátló inhibitor hatású vegyületek nincsenek jelen, a Monod féle egyenlet írja le:
µ
x
= µ
x max
•
S S + K
µ max
m
1/2µ max. ahol µ x – a baktériumok szaporodási sebessége ks µ x max – a µ x korlátlan tápanyag koncentrációnál mérhetı értéke S – a szubsztrátum Km – a Michaelis állandó. 46
S
A Monod féle egyenlet egy exponenciálisan növekvı függvényt ír le, amely a fajlagos maximális növekedési sebességhez tart. Abban az esetben, hogyha a rendszerben toxikus anyagok is jelen vannak, illetve növekedésgátló inhibitor anyagok általánosan használt az Andrews kinetikai egyenlet, amelynek leírása az alábbi:
µ = µ max ⋅ ahol
S S2 KS + S + Ki
µ – a fajlagos szaporodási sebesség/nap µmax – maximális fajlagos szaporodási sebesség/nap Se – a tisztított szennyvíz (elfolyás utóülepítıbıl, teljes elkeveredéső reaktorok esetén) szubsztrát koncentrációja mg/l
Ks – szaturáció (telítıdési) állandó mg/l Ki – inhibíció állandó mg/l A nagy numerikus értékek kisebb inhibíciót képviselnek. SZENNYVÍZEK KEZELÉSE Szennyvizek anaerob kezelése Az anaerob tisztítás a fermentációs folyamatok sorozatán keresztül a szerves anyagot átalakítja stabil végtermékekké, amelynek mellékterméke metán és szén-dioxid. Az anaerob technológiák a szennyvíztisztítási eljárások között az utóbbi idıben a fejlett országokban egyre nagyobb teret nyernek. Ennek az okát az alábbiakban foglalhatjuk össze: − Az aerob kezelésnél lényegesen kisebb a keletkezı iszap mennyisége, így a szennyvízproblémából nem lesz iszapprobléma. − Energiafogyasztás helyette energiatermelés biogáz formájában. − Mezofil tartományba hatékony, ezért sokszor főteni kell, így az energiamérleg csak magas szerves szennyezettségő (KOI=2000 mg/l) szennyvizek esetén pozitív. − Az anaerob rothasztás nem kíván mechanikus levegıztetést. Ez a mechanikus levegıztetés az aerob folyamatoknál az egyik legnagyobb költségtényezı a rendszer mőködtetése során. − A jól megtervezett anaerob reaktoroknak a tisztítási kapacitása nagyobb, mint az aerob rothasztóké, amely általában kisebb reaktor méreteket igényel, illetve ugyanaz a reaktor méret nagyobb tisztítási kapacitással bír, mintha azt fajlagosan aerob felületekre vetítenénk. Természetesen hátrányai is vannak: − Kevésbé elterjedt és ismert technológia − Összetett és bonyolult biológiai folyamat − Érzékenyebb a toxikus anyagokra
47
Az aerob és anaerob rendszerek szénmérlegét mutatja be az alábbi ábra (18. ábra).
18. ábra Az aerob és anaerob lebontás szénmérlege Az ábrán látható, hogy az anaerob lebontás során a termelıdı biogázba kerül át a szennyvíz széntartalma. A szennyvíziszap visszatartásának technikája alapján az anaerob folyamatok közül 2 alapfolyamatot tudunk elkülöníteni: Az egyik eljárás, ahol ún. "fix filmes" folyamatokban anaerob organizmusok szilárd tartóanyagon bontják le a szennyvíziszap szervesanyag tartalmát. Ez a szilárd tartóanyag lehet homokszerő, fluid ágyakban alkalmazva, vagy ırölt kıszerő makroszkopikus méretekben, illetve mesterséges tartóanyagok is lehetnek. A másik eljárás az anaerob rothasztás során a gravitációs ülepítık alkalmazása. Ezek a gravitációs ülepítık lehetnek a reaktoron belül, vagy a reaktortesten kívüli elhelyezésben. A belsı ülepítımegoldást alkalmazzák a felfelé áramoltatott anaerob iszapkezelıkben (Upflow Anaerobic Sludge Blanket-UASB reaktor). Az anaerob rothasztás meglehetısen komplex és összetett folyamat, ahol 4 összefüggı részfolyamatot tudunk elkülöníteni. A folyamat elsı részében, ahol fıleg fakultatív baktériumok vesznek részt, a biomassza legnagyobb részét kitevı fehérjék, szénhidrátok és zsírok enzimatikus úton, hidrolízis során kisebb vegyületekre, aminosavakra, zsírsavakra, glicerinre és monoszacharidokra hasítódnak. A második fázis a savképzıdés, ahol fıleg anaerob baktériumok dominálnak a folyamatban. Az acidogenézisben az elızı fázis termékeibıl fıleg alkoholok és savak képzıdnek. Mivel ebben a folyamatban elsısorban savképzı baktériumok (esherichia, pseudomonas, clostridium, bacilus) vesznek részt a folyamat pH csökkenésével jár együtt. 48
A harmadik részfolyamatban a magasabb rendő zsírsavakból oxidáció révén ecetsav, szén-dioxid és hidrogén keletkezik. A befejezı részfolyamatban az β-oxidáció amikor a metánképzı baktériumok a metánt és szén-dioxidot állítanak elı. A folyamatban keletkezı gáz általában 50 70 % metán és 30 50 % szén-dioxidot és vízgızt tartalmaz. A reaktor típusától függıen általában a szerves hatóanyag 1 grammjából kb. fél liter biogáz képzıdik. A biogáz képzıdés szempontjából a leghatékonyabbak a zsírok, majd a fehérjék és a szénhidrátok. Az anaerob rothasztás során a mikrobiológiai aktivitást a metanogén baktériumtömeg határozza meg. Azonban ez a metanogén baktériumtömeg az egységnyi mikrobiális anaerob rothasztásban lévı mikrobatömegnek mindössze egyhatodát teszi ki, amely ráadásul relatíve hosszú reprodukciós idejő is. Az anaerob rothasztás elınyeiként lehet megemlíteni, hogy a szubsztrát irányában is viszonylag hosszú ideig fenntartható a mikrobiális aktivitás, míg aerob folyamatoknál ez néhány héten belül megszakad. Az anaerob folyamatokat alapvetıen befolyásolja a hımérséklet. Anaerob rothasztás beindulását 0 oC körül lehet megfigyelni, azonban ez a hımérséklettel rohamosan növekszik és relatív maximumot két hımérséklet tartományban ér el 30-37 oC körül, ez az optimuma a mezofil organizmusoknak, míg a meleg kedvelı termofil metanogén aktivitás 55 oC körüli hımérsékleti csúcsnál mutat maximumot. A hımérséklettel szorosan összefügg a szervesanyag lebontás hatékonysága is, amely 20 o C alatt jelentısen csökken. A 20 oC alatti tartományban az ún. psychrofil mikroorganizmusok aktívak. Ezeknek az optimális hımérséklete 15-20 oC közötti. Több olyan opimális hımérsékleti tartomány található, amelyben a baktériumok adott csoportja a legnagyobb anyagcsere-folyamat aktivitást mutatja. Az anaerob környezetben végzett anyagcsere folyamatok hımérséklet függése az aerob folyamatokénál nagyobb. A gyakorlatban az alacsony hımérséklető psychrofil anaerob kezelési technikát kevés helyen alkalmazzák. Ennek oka, hogy a lebontás kinetikája lassú és az iszapstabilizálás tökéletlen. Nagy szerves anyag koncentrációjú szennyvíziszapok rothasztására kevésbe alkalmazható. Egyes kis koncentrációjú háztartási szennyvizek "hideg" rothasztását viszont számos esetben lehet ezen a hımérsékleti tartományon megvalósítani. A mezofil rothasztás világszerte a leggyakrabban alkalmazott szennyvíziszap stabilizálási eljárás. A hımérséklet növekedésével a gáztermelés sebessége nı, a stabilizációs idı pedig rövidül. Megállapítható, hogy 30 oC hımérséklethez kísérletileg 15 nap stabilizációs idıtartam szükséges. A legtöbb rothasztót 20 napi tartózkodási idıre méretezik, amely megfelelı stabilizációt biztosít. 40-50 oC közötti hımérsékleti tartományban a baktérium összetétel változása következik be. Itt már a mezofil mikroorganizmusok megjelennek, azonban ezeknek a mikroorganizmusoknak az optimális hımérséklettartománya 50-55 oC között van. A termofil rothasztás elınyei a kapacitás kihasználás és a tartózkodási idı figyelembevételével rendkívül elınyös. A kielégítı stabilizálás termofil hımérsékleten a mezofil rothasztókhoz képest egyharmad rothasztó térfogattal elérhetı. A csökkentett rothasztót érfogat gazdasági elınyeit azonban a magasabb hımérsékleten végbemenı nagyobb hıveszteség hátrányosan befolyásolja. A termofil rothasztás elınyei a mezofil rothasztással szemben összefoglalóan az alábbiak: − A szerves anyag átalakulása gyorsabb, elsısorban a hidrolízis gyorsabb lefolyása következtében. − Szerves anyagok átalakulása, stabilizálása tökéletesebb. − A rothasztott iszap víztelenítési tulajdonságai javulnak. − Patogén kórokozók redukciója tökéletesebb. − Hátrányként említhetjük meg: 49
− − − −
Az energiaszükséglet nagyobb. (Esetenként főtés szükséges.) A beruházási költségek (szigetelés, hıcserélık stb.) magasabbak. Az eljárás üzemelési zavarokra érzékenyebb. Az anaerob rothasztási folyamatokat a környezeti miliı pH-ja szintén alapvetıen befolyásolja.
Általában elmondható, hogy a rothasztásban részt vevı baktériumok 6,5-7,5 pH tartományban a legaktívabbak. Az alábbiakban összehasonlítjuk a savtermelı és a mezofil baktériumok környezeti igényeit (táblázat). 6. táblázat A savtermelı és a mezofil metánbaktériumok közötti különbségek Kritérium Savtermelı baktériumok Mezofil metánbaktériumok Jellemvonás Zömmel anaerob baktériumok. Obligált anaerob baktériumok. o o Hımérséklet optimum 30 35-37o C pH határérték 5,3-6,8 6,8-7,2 Szaporodási idı Viszonylag rövid és Nagyobb hosszú - tápanyag- és tápanyagfüggı. miliıfüggı. Anyagtranszport A lehetı legtökéletesebb Lehetıleg hatékony keverés, átkeverés, a gyors hidrolízis és a mert az acetogén és a metán savas fázis elérése céljából. A baktériumok szoros savas fázis lebontási anyagainak szimbiózusban élnek. transzportja metántermelı baktériumokhoz szintén jó átkeverést igényel. Összességében elmondható, hogy a metánbaktériumok a mikroorganizmusok magasan specializált csoportja, amelyek csak 1 % oldott oxigénszint alatt és nagyon szők tápanyagspektrumban képesek megélni. A tapasztalatok szerint a pH értékét lehetıleg 7 körüli értékhez kell közelíteni. A szoros pH szabályozás magasszintő pufferkapacitást feltételez, ezt a pH puffert rendszerint természetes úton a szén-dioxid termelés, továbbá az oldatba kerülı pozitív töltéső ionok biztosítják. Amikor a proteinek bontódnak le az oldatba ammónium ion kerül, amikor zsírsavak sói bomlanak le, savas só kationja kerül oldatba. A kationok kiegyensúlyozása céljából azonos mennyiségő anionoknak kell keletkeznie. Ez a szerves anyag lebontásakor felszabaduló szén-dioxidból keletkezı negatív töltéső, bikarbonáttal valósul meg. Amikor a lebontandó szennyvíz vagy szennyvíziszap csak szénhidrátokat tartalmaz, puffer nem képzıdik, mert a szénhidrátok lebontásakor kationok nem szabadulnak fel. A rothasztáskor nagyon fontos, hogy elegendı puffer legyen jelen a pH 7 érték közeli tartásához. A bikarbonát lúgosság 2500-5000 mg/l mértékben nagymértékő pufferkapacitást biztosít és az illékony savak mennyiségének nagyobb mértékő növekedése a pH-t csak kis mértékben csökkenti. Számos ipari szennyvíz nem tartalmaz szerves nitrogéntartalmú vegyületeket elegendı mennyiségben, ezért a kielégítı pH szint fenntartásához lúgos anyagot kell adagolni. Ebbıl a célból leggyakrabban meszet használnak, de ennek számos hátránya is van, pl. kis koncentrációban oldódik, nehéz adagolni a rendszerben negatív parciális nyomást kelthet, amikor a szén-dioxiddal reakcióba lép. Így, ha a rothasztóba meszet adagolnak, a pH-t gondosan ellenırizni kell. Amint az 6,4-6,5 alá süllyed, további mészadagolás ehhez szükséges. Azonban a pH önmagában végzett ellenırzése a szabályozási technika szempontjából nem elegendı, mert a pH csak akkor esik az optimális tartomány alá, ha a bikarbonát lúgosság zöme 50
felhasználódik. Így a lúgosság és az illékony savak együttesen ellenırizendık a reaktor folyamatokban. Általában korrekció szükséges, ha a bikarbonát lúgosság 1000 mg/l alá esik. Jól mőködı rothasztó iszap lúgossága 2000 mg/l-nyi kálciumkarbonát alá nem süllyedhet. A mikrobiológiai folyamatokat nyilvánvalóan befolyásolják a reaktorba bekerülı esetleges toxikus anyagok. A toxikusság szempontjából az egyes anyagok csoportosítását az alábbi táblázat (7. táblázat) mutatja be. 7. táblázat Az anaerob lebontás szempontjából gátló és/vagy toxikus anyagok Nagyon toxikus, ≥ 1 mg/l koncentráció Széntetraklorid, Cianid, Szabad nehézfém Nincs adaptáció ionok, Oxigén Mérsékelten toxikus, 50-500 mg/l koncentráció Formaldehid Némi adaptáció Szulfit Némi adaptáció Szulfid Némi adaptáció Gátlás nagyobb koncentráció esetében NH4+ Adaptáció lehetséges Illózsírsavak Adaptáció lehetséges Alkáli és alkáliföld fémek Adaptáció lehetséges Természetesen a kritikus koncentrációk nemcsak önmagukban értékelendık, hanem más anyagok együttes jelenléte mellett különbözı gátló illetve szinergikus hatások léphetnek fel, amelyeket a környezeti tényezık is befolyásolnak. A kritikus koncentrációk megállapításánál az okozza a nehézséget, hogy a baktériumok rendelkeznek bizonyos adaptációs képességgel. A metán termelık a legérzékenyebbek. Nagyon lassan szaporodnak, így bizonyos anyagokhoz, vegyületekhez való adaptációjuk hosszú és ez néhány hónapig is eltarthat. Általában megállapítható, hogy valamely anyag nagyon kis koncentrációjú jelenléténél biológiai stimuláció kezdıdik. A koncentráció növekedésekor elérünk egy maximális stimulációt, amely után a biológiai aktivitás mértéke már csökken, ezután a koncentrációnövekedés már inhibitor hatású, amely a biológiai aktivitás csökkenésével jár, míg a biológiai aktivitás koncentráció növekedésével megközelíti a 0 értéket. A táblázatban említett elemek közül az alkáli és az alkáli földfémek sói különösen egyes ipari szennyvizekben fordulhatnak elı nagymértékben és ezen kationok kombinációi nagyon komplex hatással bírnak. Egyesek más kationok toxicitását redukálják illetve esetleg szinergista hatást is kifejthetnek. Az ammónia az anaerob tisztításban a protein és az urea lebontásából keletkezik és a rendszerben egy ammónium- ammónia egyensúly áll be, ahol elsısorban az ammónia gáz jelenléte, amely toxikus hatással bírhat elsısorban 3000 mg/l -nél nagyobb mennyiségek esetében. Ilyen esetben a szennyvíziszap ammónia - nitrogén forrását hígítani kell, vagy el kell távolítani a rendszerbıl. A szulfid toxicitás a biológiai folyamatok révén a szulfátok és egyéb kéntartalmú szervetlen vegyületek redukciójának eredménye, amely származhat protein degradációból is. A nehézfém szulfidok oldhatatlan csapadékot képeznek a rendszerben, így azok a mikroorganizmusokra ártalmatlanok, azonban a csapadék oldékonysága függ a rendszer pH-jától. Elsısorban alacsony pH mellett, van jelentısebb oldékonyság, amely viszont normál anaerob lebontási rendszerekben tartósan nem fordulhat elı. Az oldott szulfidok 51
200 mg/l koncentráció felett toxikusak. A szulfidok csökkentését a szulfidok csapadékká történı átalakításával, a szennyvíz hígításával, illetve a forrás csökkentésével lehet elérni. A nehézfémek sok rothasztó, üzemét gátolják. Az oldott állapotú réz, cink és nikkel sók koncentrációi meglehetısen toxikusak. A 6 vegyértékő króm erısen toxikus, noha ez a fémion rendszerint 3 vegyértékővé redukálódik, amely a rothasztó normál pH tartományában viszonylag oldhatatlan, így toxikussága is kicsi. A vas és alumínium sók is ezen a pH tartományon alacsony oldékonyságot mutatnak. A toxikus állapot elkerülésére így az egyik megoldás azaz a nehézfémek szulfidokkal való oldhatatlan csapadékká történı átalakulása. Általában kb. fél mg/l szulfid koncentráció szükséges a leggyakrabban elıforduló nehézfémek 1 mg/l koncentrációjának csapadékká történı átalakításához. Megállapítható, hogy a szulfidok önmagukban meglehetısen toxikusak az anaerob folyamatokra, mint ahogy a nehézfémek is toxikusak, de egymással reakcióba lépve oldhatatlan sókat hoznak létre, amelyek a biológiai folyamatokra már kisebb kockázatot jelentenek. A toxikus szervesanyagok, ha viszonylag kicsi a terhelésük a rothasztóban, akkor folyamatosan lebonthatóak vagy csapadék formájában leköthetıek. Összességében megállapítható, hogy a toxikus anyagok szabályozhatóak a rendszerben a toxikus anyagok eltávolításával, hígítási eljárások alkalmazásával, komplex vagy csapadék létrehozásával illetve más anyagok antagonista gátlása révén. A rothasztóberendezések kivitelezése Nagy teljesítményő rothasztás kizárólag csak zárt és megfelelı hımérsékleten tartott rothasztóban valósítható meg. A fázis szétválasztással egybekapcsolt rendszerekben az elsı rész a gáztartályként képezik ki. Nagyobb mérető különálló rothasztó főtés nélkül nem ajánlható, mert a nagy költséggel megépíthetı rothasztó térfogat hely kihasználása nem gazdaságos. Főtetlen rothasztó esetében több mint háromszoros térfogatra van szükség a főtötthöz képest. Ma már energetikai és környezeti okok miatt főtött, elválasztott rothasztókat építenek. A legutóbbi idıkig szinte kizárólag vasbeton rothasztókat építettek, régebben hengeres alul és felül csonkolt, kúp alakú 1-8000 m3 -es hasznos mérettel. Az alul zsomppal végzıdı és az úszókéreg hatásának minél hathatósabb kiküszöbölése érdekében felül is kis felületővé szőkülı tartályok keverése elengedhetetlen. A keverés oka, hogy a reaktorban egyenletes környezeti miliıt, pH-t, hımérsékletet biztosítsanak a folyamatok lejátszásához és homogén legyen a tápanyag eloszlás is a rendszerben és a keletkezett végtermékek ne akadályozzák a mikrobiális folyamatokat. Ezt a keverést különbözı megoldással, mechanikai keveréssel vagy búvárszivattyúk segítségével iszapcirkuláció, gyakran gázrecirkuláció révén oldják meg. A fedett rögzített fedelő rothasztóknak sokféle változata ismert, amelyek vasbetonból vagy acélból készülnek. A keverésre ideális a felül kúpos kialakítású tartályok melyekben a keverés szempontjából holtterek kialakulásának esélye minimális. A mőtárgy fenék részén terelı lemezekkel oldják meg a homogenizálást. Az acél rothasztók esetében az esetleg keletkezı kénessavak, okozta korrózióvédelem jelent további problémát az üzemeltetés során. A rothasztás során a kellı hatékonyság érdekében legalább 8%-os szárazanyagtartalomra sőrített iszapot felfőtik, a rothasztóhoz 33 oC egyenletes hımérséklet szükséges termofil rothasztás esetén. Az iszapot rendszerint melegvizes ellenáramú hıkicserélın vezetik át, de közvetlenül is főthetnek az iszapba, közvetlenül befújt, túlhevített vízgızzel. A rothasztón belül elhelyezett hıcserélıs főtést ma már ritkán használják. A felfőtött iszap iszapszivattyúk segítségével az elırothasztóba kerül, ahol kb. 15-20 napot tartózkodik, közben az anaerob mikroorganizmusok hatására szerves anyagának 40-50 52
%-a lebomlik és részben biogázzá alakul át. Az elırothasztóból az iszap a főtés és keverés nélküli utórothasztóba kerül, ennek térfogata kb. egyharmada-egynegyede az elırothasztóknak. Ebben az iszap és a víz szétválik, melyeket külön-külön az utósőrítıbe illetve a szennyvíztisztítási folyamatba vezetik vissza. A rothasztó tartályokat azok típusától függetlenül közelítıleg a fajlagos szárazanyag terhelés alapján lehet méretezni. A technológiai folyamatokat illetıen a méretezés során figyelembe kell venni, hogy a biológiailag lebontható szerves anyagok gázformába, folyadékformába, vagy a vízben oldható végtermékformába alakulnak át. A rothasztási idıt a gyakorlatban 15-20 nap között szokták felvenni. A technológiai folyamathoz tartozik : − iszapszivattyú, amely hıkicserélıkbe illetve a rothasztókba táplálja az iszapot, - biogáz égetı, - gáz kompresszor ház, amelynek kompresszorai a rothasztókat keverı mamutszivattyúkat látják el sőrített gázzal, - a gáztároló a keletkezés és a felhasználás közötti különbségeket egyenlíti ki, − -a gázmotor, amellyel a rendszert ki lehet egészíteni, a gázhasznosítás célját szolgálja, melyet elsısorban 50-80.000 m3/napos kapacitásnál érdemes beállítani. A gázmotor villamosgenerátort hajt meg, amely a villamoshálózat számára vagy a biológiai tisztításhoz szükséges kompresszorok meghajtására szükséges energiát állítja elı. Nagy telepek esetében ezzel a módszerrel a tisztítótelep teljes energiaszükségletének mintegy 70 %-a megtermelhetı. Hátrány, hogy az energiatermeléshez szinte a teljes komplex szennyvíztisztítási rendszert ki kell építeni és üzemeltetni. A CSEPEGTETİTESTES SZENNYVÍZTISZTÍTÁS A csepegtetıtestes tisztításkor a szennyvizet egy mozgó-forgó elosztó rendszer a csepegtetıtest felszínére egyenletesen szétosztja. A csepegtetıtestre kerülı szennyvíz egy része gyorsan mozog a makropórusokban, azonban a szennyvíz legnagyobb része a maradék a biológiai hártya felszínén lassan halad illetve csepeg lefelé (19. ábra).
19. ábra Folyadékáramlás a csepegtetıtest töltetének felületén 53
A BOI5 eltávolítás a gyors mozgású szennyvízbıl bioszorpció és koaguláció révén a lassú mozgású szennyvízhányadból pedig az oldott komponensek fokozatos lebontása révén a biológiai hártyában jön létre. A csepegtetıtest szilárd porózus, nagy felülető anyagon megtelepülı biológiai hártya, a biofilm segítségével bontja le jó hatásfokkal ülepített szennyvíz lebegı, továbbá kolloidális és oldott szennyezıdéseit. A szennyvíz oldott szennyezıanyagai és az oldott oxigén a biológiai hártyában az asszimiláló mikroorganizmusok környezetébe diffundál. Eközben sejthártyatömeg keletkezik. A hártya vastagsága függ az aerob réteg alatti anaerob rétegtıl is. A biológiai hártyában általában a hártya felszín közeli térben heterotróf baktériumok, a hártya mélyén pedig autotróf baktériumok vannak jelen. A hártya felsı terében magasabb rendő mikroorganizmusok, pl. gombák (Fusarium, Oospora) is megtalálható. Esetleg algák is megtelepedhetnek a csepegtetıtest tetején. A biológiai hártya szerkezetét mutatja be a 20. ábra.
20. ábra A mikrobiális hártya szerkezete A csepegtetıtesteket a terhelés alapján 3 fı csoportra oszthatjuk a szennyvíz BOI5 értéke szerint: - Kis terheléső csepegtetı testek, 150-200 g BOI5/m3 d. - Nagy terheléső csepegtetı testek 750-1100 g BOI5/m3 d - Igen nagy mőanyag töltéső csepegtetı testek 1000-3000 g BOI5/m3 d. A 3 féle rendszer technológiája között lényeges eltérés van és tulajdonképp alkalmazási területük is eltérı.
54
A kis terheléső csepegtetıtest viszonylag egyszerő, megbízható rendszer a rávezetett változó minıségő szennyvizet is gyakorlatilag állandó minıségővé tisztítja. Általában állandó hidraulikai terheléső, melynek biztosítása nem recirkulációval, hanem adagoló szifonnal történik. A legtöbb kis terheléső csepegtetıtestben csak legfelsı 0,6-1,2 m magasságban van nagy mennyiségő hártya. Ha a szennyvíz adagolások között 1-2 óránál hosszabb idıszak telik el, akkor a tisztítást károsan befolyásolja a nedvességhiány. Kis terheléső rendszer jellemzıje a szagprobléma, amely az elégtelen lebontás velejárója. A kis terheléső csepegtetıtestek kialakítása többféleképpen elvégezhetı. Kisebb méretek esetében magas építményhez hasonló, akár téglából épített négyszöglető építményben lehet elhelyezni a töltıanyagot, amely általában természetes bazalttufa, vagy nagyolvasztói porózus válogatott salak. Újabban mesterséges mőanyagból öntenek, préselnek nagy felülető elemeket, amely természetes anyagok helyettesítésére képesek. Nagyobb berendezéseknél az oldalfal rendszerint monolit vagy idomokból készített kör alaprajzú vasbeton fal, amelyen a vízelosztást ún. forgó Segner kerék szerő permetezı végzi. A forgókaron a kerület felé fokozatosan sőrősödı lyukkiosztású keret 2 vagy 4 karja, a tengely körül kialakított elágazásból nyeri az odavezetett gravitációs vagy szivattyúzott szennyvizet. A nagy terheléső csepegtetıtest esetében a nagyobb fajlagos terheléssel recirkuláció párosul, azaz oxigéndús tisztított szennyvizet visszavezetik a test töltıanyagára, amely biológiai hártyából a kevésbé életképes részt folyamatosan leöblíti. Szükség van utóülepítıre, amely ún. humusz iszapot visszatartja. Ennyivel tehát összetettebb a mőködése, mint a kis terheléső csepegtetıtesteké, és emiatt mindenképpen energiaigényesebb is a rendszer, bár lényegesen kevésbé, mint az ún. eleveniszapos rendszerek. A csepegtetıtestek anyaga itt is a víz elvezetésére és a levegı bevezetésére alkalmas fenékidomon nyugszik. Fala szinte mindig monolit vagy elıre gyártott elemekbıl készült vasbetonfal, mőtárgy általában kör alakú. Itt is a víz szétosztását forgó permetezık végzik. A hazai gyakorlatban alkalmazott utóülepítı, amely a rendszerhez kapcsolódik legtöbbször függıleges átfolyású tölcséres dortmundi medence. Az iszapot itt is el kell távolítani az utókezelés során. A recirkulációt a szennyvíz, a tisztított víz, a csepegtetı testre vezetendı kevert víz koncentrációjából lehet meghatározni az alábbiak alapján:
R =
S 0 − S1 ≤1 S1 − S e
ahol, R – a recirkulációs arány, vagyis a recirkuláltatott vízmennyiségnek és a tisztítandó vízmennyiség nappali átlagának hányadosa S0 – az elıülepített szennyvíz BOI5 koncentrációja g/m3-ben. S1 – a csepegtetıtesttel vezetett, tehát recirkulácival higított szennyvíz koncentrációja g/m3-ben. Se – az elfolyó víz megengedhetı BOI5 koncentrációja g/m3-ben, A test ajánlott magassága 3-4 m. Valamennyi nagy terheléső csepegtetıtest esetében a recirkuláció a viszonylag állandó hidraulikai terhelés biztosítását a kedvezıbb oldott oxigén ellátást szolgálja. A nagyobb szerves anyag terhelés azonban eleve kizárja nitrifikáló baktériumok jelenlétét a csepegtetıtest alsó részében.
55
A mőanyag töltéső csepegtetıtesteket, amelyeket a terhelés nagyságából következıen szuper terheléső csepegtetı testeknek is hívnak, a mőanyag töltet nagy fajlagos felülete miatt nagy koncentrációjú, pl. élelmiszeripari szennyvizek tisztítására alkalmas. A töltıanyag kialakítása a hagyományostól eltérı tulajdonsága miatt némileg különbözı, oldalfala - mivel a töltet nem támaszkodik neki egészen könnyő szerkezet lehet (pl. mőanyag hullámlemez, acél vagy vasgerendákkal megerısítve). A fenék kialakítása hasonló az elızıekhez pl. 20 cm magas, kis lejtéső, sima fenéklemezre felfekvı, egymástól 20-25 cm-re elhelyezett vasalt betongerendák, amelyek között a víz lefolyására és a levegı beáramlására is van elég hely. A gerendák köze az oldalfal nyílásaihoz csatlakozik, amelyen lévı nyílások folytathatók vagy esetleg elzárhatók a téli lehőlés ellen védve a rendszert. A szennyvizet itt is forgópermetezıvel juttatják ki. A mőanyag töltéső csepegtetıtestek terhelési paraméterei nem határozhatók meg egységesen, a töltetet a gyártó cég elıírásai figyelembe véve kell kialakítani. Mőanyag töltéső csepegtetı testet általában 2 féle rendeltetéssel alkalmazzák. Nagy koncentrációjú, fıleg ipari szennyvizek elıtisztítására nagyobb terheléssel, kisebb tisztítási hatásfokkal, míg a tisztított szennyvíz utótisztítására kisebb terheléssel, de nagyobb hatásfokkal. Ekkor is fıleg ipari szennyvízzel terhelt városi szennyvíz tisztítását oldják meg a rendszerrel. A különbözı terheléső csepegtetıtestek jellemzı tervezési adatai egyetlen számadattal nehezen fejezhetık ki, sokféle lehetséges tényezı miatt. Ennek megfelelıen inkább tartományokat lehet megadni, ezekrıl egy összefoglaló táblázatot (8. táblázat) mutatunk be az alábbiakban. 8. Táblázat A különbözı terheléső csepegtetı testek jellemzı tervezési paraméterei Paraméter Kis terheléső Mérsékelt Nagy terheléső Nagy terheléső terheléső csepegtetıtestek csepegtetıtest csepegtetıtest csepegtetıteste ek ek k Hidraulikai felületi terhelés m3/m2/d Szerves anyag terhelés kg/m3 d Mélység m Recirkulációs arány Töltıanyag Enerigaigény kW/103*m3 Hártya lemosódás
Szennyvízadagolá s Elfolyó szennyvíz
1-4
4-10
10-40
40-200
0,08-0,32
0,24-0,48
0,32-1
0,8-6
1,5-3 0
1,25-2,5 0-1
1-2 1-3
4,5-12 1-4
láva, zúzottkı, stb. 2-4
láva, zúzottkı, stb. 2-8
láva, zúzottkı, mőanyagok 6-10
Mőanyagok
Szakaszos
Szakaszos
Folyamatos
5 percnél nem hosszabb, szakaszos Általában tökéletesen nitrifikált
Folyamatos
Folyamatos 15 s-nál nem hosszabb Folyamatos
Folyamatos
Nitrifikált kis terhelések esetében
Nitrifikált kis terhelések esetében
Részlegesen nitrifikált
56
10-20
A csepegtetıtestek szennyvíztisztításában a csepegtetıtest felületén kialakuló biológiai hártya alapvetı szerepet játszik a szerves anyagok lebontásában, amely lebontási folyamat függ a tápanyag fajtájától, koncentrációjától, a hártya szerkezetétıl és vastagságától, az élı szervezetek hártyabeli eloszlásától és a hártya diffúzióval szembeni ellenállásától. A biológiai hártya három részbıl áll: • a folyadékfilmbıl • biológiai hártya külsı részébıl, amely alatt azt a hártyavastagságot értjük, amelyen túl növelve a hártya vastagságát a tápanyaglebontás sebessége már állandó marad • biológiai hártya belsı alátámasztó, innert felülettel szomszédos inaktív része. A töltıtestben lévı szennyvíz térfogata állandó szennyvízadagolás esetén az alábbi részekre osztható: A szemcsék felületén vékony filmszerő molekuláris hatásra megtapadt folyadék, mely folyadéktömeg a gravitáció hatására nem csepeg le. A szemcsék érintkezési pontjain a kapilláris erı hatására megtapadt folyadék. Ez a folyadéktömeg sem csepeg le a részecskékrıl a gravitáció hatására. A szemcsék felületén lévı folyadékfémbıl a gravitáció hatására lefelé áramló folyadék. A víz a hagyományos kıtöltető csepegtetıtestben permanens mozgást feltételezve a töltıtest részecskék felületén kialakuló vízfilmben a töltıtest részecskék alsó pontjáról a gravitáció hatására kiinduló folyadéksugárban és az egész töltıtest rendszerben rendkívül bonyolult formában áramlik. A szennyvíz tartózkodási ideje és a tisztítás mértéke között direkt kapcsolat van, amelyet jelentısen befolyásol a csepegtetıtest hımérséklete. Általánosan elfogadott, hogy a csepegtetıtestek a meleg éghajlati viszonyok között hatékonyabban mőködnek, mint hideg környezetben. A hideg idıszak a csepegtetıtestek üzemét zavarja, egyrészt a csepegtetıtest felszíne eljegesedhet, a szennyvizet a csepegtetıtest felszínére elosztó forgó, permetezı csövek szintén eljegesedhetnek. Ezek ellen szélvédık felszerelésével a csepegtetıtest oldalfalainak növelésével, a recirkuláció csökkentésével, illetve idıleges szüneteltetésével, valamint a csepegtetıtest és az ülepítık lefedésével lehet védekezni. A csepegtetıtestes szennyvíztisztítás alapvetı sajátsága, hogy a csepegtetıtest 3 fázisú vízmozgást biztosít és a szennyvíz benne visszaduzzasztás nélkül lefelé áramlik, miközben a levegıztetése folyamatosan biztosítva van. Ennek érdekében a csepegtetıtest felépítésénél figyelembe kell venni, hogy a csepegtetıtest oldalfala zárt legyen, a levegıztetés alulról induljon ki, a töltıanyag alatt is kell hogy levegıtér legyen, ami a levegı áramlást elısegíti. A levegı áramlás iránya a testben a szennyvíz és a külsı levegı hımérsékletének különbségétıl függıen változó lehet, amelyet az alábbi ábra (21. ábra) mutat be.
57
21. ábra Levegı áramlás a csepegtetıtestben A folyamatos levegımozgás a csepegtetıtestben alapvetı, hisz a csepegtetıtest aerob mőködéséhez szükséges oldott oxigén mennyiség a testen átáramló levegıtérbıl diffundál a biológiai hártyába. Átlagos levegı hımérsékleti viszonyok esetében 1 m3 levegı tömege 1250 g/m3, ami 280 g oxigén tömeget tartalmaz. A csepegtetıtestbeli természetes levegı áramláskor, ebbıl csupán 5 %-nyi mennyiség hasznosul, 4 oC hımérséklet különbség a szennyvíz és a levegı között. 0,3 m/s áramlási sebességet idéz elı, ami 18 m3 levegı mennyiség/m2/h felel meg. Ebbıl 252 g oxigén/h hasznosítható, ami a csepegtetıtest 1 m3-ére esı 1 órai szükségletet lényegesen felülmúlja. Mikor a hımérséklet különbség 2 oC, a felfelé irányuló levegı áramlás megszőnik, további levegı hımérséklet csökkenéskor a levegı már ellenkezı irányban lefelé áramlik. A természetes levegıáramlás rövid idıre megszőnik, a csapadéktest oldott oxigén szükségletét a szélmozgás, a szennyvízfilmbeli áramlás segíti elı. Amennyiben a csepegtetıtestet mesterségesen kell levegıztetni, akkor 18 m3/m2/h levegı mennyiséget célszerő alapul venni. A csepegtetıtest az eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerekhez képest, tehát jóval nagyobb mértékben függ a levegı hımérséklet évszakos változásától, éppen ezért a szennyvíz hımérséklete, illetve a csepegtetıtest hıszigetelése a tisztítás hatékonyságát alapvetıen befolyásolja. A heterotróf baktériumok a hımérséklet változásra viszonylag gyorsan reagálnak, ezzel szemben a nitrifikáló autotróf baktériumok hımérsékleti változása késlekedve adaptálódnak.
58
A csepegtetıtestben lezajlódó nitrifikációra az alábbiak jellemzık: A nitrifikáló baktériumok a biofilm azon részében telepednek meg, ahol a heterotróf és nitrifikálódó baktériumok szaporodási sebessége egyenlı. Ennek a feltételnek a teljesüléséhez az alapfeltétel, hogy az oldott oxigén a biológiai hártya teljes vastagságában, közvetlen környezetébe is bediffundáljon. A folyadékfilm nagy szerves anyag koncentrációja az oldott oxigén biológiai hártyába diffundálását jelentısen csökkenti. A nagy szerves anyag koncentráció elérhet egy olyan küszöbértéket, amelynél a hártyabeli oldott oxigén koncentráció olyan szintre csökken, hogy a heterotróf szervezetek szaporodási sebessége a hártyát alátámasztó felület közelében is nı. Végül a lassabban nitrifikáló baktériumok a hártyából kiszorulnak. Jelentıs mértékő nitrifikáció csak akkor indul meg, ha BOI5 a folyadékfilmben 20 mg/l alá süllyed. A denitrifikáció lejátszódását a kis oldott oxigén koncentráció az oxidált nitrogén jelenléte és a nagy tápanyagkoncentráció segíti elı. A biológiai hártya mélységében a nitrifikáció következtében lúgosság (hidrogénkarbonát) használódik fel, és szén-dioxid szabadul fel, ily módon a pH változik, ami azután a nitrifikációs folyamatokra gátló hatást eredményez. A nitrifikáció egy kétlépcsıs biológiai folyamat, amelynek elsı lépcsıjében a Nitrosomonas baktériumok a szervetlen ammóniát nitritté, majd ezt a Nitrobacterek oxidálják nitráttá. Ennek a nitrogén átalakulási folyamatnak jellemzıje, hogy a metabolizmus közben nyerhetı energia mennyisége kevés és a nitrifikáló baktériumok a heterotróf versenytársaikhoz képest nagyon lassan szaporodnak. Ezért ahhoz, hogy a szennyvíztisztító telepen megfelelı mértékő nitrifikálást lehessen elérni a szennyvízben, megfelelı környezeti tényezıket kell teremteni. Ennek céljából a szennyvíztisztító rendszerben a szerves anyag terhelés bizonyos határ alatt kell, hogy maradjon és nagy oldott oxigén koncentrációt kell biztosítani. Az utóbbi kutatások bebizonyították, hogy egyes nitrobacter fajták oldott oxigén hiány esetében is szaporodnak, nitrátelektronakceptor felhasználásával, tehát nemcsak nitritet oxidálnak, hanem nitrátot nitritté, ammóniává és nitrogéngázokká redukálják. Az ilyen baktériumok tehát a nitritet az aerob és oxigén szegény tartományok között képesek mindkét irányba transzformálni (Rudert, 1985) A hagyományos bazalttufa töltető csepegtetıtestekben a fentiek alapján érdemes a csepegtetıtestet nemcsak a BOI5 és KOI terhelésre, hanem az ammónium terhelésre is méretezni. Jelenleg úgy ítélhetı meg, hogy a kisebb BOI5 térfogati terhelések (<0,4 kg/m3 *d) tartományában a hagyományos töltető csepegtetıtest nitrogént oxidáló feltételei mindaddig kedvezıbbek, amíg a mőanyag töltető csepegtetıtest a hagyományos csepegtetıtestéhez képest legalább kétszeres biológiailag hatékony fajlagos felületet nem biztosít. Minél nagyobb a BOI5 térfogati terhelés a mőanyag töltető csepegtetıtest annál kevésbe alkalmas nitrogén oxidáltatáshoz. FORGÓ-MERÜLİ TÁRCSÁS BIOLÓGIAI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS A hagyományos kıtöltető csepegtetıtestek szennyvíztisztítási elvét figyelembe véve a fejlıdés a csepegtetı test szerkezetének, üzemének egyszerőbbé tételét és gazdaságosabb alternatív megoldásokat eredményeznek. Ennek eredménye a forgó merülı tárcsás rendszer. A merülı tárcsás rendszer lényegesen kisebb mennyiségő energiát használ a tárcsák forgatására, vagyis a tárcsa felületén képzıdı bevonat szennyvízzel való mikrobiológiai kontaktusára és a légköri oxigén hasznosítására, mint az eleven iszapos rendszerek. A forgó merülı tárcsás rendszer esetében az alátámasztó 59
tárcsák felületen képzıdik a biológiai hártya, és az a tárcsával együtt mozog. A hártya részben a tisztítandó szennyvíz terében, részben a levegı térben tartózkodik (22. ábra).
22. ábra Tárcsás szennyvíztisztító berendezés A helyzet a hagyományos és a mőanyag töltéső csepegtetıtestek esetében fordított. A rögzült hártya állóhelyzetben van, a szennyvíz és a levegı pedig áramlik. A tárcsákra tapadt mikroorganizmusok forgás közben hol a tápanyaghoz jutnak a szennyvízbe merülve, hol oxigénhez a levegın forogva. A rendszer kis berendezésként alkalmazható 10 lakostól 1500 lakosig, Magyarországi gyakorlatban egyenlıre csak kevésbé terjedt el. A rendszer elınye egyszerősége, kis energia és kezelési igénye. A tárcsák szokásos átmérıje 1,5-3 m, amelyet valamilyen mőanyag lapból alakítanak ki. A lap anyaga rendszerint polisztirol, polietilén, poliuretán, polivinilklorid. A tárcsákat forgatható tengelyre, egymástól kb. 2-2,5 cm távolságra rögzítik, így az alátámasztás nélküli tengely maximum 7 m hosszú folyóméterére 30-34 tárcsa kerülhet. A mőtárgyat rövid tartózkodási idejő utóülepítı egészíti ki, ez utóbbihoz recirkuláció szükséges. A berendezés hatásfokát, a szennyvíz átfolyási idejének, tehát a tárcsák alatti hengeres edény térfogatának és ezzel együtt a tárcsák számának növelésével lehet javítani. A forgási szögsebesség függvényében fajlagos terhelés legfeljebb 120 g BOI5 lehet a hártyával benıtt tárcsafelület négyzetméterére számítva. OXIDÁCIÓS ÁRKOK Az oxidáció árkok az eleveniszapos eljárás egyik módosított változata. Rendszerint teljes oxidációs módon mőködnek. Az oxidációs árkok BOI5 eltávolítási képessége 90-98%-ra tehetı. Általában 500 lakosegység fölött már érdemes alkalmazásával foglalkozni. Kialakítása általában nyújtott ellipszis, körgyőrő alakú rézsős földmeder. Trapézszelvényben a fenékszélesség 0,5-3 m, a szennyvízmélysége 0,8-1,3 m, a rézső hajlásszöge 1:1,5, az árok íveinek sugara az árok tengelyéhez mérve 5-10 m. Ennél 60
azonban jóval nagyobb mérető árokrendszereket is alkalmaznak, egészen 50.000 lakosegységig (23. ábra).
23. ábra Oxidációs árok
Ezeket az árkokat párhuzamosan, illetve egymás után kaszkád rendszerben is kialakíthatják. A rendszer jellemzıje, hogy a nyers szennyvíz egy adott helyen jut be az árokba. Megfelelı színszabályzó, bukó és túlfolyóval van a rendszer ellátva, és a folyadékáramlást vízszintes tengelyő rotor biztosítja, amely egyben levegıbevitelt is végez a szennyvízbe. Az oxidációs árok szilárd élıanyag tartalma a recirkulációs iszap és a fölös iszap mennyiségének szabályozásával befolyásolható. A szennyvíz tartózkodási ideje a szennyvízáramlásával van direkt kapcsolatban. Az átlagos áramlási sebesség 0,3-0,5 m/sra választható, ahol a pelyhek ülepedése elkerülhetı. A szennyvíz ennek megfelelıen megfelelı keverırotorok távolságának kiválasztásával 3-6 perc alatt tesz meg egy teljes körfogást.
61
SZENNYVÍZ UTÓTISZTÍTÁSÁNAK FOLYAMATAI Lebegıanyag – eltávolítási eljárások A szennyvízben található lebegıanyag –eltávolítási eljárások közül az alábbiak a leggyakoribbak: • mikroszita szőrés, • gyorsszőrés és lassú szőrés (nyomás alatt és gravitációs ) • vegyszeradagolás. A mikroszita az utóülepített szennyvíz vagy szennyvíztisztító tóból elfolyó finom lebegıanyag tartalmát csökkenti. A szennyvíz a dob nyitott végén áramlik a dob belsejébe és a dobfelület szennyvíztérbe merülı hányadán át távozik kifelé. A mikroszita belsı részében a szita felületén fennakadt szennyezést nagy nyomással mossák le, mely szennyezés a dob felsı részébe elhelyezett vályúba kerül. A hidraulikai terhelés 3-6 m3/m2, a dobfelület szennyvíztérbe merülése a dobmagasság 70-75%-ig megengedhetı, a dob átmérıje 2.5-5 m, forgási sebessége 4.5 m/min. Öblítıvíz igény a befolyó szennyvíz 2-5%-a. A lebegıanyag eltávolítás hatékonysága a 10-80% körüli. A mikroszita szőrıvel a teljes lebegıanyag eltávolítás nem lehetséges. A berendezés a lebegıanyag koncentrációváltozásra érzékeny emiatt elızetes félüzemi vizsgálatok elvégzése a beállításuk elıtt fontosak. Gyorsszőrı a szemcsés anyaga révén az összes szuszpendált lebegıanyag (TSS) eltávolítására alkalmas Az eljárás révén az összes szuszpendált anyag-koncentráció így általában 10mg/l alá esik. Gyorsszőrést az alábbiak esetében alkalmaznak: • Az eleven iszapos vagy a csepegtetıtestes tisztító rendszerbıl kikerülı biológiai pelyheket kell eltávolítani, • a biológiai tisztítórendszer utóülepítıjébe adagolt fém sók vagy mész adagolás hatására elért kémiai-biológiai pelyheket kell eltávolítani, • a kémiai tisztítás után még maradt lebegı anyag, • a befogadó minıségi igény ezt igényli (pl. öntözési cél). Az egyes szőrık szélesség/hosszúság aránya 1:1-1,4. A szőrıkben a nyomásveszteség a szőrıréteg mélységével nı. Az 5-7 cm-nyi hidrológiai rétegveszteség már üzemelési problémákat jelez. Az egyrétegő szőrıben 2-3 mm–es, kb. 2m vastag réteget alkalmaznak. A szőrés hatékonyságát a szőrlet zavarosságával jellemezhetjük. 2,3-2,4 mg/l - egységnyi szuszpendált lebegıanyag egységnyi zavarossághoz (NTU) vezet. Így 7-9 NTU zavarosság 16-23 mg/l szuszpendált lebegı-anyag koncentrációnak felel meg. Nitrogéneltávolítás Nitrogéneltávolítás általában a nagyobb vízminıség igényő befogadók esetében követelmény, mivel a legtöbb befogadó esetében a foszfor az eutrofizációt korlátozó tényezı. A nitrogéntartalmú vegyületek esetén a következı káros hatásokkal számolhatunk. • Ammónia toxicitás a halakra, • klóros fertıtlenítés hatékonyságának csökkenése, • káros közegészségügyi-hatás (elsısorban nitráttartalmú ivóvizek esetében), • szennyvíz-újrahasznosítási lehetıségeinek csökkenése. 62
Az egyes szennyvíztisztítási technológiákban végbemenı nitrogén eltávolítás hatásfokát mutatja be a 24. ábra.
24. ábra Nitrogén eltávolítás hatékonysága a különbözı tisztítási fokozatokban Az utóülepítıbıl elfolyó szennyvíz nitrogén tartalmának csökkentése nitrifikáló és denitrifikáló folyamatok beépítésével történik, ahol a végtermék valamilyen nitrogén gáz a szennyvízbıl kidiffundál. Az üzemeltetés során gondoskodni kell a szénforrás biztosításáról a nitrát nitrogéngázzá és oxigénné alakításához, de a túl sok C forrás a BOI5, KOI szint növekedéséhez vezethet. A szabad oxigén az anaerob folyamatok hatásfokát rontja, így a szennyvíztérbe jutását meg kell akadályozni. Az ideális C:N arány települési szennyvizek estében 12:1, de a gyakorlatban lényegesen ez alatt van. A felesleges nitrogén rész a befogadóba kerülhet. A nitrifikáció viszonylag hosszú idejő levegıztetéssel kb. 5-20 óra alatt zajlik le. A 2 NH 4+ + 3O2 → 4 H + + 2 H 2O nirtosomonas baktériumfaj az ammóniumot nitrit-ionná alakítja:
A nitrit oxidációját a nitrobacter törzs végzi: 2 NO2− + O2 → 2 NO3−
Az ammónia –nitrogén gáz formájú ammónia alakjában eleve hajlamos a szennyvíztérbıl kidiffundálni. Ezért az oldott ammóniumot gáz alakú ammóniává kell alakítani. Ez elérhetı, ha a szennyvíz pH-ját 10,5-11 tartományba növeljük, például mész adagolásával. Az ammónia kilevegıztetéséhez a szennyvizet a kilevegıztetı (strippelı) toronyba szivattyúzzák fel. A toronyból elvezetett mésziszapot széndioxid bevezetésével rekarbonálják. 63
A kémia klórozással az ammónia nitrogén gázzá alakítható, nagy mennyiségő klór (klórammónia arány kb. 10/1) adagolással. Másik alkalmazható eljárás mikor az ioncserélı folyamatban természetes gyanta vagy zeolit felhasználásával az ammóniumot adszorbeálják, majd a töltet regeneráláshoz használt meszes vizes átmosásakor az ammóniumionok ammónia gázzá alakulnak, és a légkörbe távoznak. A mesterséges környezetben végzett nitrogén eltávolítás mellett sokirányú kutatás folyik természetes megoldások kidolgozására. A vízinövényzettel végzett szennyvíztisztítás során használható növények például a vízijácintok (Eichhornia crassipes). Folyamatos aratású rendszerben ez 12,5-25 kg nitrogén és foszfor/ha*d és 125 kg BOI5/ha felvételre képes. A mintegy 30 cm mélyre nyúló gyökérzet révén a növények tápanyagot vesznek fel, illetve a gyökérzónában kialakuló nitrifikáció / denitrifikáció során végezzenek tisztítást. A növény fagyra érzékeny ezért üvegházi kultúrában is használják. A tisztító medence nem lehet 90 cm-nél mélyebb maximálisan 0.4 ha felülető, melyben a szennyvíz egyenletes eloszlását kell biztosítani. Az elfolyási oldal vízmélysége 60 cm alatt legyen, ahol az elfolyást kırakattal biztosítsuk. A maximális hidraulikai terhelés kisebb legyen 1,85 m3/ha*d-nél. A vizijácint mellett a hidegtőrıbb békalencsés tisztítás is ígéretes megoldás, ahol a szélhatás ellen úszó merülıf alakkal kell a békalencsét védeni. A nitrifikációval ellentétes folyamat a denitrifikáció, a levegı kizárásával megy végbe, pseudomonas és a micrococcus baktériumtörzsek segítségével. A nitrát oxigént könnyen 10 H + 2 H + + 2 NO3− → N 2 + 6 H 2O felvehetı külsı szénforrások oxidálásához használják fel a baktériumok. A 90%-os denitrifikációs hatékonyság eléréséhez az alábbi feltételeket kell fenntartani, - a meglevı, illetve az ammonifikációval a szerves nitrogén-vegyületekbıl keletkezıammónium nagy hatásfokú nitrifikációja. A nitrifikáció rendszerint csak akkor indul be, ha a C-vegyületek jó része lebomlott, - magas iszapkor, mivel a nitrifikálóló baktériumok hosszú a generációs ideje, - a szénforrás megfelelı szintő kinálata A denitrifikáció technikai kialakításának lehetıségeit mutatja be az alábbi ábra (25. ábra):
Elırekapcsolt Kaszkádos
Alternáló
Szimultán
64
25. ábra A nitrifikáció és denitrifikáció folyamatai ahol mintázott területek a levegıztetett tereket jelölik Az utánkapcsolt denitrifikációs zóna a könnyen lebontható tápanyagok adagolását igényli. Az elırekapcsolt rendszer változatai a kaszkád - denitrifikáció, amelyben a denitrifikáció és nitrifikáció váltakozik és az alternáló denitrifikáció. A kaszkád-technológia hatásfokát a jó és szabályozható levegıztetés mellett a kaszkádok száma és a recirkulációs iszap hányada is befolyásolja. Foszforeltávolítás A hagyományos rendszerekben tisztított szennyvíz fı tápanyagai a nitrogén és a foszfor. A legtöbb szennyvíz esetében az oldhatatlan foszfor kb. 10%-a távolítható el az elıülepítıvel. A hagyományos biológiai rendszerekkel a sejtekbe beépült foszfor révén csak kis mennyiségő foszfor távolítható el. A foszfor eltávolítás kémiai, biológiai és fizikai módszerekkel lehetséges. Az egyes technológia fázisok foszfor eltávolítási hatásfokát mutatja be a 26. ábra. 26. ábra A foszfor eltávolítás hatásfoka az egyes technológiai fázisokban
Például az alumíniumsók felhasználásával végzett kémiai kicsapatásos módszer az egyik legelterjedtebb eljárás. A polifoszfátok és szerves foszfor az ortofoszfátnál nehezebben távolíthatóak el. A leghatásosabb foszforeltávolítást az alumíniumsók utóülepítı utáni (ahol a szerves és polifoszfor már ortofoszfát formájában van jelen) adagolása biztosít. 65
A foszfor eltávolítására használt mész alkalmazásakor figyelembe kell venni, hogy a keletkezı iszap mennyisége lényegesen megnı. A biológiai módszer során a mikroorganizmusokat arra kényszerítik, hogy a sejtanyaguk felépítéséhez a szokásosnál nagyobb mennyiségő foszfort használjanak fel. A biológiai szennyvíztisztítás során a mikrobiális szervezetek foszfort elsısorban nukleinsavjainak és foszfolipidjeinek felépítéséhez továbbá az energia forgalmat befolyásoló ATP ciklusban használnak fel. A biológiai foszforeltávolítás elve hogy az anaerob és aerob környezetet felváltva biztosítsák a mikroorganizmusok számára egyfajta stresszállapotot létrehozva, melynek során foszfátok oldódnak vissza polifoszfátokból. A mikroorganizmusok a normálisnál 6-7% -al nagyobb mennyiségő foszfor felvételére kényszerülnek, és azt tározzák. Amikor az utóülepítıbıl az aerob baktériumok az anaerob környezetben elhalással néznek szembe, sejtszerkezetükbıl nagy mennyiségő foszfort bocsátanak a szennyvíztérbe. Ezt a foszfort egy további lépcsıben meszes kicsapatással szeparálják. Miután a baktériumok foszfor tartalmuk jelentıs hányadát már leadták így számukra a recirkuláció révén aerob miliıben jelentısebb mennyiségő foszfort vesznek fel, amely elérheti a 70-90%-os foszfor- eltávolítási hatásfokot is. A biológiai foszforeltávolítás technológiája két alaptípust foglal magába: -"Fıáramú technológia", ahol az anaerob-aerob oxigénfelvételek változtatásával a foszfátot a foszforban feldúsult fölösiszapból választják ki. Mivel az iszapülepítıben mindig anaerob állapotok uralkodnak, a foszforban gazdag fölös iszapot "oxigénaktív" flotációs berendezésbe vezetik. -"Mellékáramú technológia", ahol a recirkulációs iszapban lévı foszfátot 12-14 órás tartózkodási idıvel anaerob reaktorban, a mellékáramból szabadítják fel, és az eleveniszap fázisszétválasztása után mésztejjel csapják ki. A foszforban eredetileg feldúsúlt eleveniszap az eleveniszapos medencébe történı visszavezetéskor intenzíven veszi fel a foszfort, amelybıl egy részt a fölösiszap szállít el. KÉMIAI UTÓTISZTÍTÁS A kémiai tisztítás megoldásai az alábbiak: − Koaguláció- A vegyszerek gyors bekeverése eredményeként a nagyon finom részecskék mikropelyhekké tömörülnek. − Flokkuláció – A koaguláció után következı folyamat, amikor a szennyvizet gyengén kell keverni, így már nagyobb pelyhek keletkeznek A folyadék fázis / szilárd anyag szeparációt ülepítés levegıs flotáció vagy szemcsés anyagú szőrés biztosítja. A kémiai tisztítás, mint utótisztítás az elıülepítı vagy az utóülepítı után kapcsolt medencékben történik, Az utóülepítés hatásfokát javítják a polielektrolítok, alumínium szulfátok, ferriklorid illetve mész adagolása. A polimer pelyhesítıszerek hosszú szénláncú, nagy molekulasúlyú (104-106) természetes vagy mesterséges eredető, pozitív vagy negatív töltéső szerves vegyületek. A polielektrolítok alkalmazott dózisa alacsony, rendszerint < 1 mg/l. A polielektrolit adagolást mindig az adott szennyvíz vízkémiai tulajdonságaihoz kell szabni, mivel túladagolásuk a hatékonyság romlásához vezethet. A polielektrolitok vízben oldódva, két vagy több ionná disszociálnak. Por vagy oldat formájában kaphatóak. A port lassú keverés mellett kell adagolni, hogy a csomóképzıdést elkerüljük, amely a vízgépészeti berendezéseket károsíthatja. A klór a polielektrolitokat lebontja. A szintén utókezelésre használt szemcsés alumínium szulfát általában finom szemcséjő anyag, amely nedvesség hatására összecsomósodhat és korrozív, balesetveszélyes 66
tulajdonságú. Az alumínium szulfát a szennyvíz lúgosságát csökkenti, amelyet a fertıtlenítés céljából adagolt klór szabad mennyiségét tovább csökkenthet. Ez a biológiai aktivitás csökkenéséhez is vezethet. A pH értékét mész adagolásával lehet emelni. A alumínium szulfáthoz hasonló eredmény érhetı el ferrikloriddal, mely vízmentes, kristályos és folyadék formában is beszerezhetı. A meszet egyaránt használják a szilárd anyagok pelyhesítésére, illetve fertıtlenítésre. A mésztej az adagoló csövekben könnyen lerakódhat, melyek rendszeres cseréje szükséges. A vegyszerek bekeverésénél folyadékok esetében: − dugattyús szivattyú − fogaskerék szivattyú − membrán szivattyú míg szilárd vegyszerek esetében: − csavarszivattyú − vibrációs szivattyú − forgó adagoló − gravimetrikus szállítószalagos adagoló használható. A vegyszeradag meghatározása érdekében az alábbi napi vizsgálatok szükségesek: • a telepre befolyó és elfolyó szennyvíz lebegıanyag-koncentrációját kell mérni. • a lebegıanyag eltávolítás hatásfokát kell számolni • az elfolyás zavarosságát kell mérni A vegyszeradag meghatározására lombikvizsgálatot használnak. A vizsgálat célja a minimális koaguláció-dózis közelítı meghatározása. Hat azonos mennyiségő szennyvíz mintához (500-1000 ml) lombikba különbözı növekvı mennyiségő derítıszert adagolnak. Ezt követıen a lombik tartalmát keverni kell (elıször a koaguláció szimulálása céljából gyors keveréssel, majd a flokkuláció hatásának mérésére lassú keveréssel. Ezután az ülepedés (nyugalmi szennyvíztérhez hasonlóan) következik. A lombiksorozatból a legkisebb derítıszer dózis- amely még elegendı ülepedést biztosít - alkalmazható a napi kezelésnél.
67
TERMÉSZETKÖZELI SZENNYVÍZTISZTÍTÁS Természetközeli szennyvíztisztítás alatt értjük azokat a - az összegyőjtött és megfelelıen elıkezelt, biológiailag bontható - települési szennyvizek tisztítására szolgáló eljárásokat, amelyek a talajban, illetve vízben élı mikro- és makroélıszervezetek lebontó–felvevı képességén, sok esetben a napfény lebontó hatásán alapulnak, és amely folyamatok mesterségesen kialakított, de a természetes élıhelyeket lemásoló szennyvíztisztító rendszerekben mennek végbe, külsı energia hozzáadása nélkül. Ilyenek, a természet ún. öntisztulási folyamatain alapuló fontosabb technológiák: a faültetvényes, a tavas, az épített vízinövényes technológiák, illetve az ezek kombinációjából álló rendszerek. A természetközeli szennyvíztisztítás fı alkalmazási területei A természetközeli eljárásokat alkalmazhatjuk a települések közcsatornán vagy tengelyen (szippantó autóval) összegyőjtött szennyvizeinek központi tisztítására, valójában azonban a nem csatornázott területek, települések és településrészek egyedi/házi szennyvízkezelésére használt. A hazánkban alkalmazásra javasolható természetközeli szennyvíztisztító rendszerek az alábbiak lehetnek: • faültetvényes talajbiológiai rendszerek • épített vízinövényes rendszerek • tavas rendszerek • a kombinált természetközeli rendszerek A természetközeli szennyvíztisztítás elınyei és hátrányai • • • • • • • • • •
Elınyök: környezetbe illeszkedı létesítmények, kedvezıen befolyásolják a lokális klímát és az aszályveszély mérséklıdik a térségben a vizek helybentartása révén, stabil tisztítási eredmény, mivel kevésbé érzékenyek a szennyvíz mennyiségi, minıségi ingadozására, alacsony beruházási költség, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva 40-60%, alacsony üzemeltetési költség, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva 20-60%, egyszerő mőszaki kialakítás, magas üzembiztonság, kevés gépi berendezés, elhanyagolható mennyiségő energiafogyasztás, üzemeltetésük nem igényel magas szintő szaktudást (de gondosságot igen), nincs kémiai anyag felhasználás (vagy csak csekély), kis mennyiségő szennyvíziszap keletkezése, fontos élettér létrehozása sokféle növény és állatfaj számára (rendszertıl függıen), a tisztításban résztvevı növények hasznosíthatók (pl.: a zöldnövény, faanyag, nád felhasználható takarmány, etanol, többszörösen telített olajok és üzemanyag stb. elıállítására), hatékonyak nem csak a szerves anyag, hanem az eutrofizációt okozó nitrogén és foszfor, valamint a patogén baktériumok eltávolításában (rendszertıl függıen). 68
Hátrányok: • viszonylag nagy területigény, • fokozottan érzékeny területeken és magas talajvízállásnál, illetve egyes talajtípusoknál csak bizonyos technológiák, vagy az egyes kombinált megoldások alkalmazhatók, ami költségnövekedést jelenthet, • sok esetben eltérı szakértelmet igényel a hagyományos technológiákhoz viszonyítva, • egyes rendszerek (pl. tavas, gyökérmezıs) tisztítási hatásfoka évszaktól függı lehet, ezért a mőszaki méretezés (a téli lassabb mőködést figyelembe véve) nagyobb területet eredményez, • általános idegenkedés a kevésbé ismert megoldásoktól. A TERMÉSZETKÖZELI RENDSZEREK A hagyományos rendszerekhez hasonlóan a természetközeli szennyvíztisztító telepek tisztítási hatékonyságát is nagyban befolyásolja a tervezés, kivitelezés és üzemeltetés színvonala, minısége. Általánosságban az összes természetközeli szennyvíztisztítási technológia igen hatékony a szervesanyag eltávolításban és a fertıtlenítésben is. Ez utóbbi azért nagyon fontos, mert a hagyományos szennyvíztisztítás során általában fertıtleníteni szokták a tisztított szennyvizet, mielıtt a befogadóba beengedik. A tapasztalat azonban azt mutatja, hogy amennyiben a felhasznált fertıtlenítıanyag mennyisége elegendı a kellı a fertıtlenítéshez, akkor káros hatással van a befogadó élıvilágára, ha pedig olyan kis mennyiségben alkalmazzák a fertıtlenítıszert, hogy ne okozzon károkat a befogadóban, akkor viszont nincs meg a kívánt fertıtlenítı hatás. A megfelelıen tervezett, létesített és üzemeltetett természetközeli szennyvíztisztító igen hatékony a patogén mikroorganizmusok eltávolításában, ezért alkalmazásuk esetén általában nincs szükség fertıtlenítésre. A növényi tápanyagok (nitrogén és foszfor) eltávolítási mértéke részben az alkalmazott természetközeli szennyvíztisztítási technológiától függ, részben az adott technológián belül az egyes típusoktól, illetve a tervezés, és nem utolsó sorban a gondos üzemeltetés minıségétıl. A nyárfás rendszereknél jellemzıen nagyon hatékony a tápanyagok eltávolítása, a tavas rendszereknél már változó lehet, az épített vízinövényes rendszereknél pedig különösen függ attól, hogy melyik típus került megvalósításra. A vízinövényes rendszerek közül a legkevésbé hatékonynak mondható az ún. vízszintes átfolyású gyökérzónás (gyökérmezıs) rendszer, a leghatékonyabb pedig a lebegıhínáros, illetve - a mocsári növényes rendszerek közé tartozó - ún. átszivárgásos rendszer.
69
TAVAS SZENNYVÍZTISZTÍTÁS A tavas szennyvíztisztítás egyszerő és rugalmas eljárás mely, az oldott, az ülepíthetı szennyezı anyagok és a patogén szervezetek eltávolítására alkalmas. A mechanikai tisztítás után önállóan is használható, illetve utótisztítási folyamatok elvégzésére is alkalmas megoldás. Az irányítástechnológiai és a biotechnológiai ismeretek rohamos bıvülésével világszerte újra elterjedıben van. Magyarországon ahol a klimatikus és ökológiai viszonyok is általában megfelelıek a mesterséges rendszerekkel azonos tisztítási hatékonyságot lehet elérni16. Elınyei:
A patogén szervezetek eltávolítsa jó hatásfokú, beruházási, üzemeltetési, fenntartási költségei alacsonyak, külsı energiára (kivéve az aerob levegıztetett tavak) nincs szükség, idényszerő szennyvíztisztításra is alkalmas. Hatékonysága azonos a hagyományos szennyvíztisztításéval, vagy meghaladja azt. A jól tervezett tórendszer tág hidraulikai és nagy szervesanyag terheléső lehet anélkül, hogy ez az elfolyó tisztított szennyvíz minıségét befolyásolná. Egyesített csatornarendszer esetén a záporvíztisztítás nem okoz gondot. A tavas tisztítás természetes folyamatokon alapszik. Mesterséges rendszereknél rugalmasabban képes alkalmazkodni a hidraulikai illetve szerves anyag terhelés változásaira. Költséges berendezések nem szükségesek, iszapkezelési és elhelyezési probléma csekély.
Hátrányai: Minden más szennyvíztisztítási eljárással szemben viszonylag nagy területet igényel. Idıszakos szagemisszió jelentkezhet. A tisztítás bizonyos mértékig az éghajlati tényezıktıl is függ. Idıszakonként nagymértékő algaszaporodást jelenthet mely a befogadót szennyezheti. A tisztított szennyvíz lebegıanyag koncentrációja idıszakosan nagy lehet. Esetenként a nagy párolgás okozta folyadékveszteség. A szennyvíztisztító tavak az alábbi szempontok alapján osztályozhatóak: A bennük lejátszódó biológiai reakciók típusai. A bevezetett szennyvizek minısége és terhelése. A levegıztetés módja. A túlfolyás (elfolyás) gyakorisága és tartóssága. A tavak sorba vagy párhuzamosan kapcsolt volta. A reakció mennyisége és típusa. A legalapvetıbb osztályozás a tó mélysége az üzemeltetési állapotok (pl. levegıztetés), a szervesanyag terhelés mértéke, és az uralkodó biokémiai reakciók alapján történik. Ennek megfelelıen a fı típusok az alábbiak: Aerob tó, Anaerob tó, Fakultatív tó, Levegıztetett tó, Utótisztító tó 70
Ezekbıl a tavakból a megfelelı minıségő szennyvíz-tisztításhoz mindig különbözı kombinációs megoldásokra van szükség. AEROB TÓ Az aerob tó olyan kis mélységő tó, melynek teljes mélységében az aerob lebontáshoz gyakorlatilag mindenkor elegendı oxigén áll rendelkezésre. Az oxigén a szennyvíz felszínén keresztül, a természetes felszíni diffúzió révén is pótlódik, ez azonban általában nem elegendı. Az igényelt többletoxigént az algák termelik napfényes idıszakban, ill. mechanikai felszíni levegıztetı berendezések vagy a tófenékbıl kiinduló sőrített levegıs rendszerek biztosítják. Az aerob tavakban általában a biológiai oxidáció és egyidejőleg az alga fotoszintézis az uralkodó (27. ábra). 27. ábra Algákban lejátszódó fotokémiai folyamatok az aerob tavas tisztításban
A fény a tó fenekéig hatol, miáltal a teljes szennyvíztérben fotoszintézis megy végbe. Az aerob szennyvíztisztító tó tehát a recirkuláció nélküli eleven iszapos rendszerhez hasonló. A lebontó mikroszervezetek aerob és fakultatív baktériumok. Az aerob tó, minthogy benne valamennyi szilárd (lebegı) anyag szuszpendált állapotú, legmegfelelıbb elsısorban oldott szervesanyagokat tartalmazó szennyvíz biológiai tisztítására, ezért az aerob tavak az ülepített, az anaerob tavat elhagyó, vagy egyéb részlegesen tisztított szennyvizek tisztítására alkalmazható. Ennek megfelelıen a nem levegıztetett aerob tóra kis tápanyag – mikroorganizmus arányok jellemzıek. A fotoszintézisen alapuló oxigéntermelıdés ciklikus (ábra), a szennyvíz szerves anyagai elıször szén-dioxiddá és ammóniává, végül napfény jelenlétében egy vagy többsejtő algákká alakulnak. A napfényes órákban szabad oxigén termelıdik (28. ábra), a szennyvíz túltelítetté válhat.
71
28. ábra A aerob tavas tisztítás algás fotoszintézisen alapuló energia termelése A sötét napszakban a fotoszintézis megszőnik, a respiráció azonban folytatódik, így szén-dioxid termelıdik, miközben az oldott oxigén koncentrációja az algák és a heterotróf baktériumok együttes oldott oxigént hasznosító oxigént hasznosító révén csökken. A szabad oxigén és a szén-dioxid váltakozó termelése és felhasználása a pH és az oldott oxigén napi ciklikus felhasználásával jár együtt. Az aerob és fakultatív tavas tisztításban az algák, mint oxigéntermelık meghatározóak. Nélkülük a tavak anaerobokká válnak. ANAEROB TÓ Az anaerob tó szervesanyag terhelése olyan mértékő, hogy a tó mélységében oldott oxigén nincs. Az ilyen tó csak részleges szennyvíztisztítást biztosít, a szervesanyag lebontása azonban így is kedvezı. A tisztítás elsısorban a tófenékre ülepedett és ott akkumulálódott iszap aerob lebontásától függ. Az anaerob tó könnyen szagemissziót eredményezhet. Az anaerob tavakat elsısorban a tisztítórendszer elsı lépcsıjeként a nagy szervesanyag tartalmú (pl. élelmiszeriparú) szennyvizeinek elıtisztítására célszerő alkalmazni. De számos esetben települési szennyvizek is anaerob tóban tisztulnak nagy szervesanyag terhelés esetén. Az anaerob tavakban (és a fakultatív tavak anaerob rétegében) a szennyvíz szervesanyagai elıször savtermelı baktériumok közvetítésével szén-dioxiddá, ammóniává, és szerves savakká alakulnak. Ezzel egyidejőleg a metántermelı baktériumcsoport a szerves savakat metángázzá alakítja. FAKULTATÍV TÓ A fakultatív tó a leginkább alkalmazott tófajta, ennek oka, hogy nehéz a tó teljes mélységében és minden idıben aerob vagy anaerob miliıt fenntartani. A tó felsı része aerob, míg a fenék részen keletkezett iszapréteg anaerob tisztítást biztosít. Ennek megfelelıen a tó felsı részében az aerob folyamatok, míg a fenékrész közelében anaerob folyamatok dominálnak (29. ábra). Az algák az aerob réteget táplálják oxigénnel. A 3 napnál rövidebb hidraulikai tartózkodási idejő tó tisztítási hatékonysága az ülepítı medencével azonos jellegő és mértékő. Bizonyos mennyiségő algatömeg ekkor is jelen van a tóban, azonban ez a tisztítást számottevıen nem befolyásolja. A 72
3-20 napos tartózkodási idı esetében erıteljes algaszaporodás jellemzı, ez esetben az elfolyó szennyvízben nagy mennyiségő alga található. Hátrány az is, hogy az elfolyó szennyvíz szervesanyagtartalma a befolyó szennyvíz szervesanyagtartalmánál gyakran nagyobb lehet. Az elfolyó szennyvíz BOJ5 koncentráció 20-60mg/l, lebegıanyag koncentrációja 30-130 mg/l lehet. 20 napi tartózkodási idı után a fakultatív tóban az idı elegendı az algák fenékre ülepedéséhez is. Ez a helyzet olyan fakultatív tavakra jellemzı, amelynek felsı részében aerob, alsó részében pedig anaerob állapottok uralkodók. Az ilyen hosszú tartózkodású idejő tisztítás hatékony lebontást biztosít. A szabályozott elfolyású fakultatív tavak 180 napnál hosszabb tartózkodású idejőek, a szennyvizet az ilyen tavakból egyszer (ısszel), vagy kétszer (ısszel és tavasszal) vezetik el. A tavak leürítése ne legyen gyors, rendszerint 2 hét vagy ennél rövidebb idıtartam és kb. 30 cm szennyvízmennyiséget hagyni kell a tóban. A tisztítás hatásfokát befolyásoló tényezık: − Fizikai tényezık: tó felülete, mélysége, napfény, szélhatás, hımérséklet, beés elfolyási viszonyok. − Kémiai tényezık: szerves anyagok, pH, lebegıanyagok, toxikus anyagok tápanyag mennyisége − Biológiai tényezık: baktériumok és algák, mikroorganizmusok aktivitása,
73
29. ábra A fakultatív tóban lejátszódó átalakítási folyamatok A szennyvíztisztító tavas rendszer hatásfokával kapcsolatban megállapítható, hogy rövid tartózkodási idı mellett a teljes tisztítás hatásfoka az elıülepítéssel azonos nagyságrendő, ami azt jelenti, hogy a tisztítás csak a lebegıanyagoknak a tófenékbe történt ülepedése okozza. Ily módon a lebegıanyagok 90%-a távolítható el. ilyen mértékő tisztítás kb. 3 napos hidraulikai tartózkodási idı esetén jellemzı. A tisztítás mértéke a hagyományos csepegtetıtestes, vagy eleveniszapos biológiai szennyvíz tisztítótelepével azonos. Ezen a csoporton belül az üzemeltetési tapasztalatok alapján az alábbiakat lehet elmondani: A tervezéstıl és üzemeltetéstıl függıen a tavas rendszer a BOI5 50-95 %-t képes eltávolítani. A biológiai folyamatok révén 10 napi hidraulikai tartózkodási idı alatt az oldott szerves anyagok kb. 80 %-a távolítható el. A megfelelı vitalitású baktérium alga populáció révén elért bioflokulációval a szennyvíz szerves lebegıanyagainak gyorsabb és hatékonyabb fenékre ülepedését segíthetjük elı. Így a szuszpendált és oldott szervesanyag kb. 85%-a órákon belül elszeparálható a szennyvízbıl. Ezt a folyamatot a magasabb hımérséklet, a nagyobb oldott oxigéntartalom és szélhatás gyorsíthatja. A fakulatív tavak 50-60 napos hidraulikai tartózkodási idı alatt a BOI5 74
70-80 %-át a koliform baktériumok 90-95 %-át távolítják el.A szabályozott elfolyású tavak 180 nap hidraulikai tartózkodási idı esetében a BOI5 85-95%-át az összes lebegıanyag 85-95 %-át, és a fekál coliform baktériumok 99 %-át is képesek eltávolítani. A nitrogén eltávolítás 90 % fölötti, a foszfát eltávolítás 60 % fölötti is lehet. Ez utóbbi adat jelzi azt, hogy a végsı utótisztító tóból az elfolyó szennyvíz fosz6tfáttartalmát esetenként csökkenteni kell. A tervezés során mérvadó értékeket a 9. táblázat mutatja be. 9. táblázat Tavas tisztítási rendszer tervezési szempontjai17 Anaerob Fakultatív
Aerob
Vízmélység [m]
2-3
1,2-1,8
0,6-0,9
Szükséges elıkezelés
nincs (rács)
rács (és ülepítés)
rács (és ülepítés)
BOI5-terhelés [kg/ha*d]
350-600
25-60
10-25
15-25
4-15
5-25
6-50
0-40
4-40
15-30
15-30
15-25
6-60
20-40
10-20
40-60
75-85
80-95
Szag
H2S
nincs
nincs
Recirkuláció
nincs
megfontolandó
van
Keverés
nincs
nincs
van, éjszaka
Iszap eltávolítás
4-6 évenként
5-10 évente
nincs
Alaprajzi viszonyok
0,2-1,0 ha hossz:úság: szélesség= 2:1
1-3 ha hosszúság: szélesség= 2:1
4-5 ha hosszúság :szélesség= 4:1
Szennyvíz bevezetés helye
1,5 m a fenék felett
0,5 m a fenék felett
Kerüljük el a rövidrezárást
Tisztított víz kivezetés helye
Szélirány figyelembevételével felszín alatt
Szélirány figyelembevételével felszín alatt
Szélirányra keresztben felsı réteget leszívják
Hidrológiai terhelés [cm/d] Megengedhetı hımérséklet [°C] Optimális hımérséklet [°C] Tartózkodási idı [d] Hatásfok [%]
SZENNYVÍZTISZTÍTÓ TAVAK ÜZEMELTETÉSE A szennyvíztisztító tavak egyszerő felépítésőek, látszólag egyszerő az üzemeltetésük is. A tó üzembe helyezése azzal kezdıdik, hogy legalább 0,3 mély vízréteg legyen a tóban. Az elıre történı vízbevezetés a szagemissziót kívánja 75
megakadályozni. A tó beindításához ezért a helyszínen vizet kell biztosítani. A tó beindítására a biológiai viszonyok miatt az év melegebb idıszaka legalkalmasabb. Algavirágzás a 2-12 nap körüli idıszakban jelentkezik általában, de legalább 60 nap szükséges a hatékony baktérium-alga életközösség kialakulásához. A szennyvíz a tóba az elsı néhány héten keresztül megszakításokkal vezethetı be, miközben a pH-t folyamatosan kell ellenırizni, mely 7,5-nél magasabb kell, hogy legyen. A fenékiszapban kezdetben a savtermelı baktériumok tevékenysége miatt 7-nél kisebb tartomány is elıfordulhat. A pH csökkenése esetén a szennyvíz idıszakosan másik tóba vezethetı, vagy vízzel hígítható mindaddig, míg a pH szintje beáll. A folyamatosan alacsony pH szint savtermelésre utal, amely szagemissziót fog eredményezni. A szaghatás fıleg a szervesanyag túlterhelés vagy a helytelen üzemeltetés következménye. Sorba kapcsolt tavak esetében elıször az elsı tó hajlamos a túlterhelıdésre. Párhuzamosan kapcsolt tavak esetében a rendszert érı terhelés a tavak között megoszlik. Ennek megfelelıen a tavak sorba vagy párhuzamos kapcsolását a terhelési viszonyok alapvetıen megszabják. A szagcsökkentés lehetısége az aerob tavak vizének az anaerob szennyvizéhez való recirkulációja. A klórozás a szaghatást kiküszöböli, azonban a biológiai folyamatokat kedvezıtlenül befolyásolja. A szaghatást felületi levegıztetéssel is lehet csökkenteni, de ez drága megoldás. Valamilyen szagmaszkírozó vegyszer is hatásos lehet. Fıleg olyan, amely oxigénforrásként jön szóba (inkább, mint a szennyvízben levı szulfát vegyületek), mint nátriumnitrát vagy kalciumnitrát. A felúszott iszapot a partról gereblyével, vízsugárral lehet eltávolítani, ill. nagy tavakban léghőtéses farmotoros csónak alkalmazásával összekeverni (a léghőtés a hőtırendszer eltömıdésének elkerülése miatt fontos). A felúszott iszap legkönnyebben a keletkezése után annak megkeményedése elıtt távolítható el. A makronövényzet szabályozása A makronövényzet a tó kerülete mentén nem szerencsés, mivel egyrészt a felúszott iszapot akkumlálja, az áramlási viszonyokat módosítja, ill. növeli a szúnyoginváziót. A békalencse rendszerint nem szaporodik el, ha a tó felületét szél fújja. A növényzet szabályozási szempontok a szennyvízbıl kinövı növények esetében: − A vízmélység legalább 1 méter legyen − A növényzetet el kell árasztani vízszint emelés révén − A vízszint süllyesztése után a növényzet levágandó vagy leégetendı − Herbicidek csak végsı esetben alkalmazhatóak Úszó vegetáció szabályozása: − A tófelületen a szél hatása érvényesüljön − A tavon tartott néhány víziszárnyas a békalencsét elfogyasztja − Kis tavakon mechanikusan végzett vízinövény eltávolítás is megoldható − A töltésvegetáció karbantartásához folyamatos kaszálás és főmagvetés szükséges. Algák eltávolítása a tisztítótavakból Az algák eltávolítását maguk az algafajok is befolyásolják. Technikailag az algaeltávolítás hatásfok növelését az alábbiakkal érhetjük el: − A tavakat sorba kapcsolva üzemeltetjük − Szabályozott elfolyás (idıszakos ) üzemeltetés 76
− − − −
Az elfolyás hidraulikai körülményeit merülıfalakkal befolyásoljuk Az elfolyó szennyvíz kavicsszőrın halad át Mikroszita szőrés alkalmazásával Hatásfokot fázisszétválasztó centrifugázással növeljük
Szemcsés szőrés alkalmazása − Derítés − Oxidáltatás − Vízinövény kultúra alkalmazása A zöld algák kis méretőek (20 mikronnál kisebbek) , kis méretük és kis sőrőségük miatt még a lassú folyadékmozgás esetében is hajlamosak a szuszpenzióban maradásra. Negatív felülető töltésük a tókörnyezetben természeten pelyhesedésüket eleve akadályozza, kis méretük és negatív felületi töltésük miatt a homokszőrés és a mikroszőrés alacsony hatékonyságú. kis méretük és sőrőségük miatt nem ülepíthetık. A szagproblémát okozó kék-zöld algák hosszúsága 200-300 mikrométer, átmérıjük kb. 5 mikrométer, mozgásuk kígyószerő, e tulajdonságuk segíti át ıket a gyors szőrıkön, ha pelyhes rendszerben vannak jelen, mikroszita szőrıvel eltávolíthatóak. A diadómák viszonylag nagy méretük miatt a szemcsés szőrıket eltömíthetik. Az algák elszaporodásának szabályozásának céljából sok esetben vízinövényeket alkalmaznak. Ezek hatása a napfényblokkoló képességükön alapszik Ezek a kultúrák a vízijácint és amerikai békalencse. Az algakoncentráció csökkentését azáltal biztosítják, hogy az elfolyó szennyvízbıl a tápanyagokat felveszik és a tó felszínét letakarják. Recirkuláció A recirkuláció a szennyvíztisztító tavas rendszerekben akkor alkalmazott, amikor a telepet periodikusan vagy idıszakosan nagy szervesanyagtartalmú szennyvíz terheli. A recirkuláció elınyei, hogy a befolyó szennyvíz szervesanyag koncentrációját hígítja. Az aktív algatömeg visszavezetése az elsı tóba a fotoszintézises oxigéntermelést folyamatosan biztosítja, az elsı tóba a szennyvíz fokozottabb keverését tudjuk biztosítani, mellyel a rétegzıdöttséget csökkenthetjük. A tavas recirkuláció hátránya az energiaköltség-igény. Hidrográf szabályozású tisztított szennyvíz elvezetése a befogadóba. A sekély aerob tavak különösen nagy mennyiségő algát tartalmaznak. E tavak hatékony üzemeltetése megköveteli az algák eltávolítását. Ezt az algák utótisztításos eltávolításával vagy a hidrográf szabályozású tisztított szennyvíz elvezetésével oldhatja meg az üzemeltethetı. A hidrográf szabályzású elfolyási rendszer komponensei: maga a hidrográf szabályozott elfolyásos tó a befogadó vízfolyás vízminıségét elemezı rendszer Elfolyásszabályozó rendszer (30. ábra) az olyan tisztítórendszer, amikor a befogadó vízfolyáshozama és asszimilációs kapacitása kicsi, elfolyás nincs. Fordítva, amikor a befogadó vízhozama nı, a tisztított szennyvíz a szabályozó rendszer segítségével a tóból elfolyik. 77
30. ábra A befogadó algamentesítését végzı szőrırendszer Az elfolyásszabályzó tó üzemeltetési jellemzıi: − Minimális szennyvízréteg 0,4 m − Maximális 0,6 m A szennyvíztisztító tavak üzemeltetési tapasztalatai A tó méretei és térfogata a tóba folyó szennyvíz és a szabályozott elfolyás esetén befogadó idısora alapján határozható meg. A tartózkodási idı a rendszer átlagos szennyvízhozama alapján 30-120 nap. A tavas tisztítás során ellenırizni kell az alábbiakat: − A pH-t és az oldott oxigént − A tó alkalinitását A normál alkalinitási szint meghatározása után az alkalinitás 10-20 mg/l-nyi vagy nagyobb mértékő hirtelen változása üzemeltetési problémát fog jelenteni. A szennyvíz tavakban uralkodó környezeti állapotokról a víz is ad gyakorlatban használható információt. A vizuális megfigyeléseknél a mélyzöld szín magas pH értéket, és kielégítı mértékő oldott oxigén szintet jelent. A szürke szín a tó túlterheltségét jelzi. Ezen túl a tó hımérséklete ill. a KOI és BOI5 értékek mérése is fontos. Nem árt a klórmaradék, a lebegıanyag mérése sem. A pH jellemzı tartomány 7,5, az oldott oxigén- 4-12 mg/l, a BOI5 értéke a kezelt szennyvíz fajtájától függıen a befolyásnál 103 mg/l az elfolyásnál 20-50 mg/l. A klórmaradék 0,5-2 mg/l. az elfolyásnál. A SZENNYVÍZEK HASZNOSÍTÁSÁNAK LEHETİSÉGEI Világviszonylatban elıtérbe került a szennyvizek elhelyezésének, hasznosításának kérdése, amelyet olyan módszerekkel igyekeznek megoldani, hogy azokkal a felszíni és feészínalatti vizek tisztaságára a lehetı legkisebb veszélyt jelentsék. SZENNYVIZEK ÖNTÖZÉSE A szennyvizek mezıgazdasági hasznosításával – öntözésével – értékes tápanyagokat juttatunk a talajba, bocsátunk a növények rendelkezésére. Alkalmazásakor azonban figyelembe kell venni azt is, hogy melyek annak káros következményei, hatásai. Többek között: 78
-
kiöntözése erıteljes szaghatással járhat helytelen végrehajtása esetén kedvezıtlen termıképességét fertızı betegségek terjesztıje lehet
irányba
tereli
a
talaj
A talaj és szennyvíz kölcsönhatását számos tényezı befolyásolja, így a szennyvíz eredete és minısége, a talaj, a termesztett növény és a mikroklimatikus viszonyok. A szennyvízöntözéshez legmegfelelıbbek a középkötött és a könnyebb vályogtalajok. Ezek viszonylag nagy vízmennyiségek befogadására képesek és adszorbeáló képességük is megfelelı. A jobb minıségő homoktalajok is alkalmasak szennyvízöntözésre, nagy tömegő szennyvíz szőrıdhet át rajtuk, de adszorpciós képességük kicsi, ezért tisztítóképességük nem a legjobb. Az öntözést követı periódusban emberi fogyasztásra közvetlenül alkalmas zöldségfélék termelése tilos. A szennyvizeknek a talajban történı elhelyezésére a talaj öntisztuló képessége ad lehetıséget. Az öntisztulási folyamat végtermékei különbözı szervetlen sók és a humusz. A csatornázatlan településeken keletkezı háztartási szennyvizeket jelenleg is – elıtisztítás után, vagy tisztítás nélkül – a talajban helyezik el. Ahhoz, hogy az öntisztulás végbemenjen meghatározott talajrétegre és idıre van szükség, ennek hiányában a talajvíz korokozó mikroorganizmusokkal és elbomlatlan szerves anyaggal szennyezıdik. Mivel a talajvízben az öntisztulási folyamat lassabban megy végbe, a talajvízzel áramolva a szennyezések nagy területen szétterjedve az ivóvizet adó kutak vizébe is bekerülhetnek. A talajok egyaránt képesek fizkai szőrésre, biológiai átalakításra és kémiai folyamatokra, természetesen egy bizonyos terhelési szintig. A terhelés mértékét befolyásoló talajkörülményeket a hátralévı fejezetekben bıven tárgyaljuk. A szennyvizek öntözésre való alkalmasságát toxikus anyagtartalma és összes oldott sókoncentrációja határozza meg. Utóbbi azért fontos, mert a talaj sótartalmának növekedése szikesedéshez vezethet. Az éves vizadagok megállapításához figyelembe kell venni az öntözés során használt vízminıségi elıírásokon kivől szennyvíz káros sótartalmát. Ezt úgy számítható, hogy az oldott ásványi anyagtartalomból (mg/l) levonjuk a növényi tápanyagok és a talajra kedvezı hatású összetevık (N, P, K, K, Ca ) adott szennyvízben elıforduló mg/l értékeit. Az élelmiszeripari szennyvizeket a magas tápanyagtartalom jellemzi, mérgezı anyag általában nem található bennük, ezért gyakran közvetlenül, esetenként elıtisztítás után öntözésre használhatóak. A szennyvizek talajban való elhelyezése nemcsak az élıvizek tehermentesítése szempontjából kedvezı, hanem az egyéb szennyvíztisztítási és elhelyezési eljárásoknál veszendıbe menı tápanyagok hasznosítása miatt is. A szennyvíz hordalékanyagai a talaj pórusait eltömítik, ezért a szennyvizeket elızetesen ülepítik. A biokémiai oxidációhoz szükséges levegıztetést öntözésnél a talaj idınkénti pihentetésével oldható meg. A szennyvízelhelyezés csıszerő öntözéssel, a altalajöntözéssel, szikkasztó árokba vezetéssel vagy idıszakos elárasztással valósítható meg. Alkalmazáskor gondot kell fordítani arra, hogy ne károsítsák a talaj öntisztuló képességét, ne szennyezzék a talajvizet és ne veszélyeztessék a külsı környezetet. A szennyvizeknek csak tisztított állapotban szabad eljutnia a talajvízhez. Ennek 79
feltétele, hogy a talajvízszint legalább 1-1,5 m mélységben legyen a szennyvízelhelyezés síkjától, illetve nem lehet fokozottan érzékeny terület. A tervezés során figyelembe kell venni, hogy a szennyvizet milyen hasznosítási célra akarjuk felhasználni. Ha mezıgazdasági területet öntözünk vele (idıszakos elhelyezés) a 170 kg/ha N terhelés a mértékadó tervezési paraméter, és az 50/2001es korányrendelet vonatkozik rá. Abban az esetben, ha szennyvizet talajon tisztítjuk és helyezzük el, már jóval nagyobb terhelés éri a talajt, és ki kell vonni a mezıgazdasági mővelésbıl. Így már nem vonatkozik rá az 50/2001-es kormányrendelet, és a talaj lebontó képességére, illetve a növényzet felvevı képességére kell méretezni. A szennyvízelhelyezı területnek egy biztonsági területet és szennyvíztározását is meg kell oldania az elhelyezés mellett. Ennek oka, hogy az öntözéses hasznosítás a vegetáció és az alkalmazott vetésváltás függvénye. Emellett tartósan fagyott földbe nem lehet szennyvizet kijutatni. Vermes (1987) a fajlagos vízmennyiség értékének meghatározásakor az alábbiakat javasolja: • A területre jutó és onnan távozó vízmennyiségnek egyensúlyban kell maradni. • A szennyvízzel a területre juttatott só mennyiségbıl ne maradjon a felsı talajrétegben a talajminıségét károsan befolyásoló hányad • A szennyvíz természetes biológiai tisztítása során a szerves anyag terhelés ne haladja meg a talaj biológiai lebontó képességét. • A szennyvíz elhelyezéstıl a biológiai tisztításon túl a lebontási végtermékek (harmadik fokozatú) tisztítást is megkívánjuk • A területre kijuttatott toxikus anyagok mennyisége ne haladja meg a talajra megengedhetı mértéket Az elhelyezı területre az alábbi vízháztartási egyenletet állíthatjuk fel:
P + I = E + R S + R G ± ∆W ahol: P= I= E= Rs= Rg= ∆W=
a csapadékmennyiség öntözıvíz mennyiség ( szennyvíz +esetleges hígitóvíz ) tényleges evapotranspiráció felszíni lefolyás felszín alatti lefolyás a talajnedvesség és a talajvízkészlet változása a vizsgált idıszakban.
A vizsgált vizháztartási elemeket mm/év mértékegységben fejezzük ki. Ebbıl a vízháztartási egyenletbıl a megeengedhetı szennyvízmennyiség:
I = E − P + R S + RG ± W Amennyiben a természetes vízgazdálkodási viszonyok mellett a talajvíz elszennyezésének kockázata nagy, akkor drénezésre van szükség. A drénezés mőszaki, talajvédelmi szempontjairól bıvebbet többek között Thyll et. al., (1983) írt részletesen.
80
A szennyvízelhelyezést végzı területen szükség van a szántóföldi hasznosítás mellett arra, hogy a terület egyrészén állandó vegetáció azaz faültetvény is legyen azokra az idıszakokra, mikor a vetésváltás nem teszi lehetıvé a szántóföldi elhelyezést.(31. ábra).
31. ábra Nyárfás szennyvízelhelyezıtelep A kifejezett erdı területeken végzett elhelyezeésnek több korlátja van. A korosabb állomány nehezen tud alkalmazkodni a terhelésre. Ezzel szemben a speciálisan ilyen célra telepített ültetvények kiválóan alkalmasak szennyvizek és híg iszapok fogadására. A fiatal állományo jobban alkalmazkodnak és esetenként kifejezetten meghálálják az ilyen módon kijutatott vízmennyiséget. Különösen a gyors fejlıdéső, nagy tápanyag- és vízigényő nyárfák alkalmasak ilyen kezelésre. Az Erdészeti és Faipari Egyetem által végzett kisérletekben az I-214 olasznyár, óriásnyár mutatta a legnagyobb növekedési erélyt. Javasolható még a bédai egyenes fehérfőz kevésbé az akác míg az erdei fenyı viszont rosszul bírta a kezelést. A faültetvényes technológia elemei: • elıtisztító (ülepítı medence, esetleg anaerob tó) • szennyvízelhelyezı terület, például nyárfával telepítve (drénhálózattal, vagy anélkül). Amennyiben a természetes vízgazdálkodási viszonyok mellett a talajvíz elszennyezésének kockázata nagy, akkor drénezésre van szükség. (Nagy hidraulikai terhelés – Q>)2000 mm/a – és magas talajvíz állás – 1,5 m – esetén) A talajban történı szennyvíztisztítás és elhelyezés határértékét a 10/2000. (VI. 2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelet szabályozza, mely szerint a „B” szennyezettségi határértékre, nitrát tekintetében a 25 mg/l az elıírás. Ennél ugyan lehet magasabb az „Ab” bizonyított háttér koncentráció, de a cél, ezt az értéket, vagy 81
ennél kisebb értéket teljesíteni, a jó állapot fenntartása érdekében. (Ez a nitrát tartalom megfelel 5,65 mg/l NO3-N (nitrát-nitrogén) koncentrációnak.) A méretezés alapja a hidraulikai felületi terhelés mellett a szervesanyag (BOI5) és az összes Kjeldahl nitrogén (TKN) terhelés is. Tervezési paraméterek: • Felületi BOI5 terhelés: 2000-4000kg/ha/a = 200-400 g/m2/év = 8-16 g/m2/öntözés • Felületi TKN terhelés: 300-500kgTKN/ha/a • Felületi hidraulikai terhelés: 600-1200 mm/a Tervezéskor, méretezéskor a nitrogénterhelés a döntı, ez a tervezés alapja, amelyet a tervezınek méreteznie kell! 10. táblázat Faültetvényes rendszerek szennyezıanyag eltávolítási hatásfoka az eddigi hazai tapasztalatok alapján Eltávolított szennyezıanyagok BOI5 KOI Összes nitrogén Összes foszfor
%-ban 93 – 95% 85 – 92% 79 – 92% 65 – 95%
A VÍZINÖVÉNYES TISZTÍTÁSI RENDSZEREK A vízinövényes rendszerek közös jellemzıje, hogy valamilyen közegbe (pl. homok, kavics, talaj, kı, víz) vízinövényeket ültetnek, illetve helyeznek el (pl. a víz felszínére), majd a rendszert szennyvízzel „táplálják”, felhasználva a mesterséges vízi ökoszisztéma „tagjainak”, azaz a növényeknek, a talajnak, és a növényeken kialakuló mikrobiológiai hártyának a tisztító, lebontó képességét. A vízinövényes rendszereket mindig szigetelik, megakadályozva így a talaj és a felszín alatti vizek elszennyezését. Adott vízinövényes rendszer pontos elnevezése a domináló növények fajától, mennyiségétıl, valamint a vízmennyiségtıl és annak elhelyezkedésétıl függ. A természetes vizes élıhelyekhez hasonlóan a mesterséges rendszerek is hatékonyak a szennyezıanyagok lebontásában, eltávolításában, viszont - mivel tervezhetık - kiküszöbölhetık a természetes rendszereknél jelentkezı hátrányok, és a hatékonyság tovább növelhetı. A költség- és energiaigény nagy része a rendszerbe beérkezı víz minıségétıl (vagyis az elıkezeléstıl), a helyszínre történı szivattyúzástól (ha szükséges) és a víz szétosztásától, be- és elvezetésétıl, az elvégzendı földmunkáktól és a telek árától függ. Az egyes vízinövényes rendszer típusok nemcsak a kialakításuk szempontjából különböznek egymástól, hanem a következı szempontok szerint is: • Területigény; • Létesítési költség; • Elıkezelés szükségessége; • Szennyvíz-tisztítási hatékonyság, különös tekintettel a nitrogén (N) és foszfor (P) eltávolítására; • Létesítés lehetséges helyszínei (pl. közvetlenül az ingatlan mellett is, vagy csak távolabb a településtıl); • Üzemeltetés egyszerősége (vagy bonyolultsága) 82
• •
Telepített vízinövény hasznosíthatósága, és annak mértéke, költségei; Adott rendszer típussal kapcsolatos ismeretek, tapasztalatok bısége vagy hiánya.
A rendszer minél hatékonyabb üzemeltetése érdekében célszerő rendszeresen aratni a növényeket. Ez viszont, megfelelıen átgondolt tervezés és üzemeltetés esetén, a növények hasznosíthatósága miatt járulékos bevételt eredményezhet. Épített vízinövényes rendszerek üzemeltetéséhez a szükséges felület nagysága általában 25 - 40 m2/m3 (szennyvíz), vagy 2-5 m2/LE. A épített vízinövényes rendszerek elınyei és hátrányai • általában olcsóbb kivitelezés, mint a hagyományos szennyvíztisztító telepek esetében, • általában nem igényel vegyszert és nincs szükség gépi berendezésekre, • a szennyvíz mennyiségi és minıségi változásait jobban el tudja viselni, különösen a lebegıhínáros rendszer, • sokkal kisebb a felszíni és felszín alatti vizekre gyakorolt negatív hatása, mint a hagyományos rendszerekének, • a vízinövények újrahasznosíthatók; állatok takarmányozására, etanol, polietilén olajok és üzemanyag elıállítására, stb., • hatékonyak lehetnek a szervesanyagok, a nitrogén, a foszfor, a patogén baktériumok, a nehézfémek, a PAH-ok és a PCB-k eltávolításában. A épített vízinövényes rendszerek hátrányai : • a hagyományos szennyvíztisztító telep helyigényéhez képest, annak 4 – 10szerese is lehet a szükséges terület nagysága, • a rendszer minél hatékonyabb üzemeltetése érdekében célszerő rendszeresen aratni a növényeket, ami bizonyos esetekben (pl.: békalencse) nehézségeket okozhat, • hatásfokuk erısen évszaktól függı lehet. A vízinövényes rendszerekben az egyes szennyezıanyagok eltávolítása többféle módon is történik, ahogy ezt a 11. táblázat is mutatja18. 11. táblázat Az épített vízinövényes rendszerek eltávolítási mechanizmusai Szennyezı anyagok Eltávolítási mechanizmusok Lebegıanyagok Ülepedés Szőrés Oldott szervesanyagok Aerob mikrobiológiai lebontás Anaerob mikrobiológiai lebontás Nitrogén Ammonifikáció és nitrifikáció Denitrifikáció Növényi felvétel Talaj/Közeg adszorpció Ammónia elillanása a légtérbe Foszfor Talaj/Közeg adszorpció Növényi felvétel Nehézfémek Adszorpció és kation-csere 83
Patogének (kórokozó mikroorganizmusok)
Csapadékképzıdés Növényi felvétel Mikrobiológiai oxidáció/redukció Ülepedés Szőrés Természetes kihalás Ragadozás UV-sugárzás A vízinövények gyökereibıl antibiotikumok kibocsátása
Az épített vízinövényes rendszerek csoportosítása életterük alapján19: a) Vízbıl kiemelkedı (pl. nád, gyékény, sás), vagyis mocsári növényes rendszerek; maguk a növények általában kevéssé vesznek részt ténylegesen (növényi tápanyag felvétellel) a szennyvíz tisztításában, bár ez mindig az adott növényfajtól függ, jelentıs szerepe van a növények felszínén (levél, szár gyökér) és a talajszemcséken kialakult mikrobiológiai hártyának, illetve az abban élı lebontó mikroszervezeteknek. b) Vízfelszínén úszó vízinövényes (pl. békalencse, vízigázló, tündérrózsa), vagyis lebegıhínáros rendszerek; • jelentıs a növények felszínén kialakuló mikrobiológiai hártyát alkotó mikroorganizmusok lebontó szerepe • békalencse esetében jelentıs a közvetlen növényi tápanyagfelvétellel történı „tisztítás” mértéke • egy vagy több sekély medencébıl állnak, mélységük a növény(ek)tıl függıen 0,5 – 2,0 m, amelyekbe egy vagy több vízinövény faj van elszaporítva • a rendszer mőködése a csepegtetıtesthez hasonlóan bakteriális élettevékenységen és ülepítésen alapszik, de – különösen egyes növények esetében - fontos szerepe van a növényi tápanyagfelvételnek is (pl.: békalencse), • igen hatékonyak a nitrogén és foszfor eltávolítása mellett a PAH-ok, nehézfémek, PCB-k eltávolításában is. c) Alámerült (pl. süllıhínár, átokhínár), vagyis hínáros rendszerek; • itt a növények (átokhínár, süllıhínár, vízitorma) az aljzathoz rögzültek vagy a vízben lebegnek, • a széndioxidot, az oxigént és a tápanyagot is a vízbıl veszik fel, • szennyvíztisztításra a gyakorlatban sehol nem használják, mivel a hínárok igen érzékenyek az alga okozta beárnyékolásra és az anaerob körülményekre, illetve mivel nehezen megoldható a rendszeres hínáraratás. A vízbıl kiemelkedı, azaz mocsári növényes rendszerek tovább csoportosíthatóak: A víztér szerinti csoportosítás: a) Víz a talajfelszín felett van, vagyis felszíni átfolyású rendszer; • szigetelt, hosszú és keskeny medencé(k)bıl vagy csatorná(k)ból áll, amely(ek)ben a mocsári növényeket sekély vízréteg borítja (vízmélység általában 0,1 – 0,6 m), 84
• az elıtisztított szennyvíz adagolása a rendszerre folyamatosan történik, a tisztítása addig tart, amíg a víz lassan átáramlik a vízbıl kiálló növényzet szárai és gyökérzete között, • a szervesanyag lebontását, eltávolítását a növények gyökerén, szárán, levelén megtelepedett mikroszervezetek végzik, • talaj legfontosabb feladata, hogy megfelelı közeget, élıhelyet biztosítson a növényeknek, illetve a lebegıanyag és a szervesanyag egy jelentıs része is ide ülepedik le, • ezeknek a rendszereknek célja lehet az is, hogy élıhelyet biztosítsanak a vadvízi élıvilág számára, • befolyásoló tényezık a hımérséklet, valamint a növények szárának és levelének összfelszíne, • hátránya, hogy a talaj és a növények talaj alatti részei gyakorlatilag nem vesznek részt a tisztítás folyamatában, ezért nitrogén és foszfor szempontjából általában viszonylag alacsony hatékonysággal üzemeltethetı, illetve a megfelelı tápanyag eltávolítás biztosításához nagyobb területre van szükség, • a mértékadó nemzetközi tapasztalatok alapján a nyílt vízfelületek növelik a rendszer foszforeltávolító hatását, • a gyakorlatban viszonylag ritkán alkalmazzák (fıleg USA-ban és Hollandiában), mert nagy a területigénye.
b) Víz csak a talajfelszín alatt folyik, vagyis gyökérmezıs (gyökérzónás) rendszer • a víz a növények gyökérzónájában, és az azt magába foglaló közegen folyik keresztül, legnagyobb szerepe a gyökérzetet tartó közegnek van (homok, kavics, talaj) • a lejtés a terepi adottságoktól függ, de lehetıleg 1% a javasolt • nagy elınye, hogy nincs szaghatás, és ezért a településeken közvetlenül a lakóházak mellett/között is megépíthetı, amennyiben elegendı szabad terület áll rendelkezésre • hátránya, hogy a gyékény kivételével a mocsári növényeknek kicsi a tápanyagfelvétele, azaz a növényi tápanyag-eltávolítási hatékonysága alacsony, ezért önmagában csak ott alkalmazható, ahol nem sérülékeny vízbázis a befogadó, azaz nincs szükség nagymértékő tápanyag-eltávolításra, vagy pedig másik rendszerrel (pl.: faültetvényessel) kell kombinálni. A gyökérzónás rendszer a vízáramlás iránya szerint tovább csoportosítható20: o függıleges vízáramlású vagy szivárgású. (nitrifikációs biológiai tisztításra) (32.ábra), o vízszintes vízáramlású vagy átfolyású; (biológiai utótisztításra és denitrifikálásra)(33.ábra)
85
32. ábra Vertikális áramlású gyökérzóna A vertikális nádágy mellett a horizontális átfolyású nádágyakat is széles körben használják, ahol nem a vertikális hanem a medence hosszirányú horizontális átáramlása.
33. ábra Vízszintes átfolyású gyökérzóna A függıleges-felfelé áramlású rendszer kialakításában szinte teljesen azonos a függıleges-lefelé áramlású rendszerekkel, a különbség az áramlási irányban van. Ennél a típusnál a győjtıdrének felül, míg az osztódrének alul helyezkednek el. Ez a típus tulajdonságait tekintve átmenetet képez a vízszintes átfolyású és a függılegeslefelé áramlású rendszerek között (34.ábra).
34. ábra Függıleges-felfelé áramlású gyökérzóna A víz a talajfelszín alatt és felett egyaránt áramlik, vagyis átszivárgásos rendszer • Ez a rendszer is nyílt vízfelszínő, mivel a területet elárasztják szennyvízzel, csak itt a víz nem elfolyik a területrıl, hanem függılegesen beszivárog a talajba, és onnét kerül elvezetésre dréncsövekkel.
86
• A közeg, amibe a növényeket telepítik különbözı lehet a tisztítandó szennyvíz minıségétıl függıen. Települési szennyvíz esetében lehet kavics, homok, kı, illetve ezek kombinációja.. • A felszínt szakaszosan árasztják el megfelelı mennyiségő vízzel (5-6 cm/d), így a növényt tartó közeg pórusaiba felváltva kerül víz és levegı. Ennek következtében felváltva alakul ki aerob (oxigént tartalmazó) és anaerob (oxigénmentes) idıszak, ami különösen a növényi tápanyagok eltávolítása szempontjából fontos. Egyesíti az elızı két rendszer elınyeit: a víz függılegesen és vízszintesen is keresztülfolyik a homok-kavics-talaj közegen, minden elem (talaj, az egész növény, mikroorganizmusok) részt vesz a lebontó-tisztító folyamatokban, ezért nagyobb tisztítási hatékonysággal rendelkezik, mint a másik két mocsári növényes rendszer. dominál. • Utótisztításként a szivárogtató mezıket általában a szeptintartályokkal kombináltan használják az elfolyó szennyvíz tisztítására. A szivárogtató mezın gyakorlatilag perforált dréncsöveket helyeznek el kavicságyban a felszín alá. A 0,8 m mélység alá, hogy a fagy ne tegyen kárt a rendszerben. Szerencsés, ha két párhuzamos mezıt alakítunk ki, amelyet felváltva üzemeltetünk 21. Kistelelpülések esetében hatékonyabb a nagyobb flexibilitású, összetettebb rendszerek tervezése és kiépítése az alábbi szempontokat szerint: – A rendszer jól illeszkedjen a befogadói paraméterekhez – A téli és a nyári üzemre külön üzemeltetési alternatívát biztosítson.
A 35. ábra több kombinációs alternatívát mutat be.
87
35. ábra A gyökérzónás szennyvíztisztítás technológiai kombinációi22 A mocsári növényes rendszerek fıbb tervezési paraméterei • felület igény függıleges átfolyású rendszer esetén 1,0 m mélység mellett 3-5 m2/LE, vízszintes átfolyású rendszer esetén 0,6 m mélység mellett 5 m2/LE, • hidraulikai terhelés függıleges átfolyás mellett 50 – 60 mm/d (szakaszos víz rávezetéssel), vízszintes átfolyás mellett 40 mm/d, • felületi BOI-terhelés 10 – 20 g/m2/d, • mélység 1,0 – 1,2 m , • szigetelés igény minden esetben, ha a talaj vízáteresztı képessége nagyobb, mint 10-8-10-3 között: az agyagásvány tartalom ne haladja meg az egész szőrıközeg 5%-át, • településtıl való védıtávolság igény 150 – 300 m, 88
• • •
a perforált elosztó vezetékek egymástól való távolsága 2 – 3 m lehet, a szakaszos adagolást megfelelı adagoló szerkezettel (adagoló szifon, vagy billenıvályús adagoló, vagy adagoló szivattyú) kell biztosítani, a víz elvezetést 4 – 6 m-re elhelyezett dréncsövek biztosítják.
A szükséges területigényt és a tisztítási hatásfokot meghatározó tényezık (12. táblázat): • a vegetáció felületének nagysága, • a tartózkodási idı, • a szennyvíz hımérséklete. A szükséges felület nagysága általában 25 – 40 m2/m3 (szennyvíz), vagy 2-5 m2/LE. 12. táblázat A rendszer átlagos területigényének alakulása Kapacitás [m3/nap] Lakos Területigény 50 500 1540 m2 250 2500 7700 m2 500 5000 1,6 ha 1000 9000 3,2 ha 3000 30 000 10 ha 6000 60 000 20 ha A hazai gyökérzónás rendszerek technológiai sorba illesztési módja általában a lehetı legegyszerőbb. A kialakított rendszerekben nincsenek az üzemletetés flexibilitását biztosító elemek. A jövıben a tervezési fázis során ügyelni kell arra, hogy a hazai szennyvíztöménységhez és a hideg téli idıszakokhoz jobban illeszkedı mőtárgysorokat alakítsunk ki. Nagyon fontos, hogy a technológia elég rugalmas legyen, azaz megfelelı üzemváltások lehetısége fenn legyen tartva a rendszerben23. A Dittrich24 magyarországi kutatásai alapján a gyökérzónás rendszerek eddigi tapasztalatait az alábbiakban foglalta össze. Kistelepülési szennyvíz magas koncentrációi ellenére a kiépített technológiák sem elıkezelésükben, sem utókezelési módjaikban nem különböznek a nyugat-európai 80-as években épült telepek alapkoncepciójától. Ez az egyik oka annak, hogy ezek a telepek általában nem tartják be a befogadói határértékrendszer, szabta követelményeket. A hosszanti átfolyású rendszerek nem megfelelı hidraulikai mőködése miatt a fajlagos szerves anyag leválasztási teljesítmény egy nagyságrenddel alacsonyabbra adódott, mint a függıleges átfolyású rendszereknél. Ennek oka alapvetıen a nem megfelelı töltetanyag választás. A hosszanti átfolyású telepeink lebegı anyag eltávolítási teljesítménye alacsonyabb, mint a függıleges átfolyású telepeinkké. Ennek oka szintén a vizsgált mőtárgyak nem megfelelı hidraulikai mőködése. A függıleges átfolyású rendszereink nitrifikációs teljesítménye magasabb, mint a hosszanti átfolyásúaké. A töltetek eltömıdöttsége és a magas szervesanyag terhelés miatt a nitrifikációs teljesítmény azonban romolhat. Élıgépek Élıgépes szennyvíztisztítás: épített ökoszisztémák felhasználása szennyvizek, csurgalékvizek, szennyezett felszín alatti v. élıvizek tisztítására. A szennyvízkezelésre alkalmazott élıgép egy aktív mezokozmosz, a szennyezettségbıl adódó körülményeket tőrı, azok között mőködni képes 89
közösséget hordoz, hasonlóan az eleven iszaphoz. A szennyvíztisztító mezokozmosz még több trofikus szintet, így növényeket is tartalmaz, melyek képesek felhasználni a szerves anyagok mineralizációjával nagy feleslegben elıállott szervetlen anyagokat, ezért azok nem okoznak további problémát. A technológia a környezethez jobban illeszkedı, amelyre bonyolult fajeloszlás és együttmőködés jellemzı. A medencés megoldás betontartályt vagy -medencét használ, esetleg konténerekbıl összeállított nyitott tartályt (2. melléklet). Ezeknél nem alkalmaznak üledéket, ezért a növényeket a felszínközeli rácsozathoz rögzítik, úgy, hogy gyökérzetük a vízfelszín alá kerüljön, hasonlóan a hidroponikus termesztéshez. A növények gyökérzete számára valamilyen laza töltıanyag szolgál hordozóul a szennyvíztisztításban szerepet játszó eleven iszap kötıdéséhez. Valamennyi rendszer fontos sajátossága, hogy benne kaszkádos felépítéssel különbözı funkciókra elkülönített terek és gradiensek képezhetık ki, eltérı környezeti paraméterekkel és ökológiai közösségekkel. Így ki lehet alakítani intenzíven levegıztetett, anoxikus vagy anaerob egységet és utókezelıt (3. melléklet ). Élıvizek kezelésére magát az élıgépet helyezzük a szennyezett vízbe, pl. tóba, mint egy úszó tutajt. A tutajra rögzített növények és a növényi gyökerek által kötött mikrobaközösség együtt biztosítják az illetı ökoszisztéma megbomlott egyensúlya homeosztatikus állapotának visszaállítását, a felhalmozódott anyagok bontását, az eredeti fajeloszlás visszaállítását. HÁZI/EGYEDI SZENNYVÍZTISZTÍTÓ BERENDEZÉSEK A települési szennyvízkezelésrıl szóló 91/271/EGK irányelv alapján nem kötelezı, illetve nem szükséges közmőves szennyvízelvezetést alkalmazni azokon a településeken, településrészeken, ahol ez nem jelent környezetvédelmi szempontból elınyt, vagy pedig a beruházási és üzemeltetési költségek túlzottan megemelkednének. A 174/2003. (X. 28.) kormányrendelet meghatározza az egyedi szennyvízkezelés három lehetséges eszközét, melyek az: a) egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmény, b) egyedi szennyvíz-tisztító kisberendezés, c) egyedi zárt szennyvíz-tároló létesítmény. A szennyvíz tárolására szolgáló zárt tároló csak hagyományos tárolótérbıl áll, mely vízálló és vízzáró, így csupán a szennyvizet tárolja, de tisztítását nem szolgálja, minimális öntisztulás lejátszódik benne. A szennyvíz tisztítására szolgáló kisberendezések a hagyományos (mesterséges) szennyvíztisztító technológiákat foglalja magában, mint az ülepítı medencét és a biológiai tisztítást (eleveniszapos, csepegtetıtestes). Folyamatos iszapeltávolítást igényel és mőködtetése energia (és esetleg vegyszer-) igényes. A tisztított szennyvíz felszíni víz befogadóba, vagy felszín alatti szikkasztásra kerül. A szennyvíz tisztítására és elhelyezésére szolgáló egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmények. A kislétesítménnyel történı szennyvízkezelés során az elıtisztítás oldómedencében történik, a további kezelések, a homokszőrıs közbensı tisztítás, és a szikkasztóágyas vagy szikkasztómezıs elhelyezés már a természetes 90
folyamatokra épülve játszódik le, a talajbiológiai folyamatok/homokszőrés, illetve szikkasztás során25.
91
ÓRIÁSTARTÁLY (CESSPOOL) A Cesspool egy óriástartály, legalább 18 m3-es, amelynek csak beömlı nyílása van kiömlı nyílása nincs (36. ábra). Ebben különbözik a szeptikus tankoktól. Ez a típusú óriástartály nem végez szennyvízkezelést, gyakorlatilag tárolásra szolgál egészen addig, míg a tartály meg nem telik. Magas talajviző helyeken, épp a nagy méretek következtében nem alkalmazható.
36. ábra Egy tipikus Óriástartály felépítése
négyfıs család esetében, ahol kb. 700 liter szennyvíz keletkezik naponta, egy átlagos tartály 8000-12000 l-es lehet. Ez azt jelenti, hogy a tartály tartalmát minden kéthétben körülbelül el kell távolítani. A megfelelı víztakarékos háztartási berendezések mellett ez a beruházás viszonylag hamar megtérül, más megoldásokhoz képet. Az óriástartály elınyeként lehet megemlíteni, hogy bizonyos helyeken egyedüli megoldás lehet szennyvíz kezelésre. Helyszíni szennyezés gyakorlatilag nincs. Házilag is elkészíthetı és nem folyik el semmilyen szennyezıdés a tartályból. Hátránya, hogy a szállítás és a végsı ürítés pénzbe kerül, és ez folyamatosan növekedhet az inflációval. Néhány területen esetleg az engedélyezése nehézkes26. A SZEPTIKUS TARTÁLYOK Gyakran a szeptikus tartályokat összetévesztik az óriás tartállyal, azonban a szeptikus tartályok minden esetben be- és kifolyó nyílásokat tartalmaznak, és a szeptikus tartályok sokkal kisebbek mint az óriástartályok. A szeptikus tartályok különbözı méretőek lehetnek az igényektıl függıen, azonban pl. az angliai szabályozás alapján 2700 l-nél kisebbeket nem szabad alkalmazni. A szeptikus tartályok gyakran egy-, vagy két kamrát tartalmaznak (37. ábra). A tisztítatlan szennyvíz belép az elsı kamrába, ahol a szilárd anyag leülepszik, és a szilárd anyagtól mentes szennyvíz folyik át a következı kamrába további tisztítás céljából. A kiülepedett lebegıanyagot a idıszakonként – általában minden 6 hónapbaba – el kell távolítani a tartályból. Egy lehetséges megoldás, hogy a lebegıanyag tartalmat esetleg komposztálják. A szeptikus tartályok minden esetben elsıdleges, tehát 92
mechanikai kezelést nyújtanak a szennyvizek számára, ezért azt további kezelésnek kell követnie. Elınye, hogy kevés olyan dolog van, amely elromolhat benne. Egy jól ismert technológia, viszonylag alacsony költségek mellett, amely házilag is elkészíthetı. A felszín alá besüllyesztve gyakorlatilag nem okoz látványzavaró hatásokat. Egy nap alatt beállítható, és viszonylag alacsony költségő más kezelési eljárásokkal összehasonlítva. Hátránya az, hogy csak elsıdleges kezelést nyújt, tehát további kezeléseket kell beállítani. Ennek következtében az elfolyó víz anaerob kezeléső, tehát erıs szaghatással kell számolni a nem megfelelı fedés esetén.
Kiömlı nyílás
átfolyó iszap
37. ábra Szeptikus tartály felépítése ÜLEPÍTİ TARTÁLY Az ülepítı tartály hasonló a szeptikus tartályhoz, azonban még kisebb (38. ábra). Általában 8 órás befolyási értéket tud magába tartani. A fı elınye az, hogy a nyers szennyvíz számára egy elsıdleges kezelést, és egyfajta anaerob kezelést biztosít.
38. ábra Ülepítı tartály felépítése A hátránya is ebbıl következik, hogy az anaerob jellegnél fogva erıs szaghatással kell számolni. A leülepedett iszapot legalább kétheteként el kell távolítani. Az ülepítı tartályt további ülepítı tartályokkal is ki lehet egészíteni a továbbtisztítás érdekében. Esetleg az ülepítı tartályt csepegtetıtestes berendezéssel lehet kombinálni. Az 93
ülepítı tartály elınye az, hogy elsıdleges kezelést nyújt a szennyvíz számára. Kisebb és olcsóbb, mint a szeptikus tartály vagy a nagytartály. Hátránya, hogy folyamatosan el kell távolítani belıle az iszapot. SZALMA VAGY FAHÁNCS KOSÁR Ez egy nagy kosárszerő építmény, amelyet gyakran betonból építenek, és egy sőrő szövéső kosarat helyeznek bele, amelyet fahánccsal vagy szalmával töltenek fel (39. ábra). Ez a töltet gyakorlatilag mechanikai szőrést végez a felületére bocsátott szennyvíz átfolyásakor. Hatása ezért elsısorban az elsıdleges mechanikai tisztítás, és egy részleges, másodlagos tisztítást is végez. A kosár alatt egy kavics drénezett szőrıréteg végzi az elfolyó szennyvíz utótisztítását.
39. ábra Szalmafaháncs kosár tisztításának megoldása Az eszköz használatának elınyei: - elsıdleges mechanikai kezelést biztosít - az elfolyó víz elsısorban aerob jellegő - in situ, azaz a helyszínen történı komposztálás történik. Elınyös, hogyha a szőrıkosár elıtt valamilyen rácsszerkezettel mechanikai, illetve elıülepítés történik, hogy a kosárba a szerves anyagok kerüljenek elsısorban leszőrésre. Hátránya, hogy ürítéskor az ürítı személy közvetlen kontaktusba kerül az iszappal. Folyamatos töltıanyag hozzáadás szükséges szalma, vagy faháncs. Viszonylag kevésbé elterjedt technológiáról van szó. 1,5-2 m-es fal szükséges a kosár körül, és ez esetenként szivattyú használatát is igényli. RECIRKULÁCIÓS BIOFILTER A tisztító eszköz mechanizmusa hasonlít a csepegtetıtestes tisztításhoz. Ebben az esetben egy nagyon könnyő mőanyag hálót használnak, egy mőanyag tartóban. Az elfolyó szennyvizet folyamatosan visszacirkuláltatják szivattyú segítségével, úgy hogy az átfollyon ezen a mőanyaghálón. Mivel visszacirkuláltatás folyamatos, ezért magának az eszköznek a mérete kisebb lehet, mint a csepegtetıtest azonos kapacitású mérete. A szivattyú lehet búvárszivattyú, vagy légkompresszorral egybekapcsolt szivattyú. Elıny, hogy a csak a szivattyú a mechanikus rész az egész rendszerben. Hátrány, hogy különbözı elosztócsatornákat kell kialakítani a tervezéskor, amely a rendszeres tisztításhoz szükséges (40. ábra). 94
40. ábra Recirkulációs biofilter felépítése LEVEGİZTETETT BIOLÓGIAI SZŐRİK A rendszer tulajdonképp a recirkulációs rendszerek és az aktív levegıztetett aerob tisztítóágyak keverékének tekinthetı. Ugyanis ez a rendszer magában foglal egy biológiai szőrıt, amelyen levegıt áramoltatnak keresztül a víz felszíne alatt. Ennek megfelelıen elınye az, hogy hatékonysága adott egységnyi térfogatra nagyobb mint az elızı rendszeré. Hátránya, hogy relatíve költséges, elsısorban a légbefúvás miatt. BIOLÓGIAI SZENNYVÍZTISZTÍTÓ, ZSEBTELEPEK Ez eszközök győjtıneve a nagy tisztító telepeken kialakított technológiákból összerakott kisebb kapacitású szennyvíztisztítóknak. Az egyes moduláris részei hasonlóak a nagy tisztítókhoz, tehát az elsı lépcsı minden esetben valamilyen szennyvízrács, illetve szennyvízülepítı, ahol a durva szennyezıdéseket és az ásványi anyagokat választják le (41. ábra). A második része általában egy olyan biológiai tartály, amelyben sőrített levegıt osztanak szét valamilyen kerámia vagy rozsdamentes acélfejen keresztül, és ebben a tartályban a biológiai mikroba tömeg végzi az oxigén adagolása mellett a szennyvíz szervesanyagjainak a lebontását. Az utolsó része a rendszernek általában valamilyen ülepítı, ahol a fölös iszapot választják le, illetve az iszap visszacirkuláltatását végzik a fı tisztító reaktortestbe. Általában 20.000 lakosegységig alakítanak ki olyan zsebtelepeket, amelyeket még különbözı iszaputókezelı, iszapprésekkel, iszapcentrifugákkal is ki lehet egészíteni27.
41. ábra Biológiai szennyvíztisztító felépítése 95
AZ EGYEDI SZENNYVÍZ-ELHELYEZÉSI KISLÉTESÍTMÉNY LEGGYAKORIBB TÍPUSAI Oldómedencés elıkezelés után: - dréncsövezett (hagyományos) szikkasztó rendszer - dréncsövezett (hagyományos) szikkasztó rendszer, adagoló szivattyúval - kis mélységő homokkal töltött elhelyezı mezı, adagoló szivattyúval - váltakozó üzemő homokszőrı és szikkasztó rendszer - váltakozó üzemő homokszőrı és szikkasztó rendszer, adagoló szivattyúval - váltakozó üzemő homokszőrı, kis mélységő elhelyezı mezıvel, adagoló szivattyúval - váltakozó üzemő homokszőrı, és kiemelt (dombos) szikkasztás, adagoló szivattyúval. Az egyedi szennyvízkezelési kislétesítmények elterjedését elısegíti, hogy a többi megoldáshoz képest ezeknek létesítése kisebb beruházási költségő és utána megfelelı mőködtetés esetén kevés beavatkozást igényelnek, azaz jóval kisebb az üzemeltetési, fenntartási költségük. Elınyök: - az egyszerő mőszaki kialakítás, kevés gépi berendezés, kevés energiafogyasztás, - a beruházási költség kisebb, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva annak 40 –60 %-a, - a megépítésük és üzemeltetésük nem igényel magas szintő szaktudást, - az üzemeltetési és fenntartási költség kisebb, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva annak 20 –30 %-a, - a szennyezıanyag eltávolítási képességük sok esetben hatásosabb és stabilabb a mesterséges tisztításhoz viszonyítva, pl.: homokszőrık esetében, - létesítésük kisebb beavatkozással és környezeti károkozással jár, - rugalmasabbak a változó települési igények követésében. 13. táblázat Várható tisztítási hatásfokok, elemenként és technológiánként Tisztítási hatásfok Megnevezés BOI5
KOI
Összes lebegıanya g
Összes nitrogén
NH3
NO3
Összes foszfor
Oldóakna -egyszerő -bıvített
30-35% 35-40%
30% 45%
75-80% 80-85%
5% 5-10%
-
-
10-15% 10-15%
Oldómedence -egyszerő -bıvített
30-35% 35-40%
30% 45%
75-80% 80-85%
5-10% 10%
-
-
10-15% 10-15%
60% 95-99%
15-20% 90-95%
30-40% 90%
50% 80-85%
5060% 9599%
50%
40% 95%
90%
80-85%
90%
50%
90%
50%
90%
9099%
80-90%
90%
85-90%
35-60%
90-
-
20-35%
90-
Szikkasztó dréncsıhálóz at -alatta 1 m-rel Kiemelt (dombos) szikkasztás Homokszőrı
96
Coli 9099% 9099% 9099% 9099% 9099% 9099%
árok és mezı
95%
1. változat
95-98%
90-95%
85-90%
80%
2. változat
95-98%
90-95%
85-90%
80%
3. változat
95-98%
90-98%
98%
80-85%
4. változat
98-99%
98-99%
99-99,8%
88-95%
5. változat
98-99%
98-99%
99-99,8%
6. változat
98-99%
98-99%
7. változat
98-99%
98-99%
9599% 9599% 9599%
99% 50%
95%
50%
95%
50%
95%
99%
50%
97%
88-95%
99%
50%
97%
99-99,8%
88-95%
99%
50%
97%
98-99%
90-93%
99%
75%
99%
99,9 % 99,9 % 99,9 % 99,9 % 99,9 % 99,9 % 99,9 %
1. változat: Egyszerő oldómedence és hagyományos (szikkasztásra alkalmas helyi talajban kialakított) dréncsövezett szikkasztó rendszer 2. változat: Egyszerő oldómedence és hagyományos (szikkasztásra alkalmas helyi talajban kialakított) dréncsövezett szikkasztó rendszer, adagoló szivattyúval 3. változat: Bıvített oldómedence, kis mélységő, homokkal töltött árkos szikkasztó rendszer és adagoló szivattyú 4. változat: Bıvített oldómedence, váltakozó üzemő közbensı homokszőrıvel és hagyományos (szikkasztásra alkalmas helyi talajban kialakított) dréncsövezett szikkasztó rendszer 5. változat: Bıvített oldómedence, váltakozó üzemő közbensı homokszőrı, hagyományos (szikkasztásra alkalmas helyi talajban kialakított) homokszőrı árokból álló szikkasztó rendszer és adagoló szivattyú 6. változat: Bıvített oldómedence, váltakozó üzemő közbensı homokszőrı, kis mélységő szikkasztó árok és adagoló szivattyú 7. változat: Bıvített oldómedence, közbensı homokszőrı és dombként kiemelkedı rendszer, adagoló szivattyúkkal
Az egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmények 3 fı részbıl állnak: elıkezelı mőtárgyak (oldómedence, esetleg akna), közbensı tisztító elemek (nem minden esetben), és valamilyen elhelyezı, szivárogtató terület. A következıkben a lehetséges kismőtárgy- és kislétesítmény elemeket mutatjuk be az MSZ 15287:2000, illetve magyar tapasztalatok és külföldi gyakorlat alapján. Elıkezelés mőtárgyai Zsír- és olajfogó Éttermek, mosodák és szerviz állomások szennyvizeinek elıkezelıje, melybıl az elfolyó szennyvíz az oldómedencébe, majd onnan a talajabszorpciós elhelyezı mezıre vezethetı. Maximum csak kisebb vendéglátó-ipari egységeknél szükséges, háztartásoknál nem! Oldóakna Az oldóakna hagyományosan elıre gyártott betongyőrőkbıl készül (kút győrők), melyek csak adott kis mennyiségő szennyvizet képesek megfelelıen elıtisztítani. Lehetnek egyszerőek (2 aknás), vagy bıvítettek (3, vagy több akna). Maximum 4-5 fıs család szennyvizének elıtisztítására alkalmas (42. ábra).
97
Bıvített oldóakna28
42. ábra Egyszerő oldóakna
Oldómedence Az oldómedencében a mechanikai (ülepedés, felúszás), és az anaerob biológiai tisztítási folyamatok egy idıben mennek végbe. Az oldómedencébıl távozó szennyvizet szabad szikkasztani, vagy további aerob biológiai tisztítás (pl.: szőrımezı, szőrıárok) után élıvízbe vezetni. Ha felszíni víz a befogadó, akkor fertıtlenítésre lehetıséget kell biztosítani. Az oldómedence egyes lakóházak, üdülık, kisebb épületcsoportok házi szennyvizeinek mechanikai és biológiai elıtisztító mőtárgya (43. ábra). Egyszerő oldómedencék esetében az oldómedencébe vezetett szennyvíz ülepíthetı szennyezıdése a fenékre süllyed, a víznél kisebb sőrőségő anyag pedig a víz felszínére emelkedik, úszó takarót képezve. A leülepedett anyagok anaerob baktériumok közremőködése révén rövid idı alatt rothadásnak indulnak, ami gáz fejlıdésével jár. A gázbuborékok az egyes iszaprögökhöz tapadnak, és azok az úszó rétegig emelkednek. A buborékok eltávozása után az iszaprészecskék nagy része újra a fenékre süllyed. Az iszaprészecskék függıleges mozgása miatt némi iszapot magával ragad az átfolyó szennyvíz, ennek megakadályozására az oldómedencéket legalább két kamrára kell osztani. Az elsı kamra a durvább szennyezıanyagok zömének visszatartására és rothasztására, míg a második/harmadik a felúszott iszaprészecskék elfolyásának megakadályozására és a szennyvíz jobb hatásfokú anaerob kezelésére szolgál. Az oldómedencék 0,6-4 m3/d szennyvízterhelés mellett alkalmazhatók. Ennek érdekében a medence kamráinak össztérfogata legyen alkalmas a szennyvíz legalább 3 napos tartózkodására. A felgyülemlett iszap mennyiséget félévente kell ellenırizni (magasságát megmérni), ha szükséges elszállítatni. Kivételes esetekben, hatósági hozzájárulással, szabad a kiemelt iszapot ásott gödörbe elhelyezni, földdel letakarni és egy év múlva, trágyázásra felhasználni. A tisztítást célszerő ısszel végezni, 15-20 cm iszapot szükséges mindig a medence alján hagyni.
98
43. ábra Egyszerő oldómedence
Bıvített oldómedence
Bıvített oldómedence Egyszerő oldómedencébıl további rekeszek létesítésével bıvített oldómedence alakítható ki. Mőködési elve megegyezik az egyszerő oldómedencével, eltérés a jobb tisztítási hatásfokban jelentkezik a tartózkodási idı meghosszabbodása miatt (min. 3 nap helyett min. 5-6 nap). A mőszaki kialakítása és üzemeltetése megegyezik ez egyszerő oldómedence üzemeltetésével, a medencékbıl a szennyvíz-iszapot minden esetben zárt szippantó kocsival kell kiszivattyúzni és elszállítani. A szigetelési rendszernek védenie kell a földmővet és környezetét a szivárgó víz, káros hatásai ellen, illetve megfelelı szinten kell tartania a tározott, szállított víz szivárgási veszteségeit. Kétszintes ülepítı Kétszintes felépítéső ülepítı medence, amelynek felsı része vízszintes átfolyású ülepítı, alsó része pedig iszaprothasztóként mőködik Osztó- és adagolóakna A dréncsöveket 1-2 család szennyvízterheléséig egyszerő osztóaknán keresztül kell feltölteni szennyvízzel. (Maximum 2,0 m3/d-ig.) Az osztóakna a dréncsıhálózat súlypontjában helyezkedik el, biztosítva ezzel a dréncsövek egyenletes terhelését. A cél az, hogy a teljes dréncsıhálózat egy idıben lépjen mőködésbe. Alkalmazható megoldás a központi aknából való sugárirányú szétosztás is. A központi osztóaknánál az egyes dréncsövek végén szellızıcsövet kell elhelyezni. A 2,0 m3/d szennyvízterhelést meghaladó eseteknél a központi osztóaknát adagoló szerkezettel (adagoló szifon, szivattyú, stb.) kell ellátni.
99
Az adagolóakna feladata, hogy biztosítsa a szennyvíz szakaszos, lökésszerő rávezetését a szikkasztó, illetve a homokszőrı mezıre, úgy hogy a szennyvíz a teljes dréncsıhálózatot közel egy idıben, lökésszerően töltse fel. Tisztítás mőtárgyai Homokszőrı árok és mezı A helyi körülmények, (vékony talajtakaró, a túl lassú vagy túl gyors áteresztı képesség, magas talajvíz, a domborzat meredeksége, a rendelkezésre álló kis terület, talaj érzékenysége) kizárhatják a hagyományos oldómedence - elhelyezı terület rendszer alkalmazását. Abban az esetben, amikor vékony a talajtakaró, vagy túl nagy az áteresztı képesség - fenn áll annak a veszélye, hogy a részlegesen tisztított szennyvíz eléri a felszíni vagy felszín alatti vizeket. Azokon a helyeken, ahol kevés az elhelyezésre felhasználható terület, de szikkasztásra alkalmas, vagy nem megfelelı a talaj tisztító képessége, közbensı homokszőrıs tisztítás alkalmazható. A homokszőrıbıl elfolyó víz csepegtetıs elöntözését is szokták alkalmazni többlépcsıs telepítéssel. Meg kell említeni, hogy a tisztítatlan, oldómedencébıl származó szennyvíz nem alkalmas a csepegtetıs elöntözésre, az eltömıdés veszélye és bőzössége miatt. A váltott üzemő homokszőrık vékony rétegő homokágyak (60-75 cm mélyek), melyek felszíni elosztó- és alsó győjtı rendszerrel rendelkeznek (4. melléklet). Az oldómedence elfolyó vize szakaszosan jut ki a homokszőrı tetejére. A szőrés utáni tisztított szennyvíz leggyakrabban elhelyezı területre kerül, vagy fertıtlenítés után felszíni vízbe vezetik. A homokszőrıket leggyakrabban földdel borítják, terepszint alattiak, de léteznek nyitottak is. Kialakításuk lényegében megegyezik, a különbség annyi, hogy az utóbbiak felszíne szabadon levegızik. A nyitott szőrıket is sok esetben védik egy tetıvel, mely megkönnyíti a karbantartást és fokozza a meleget a hidegebb éghajlatokon. A szakaszos üzemő homokszőrıben, a benne lévı baktériumok által fenntartott tisztítási mechanizmus során a BOI5 eltávolítás és az ammónia nitráttá (nitrifikáció) alakulása aerob feltételek mellett zajlik. A nitrát nitrogén gázzá történı átalakulása (denitrifikáció) rendszeresen jelentkezik, jelentıs (akár 45 %-os) nitrogén csökkenést eredményezve. A denitrifikációt azok az anaerob baktériumok végzik, amelyek a homokszőrıben jelenlévı anaerob mikroklímában élnek. A szennyvíz speciális szennyezıanyagai kémiai és fizikai szorpció révén kerülnek eltávolításra. A magas tisztítási hatásfok fenntartásához szükséges az aerob és anaerob körülmények folyamatos biztosítása. A szakaszos adagolás és az alsó dréncsövek kilevegıztetése a homokszőrı belsejének aerob állapotban tartását szolgálja. A homokszőrık jelentısen (90-99%-kal) csökkentik a kórokozó baktériumok számát. A homokszőrı árkokat és mezıket valamennyi kis szennyvízelhelyezı mőtárgy és kisberendezés után lehet alkalmazni. Ezt követıen a tisztított szennyvíz elszikkasztható, illetve ha a talaj alkalmas szikkasztásra és elegendı hely áll rendelkezésre, külön szikkasztó ágyra vezeti nem szükséges, helyben szikkasztható. Az alkalmazás alapfeltétele az, hogy az elıtisztított szennyvíz lebegıanyag tartalma ne haladja meg az elıírt értéket. (60 mg/l). Alkalmazásának további alapfeltétele, hogy a mértékadó talajvízszint és a szőrıárok alsó, szigetelt síkjától legalább 0,3 m távolság legyen (ha szikkasztásra is használják, a beszivárgás hatására keletkezı 100
talajvízszintnek, a talajszőrı tervezett fenékszintje alatt 1 m-rel kell lennie.), illetve ha a befogadó vízfolyás, akkor annak legmagasabb vízszintje ne érje el a szőrıárok alsó síkját. A szőrıárok, vagy szőrımezı felületi terhelése 0,25-0,35 m3/d értékkel vehetı figyelembe. (A szőrıárokra, vagy szőrımezıre m2-enként 0,25-0,35 m3/d elıtisztított szennyvíz juttatható.) Az adagolásra vonatkozó elıírások megegyeznek a szikkasztó dréncsıhálózatéval29. Elhelyezés mőtárgyai Szikkasztó dréncsıhálózat A szikkasztó dréncsıhálózatot lakóházaknál, társas üdülıknél, kisebb épületcsoportoknál egyszerő és bıvített oldóaknából/oldómedencébıl kikerülı, mechanikailag és biológiailag tisztított szennyvíz talajba juttatására létesítik, ahol a talaj lebontó képességének felhasználásával továbbtisztul. A tipikus talaj-abszorpciós rendszer - melyet általánosan elhelyezı mezınek vagy szikkasztó területnek nevezünk - viszonylag kis mélységő (0,6 - 1,2 m), porózus anyaggal (általában kaviccsal) töltött, egymáshoz közel kialakított árkok sorozatából áll. Ebben az árokban van elhelyezve a dréncsı, mely biztosítja az egyenletes terhelést. A dréncsövek hézagait felülrıl „nemez”-réteggel, vagy geotextíliával kell betakarni, a kavicsszemek dréncsıbe jutásának elkerülése végett. Amikor egy elhelyezı mezı aljának szélessége nagyobb 0,9-1,2 m-nél, elhelyezı ágynak (szikkasztó ágynak) nevezzük azt. Mélyen fekvı talajvíz, és az ettıl való fokozott elhatároltság szükséges alkalmazhatóságukhoz, hogy a mélybe szivárgó víz ne találkozhasson közvetlenül a talajvízzel. Az elhelyezı mezı által biztosított tisztító hatás (nitrifikáció, denitrifikáció) az árkokban lévı porózus tölteten való átfolyás, annak felületén kialakuló biofilm réteg tisztító hatása -, a talajba történı beszivárgás és a talajon való átszivárgás, mely további tisztulást eredményez- révén következik be. Az elhelyezı mezı porózus töltetében (a kavicsban) lejátszódó tisztítás fizikai-, biológiai- és kémiai folyamatok kombinációjának eredménye. A porózus töltet úgy mőködik, mint egy "bemerített anaerob szőrı", amikor folyamatosan van elárasztva, és "aerob csepegtetıtestként" mőködik szakaszos terhelés esetén. A megfelelı tisztítási hatásfok elérése érdekében célszerő a folyamatos aerob állapot fenntartása. A porózus töltet biztosítja: - az elhelyezı árkok szerkezeti kialakításának megtartását, - a III. fokozatú (nitrogén és foszfor eltávolítás) szennyvíztisztítást, - a szőrıtalaj felületére történı biztonságos szennyvíz-elosztást, - és csúcs lefolyások idejére a tároló kapacitást. A szennyvíz kijuttatása az oldómedencébıl az elhelyezı mezıre: - gravitációsan, - váltakozó üzemmel, - szakaszos adagolású szivattyúval, - vagy szifonnal történhet. A szikkasztó dréncsövek egymással összekapcsolhatóak, hálózatot alkothatnak. Kiemelt (dombos) szikkasztás (44. ábra) A kiemelt, vagy dombos rendszereket alkalmazása: 101
- magas talajvíz szintő területeken, - olyan helyeken, ahol az alsó kızet nagyon porózus és a hagyományos rendszerek nem alkalmazhatók, - ahol a lejtés kisebb, mint 12 %, - ahol a talaj vízáteresztı képessége kicsi.
44. ábra Dombos rendszerő talajabszorpciós elhelyezı mezı lehetséges kialakításának vázlata30 Gyakorlatilag olyan szakaszos üzemeltetéső homokszőrıs rendszer, amelyet a természetes talajfelszín feletti magasságban alakítanak ki. Ennél a rendszernél a természetes talaj fedırétegét fel kell lazítani, majd minimum 0,35 méter vastag homokréteggel be kell borítani, amelyekben kialakításra kerülnek a szivárogtató árkok vagy ágyak. Erre kavics vagy zúzottkı ágyazatot kell helyezni, ebbe kerül bevezetésre az oldómedencébıl - szivattyúval, vagy gravitációsan - elfolyó szennyvíz az elosztó drénhálózaton keresztül. A kavicsréteg fölé geotextília kerül, legfelül pedig természetes talajból kell a borítást kialakítani. Hátránya, hogy a kihelyezett szennyvíz „akkumulálódik” a domb alatt, és nem vagy csak nehezen távolítható el onnan, hatékonysága növelhetı, ha szakaszosan kerül rávezetésre a szennyvíz, ezt hívják szakaszos üzemeltetéső, vékony rétegő, homokszőrıs rendszernek. Vékony rétegő, homok-töltető, szakaszos üzemeltetéső elhelyezı mezı Néhány helyen, ahol a talajvíz magasan van vagy, ahol az alsóbb rétegek miatt nem megfelelı a hagyományos (szikkasztásra alkalmas helyi talajban kialakított) elhelyezı terület, sikeresen alkalmazzák az ún. kis mélységő, homokkal töltött, szivattyúval táplált elhelyezı mezıket. Mőködés szempontjából a kis mélységő, homokkal töltött, szivattyúval táplált elhelyezı mezı azt a feladatot látja el, mint a váltott üzemő homok szőrı és az elhelyezı mezı kombinációja. A homokon átszőrt elfolyó víz minısége igen jó. A szivattyús kiadagolás, mely a szennyvíz egyenletes szétosztását biztosítja, egyben kulcstényezıje az ilyen elhelyezı mezı sikeres mőködésének.
102
A SZAGEMISSZIÓ ÉS A SZAGHATÁSOK SZABÁLYOZÁSA A szennyvíz szag szennyezı anyagai a csatornahálózatban és a szennyvíztisztító telepeken szeparálódhatnak, átalakulhatnak ill. közbülsı és végsı oxidációs termékek során keletkezhetnek. A szaghatást okozó folyamatok az alábbiak: Illékony anyagok emissziói Biológiai lebontódás Adszorpció csökkenése a szilárd anyagok felületén Transzportálódás a teljes rendszeren keresztül Anyagok keletkezése az oxidáció, redukció és fertıtlenítés hatására vagy a prekurzor vegyületek lebontódása oxidációs melléktermékekkel. A szagok fı forrásai a biológiai folyamtok során: A tisztítótelepi üzemeltetık számára a legnagyobb szaghatást a szervetlen gázok, a hidrogén-szulfid és az ammónia jelenléte okozza. A szennyvíztisztító telepek körüli szerves gázok fıleg merkaptán, ezek a legnagyobb szaghatással bíró vegyületek. Az indol (C8H7N) ill. a szkatol, fekália szagú szerves vegyületek. A szennyvízrendszerekben szulfid vegyületek a kéntartalmú szerves vegyületek lebontódásából keletkeznek. A lebontódás kisebb mértékő forrása a protein, amely a szennyvízben lévı nem rohadt aminosavak és a vizeletben lévı instabil húgysavak formájában van jelen. A szagkeltı szulfidok nagyobb hányada azonban kéntartalmú szerves vegyületek lebontásából keletkezik. A szennyvizbeni oldott oxigén jelenléte vagy hiánya a hidrogén-szulfid jelenlétét vagy hiányát meghatározza. Oldott oxigén jelenlétében a szulfát ionok szulfátként vannak jelen, oldott oxigén hiányában a szulfát a biológiai lebontás során szulfiddá redukálódik, miközben a szulfátvegyületekben lévı kötött oxigén szervesanyag lebontásához energiaforrásul szolgál. Ezen túl a szennyvíz pH-ja fontos befolyásoló tényezı, mivel a hidrogénszulfid rendkívül pH függı. A szulfid a szennyvízben háromféle formában van jelen a pH-tól függıen: S-2, HS-ion vagy H2S formájában. Az ionformájú szulfid oldatban ezért a szennyvízbıl nem diffundálhat. A gázformájú szulfid a szennyvízbıl kidiffundál, így szag keletkezik. A hidrogén-szulfid zöme a szennyvízbıl pH 5 alatti tartományban diffundál ki. Ezáltal szag, korrózió, szag, robbanás és respirációs problémák jelentkeznek. A hidrogén- szulfid keletkezését a hımérséklet is befolyásolja, ahol a 30 oC feletti hımérséklet során keletkezik a legtöbb hidrogén-szulfid. Tehát kén koncentrációja a települési szennyvizek normál pH tartományában (6-8) alacsony szintő. A szag és korrózió problémák, elsısorban szulfát redukciójakor képzıdı kénhidrogén miatt keletkeznek: SO4 -2 + szerves anyag S-2 + H2O +CO2 -2 S + 2H H2S A baktériumok a szerves anyag biokémiai oxidációja közben a szerves molekulából hidrogénatomokat elvonják, miáltal energiához jutnak. A biokémiai reakciósorozatban a hidrogénatomok valamely hidrogénakceptorhoz kapcsolódnak. A hidrogénakceptor szervetlen vagy szerves lehet. A szulfátot szulfiddá sokféle baktérium redukálhatja. Pl. mikrobák a szervetlen ként asszimilálják és azt protoplazmájukon keresztül szulfiddá redukálják. A másik lehetıség hogy a baktériumok számos fajtája a proteint és az aminosavakat anaerob úton hidrolizálni képesek, miáltal a szulfidok kidiffundálása bekövetkezhet. További reakció: a szulfát redukáló baktériumok 103
(elsısorban) a DesulfoVibrio Desulfuricals a szervetlen szulfátot hasznosítják az energiaciklusokhoz nélkülözhetetlen hidrogén akceptorként. A szennyvíz csatona csıhálózatán egy biológiai hártya alakulhat ki. Ez a hártya csıfal melletti terében kimondottan az anaerob állapot az uralkodó. Azonban a hártyának ez a része a korlátozott tápanyag diffúzió miatt nagyobbrészt inaktív biológiailag. Mindaddig amíg a hártyában aerob zóna létezik az anaerob zónából kidiffundálandó szulfid az aerob zónában oxidálódik, így az áramló szennyvízbe nem jut be. Amíg áramló szennyvíz oldott oxigén koncentrációja nagyobb mint 1 mg/l, az oldott szulfid gyakorlatilag 0, vagy csak nyomokban van jelen. Az aerob és az anaerob zónák relatív vastagságát az oxigén diffúzió mértéke befolyásolja. A bediffundálás mélysége elsısorban szennyvíz oxigén koncentrációjától, hımérsékletétıl és a szerves anyag koncentrácijától függ. Ha a szennyvíz oxigén koncentrációja közel 0, tehát 0,1 mg/l-nél kisebb, az aerob réteg oxigénkoncentrációja az anaerob rétegbıl kijutó szulfid oxidálásához elégtelen, így a szulfid az áramló szennyvízzel mozog. A szagok mérését kétféle módon végzik általában: Olfaktométer mőködési elve az, hogy a szagokat szagmentes levegıvel hígítják, végül a szagküszöb érték adódik ki, amely valamely szagtartalmú gáz vagy folyadék, mint a minimális szagkoncentrációja, ami még kimutatható. A másik eljárás a szagpanel, a személyek olyan csoportja, akiket a szagok észlelésére kiválasztanak. A szaganyagok és szagküszöb érzékelési értékei természetesen eltérıek. A szagokat a következı csoportokba szokták besorolni: görény, rohadt káposzta, hal, ammónia, fekália, záptojás és lebomló hús. • A görényszagokat gyakran kénvegyületeket tartalmazó szerves gázok eredményezik. Ezek rendszerint merkaptánok. • A rothadt káposzta szagokat a kénvegyületekkel társult szerves vegyületek keltik. Ezek rendszerint dimetil-szulfid eredető vegyületek. • A halszagok nitrogéntartalmú szerves vegyületek, ezek általában általában dimetil- jelenlétébıl származnak. • Az ammóniaszag a nitrogéntartalmú szerves vegyületekbıl ered, pl. indol jelenlétébıl. A fekáliaszagokat a szkatol okozza, amely nitrogéntartalmú szerves vegyület. • A záptojásszagok okozói a hidrogén-szulfid molekulák, míg a lebomló hússzagokat a diaminok okozzák, amelyek ammóniatípusú vegyületek. A szagkiküszöbölés alapja az anaerob állapot keletkezésének megakadályozása és/vagy a szagvegyületeket produkáló organizmusok aktivitásának gátlása ill. leállítása. Egyes tisztítóberendezések lefedése csak részmegoldásnak tekinthetı. A teljes értékő megoldás a szennyvíztisztító telepen keletkezett szagvegyületek összegyőjtése és annak valamilyen levegıtisztító rendszerbe jutása. Természetesen a szagprobléma legtökéletesebb megoldása a szagok keletkezésének megakadályozása. A szagkeletkezés helyeit mutatja be a 45. ábra. A szagok elleni védelem alapja a tisztítótelep megfelelı tisztántartása, ami azt jelenti, hogy az üzemeltetınek a merülıfalakat, a válaszfalakat, a bukókat, az elvezetıvályúkat, csatornákat, az iszapakkumulálódás helyeit rendszeresen tisztítania kell. A szagszabályozás és a normál szennyvíz tisztítás összehangolása fontos. 104
45. ábra A szagemisszió leggyakoribb keletkezési helyei Ha az ülepítık és egyéb nagymedencék lefedésre kerülnek, a lefedı tetı felemelési lehetıségérıl gondoskodni kell, ellenırzési és fenntartási célokból. Hidrogén-szulfid gáz a nedvességgel reakcióba lép és korróziv hatású kénes sav képzıdik, ezért a kénes sav korrózió hatása elleni védelmérıl gondoskodni kell. A szagtartalmú levegıvel érintkezı felületek, szerelvények, berendezések korrózióval szembeni rezisztens anyagúak legyenek. Meg kell gyızıdni, hogy a fedett, lezárt terek szellıztetése friss levegıvel biztosított-e, mielıtt bárki ilyen térbe lép. A zárt terekben a hidrogén-szulfid okozta a robbanásveszélyt és oxigénhiányt belépés elıtt ellenırizni kell és mőszerek szükségesek. A szennyvíz szagvegyületeinek kémiai kezelésére számos módszer létezik, elterjedt a klórozás, amelynek révén a klór gátolja a biológiai hártya képzıdését a szennyvízcsatornában, szulfátot szulfiddá redukáló baktériumokat elpusztítja, hidrogén-szulfidot eloxidálja. A klóros megelızı szagszabályozás vegyszerigénye kevesebb, mintha a már keletkezett szagot kellene oxidálni, ezért a klór már a szennyvíztisztító telep elıtti csatornaszakaszba kell adagolni. Az adagolás során 12 mg/l klórt adagolnak 1 mg/l szulfidhoz. A szintén alkalmazható hidrogén-peroxidos kezelés egyrészt oxidálja a szagvegyületeket másrészt oxigéntermelıdés révén szagvegyületek keletkezése gátlódik ill. a szulfátredukáló baktériumok elölésével azok szagképzı biológiai aktivitása nem érvényesül. Ez utóbbi mechanizmus azonban a nagy hidrogén105
peroxid dózis miatt nem gazdaságos. Az S-2 átalakításához oxidálóhatást eléréséhez 2:1, 4:1 arányú dózist alkalmaznak a hidrogén-peroxidból. Az ózon a szagvegyületeket hatásosan oxidálja azonban magas költségei miatt alkalmazása esetleges. Hatásos a szagproblémák megoldására a pH rövid idejő 12,5-nél nagyobb beállítása, mely nátrium-hidroxid adagolásával érhetı el. Az adagolás idıtartamára gondot kell fordítani, hogy a biológiai szennyvíztisztítás ilyen pH mellett ne szenvedjen károsodást. A levegıben lévı szagvegyületek eltávolításának másik módja a szageltávolító torony alkalmazása. Amint a szagtartalmú levegı a toronyban felfelé áramlik, a szag elfogadható szagszintig oxidálódik, majd a torony tetején keresztül a légtérbe távozik. A toronyban kétféle irányú áramlás van: fentrıl-lefelé a biológiailag tisztított szennyvíz mozog, ezáltal a töltıtestben a biológiai hártya folyamatosan biztosítható, míg. lentrıl-felfelé a levegı mozog, magával szállítva a szagvegyületeket. A szagvegyületeket tartalmazó levegı szabályozása egyre inkább fontosabbá válik, amelynek során további módszereket is használnak, pl. maszkírozás, ahol a szagvegyületet valamilyen szabályozó vegyszerrel keverik össze, aminek hatására az eredeti szaghatás elviselhetıbbé lesz. Adszorpció, a szagvegyületek kezelésére gazdaságosan használható. A szagtartalmú levegıáramlást az adszorbeáló komponensekkel (káliumpermanganát, nátrium-hipoklorit oldat, nátrium-hidroxid és klór-dioxid) kell kontaktusba hozni. Az aktív szénszőrık létesítési és üzemeltetési elınye, hogy helyigényük kicsi, elsısorban kisebb és közepes levegımennyiséghez használható, hátrányuk, hogy a szennyezett levegı gyakran nedves és poranyagokat tartalmaz. Alkalmazásuk a kis és közepes levegı mennyiségek esetében indokolt, elınye, hogy természetes problémamentes eljárás. Szintén felületi megkötés és biológiai lebontás révén alkalmazhatók különbözı komposzt illetve tızeg rétegek is a szagok elnyeletésére megkötı kapacitásuk erejéig. A bioszőrı beruházási költségeit (komposztszőrı) elsısorban szőrıfelületi terhelés befolyásolja, amely az esetek zömében 40 m3/m2/óra alatt választható meg. Alkalmazásuk a kis és közepes levegı mennyiségek esetében indokolt, elınye, hogy természetes problémamentes eljárás Az összegyőjtött szennyezett levegı tisztítására a leghatékonyabb az égetés, különösen akkor, ha ez már meglevı termikus folyamathoz kapcsolódik.
106
Összességében elmondható, hogy a zavaró mértékő szagemisszió a szennyvíztisztításnak nem velejárója, a zavaró mértékő szagemisszió sem a szennyvíztisztító telepen, sem annak környékén nem engedhetı meg és a szagok keletkezésének megakadályozását szennyvíztisztítás technológia részének kell tekinteni (46. ábra). 46. ábra Szagemisszió csökkentési lehetıségei
107
A SZENNYVÍZISZAPOK KEZELÉSE A szennyvíz tisztítása során másodlagos anyagként szennyvíziszap (szilárdfázis) keletkezik. Az eddig megismertekbıl következik, hogy a keletkezı iszapok tulajdonságai illetve környezetvédelmi, közegészségügyi problémái szorosan összefüggenek a kezelés mikéntjével. A szennyvíztisztítási módszerek meghatározása során mindig figyelemmel kell lenni a szennyvíziszap elhelyezésére. A szennyvíziszapokban felgyülemlı nehézfémek toxikussá tehetik azt, illetve fertızıek, mivel bennük féregpeték, patogén baktériumok, vírusok, stb. találhatók. A szennyvíziszap további kezelése számos esetben megegyezik a hulladékkezelési technológiák területén is alkalmazott megoldásokkal. A szennyvíziszap kezelésre alapvetıen igaz hogy, a kezelési technológia milyensége a folyamat legkritikusabb részétıl, azaz az elhelyezés illetıleg a hasznosítás módjától, valamint az érkezı szennyvíz összetételétıl függ. A szennyvíziszap kezelés célja az anyag nedvességtartalmának csökkentése, bőz, szagártalom, fertızıképesség csökkentése illetve megszüntetése. A szennyvíziszap minısége jellemzı az adott településre, leginkább a tisztítása technológiára, s így településenként változhat. Ezek a tényezık befolyásolják a késıbbi felhasználási módot. A tisztítási technológiák hatásfokának javítása, illetve a fokozatok számának emelkedése általában az iszap mennyiségének növekedéséhez is vezet. Az iszapkezelés és elhelyezés fontosabb eljárásai: • stabilizálása • iszapsőrítés, • kondicionálás, • iszap fertıtlenítése • víztelenítés • szárítás • komposztálás • szállítás, deponálás ISZAPSTABILIZÁLÁS Iszaprothasztókban lejátszódó folyamatok Az elıülepítı fenekérıl és felszínérıl eltávolított felúszott iszap kb. 5 % szárazanyag és 95 % víztartalmú. Szaganyagokat bocsát ki és általában nyers iszapnak nevezik meg. Az iszapstabilizálás anaerob vagy aerob folyamatok révén játszódhat le. Mindkét rendszerre jellemzı, hogy a baktériumok az iszapot egyszerőbb formákká alakítják át. Az anaerob iszapstabilizálás célja, hogy az iszap szerves vegyületeit stabilizált anyagokká alakítsa át, csökkentve az iszap mennyiségét és térfogatát. Szintén cél, hogy hasznosítható végtermékhez (metán), jussunk a folyamatok során ill. a patogén szervezetek mennyisége jelentısem csökkenjen a folyamatban. Az aerob iszapstabilizálás célja, hogy a nyers ill. biológiailag részlegesen stabilizált iszap és a patogén mikrobák mennyisége csökkenjen Az aerob iszapstabilizálást huzamosabb idejő levegıztetés biztosítja magában a levegıztetı mőtárgyban. Elınye, hogy a beruházási költégek kisebbek, a stabilizáló rendszer üzemeltetése viszonylag egyszerő. 108
Hátránya viszont, hogy az üzemeltetés költsége a levegıztetési igény miatt magas, ill. az aerob úton stabilizált iszap csak korlátozottan deponálható, mert nagy cellulóztartalma ismét savas erjedésbe megy át, és szaghatásokat okozhat. Higiénés szempontból az aerob úton stabilizált iszap minden utókezelés nélkül higiénésnek fogadható el, különösen hosszú tárolás során. Az aerob stabilizálás kisebb, kb. 20.000 lakosszám alatti tisztítótelepeken gazdaságos. Az aerob iszapstabilizálás során fölös iszapokat, fölös eleven iszapot vagy csepegtetı testes rendszerbıl származó humusziszapot stabilizálnak. Az aerob iszapstabilizálás az eleven iszapos tisztítási folyamathoz hasonló. A folyamat során a mikroorganizmusok (endogén fázisban) saját protoplazmájúkat kezdik felélni az energiatermeléshez. Valójában a sejtanyagnak csak 75-80 %-a oxidálható, a maradék 20-25 % innert anyag és le nem bontható szerves vegyület. Az aerob iszapstabilizáció általában 20 napos tartózkodási idıt tételez fel, mechanikai vagy diffúzoros levegıztetıjő reaktorokban. Az aerob kezelés fı célja az anaerobhoz hasonlóan az iszap stabilizációja, mennyiségének csökkentése, vízleadásának elısgeítése az elhelyezés szempontjából. Az eleveniszap ülepíthetısége, sőríthetısége gyenge, ennek következtében a szuszpendált levegırészecskék hajlamosak az utóülepítıbıl elfolyó szennyvízzel együtt távozni. Az ülepítéskor kapott iszaptérfogat vizsgálata az üzemeltetı számára hasznos vizuális megfigyelést tesz lehetıvé. A hengerben leülepedett iszap az utóülepítıbe való iszapelfolyást, az iszapvíz az utóülepítıbıl való felsı elfolyást képviseli. Ez azt jelenti, hogy az eleveniszapos medencébıl vett bármely minta bizonyos mennyiségő ülepedıképes lebegıanyagot tartalmaz, míg a maradék lebegıanyag az iszapvízben marad. Meg kell tehát határozni, hogy valamely szennyvízmintabeli iszap milyen mértékben ülepszik ill. sőrősödik (iszapindex), továbbá, hogy a felül távozó iszap mennyire tiszta. Így megállapítható, hogy az iszap jellemzıi a tervezésen és az üzemelésen túlmenıen utóülepítı (az eleven iszapos rendszer) fáziselválasztó hatékonyságát miként befolyásolják. Az anaerob stabilizálás minden kg adagolt szerves anyagból 0,44-0,75 m3/kg gázt produkál és minden kg lebontott szervesanyagból 0,75-1,12 m3/kg gázt eredményez az iszap mennyiségétıl függıen. A metánmennyiség a termelıdött gáz 65-70 %-a a széndioxid 30-35 %-a, az összes gáz 1-2 %-át egyéb gázok alkotják. A metánbaktériumokat a tápanyagok alapján a következıképpen osztályozhatjuk: • Pálcika alakú sejtek: -nem spóraképzık : metanobaktériumok • Methanobacterium formicium (hangyasav, CO2, H2) • Methanobacterium propionicum (propionsav) • Methanobacterium shnogenii (ecetsav, vajsav) • Spóraképzık: metanobacilus • Methanobacilus amoelisalskii (elsıdleges és másodlagos alkoholok és H2) • Gömb alakú sejtek: metanococcus • Methanococcus mazei (ecetsav, vajsav) • Methanococcus bannielü (hangyasav, H2) • Methanococcus barkeii (metanol, ecetsav, szén-monoxid, H2) • Methanococcus metanica (ecetsav, vajsav) A metántermelı baktériumok szigorú anaerob organizmusok, amelyek a metánt csak az egyszerő vegyületek viszonylag korlátozott csoportjából tudja elıállítani, ezért a metántermelı baktériumok számos fajtája szükséges az iszap szerves anyagainak stabilizálásához Az aerob rothasztás (iszapstabilizálás) magában foglalja a szerves anyag átalakítását, ill. stabilizálását. A folyamat 4 fázisban, legalább 3 baktériumcsoport közremőködésével játszódik le. 109
1. fázis Az enzimatikus hidrolízis fázisban nagy molekulájú vegyületeket a sejten kívüli (extracelluláris) kis molekulájú enzimek egyszerő szerves vegyületekké alakítják, hidrolizálják. A hidrolízis szerepe alapvetı, hiszen nélküle a szilárd szerves anyag stabilizálása nem válna lehetıvé. A hidrolízis révén az oldottá vált szilárd szerves anyag a baktérium sejtfalon átdiffundál és így a sejtbeli lebontódási folyamatban bekapcsolódhat. 2-3.fázis A sejtekbe bediffundált hidrolízistermékek a savképzıdés fázisában a mikroorganizmus fajtáknak megfelelıen különbözı anyagcsere-folyamatokon keresztül hidrogénné, szén-dioxiddá, ecetsavvá, propionsavvá, tejsavvá, vajsavvá, hangyasavvá, alkoholokká, ammóniává, hidrogén-szulfiddá és egyéb szerves illékony savvegyületekké formálódnak. 4.fázis A metánbaktériumok savképzıdés fázisaiban képzıdött termékek közül elsısorban az ecetsavak, H2 és CO2 molekulákat képesek közvetlenül metánná alakítani. A fermetatív baktériumok és a metánbaktériumok közötti átalakítási forgalom több, mint 50 %-a az ecetsav képzıdésen keresztül jön létre. Az ecetsav képzıdés fázisában lévı acetogén baktériumok, a metán vagy egyéb H2 -t igénylı baktériumok szoros szimbiózisban élnek. A metánképzıdés fázisában az ecetsavból a H2-bıl és CO2-bıl metán és CO2 képzıdik. A folyamatok fázisait a 47. ábra mutatja be.
47. ábra Anaerob átalakulási folyamatok
110
48. ábra Szennyvíztisztításban résztvevı baktériumok szaporodási ideje A metántermelı baktériumok a többi a lebontási folyamatban résztvevı baktériumokhoz viszonyítva hosszú reprodukciós ciklussal bírnak, amely a metántermelés környezettel kapcsolatos igényét is magyarázza (48. ábra). Az anaerob iszapstabilizációs módszerek 3 hımérsékleti tartományban üzemeltethetıek: legalacsonyabb hımérsékleti tartományban a főtetlen rothasztók üzemelnek, 20o alatti átlaghımérsékleten, ahol ezt a hımérsékletet kedvelı pszihrofil baktériumok kedvelik. A pszihrofil baktériumok úgy tőnik, a fagypont alatti hımérsékletet is szinte károsodás nélkül átvészelik. A felsı hımérséklet határ 20 0C körüli ezen baktériumcsoport számára. Ebben a hımérséklettartományban a stabilizálás 50-180 nap idıtartamot igényel. Ilyen rothasztókban keverés nincs, a hatásfok pedig viszonylag alacsony. Közepes 111
hımérsékleten 20-45 oC a mezofil baktériumok tevékenykednek. Optimális hımérsékleti tartományuk a 30-38 oC, stabilizálás igényelt idıtartama 5-50 nap, rendszerint 15-25 nap. Mezofil tartományra a nagy terheléső rendszerek jellemzıek, amelyben állandó keverés van ill. a rothasztás idıtartama nem hosszabb 5 napnál. A 45 oC feletti meleg hımérsékletet, a termofil baktériumok kedvelik, ahol az optimális hıtartomány 49-57 oC. Igényelt rothasztási idıtartam 5-12 nap. A termofil baktériumok fajlagos szaporodási sebessége 1,5-3-szor nagyobb a mezofil baktériumoknál. A termofil iszapstabilizálás elınyei, hogy kapacitása nagyobb, iszap vízteleníthetısége javul és a patogén baktériumok elölési értéke nı. Összességében megállapítható, hogy a hımérséklet növekedésével a mikroorganizmusok aktivitása növekszik és a stabilizálás idıtartama csökken. A stabilizálás idıtartama anaerob eljárásoknál azonos hımérsékleti tartományban mindig hosszabb, mint az aerob eljárásokhoz szükséges idıtartam.A folyamatok idıbeni változásait mutatja be szobahımérsékleten az alábbi ábra (49. ábra).
49. ábra Az anaerob lebontás idıbeli változási folyamatai
112
Iszaprothasztók fıbb típusai A főtött anaerob iszapstabilizálást végzı rendszerek általában tojás alakúak, ahol a medence feneke kúpos, hogy az iszap a kúpos tér aljára automatikusan csúszhasson le (50. ábra). a,
b,
50. ábra Fedett rothasztók keverési kivitelezése: gáz-diffúzor keveréső rothasztó(a), szívócsöves mechanikai keveréső rothasztó(b) Ez a megoldás a homok, a törmelékanyagok és a nehezebb iszap fenéken történı akkumulálódását megakadályozza a rothasztó tisztítási igényét csökkenti. A rothasztó egységben alkalmazott tetıtípus lehet fix, ill. mozgó tetı, amelynek szerepe a keletkezett gáz összegyőjtése. Az acélszerkezető rothasztók egyik változata a Budapesti Vegyipari Gépgyár (BVG) tartályaira épült. Erre a típusra a lapos fenekő, zömök hengeres forma a jellemzı. Erre a típusra példa a gödöllıi 1500 m3-es és a váci 3000 m3-es elı-, és utórothasztó. Az acélszerkezető rothasztók másik változatánál a tartályok vasbeton alapra felülı csonkakúp zsomppal, középsı hengerfallal és csonkakúp lefedéssel készültek. Ilyenek a kazincbarcikai és a komlói 1500 m3- es, valamint a székesfehérvári 3700 m3 es rothasztók. A korszerő zsaluzati rendszerrel, kis élımunka igénnyel megépített elsı vasbetonrothasztókra a kecskeméti korábbi két rothasztót kiegészítı új, 2460 m3-es rothasztó a példa. A debreceni két 4500 m3-es vasbeton rothasztó hengerfalait csúszó zsaluzattal, utófeszítéssel építették (51. ábra)
113
51. ábra A kecskeméti 2460 m3-es és debreceni 2× 4.500 m3-es utófeszített ikerrothasztó torony31 Ugyancsak csúszó zsaluzattal, de feszítés nélkül kivitelezték a 2002 – ben nyíregyházi 2000 m3-es rothasztókat és a közelmúltban üzembe helyezett 2000 m3-es dunakeszi rothasztót A rothasztóban megfelelı keverést kell biztosítani, amely alatt azt értjük, hogy a koncentráció-eltérés a rothasztóban kisebb, mint 10 %. Teljes keveréső rothasztót naponta 3-6-szor szükséges keverni rövidebb 1-3 órán keresztül. A keverést gázzal, mechanikusan vagy iszaprecirkulációval oldják meg. A keverési tapasztalatok azt mutatják, hogy a mechanikai keverés a gázcirkuláltatásnál hatékonyabb. A mechanikai keverık gyakran túlterhelıdnek vagy a szennyezıanyagok miatt megkérgesednek. Célszerő olyan keverıket használni, amelyeknek forgási aránya változtatható. A főtött rothasztók hıigénye abból adódik, hogy a betáplált iszap hımérsékletét a rothasztóbeli gáz hımérsékletére kell emelni ill. a falakon, fenéken és a tetın keresztül történı hıveszteséget, valamint a hıforrás és a rothasztók közötti csırendszer hıveszteségét kell kompenzálni. A hıveszteséget egyrészt hıcseréléssel, másrészt a rothasztóban keletkezı gáz elégetésével nyert hıvel lehet megoldani (52. ábra).
52. ábra Rothasztók főtési megoldásai 114
A főtésre 60-82 oC-os hımérséklető vizet használnak. A rothasztó üzemeltetéséhez ismerni kell a nyers, a felúszott és a rothasztóból elvezetett iszap rothasztás szempontjából fontos sajátosságait. A nyers iszap általában az elıülepítıbıl származik, szénhidrátokat, proteinokat, zsírokat, szerves és szervetlen vegyületeket tartalmaz. A szilárd anyagokat a szerves és szervetlen anyagok alkotják. Az szervesanyagok mennyisége az iszap teljes súlyának 60-80 %-a. Számos anyagot nem szabad a rothasztóba vezetni, mert azokat a baktériumok nem képesek hasznosítani. Ilyenek pl. a petróleumtermékek, ásványolajok, gumianyagok, számos mőanyag, homok és egyéb szervetlen anyagok fıleg nehézfémek. Az ilyen káros
anyagok a hasznos baktériumok szaporodási gátlását (inhibició) illetve pusztulását okozhatják (53. ábra). Nem szabad a rothasztóba híg iszapot vagy folyadékot (szennyvizet) betáplálni. 53. ábra Fémsók okozta reakciógátlás- Andrew kinetika alapján Valamely iszap a rothasztás szempontjából akkor tekinthetı hígnak, ha 5%-nál kevesebb szilárd anyagot tartalmaz. A híg iszapbetáplálás hátránya, hogy több hıt igényel, mint amennyi termel az iszaprothasztóbeli tartózkodás idejét csökkenti, az iszaprendszer pufferkapacitását rontja, a 10-12 % szilárd anyagot tartalmazó iszap rendszerint nem rothasztható már megfelelıen a hagyományos rothasztókban, mivel keverése nem lehetséges megfelelı módon, így a savasodás ill. kedvezıtlen rothasztás jöhet létre. Az optimális 8 % körüli kedvezı szilárd anyag tartalmú iszapot viszont a legtöbb telepen nehéz elıállítani, mivel az eleven iszapos és csepegtetıtestes rendszerben az iszap szárazanyagtartalma 1-3 %, az eleveniszapos rendszer fölös iszapjának sőrítése levegıvel történı flotálása vagy centrifugálása után 4,5-6 % szilárd anyag tartalom érhetı el. Amikor az új rothasztóba a szennyvíz szilárd anyagait beadagolják, az iszapban már jelenlévı baktériumok elıször a legkönnyebben rothasztható rendelkezésre álló tápanyagokat (cukor, keményítı, oldható nitrogén) kezdik el bontani. Savtermelı mikroorganizmusok ezeket a tápanyagokat szerves savakká, alkoholokká, szén-dioxiddá és hidrogén-szulfiddá alakítják. Eközben a pH 7-rıl kb. 6 értékre vagy az alá csökken, a 115
metántermelı baktériumok hatására, így savcsökkenési állapot indul be, ami 6-8 hétig tart. A savcsökkenési állapot az illékony savak csökkenésének idıszaka. Ezen idıtartam alatt ammóniavegyületek, bikarbonátvegyületek keletkeznek, amelyek a pH növekedését eredményezik kb. 6,8 pH-ig, így a metánbaktériumok részére az anaerob redukció számára a lúgos környezet megteremtıdik. A szerves savak a metánbaktériumok tápanyagai nagy mennyiségő metán ill. kisebb mennyiségő szén-dioxid termelıdik, a pH szint pedig 7-7,2-re emelkedik. Lúgos anaerob lebomlás ezzel kialakult és igyekezni kell a rothasztó iszap pH szintjét 7-7,2-es tartományban tartani. Ha újra savas miliı jön létre, az a reaktor mőködésének zavarát jelzi, ami a gyenge keverésbıl a fölös nagy mennyiségő tápanyag-adagolásból vagy nagy mértékő iszapelvételbıl, a hımérsékletváltozásból vagy a lúgos puffer hígítás révén alakulhat ki. Az anaerob reaktorban különbözı egyensúlyi folyamtok játszódnak le egyszerre, metán, szén-dioxid, az ammónia ammónium, az ecetsav, karboxilgyök, a kén.-hidrogén, hidrogénszulfid, hidrogén és kénion disszociációja alapján. Az anaerob iszapstabilizációs rendszer pH-ja, a rothasztógáz szén-dioxidtartalma, a bikarbonát lúgossága és az illékony savak koncentrációjának függvénye. Szabályozás akkor szükséges, ha a pH 6,5-6,6 alá süllyed. A pH kialakításához mész ill. nátriumbikarbonát adagolása használható. A neutralizáló vegyszer adagját gondosan kell megválasztani, a szükségesnél kisebb adag hatástalan, a nagyobb adag toxikus hatású és kárbavész. Kis telepek esetében laboratóriumi eszközök hiányában kb. 0,1 kg meszet kell adagolni 1000 l kezelendı iszaphoz. Pontosabb azonban ennél, hogy ha az illékony savak 100 %-os neutralizálásához szükséges meszet adagolunk. A metántermelés beindulását követıen ha a metántartalom 60 térfogatszázalékot eléri, a rothasztógáz éghetıvé válik. Amikor a metántermelıdés uralkodóvá válik, 65-70 %-os metán és 30-35 térfogatszázalék szén-dioxid keletkezik. A rothasztógáz éghetı ha a metán tartalom legalább 56% térfogatszázalékot eléri, de főtıanyagként csak akkor értékesíthetı, ha a metántartalom eléri a 62 térfogatszázalékot. A jelenlegi szennyvíztisztító telepek egy része két önálló rothasztóval rendelkezik vagy egy rothasztó két részre osztott. Az elsı (gyors) rothasztásra a főtés, keverés és nyers iszap szerves anyagainak stabilizálása jellemzı. A második utórothasztó fı feladata tározó voltánál fogva a fázisszétválasztás, ill. az iszapsőrítés részbeni megoldása. ISZAPSŐRÍTÉS A sőrítés célja az, hogy a szennyvíziszap víztelenítésével térfogatát csökkentsük azaz a kezelendı iszap térfogatát csökkentsük. Így az iszap további kezelésének költségei is csökkenthetık. A sőrítés technológiai elemeinek csoportosítása: ■ Gravitációs sőrítés ■ Flotációs sőrítés ■ Dinamikus sőrítés (vibráció centrifugálással) A gyakorlat elsısorban a gravitációs és a flotációs sőrítıket alkalmazza, míg a többi technológiai elem csak speciális esetben kerül elıtérbe. A gravitációs sőrítıket a zsebtelepektıl a közepes nagyságú (250000 lakosegység) telepekig – általában a 40 m3/d iszapmennyiség sőrítésére elıtt alkalmazzák. Az elérhetı szárazanyag-tartalom 2,5-4% között várható. A flotáció az iszap szárazanyag-tartalom növelésének egyre szélesedı és hatékony eszköze. Hatásfoka levegı vagy gázbuborék befúvással növelhetı. Az utóbbi idıben a nagyobb telepeken alkalmazzák elıszeretettel. 116
KONDICIONÁLÁS A kondicionálás célja az iszapvíz leadásának elısegítése, amely különbözı módon érhetı el. Az eljárástól függıen egyéb kedvezı hatásra is lehet számolni. A kórokozók, baktériumok jelentıs részének elpusztítása, esetleg hasznosítása. (pl. mezıgazdasági vagy energiatermelése célokra). Az iszapkondicionálás a mezıgazdasági elhelyezés szempontjából is kívánatos. A kondicionálás minden esetben energiaközléssel jár, amely történhet hıátadással (fizikai), vegyszerrel adagolásával (kémiai úton) és biokémiai folyamatként. A módszerek célja az iszapvíztelenítés folyamatának kedvezıbbé tétele. Mezıgazdasági alkalmazás esetén a meszes kondicionáló szerek alkalmazása rendkívül elınyös. Erre utal az a tény, hogy az elmúlt idıben fıként a mészpor beadagolással történt eljárások kidolgozása ugrásszerően megnıtt. A mész beoltásával járó hıhatás fertıtlenít, gátolja az iszap további rothadóképességét, elınyös a víztelenítés szempontjából, a magasabb pHtartalom kedvezı a mezıgazdasági hasznosításnál. A szennyvíziszapok biokémiai kondicionálása (az iszap stabilizálása) alkotja a teljes kezelési folyamat meghatározó jellegő részét. Célja a szerves anyagok ásványosítása, a rothadóképesség csökkentése, patogén baktériumok számának csökkentése. A stabilizálás történhet levegı jelenlétében (aerob) és levegı jelenléte nélkül (anaerob). SZENNYVÍZISZAPOK FERTİTLENÍTÉSE A szennyvíziszapot fertıtleníteni kell, ha: - az iszapot mezıgazdasági területen a „korlátozási feltételek nélküli” kategóriába kívánjuk hasznosítani, - nagy a mikrobiológiai szennyezettsége (pl. járványveszély) A fertıtlenítés módszerei: • klóros oxidáció • hıkezelés • ultrahangos kezelés (54. ábra) • meszes kezelés • komposztálás
117
54. ábra Pasztörizálás és ultrahangos iszapkezelés technológiai sémája
118
A SZENNYVÍZISZAP VÍZTELENÍTÉSE Az iszapvíztelenítés célja a kellıen kondicionált anyag csökkentése. Ez történhet:
nedvességtartalmának
1. természetes víztelenítıkkel ♦ iszapszikkasztó ágyak, ♦ szárító tavak. ♦ Szolárcsarnok (ábra) Az iszapkezelési lehetıségeket színesíti a napenergiával történı szárítás melyre a Veszprémi Szennyvíztisztító Telepen találunk példát, ahol 7.500 t/a, 28%-os szárazanyag tartalmú rothasztott iszapot kezelnek ezzel a módszerrel egy háromrekeszes 3.096 m2 alapterülető csarnokban (55 ábra).
55. ábra Iszapszárítása és fertötlenítése napenergia segítségével, Veszprém A 75–80% szárazanyag tartalmú szárított iszap bőzmentesen tárolható, tüzelıanyag pótlásra is alkalmas, kazánokban elégethetı. 2. mesterséges (gépi) víztelenítıkkel ♦ dinamikus víztelenítık (pl. centrifuga, szeparátor,) ♦ statikus (nyomó) erı hatására mők. berendezések (pl. szalagszőrı) ♦ szívóerı hatására mők. gépek (pl. vákuum szőrık) ♦ kombinált berendezések. A víztelenítési eljárások közül számos technológiai változat alkalmazása lehetséges melyeket az 56. ábrán foglaltunk össze.
119
56. ábra A szennyvíziszap térfogatát csökkentı technikai megoldások Az egyszerőbb víztelenítési eljárások közül a szikkasztóágyakon végzett víztelenítés a gyakori. Ezek az ágyak meglehetısen nagy területi igényőek, melyek kiváltására a vákuumszőrés, a szőrıprés és a centrifuga az elsısorban szóba jöhetı korszerő módszer (57. ábra).
57. ábra Iszap víztelenítését végzı szalagszőrı prés
120
Ezek közül is a közeljövıben a kisebb szennyvíztisztító telepekre helyezendı centrifuga kifejlesztésére érdemes gondolni. Ez ugyanis kis helyigényő, viszonylag olcsóbb üzemő víztelenítı berendezés (58.ábra).
58. ábra Iszapcentrifuga iszapok víztelenítésére SZENNYVÍZISZAPOK SZÁRÍTÁSA A szennyvíziszap mezıgazdasági fogadásának fontos feltétele, hogy az a szállítás és kihelyezés szempontjából könnyen kezelhetı legyen (pl. megfelelı konzisztencia). Célja tehát, hogy egy olyan terméket kapjunk, amelybıl -
hıkezeléssel a patogéncsírák, gyommagvak, stb. elpusztuljanak, s így alkalmas legyen mezıgazdasági kihelyezésre, - a víztartalom jelentısen lecsökkenjen, szállítható legyen. A szárítás a sőrítéshez és víztelenítéshez képest kb. két nagyságrenddel nagyobb energiafelhasználást kíván. A szárított iszap víztartalma mintegy 35%. SZENNYVÍZISZAP ÉGETÉSE A szennyvíziszapok elégetésére általában akkor van szükség, ha a mezıgazdaság nem fogadja vagy olyan összetevıket tartalmaz, amelyek a hasznosítást nem teszik lehetıvé (pl. toxikus). Az égetés elınyei: - térfogatcsökkentés - kis helyszükséglet - a végtermék nem fertızött - a biológiai bontásnak ellenálló anyagok megsemmisülnek - hıenergia nyerhetı vissza Az égetés során az alábbi hátrányokkal kell számolni: - légszennyezés - az iszap 40-50 súlyszázalékát hamuként kell elszállítani - korroziv hatású égéstermékek - kis telepeken a fajlagos költségek magasak A szennyvíziszapok égethetıségét a hamutartalom a szervesanyagtartalom és víztartalom határozza meg (59. ábra).
121
59. ábra A szennyvíziszapok éghetıségi tartománya A SZENNYVÍZISZAPOK KOMPOSZTÁLÁSA A komposztálás a szennyvíziszap biológiai úton történı feldolgozása melynek fı célja: - stabilizálás - vízleadás - fertıtlenítés Ezen beavatkozások elısegítik: - az anyag térfogatának és tömegének csökkentését, - a légszennyezés csökkentését, - talajvízszennyezés (kioldódás) megakadályozását, - az iszapban lévı N, P, K, C, stb. tartalom hasznosítását, - a tápelemkimosódás kockázatának csökkentését. A jó komposzt higiénikus és kifogásolható szagoktól mentes. Olyan mértékig stabilizált, hogy a szagképzıdés valószínősége nagymértékben lecsökken, tárolható és szállítható. A komposztálás elsı mezofil idıszakában, a mezofil baktériumok (élesztıgombák és egyéb gombák) zsírokat, proteineket és szénhidrátokat bontják le. Az ezt követı termofil idıszakban a hımérséklet 40-50 oC -ot is eléri, és az elsı folyamatban a mezofil szakaszban résztvevı baktériumok legtöbbje ezen a hımérsékleten elpusztul. Helyüket korlátozott számú termofil baktériumok foglalják el, melyek 70 oC -ig életképesek. 60-70 oC körül azonban már minden patogén mikroorganizmus néhány spóraképzı kivételével néhány órán belül elpusztul. A komposztkészítés harmadik idıszakában a hıtermelés lelassul , mivel a termofil baktériumok a rendelkezésre álló tápanyagot már lebontották, és a komposzt fokozatosan lehől. A lehőlı komposztban zömmel gombák, és actinomicetesek szaporodnak el a maradék tápanyagon. 122
A fentieknek megfelelıen a komposztálás kezdetén a biológiai aktivitás beindulásával erıs hımérséklet növekedés indul be, amely a hetedik nap körüli idıszakban éri el a csúcsát, ezután a hımérséklet folyamatosan lassan csökken, mely idıszakban az illékony szerves anyagok mennyisége lassan elfogy. A komposztálás megkezdése után a tizedik - huszadik nap után a hımérséklet gyakorlatilag stabilizálódik, és a komposztálás folyamata lelassul. A komposztálás során folyamatosan kell mérni az oxigéntartalmat, a nedvességtartalmat, és a szerves anyagban levı nitrogénhányadot, amelyet általában a C/N aránnyal fejeznek ki. A legtöbb szakirodalom a 20:1 – 30:1 arányt találja megfelelınek a komposztálás szempontjából. Elıfordul, hogy a C/N arány javításához nitrogénforrás adagolása szükséges. A komposztálás induló nedvességének alsó határa 30-40 súlyszázalék, még a felsı határszerkezettıl függıen kb. 60 súlyszázalék. A komposzt belsı levegıztetéséhez a hımérséklet különbségétıl kiválaszott légáramlás általában nem elegendı, ezért a prizmát idıszakonként át kell forgatni, és esetleg az oxigénellátást ventillátoros levegıztetéssel is intenzívebbé lehet tenni. A levegıztetı kapacitást kb. 15 m3 levegı/tonna szárazanyagra lehet beállítani. Ugyanakkor téli idıszakban vigyázni kell, hogy a túl intenzív levegıztetéskor a komposzttér ne hőljön ki. Ha a komposztprizma tömörödött, vagy a nedvességtartalom túl nagy, az oxigén gyorsabban használódhat el mint pótlódik, és ilyenkor anaerob viszonyok uralkodnak el, melyet jellemzı lebontás jóval lassúbb folyamat, szaghatással bír, és a komposzt és a gyom magvak fertıtlenítéséhez nem képzıdik elegendı hı. Az ilyen anaerob körülmények között lebontott komposztott a növények is kevésbé tolerálják. Levegıztetés nélkül a komposzt pH-ja kezdetben semleges, majd késıbb 4-5-ös értékre süllyedhet le, a képzıdı szerves savaknak megfelelıen. Ezt követıen azonban a pH 8,5ig emelkedhet, annak függvényében, hogy a szerves savak a termofil idıszakban milyen gyorsan használódnak fel. Az iszapból való komposztkészítéshez legalább 40% feletti szárazanyagtartalom szükséges. Ennek kialakításához esetenként a szennyvíziszapot ki kell egészíteni. Az iszap komposztálására elterjedt a különbözı töltıanyagok adagolása. Ez lehet - mezıgazdasági hulladék (tızeg, szalma, forgács, aprított nád, stb.) - települési szilárd hulladék (szemét) - ipari hulladék (szerves, nem mérgezı anyagok). Az igényelt iszaplepény/adalékanyag arány 1:2-1:3 térfogatarány. Iszapkomposztálás során adalékanyagot két célból alkalmazhatnak: - szerkezetjavítás céljából - energiapótlás céljából Energiapótlásra lehet szükség, ha a végtermék elıállításához szükséges felesleges víz elpárologna Ilyenkor alacsony víztartalmú degradálható anyagot adagolunk (szalma, főrészpor, stb.) A komposztálás leggyakoribb problémáját foglalja össze a 14. táblázat.
123
14. táblázat A komposztprizma üzemeltetés-zavarai, kiküszöbölésük módjai Üzemelési Lehetséges okok Ellenırzés vagy Lehetséges regisztrálás megoldás probléma Anaerob állapotok 1. a. Levegıztetési a. Levegıztetés 1. a. Levegıztetés gyakoriság túl kicsi gyakoriság és gyakoriság növelése b. Prizma prizma hımérb. A komposzt séklet nedvesség túl átkeverése magas c. Összetömörödés Alacsony komposzt hımérséklet
Iszap összetömörödés
2. a. Levegıztetési túl gyakori. b. Prizma nedvesség tartalom c. Összetömörödés
2. a. Levegıztetés gyakoriság és prizma hımérséklet b. Prizma nedvességtartalma
2. a. Levegıztetés gyakoriság csökkentése b. Energia pótló adalék hozzákeverése c. Mint 3.
3. a. Víztelenített iszap túl nedves b. Poliméter túladagolás c. Eredménytelen keverés
3. a. Víztelenítı rendszer b. Keverési üzem
3. a. Iszaplepény hatékony víztelenítése b. Polimer adag csökkentése c. Keverési technológia javítása d. Szerkezetjavító adalék használata
Az adalékanyagot megfelelı keverıgépek segítségével elızetesen össze kell keverni az iszappal, tehát az iszapkészítés elsı folyamata az iszap és az adalékanyag összekeverése mechanikai úton. Az összekeverés során a megfelelı porozitást, széntartalmat és nedvességszintet kell kialakítani. Az elıkészítés után következik a komposzt készítésének intenzív szakasza, amely 3-4 hétig tart. Ezen idıtartam során a keveréket természetes úton átkeveréssel, vagy mesterséges levegıztetéssel levegıztetik. A komposztkészítés utolsó fázisa, amely kb. 30 napig tart, az utóérlelési folyamat, melynek során a végleges stabilizálódás mellett a patogén szervezetek elhalása következik be. Esetenként egyes rendszerekben még egy szárítást is beiktatnak, amely néhány naptól több hónapig eltarthat. A komposztrendszerek kialakítása történhet: - prizmás, nyílt rendszerként, - komposzt depóniákban, - tartályos, zárt komposzt készítési technológiák segítségével. A prizmás rendszerben kezdetben az elsı héten több kis prizmát alakítanak ki, amely mintegy 240-250 m hosszú, és kb. 300 tonna mennyiséget tartalmaz, melyet elsı és a második héten átforgatnak. A kiindulási hat prizmából második hét végén a két-két prizmát szétosztják. A prizma feleanyagát a szomszédos prizmákba keverik, így a prizmák mennyisége mintegy 1/3-ával csökken. A harmadik és a hatodik héten a négy prizmát hetente háromszor keverik át, s ez biztosítja tulajdonképpen a komposztképzıdést, ekkor 124
a hımérséklet egy prizmán belül 50 oC körüli. A hatodik hét végén a középsı szakaszban összerakott közepes nagyságú prizmákat egy nagy prizmába keverik, és ezt követıen két héten keresztül legalább ötször átkeverik. Ennek a jelentısége, hogy folyamatosan egyensúly van a prizma felülete és térfogata között, illetve megfelelı nedvességtartalom és hımérséklet szabályzást tudnak elérni. Tehát ebben a technológiában folyamatos átkeverés mellett kis prizmákból alakítanak át három fázison keresztül egy nagyobb prizmát. Kiindulásként általában hat kisprizmát alakítanak ki, amelybıl a középsı fázisban négy közepes, majd a hetedik-nyolcadik hét végén egy nagy prizma keletkezik. A komposzt depóniában nem átkeverést végeznek, hanem a levegıztetés a komposzt alatt levı perforált csırendszeren keresztül végzik ventillátorok segítségével, amely ventilátor a levegıt a komposzt halomba nyomja, vagy keresztül átszívja (60. ábra). A csırendszert közvetlenül faforgács vagy egyéb adalék anyag borítja, amely az egyenletes levegıelosztást végzi.
60. ábra A komposzt deponia levegıztetése levegıcsatorna(a,) illetve perforált szellıztetı csı segítségével(b) A depóniát rostált vagy rostálatlan kész komposzttal borítják be szigetelés céljából, így a depóniában a hımérséklet és a levegı eloszlása egyenletessé válik. A rostált komposzt a kedvezıbb hatású mert kevésbé porózus. A tartályos zárt komposztkészítési rendszer a legkisebb területigényő, mert a komposztréteg benne vastag lehet. A tartályreaktor kialakítás többféle lehet kör, négyszög, torony vagy alagútszerő. A tartályos komposztrendszer beruházási költsége viszonylag nagy és hazánkban az üzemelési tapasztalatok hiányoznak, habár a közeljövıben különösen nagy telepek esetén egyre perspektivikusabb eljárás lesz, mivel a biotechnológiai folyamatok és ez által a komposzt minısége legjobban ellenırizhetı. SZENNYVÍZISZAPOK SZÁLLÍTÁSA A szennyvíziszap szállítási feltételei – figyelemmel a konzisztenciájával összefüggı költségérzékenységre – az elhelyezéshez hasonlóan szintén visszahatnak a tisztítótelepen belül kezelésre, ugyanakkor befolyást gyakorolnak az elhelyezésre is. A szállítási mód megválasztása alapvetıen a nedvességtartalom és a szállítási távolság függvénye, de számításba kell venni a szállítási idıt (fordulók), a hımérsékleti viszonyokat és a napi szállítási mennyiséget. Az iszapkihordás általában alkalmazott megoldásai a következık: - csıvezetéken történı szállítás - tengelyen történı szállítás - különbözı eszközök kombinációja révén (pl. csıvezeték-tengely). 125
Az iszapkihordási módok közül a legoptimálisabbat kell figyelembe venni. Fontos szempontok a költségek, a szállítandó anyag minıségi jellemzıi, a helyi körülmények, egészségügyi és környezeti feltételek illetve egyéb tényezık. A csıvezetéken történı szállítást befolyásoló tényezık: - az iszap stabilizáltsága, - szárazanyag tartalom, a szállítási hossz - a domborzati viszonyok - az iszap mennyisége - a csıvezeték telepítés feltételei (földben, föld felett), - az iszapfogadó térség (pl. mezıgazdasági terület) adottságai. A csıvezetéken történı szállítás esetén fontos szerepe van az iszap stabilizáltságának. Ez egyrészt összefügg az anyag viszkozitásával, másrészt – pl. nyers iszap esetén utóhatásként hátrányos gázkiválások is elıfordulhatnak . Szállítás esetén hasonlóan számításba vehetı lehetıség a konténeres anyagkihordás akár uszályon, akár vasúton. Ezeknél a megoldásoknál a téli fagyveszélyes idıszakot be kell kalkulálni (pl. iszap összefagyása, folyók jégviszonyai). Az iszap szárazanyag tartalma és a szállítási módozat megválasztás között is szoros összefüggés mutatkozik: a szállítási hossz növekedésével a víztelenítés mértékének megválasztása a költségek miatt igen fontos, mivel a fölös folyadékszállítás üzemköltség növekedést eredményez. A csıvezetékes iszapszállítás és öntözés jelentıs beruházási költségeket kíván meg, míg üzemeltetési költségei a tengelyen történt szállításnál alacsonyabbak. Az elhelyezés kockázata szempontjából a csıvezetékes szállítás átlagos kockázata az elhelyezı területre nagyobb, mivel általában a beruházó egy területet tartósan berendez szennyvízilletve iszap öntözésre így a káros felhalmozódás elıfordulási lehetısége gyakoribb, mintha a tengelyen szállítva váltakozó területekre történik elhelyezés, feltéve hogy az elhelyezık elegendı szabad területtel rendelkeznek. Az élımunka és a jármő gazdaságos kihasználása érdekében az útvonalhosszt rendelhetı forduló szám és a jármőtérfogat optimalizálása minden esetben egyedi üzemszervezési feladat. Hazai körülmények között a szállító jármővek optimális térfogata 15-16 m3 körüli értékben határozható meg. SZENNYVÍZISZAPOK DEPONÁLÁSA A szennyvízelvezetés területérıl kikerülı iszapok, melyek szakszerő elhelyezésérıl gondoskodni kell a következık: ♦ csatornaiszap (egyesített rendszernél) ♦ rácsszemét (átemelık és tisztító telepek) ♦ homokfogóból kikerülı anyag, ♦ szennyvíztisztítási folyamatból kikerülı iszap (kommunikális és vegyszeres iszap), ♦ a III. tisztítási fokozatból kikerülı iszap (meszes, aluszulfátos). A depónia fajtái: - átmeneti depónia, ahol az iszapot rövid ideig tárolják (pl. hasznosítás elıtt) - végleges depónia csak szennyvíziszap számára, ahol a recirkuláció során a fedıréteget szigetelni kell, és ki kell zárni a csapadékvíz bejutását (61., 62. ábra) 126
-
vegyes depónia (települési hulladék és szennyvíziszap együttes elhelyezése depónia gáznyeréssel).
Szennyvíziszapok önálló deponálása akkor végezhetı el, ha: • Az iszapnak biológiailag stabilizáltnak és legalább 50-60% szárazanyag tartalmúnak kell lennie • A depónia aljzata megfelelıen vízzáró és a depónia körül övárkokat és talajvíz figyelı kutakat létesítettek • A lerakott iszap réteg legalább 15-20 cm vastagságú földréteget helyeztek és a területet rekultiválják a lerakás befejezése után • A szállító jármővek fertıtlenítésérıl és a rágcsáló mentesítésrıl gondoskodni kell. A szükséges deponáló terület számításához az alábbi összefüggés használható (32): ahol
F=
V ⋅ T ⋅ KC H ⋅ K Z ⋅ 10 4
F= a lerakó felület(ha) 3 V= a hulladékmennyiség (m /hév) T= a deponálási idı (év) Kc= a helyi körülményektıl és aszükséges deponálási idıtıl függı állandó értéke 1.5 - 2.0 között változhat H= a lerakási vastagság (m) Kz= a tömörödésre jellemzı állandó
61. ábra Az iszapdepónia víz és gázforgalma
127
szigetelés támasztó
62. ábra Végleges depónia kialakítása
63. ábra Szennyvíziszap komposzttal fedett szilárd hulladék depónia A fenti ábrán látható szemét és szennyvíziszap közös deponálása akkor célszerő, ha a szállítási távolság és a depóniahely közel van egymáshoz. Jelen esetben ez 1 km-en belül volt. Ha a házi szemét nedvességtartalma 20-40% akkor 40-60% nedvességtartalmú iszappal 1/-2/3 arányban keverhetı. Tilos depóniát kialakítani: - tartósan vagy idıszakosan vízzel borított területen, - vízfolyások, tározó tavak partélétıl 3000 m-en belül, árvédelmi töltés mentett oldalán - nyitott karsztos területen - roskadó vagy csúszásra hajlamos területen. A depóniákkal szemben biztosítandó védıtávolságok: - közutaktól 100 m, - lakott területektıl, üzemektıl stb. minimum 1000 m távolságon belül lehet elhelyezni. A depóniából elszivárgó víz kezelése az alábbiakban foglalható össze (64. ábra).
128
64. ábra A depónia vizek tisztítási sémája Magyarországon általában nincs szükség a csurgalékvíz tisztítására, mivel az éghajlati adottságoknak köszönhetıen a csurgalékvíz visszaforgatható a depóniára, az ott lejátszódó biológiai folyamatok felgyorsítása érdekében. Tisztítani csak ott kell, ahol a csurgalékvíz nem forgatható vissza, és tisztítás után befogadóba kell vezetni azt.
129
A SZENNYVÍZISZAP ELHELYEZÉSÉNEK ÉS HASZNOSÍTÁSÁNAK LEHETİSÉGEI Az iszap talajba injektálása esetén csak akkor kell védıtávolságot megállapítani, ha a térségben talajvízre telepített ivóvízkút van. Szántón, gyümölcsösben, szılıben az injektálás mélységének mértéke minimum 250 mm-t kell hogy elérjen (65. ábra). A víztelenített iszap szántóföldön történı hasznosítása a vegetációs idı után történhet.
65. ábra Függesztett kivitelő szántóföldi iszapinjektor
Gondot kell fordítani arra, hogy az iszap egyenletes mélységben, azonos dózisban és kis taposási kár mellett legyen kijuttatva. Ezeknek a követelményeknek csak kevés géptípus felel meg igazán. Jó eredményeket erre a célra kifejlesztett önjáró célgépek (pl.BIG-A) segítségével lehet elérni. Szántóföldi alkalmazás szempontjából sekély (mővelési mélység - 0,3 m felett) és középmély injektorok a megfelelıek (mővelési mélység - 0,3-0,6 m között). Az elıbbieket kötött illetve kavicsos talajokon, az utóbbiakat közép kötött és laza talajok injektálására használják (5. – 6. melléklet). Gyeptalajok injektálására a szántóföldi injektor késeknél keskenyebb késeket használnak amelyet a menetirányban csipkés tárcsás csoroszlyával egészítenek ki a gyepfelület megnyitásához, míg az injektor kés mögött tömörítı gumi vagy fém henger végzi a felszín visszazárását (66. ábra).
130
66. ábra A tömörítı hengerek az injektált gyepfelszínt szennyezés mentesen zárják Az elhelyezı területre kiszállított iszapokat legtöbbször ideiglenesen, hosszabbrövidebb ideig tárolni kell. Ennek oka általában, hogy az iszapok a vízfogyasztás és szennyezés következtében folyamatosan keletkeznek, míg a szennyvíziszapokat a vegetációs idıszak függvényében periódikusan lehet mezıgazdasági területen elhelyezni. Az egyes technológiai megoldásokat mutatja be a 67., 68. ábra.
67. ábra A szennyvíziszap kezelésének és elhelyezhetıségének technológiai összefüggései
131
68. ábra Folyékony iszapok szántóföldi kijuttatási lehetıségei Természetesen más a helyzet, ha az iszap deponálásra kerül, vagy rekultivációs céllal például bányameddık javítására használják fel. Az ideiglenes tárolók esetében, gondoskodni kell annak megfelelı kialakításáról. Fontos, hogy megfelelı szigetelésrıl gondoskodjunk az elszivárgás megakadályozására. Erre a célra speciális geomembránok a legmegfelelıbbek. A gyakran alkalmazott polietilén fólia legtöbbször mechanikai sérülés miatt hamar elszakad és nem felel meg a céljának, Ki kell alakítani megfelelı ürítı illetve a kijuttató jármő számára tankoló helyet, mert az egyszerő partra végzett ürítés a medence elmosásával és falszakadással járhat. A folyamatos megközelítés miatt le és felhajtó utakat kell kialakítani. Az idıjárás függvényében, de két hétnél hosszabb tárolás esetén hidraulikus, kisebb medencék esetében mechanikus (properreles) kevertetésrıl kell gondoskodni. A tároló medencébıl történı véletlenszerő elszivárgás megakadályozására célszerő övárkot kialakítani. A területet lehetıleg zártan kell kezelni.
Nem telepíthetı átmeneti tározó és hasznosító terület: • tartósan vagy idıszakosan vízzel borított területen, • vízmővek védıterületén, • karsztos területen, • kavicsteraszokon, törmelékkúpokon, 132
• ahol a talajvíz tartósan 1,0 m felett helyezkedik el a térszinttıl.
Az iszap mezıgazdasági területén történı hasznosításának helykijelöléséhez talajtani szakvéleményt kell készíteni, melynek tartalmaznia kell: • éghajlati adatokat, • domborzatra vonatkozó adatokat, • talaj és talajvíz vizsgálatok eredményét, értékelését, • az iszapra vonatkozó részletes vizsgálati adatokat és értékelését, • a terület talajtani alkalmasságát, • az iszapterhelés mértékének, rendszerességének, az elhelyezés idıtartamának meghatározását, • a talajtani beavatkozások szükség szerinti módját és mértékét. Az iszaplehelyezés területigénye meghatározásához számításba kell venni: - az iszap növényi tápanyagtartalmát, - a termesztésre kijelölt növények tápanyagigényét, - az iszap által kijutatott tápanyagok hasznosulásának mértékét, - az iszap mikroelem-tartalmát, - az elhelyezı terület mikroelem-tartalmát, - a talaj megengedhetı mikroelemekre vonatkozó határértékeit. A szennyvíziszap elhelyezés módjára számos megoldást alkalmaznak:
133
SZENNYVIZEK ÉS SZENNYVÍZ ISZAPOK ELHELYEZÉSÉNEK HATÁSA A KÖRNYEZETRE A szennyvizek és iszapjai öntözésre, illetve trágyaként való felhasználása az ókorig visszavezethetı múlttal rendelkezik. Az ebben rejlı elınyöket az ipari forradalmak korában elıbb Angliában, majd Nyugat-Európában igyekeztek kihasználni (33). Angliában l975-ben l,3 millió tonna iszapot (szárazanyagban) a következı módon helyeztek el: mezıgazdasági területen 44%, más felszín 23%, tenger 29%, égetés 4% (34). Az elmúlt években az OECD országok iszap kezelési kapacitása erısen növekedett. Ez okozta az iszap mennyiségének progresszív növekedését is. Míg a 1970 és 80' között az iszapnövekedési üteme 15-30% volt országonként változóan addig a 80'-as években ez folyamat felgyorsult (35; 36). Ezek a mennyiségek döntıen a mezıgazdasági elhelyezést növelik, mivel az ipari iszapkezelés pénzügyi okokból csak a legsőrőbben lakott vagy környezetvédelmileg kiemelten kezelendı területek esetében megoldható teljeskörően. Az 1993/94-es felmérések alapján 6,5 millió t szárazanyag keletkezik évente, a mintegy 40300 szennyvíztisztító üzemben, az Európai Unió tagállamaiban. Négy ország (Franciaország, Németország, Olaszország és az Egyesült Királyság) termeli az összes iszapmennyiség 84%-át és rendelkezik a tisztító üzemek 84%-val. A lakosság 1-2%-os növekedése ellenére az iszapkeletkezés a tisztítókapacitások növekedése és az elhelyezési szabályozás változása miatt 2005-ig jelentısen nı. A 2000. évre 8,9 millió tonna szárazanyag/ év, míg 2005-re10,1 millió tonna szárazanyag/ év (55%-os növekedés 9 év alatt). Ez Hollandiában 11%-os míg Görögországban és Portugáliában több, mint 500%-os növekedést jelent. Az egy fıre vetített iszap szárazanyag mennyisége 60-120g/fı/nap. Spanyolországban és Portugáliában ez 40-60, míg az Uniós átlag 78g/fı/nap, amely a tisztítókapacitások korszerőségével van kapcsolatban. Kicsit érdemes átgondolni azokat a folyamatokat, melyek az iszapelhelyezés gyakorlatát egy-egy országban befolyásolják. A tengerek és óceánok sérülékenysége nagyobb, mint a szárazföldi területeké, azonban egyik megújuló-képessége sem kimeríthetetlen. A tengeri elhelyezést Európai Unióban 1998-ra betiltották. A szennyvíziszap elhelyezési kapacitások kiépülése sehol sem tartott ezzel lépést Európában és a racionális újrafelhasználásnak is ellent mond a mesterséges tisztítási kapacitások egyoldalú kiépítése. A vízi és szárazföldi ökoszisztémák bizonyítottan legalább olyan hatékonyan végzik el a tisztítási feladatokat megfelelı üzemeltetés mellett, mint a mesterséges tisztító rendszerek. Sőrőn lakott és iparosodott Európában azonban a természetes befogadók is korlátozott mennyiségben állnak rendelkezésre. A szabad elhelyezésre alkalmas földterületért a nagy állatsőrőség miatt a szennyvíziszapokkal szemben "versenyben áll" a szintén nagy tömegben keletkezı és hasonló környezeti problémát okozó hígtrágya mennyiség. Mivel a hígtrágyák elhelyezési környezeti kockázata potenciálisan kisebb, mint a szennyvíziszap elhelyezésé így az iszapelhelyezés adminisztratív korlátozása elsısorban a nagy állatsőrőséggel bíró országokban a legerısebb. Ezek az országok, alkalmasint Európa vezetı környezetpolitikai országai is pl. Hollandia és Németország. Ezek az országok az EU környezeti szabványainak kialakításában erıs képességgel rendelkeznek, ráadásul igen fejlett érdekérvényesítı 134
környezettechnológiai ipari kapacitást is kialakítottak, melyek folyamatosan keresik újabb piaci eladási lehetıségeiket az ipari vagy mesterséges tisztítás területén. Valamely potenciálisan szennyezı anyag megengedhetı határértékének a kialakítása ezért korántsem tisztán tudományos kérdés. Ezzel a problémával a környezetpolitika tárgy részletesen foglalkozik. Milyen tendenciák várhatóak Európában szakirodalom alapján az iszapelhelyezési gyakorlatban: - A tengeri elhelyezés teljeskörő megszőnése. - A mezıgazdasági elhelyezés országonként differenciáltan, de 40-45% körüli szinten stagnál - A mezıgazdasági elhelyezés esetén a híg iszapok injektálásos technológia illetve az iparszerő komposztálásos technológiák kerülnek elıtérbe, melyet erre szakosodott szolgáltató cégek végeznek. - A biotechnológiai, ökológiai és irányítástechnikai ismeretek gyakorlati alkalmazási lehetıségeinek növekedésével a természetes tisztítási rendszerek elterjedésével lehet számolni, különösen százezer lakosegység alatti kevésbé iparosított települések környezetében. - A sőrőn lakott területeken a deponálás lehetısége is csökken és az iszapok feldolgozását a biogáztermelésen keresztül a szennyvíziszap égetéséig el kell vinni. Az égetési hamu és salak egyéb feldolgozása (pl. útalapba építés) növekszik - A szennyvíziszapokban egyre kisebb jelentıségő lesz a nehézfémek okozta problémák a forráskontrol erısödésével. Ugyanakkor jelenleg még kevésbé feltárt problémákkal kell szembenézni ezek közül a már napjainkban is gondot okozhatnak a szerves mikroszennyezık problémája illetve a biotechnikailag génmanipulált szervezetek megjelenése. A befogadók környezetvédelmi minıségének megóvása érdekében a jövıben növekszik a "tiszta" iszapok iránti környezeti igény. Egyre fontosabb lesz a szennyvíztisztítás minıségbiztosítási problémáinak megoldása, ahol az iszap, mint termék keletkezik és annak minısége érdekében az egész tisztítási folyamatnak áttekinthetıvé kell válnia. A legfontosabb minıségbiztosítási szempontok az iszap, mint termék szempontjából az alábbiak: • Ipari kibocsátási forrás kontroll • Fejlett tisztítási technológia • Monitoring protokollok( megfigyelési eljárás sorozatok) • Standard analitikai eljárások • Vezetési rendszerek • Oktatás • Kommunikáció (fogyasztó, hatóság, közvélemény) • Adatbázis • Jelentések minısége. Ebben a rendszerben az iszap, már nem egy szükséges rossz, hanem a szennyvízüzlet egyik fı terméke, ahol az üzleti élet valamennyi résztvevıjének meg kell találnia a számítását, de ennek részleteit a környezetgazdaságtan tárgy keretében lehet elsajátítani. Hazánkban a szennyvízöntözésnek a századforduló körüli évtizedekben már van hagyománya. SZAKÁCSI, (37) leírása szerint Debrecen város szennyvizét 1920-ban, 135
halastavakban és öntözésre hasznosították. Sopron, Pécs, Eger, Székesfehérvár, Kaposvár és Budapest környékén is foglalkoztak szennyvízöntözéssel. Azonban a gyakran túlterhelt telepeket, melyeken közegészségügyi problémák is jelentkeztek, be kellett tiltani. Az 1960-as években sikeres külföldi példák, valamint a nálunk is fokozódó vízszennyezés miatt a városi szennyvizekkel kapcsolatos kutatások és gyakorlati megoldások újraéledtek. A mezıgazdasági szennyvízöntözésnek elsısorban az alföldi, megfelelı befogadóval nem rendelkezı, de nagyobb elhelyezı, hasznosító területtel bíró városoknál van jelentısége. Az 1962-ben a debreceni kísérleti telepen kezdıdött szennyvízöntözési kutatómunka eredményérıl számol be VERMES (38), Gyula város hasonló megoldásáról ÖRI (1979), Kecskemét város estében TÓTH (1978), illetve Cegléd város hasonló szennyvízöntözésérıl HALMI (39). A hazai gyakorlatban végzett szennyvízöntözések mellett jelentıs volt az ezek környezeti hatását elemzı kísérleti munka is (40; 41; 42; 43; 44; 45). Az 1970-es évek közepétıl a tisztítás során keletkezı iszapok elhelyezése és hasznosítása kerül elıtérbe, mely folyamat napjainkban egyre intenzívebbé válik (46; 47 , a). VARGA M. (48) megállapítja, hogy a talaj-elhelyezéses szennyvízkezelési módszerek a tisztításra fordított energia 50-60 %-os megtakarítását eredményezik, a biológiai tisztítástól elvárható eredmény mellett. Napjainkban a szennyvíziszapok elhelyezésének környezetvédelmi szempontjai meghatározóak, de helyileg egyes üzemekben és tájkörzetekben fontos és meghatározó szerepet tölthetnek be az okszerő felhasználás révén. A mezıgazdaságban mechanikai, mechanikai-biológiai tisztítás során keletkezı iszapokat helyeznek el elsısorban. A kezdeti kutatások rámutatnak a hasznosítás elınyeire (a jelentıs nitrogén és foszfor tartalomra), valamint az esetleges hátrányokra, agrotechnikai szempontokra, technológiai fejlesztésekre (49; 50). RAVASZ (51) a Délpesti folyékony, rothasztott szennyvíziszapokkal végzett 4 éves komplex vizsgálati eredményei alapján hangsúlyozza, hogy az iszapadagok nagyságát - elhelyezı céllal - nem a trágyaérték, hanem az agronómiai tőrıképesség határozhatja meg, ha az iszapoknak nincs káros elemtartalma. Magyarország az Európai csatlakozási folyamat során egyik legnagyobb hátrányban éppen az elégtelen szennyvízkezelési kapacitások területén van Az Európai Unió azon határozatát, hogy 2005-re a kétezer lakosegység feletti településeken biológiai tisztítást kell végezni már jelenleg is 2010-re vállalta a kormányzat, de ezt a határidıt is kétkedve fogadja számos szakember. Ennek oka jelenleg az elsı fokú közmő olló (ivóvíz kapacítás-95-98% és a csatornázási kapacitás 61-65%), a másodfokú közmő olló (a csatornázási kapacitás és mechanikai tisztítási kapacitás 80-85%, valamint a biológiai tisztítási kapacítás30-35%) és a még nyitottabb harmadfokú közmő olló(a szennyvíztisztítás és szennyvíz iszap feldolgozási-elhelyezési kapacitás között van. Mivel ezek egymásra épülı folyamatok így leghamarabb az elsı és a második közmő olló zárásával kell számolni ami a természetes tisztítási és elhelyezési megoldásokat felértékeli. Ugyanakkor nem követhetı az egyfajta kényszermegoldások elterjedése, melyek késıbb tartós környezeti károsításokat okozhatnak. Magyarország természeti adottságai, az öntözési igényekhez képest a felszíni vízkészletek hiánya, az elérhetı szabad földterületek és a természetes 136
tisztítási rendszerek kisebb beruházási és üzemeltetési költségei kívánatossá is teszik a természetes rendszerek alkalmazását. A szennyvíz tisztítás és iszapkezelés megtervezésekor különösen fontos egyértelmően meghatározni a tisztítás teljes életciklusát. Amennyiben csak a szennyvíztisztítás problémáját kívánják csak pillanatnyilag megoldani - legtöbbször pénzügyi okok miatt - az késıbb jelentıs költségek révén korrigálható csak. A szennyvízproblémából könnyen szennyvíziszap problémát lehet generálni azzal, hogy a tisztítás során olyan mennyiségben megnı az iszapok károsanyag tartalma, hogy az a természetes újrahasznosítást lehetetlenné teszi. Ez természetesen azon cégeknek, melyek mesterséges tisztító eszközök gyártásával foglalkoznak jelentıs üzlet, míg a beruházást finanszírozó - legtöbbször önkormányzat számára - jelentıs beruházási és hosszú távú üzemeltetési költséget jelent. Napjaink környezeti szemléletének ezért sokkal inkább a hulladék megsemmisítése helyett ("a csı végén"), a hulladék keletkezésének megelızése (forrás kontroll) illetve mennyiségének csökkentése (technológia megválasztása, módosítása) felel meg, amely hosszútávon egyértelmő gazdasági elınyöket is biztosít. A szennyvíziszap eredető szerves anyagok hatása a talaj fizikai jellemzıire A szennyvíziszapok szárazanyagának közel 30-60 %-a a szerves anyag. JOHNSTON (52) rámutatott, hogy a szennyvíziszap és az istállótrágya szervesanyagának a talajra gyakorolt tartós hatása nem különbözik lényegesen. A talajba vitt szervesanyagok növelik a víztartó-képességet, a vályog és lösz talajokon (53; 54). Ezáltal csökkenhet a vízhiány okozta kár a vegetációs idıben EPSTEIN (55) és csökkenhet az erózió (56). A magyarországi talajvizsgálatok is igazolták, hogy szennyvíziszap hatására a talaj szervesanyag-tartalma jelentısen nı. HARGITAI (57) barna erdıtalajon 50-l50 mm/ha halmozott szennyvíziszap adagolásnál tapasztalt ugrásszerő változást a humusz mennyiségében. l50 mm/ha iszap a feltalaj humusztartalmát az eredeti háromszorosára növelte a 0-20 cm-es mélységben. A humuszminıség 50 mm-es adagnál volt a legkiegyenlítettebb, ekkor a mikrobiológiai, biokémiai átalakulás lépést tudott tartani a bejuttatott szervesanyag mennyiségének megfelelı feldolgozásával. TÓTHNÉ et al., (58) az elhelyezést követı hat év után a humusz tartalom növekedését még mindig ki tudta mutatni 300 mm-es iszapdózisoknál. FERENCZ et al.,(59,1991) megállapítja ,hogy szennyvíziszapok tíz éven át folytatott (évi 180-200 mm-es nyárfás öntözése során) a talaj szervesanyag tartalma, kationadszorpciós kapacitása, vízháztartási mutatói az induló állapothoz képest javultak karbonátos homok talajon. STEFANOVITS, (1988) által leírt talajok környezeti tompító képességét (Environmental Buffering Capacity of Soil/EBCS) egy másik környezeti probléma, a talajsavanyodással szembeni tompító képesség leírására dolgozták ki eredetileg, azonban azok a résztényezık, amelyeket a módszer használ, azaz a karbonátok (EBCk), a humuszanyagok (EBCH) és az agyag tompító képessége (EBCC), a nehézfémekkel szembeni tompító képesség leírására is alkalmasaknak bizonyult, fıleg savanyú talajokon. Egy debreceni 8 éves 9,6 t/ha szárazanyagtartalmú szennyvíziszap injektálásos kísérlet során a humuszos homok talajon az iszapokkal terhelt talaj EBCS értéke 137
alacsonyabb, mint a kontroll talajé. Ezeken a talajokon a karbonátok tompító képessége elhanyagolható volt. A humusztartalom magasabb az injektált talajon, azonban a humusz minısége gyengébb, így a tompítóképessége a vártnál alacsonyabb. Az agyagtartalom szintén alacsony homok talajon, melynek összetétele az injektálás során romlott. Ezek okozták a kezelt talajon (iszappal injektált) a tompító képesség romlását. Réti csernozjom talajon a legmagasabb a karbonátok tompító hatása a három talajcsoport közül .A humusz minısége itt is rosszabb lett, mint a kontroll talajé, így a tompító képessége is alacsonyabb. Az agyagtartalom tompító képessége , a teljes EBCS értékhez hasonlóan kisebb az injektált talajokban. A réti talajon valamivel elmarad a karbonátok tompító hatása a csernozjom talajétól. Itt a szervesanyag mennyiségi növekedése meghaladta a minıség romlásból származó hátrányt, így a kezelt talajok humuszanyagokból származó tompító hatása nıtt. Az agyagtartalom tompító képessége viszont csökkent, így a teljes érték a kezelt és kontroll talajon szinte azonos. A szennyvíziszapok tápanyagtartalma és azok formái Nitrogén Több országban (Dánia, Hollandia, Anglia, Magyarország, stb.) a kiadható szennyvíziszap mennyiségének egyik behatároló tényezıje, hogy az iszap nitrogéntartalmát a növények maradéktalanul hasznosítsák és a felesleges kimosódások ne okozzanak környezetszennyezést. A szennyvíziszapokban lévı tápanyagok formáját, felvehetıségét nagymértékben meghatározza az, hogy az elhelyezés elıtt milyen volt a szennyvíztisztítási és iszapkezelési technikai megoldása. Az eljárások a tápanyagok mennyiségét is megváltoztatják. Az egyes tápanyagok (NPK) mennyiségi változását mutatja be a 16. táblázat. 15. Táblázat Egyes szennyvíziszapok tápanyagtartalma STANDING COMMITTEE (l978) Iszaptípus Primer és Folyékony Levegın Tápanyag Folyékony Folyékony szek. nyers iszap biológiailag anaerob szárított fokon tisztítást (primer aktivált aerob fokon (elıülepítıbıl tisztított, kapott tisztítást tisztított) nyert) sőrített kapott Össz. N 2,1 – 7,6 3,8 – 7,6 1,0 – 6,5 0,9 – 6,8 1,5 – 2,5 P 0,6 – 3,0 1,4 – 3,2 0,6 – 2,5 0,5 – 3,0 0,5 – 1,8 K 0,1 – 0,7 nyomok 0,1 – 0,7 0,1 – 0,5 0,1 – 0,3 Ca 1,4 – 2,1 0,5 – 0,8 2,0 a 1,5 – 7,6 1,6 – 2,5 Mg 0,6 – 0,8 0,5 – 0,8 0,8 g 0,3 – 1,6 0,1 – 0,5 (Az adatok a szárazanyagtartalomra vonatkoztatott %-os értéket jelentenek.) Az iszap a szántóföldre kijuttatva eltérı felvehetı nitrogéntartalmat biztosított, attól függıen, hogy ez milyen klíma alatt és milyen talajon következett be. (60; 61). Angliában a nyers iszapból a szerves nitrogén 3o-35 %-a válik szabaddá az alkalmazást követı elsı szezonban (DEPARTMENT OF THE ENVIRONMENT, l98l). A következı táblázatban (17. táblázat) az anaerob úton feldolgozott szennyvíziszapból az elsı évben mineralizálódott nitrogén részarányát mutatjuk be, különbözı szerzık nyomán. 138
16. táblázat Nitrogén mineralizáció százaléka az elsı évben anaerob úton feldolgozott szennyvíziszapokban Hivatkozás N-felszabaMegjegyzés dulás % MILLER (l974) 16 16 hetes inkubáció ALLISON (l955) 2o-25 a tenyészidô során COKER (l979) 16 Angliában, KEENSEY, REE és WALSH (l975) 15 Wisconsinban (USA) FÜRRER és BOLLIGER (l978) 25 Svájcban,szántón DUMONTET, PARENTE és 14 Olaszország COPPOLA (1985) Magyarországon az eddigi kutatási eredmények megerısítik a fentiekben említett külföldi kutatásokat. HARGITAI (l983) a l00 mm/ha-os szennyvíziszap terhelésnél találta a kimosódást minimálisnak. A hazai szaktanácsadás során azonban nem veszik figyelembe a tisztítási technológiák okozta nitrogénformák átalakulását. A csak mechanikai tisztításon keresztül ment szennyvízbıl származó iszapok esetében a szervetlen (nitrát, ammónium) formák dominálnak - az iszap alacsony szervesanyag-tartalma miatt - a szerves kötéső nitrogén formákkal szemben. A stabilizálatlan, bőzös és fertızıképes nyers iszapot ezért a kijuttatás után azonnal be kell dolgozni. A bedolgozás késésével a felszíni lefolyási veszteség mellett(élıvizek és kutak vízminıségét kockáztatva) igen jelentıs lehet az ammónia alakjában bekövetkezı légköri veszteség. A biológiai tisztítóból kikerülı, (fıleg az elpusztult mikrobatömeg protoplazmájában) kötött nitrogénformák lassú mineralizációja következtében jóval kisebb a nitrogénveszteség kockázata. Értelemszerően hasonló a hatás érett szennyvízkomposztok esetében is. A fentiekbıl következik, hogy a iszaperedető nitrogén formák lebomlási folyamatai és azok gyorsasága erısen függ a tisztítási technológiától. Az átlagos felvehetı összes nitrogén tartalom az iszapokban szárazanyagra vetítve 1,5-2% körül van a kihelyezés idıpontjában, a keletkezéstıl és tisztítási technológiától függıen. Foszfor A szennyvíztisztításban alkalmazott módszerek egyik legfıbb célja, hogy a szennyvizeket megszabadítsák annak oldható foszfortartalmától. Ennek oka, hogy az eutrofizációt okozó elemek közül a foszfor vihetı legkönnyebben minimumba. Az élıvizekbe jutott foszfor eutrofizációs folyamatokat indukál, melyek az élıvizek nagymértékő szennyezıdéséhez vezetnek (62). Angliában és Walesben az élıvizek foszfortartalmának 90 %-át a szennyvizekkel bekerült foszfor teszi ki (63). A következı táblázatban irodalmi adatokat mutatunk be az iszap foszfortartalmának felvehetıségérıl (18. táblázat).
139
17. táblázat Az különbözı talajokba dolgozott iszap felvehetı foszfortartalma irodalmi adatok szerint Hivatkozás Százalékos Megjegyzés felvehetıség BUNTING (l963) 6o-loo szántóföld JOHNSTON (l976) 3o- 35 agyagos termıföld JOHNSTON (l976) 5o- 65 homokos termıföld DE HAAN (l980) 5o- 75 füves terület POMMEL (l980) 5o megmővelt terület FÜRRER és BOLLIGER (1980) 58 megmővelt terület A szerzık általában iszapfoszfátokra.
figyelmen
kívül
hagyták
a
nehézfémek
hatását
az
A nehézfémekkel erısen szennyezett iszapoknál ugyanis a foszfátok 30-40 %-a oldhatatlan fémfoszfátok alakjában van jelen (64). Ezért a nehézfémtartalmú iszapokból a növények kevesebb foszfort tudnak felvenni, mint a nehézfémekben szegény iszapokból (DE HAAN, l980; 65). Szennyvíziszappal kezelt talajok humusztartalmának növekedése mellett annak összes oldható foszfortartalma is növekszik, ez különösen foszforban gyengén ellátott talajokon jelentıs (66). A foszfortartalom az iszapokban alatta marad a nitrogén tartaloménak, szárazanyagra vetítve 1% körül van. Ez értelemszerően az iszapok keletkezési és kezelési körülményeitıl függıen változik. Kálium A szennyvíziszapok általában sokkal kevesebb káliumot tartalmaznak, mint nitrogént és foszfort (67). Szárazanyagra vonatkoztatott kálium tartalom 0,5% alatt van. Ezért ott ahol kizárólag iszapot használnak trágyaként kiegészítı kálium adagolás szinte minden esetben szükséges (68).Szlovákiai (pozsonyi) szennyvízzel történt öntözési vizsgálatok során STEHLIK (69) a szennyvíziszap káliumtartalmának felvehetıségét 80-l00 %-osnak találta. A fentiekbıl látható, hogy a szennyvíziszapok az alkalmazás szempontjából nem tekinthetıek homogénnek. A makro és mikroelem tartalmat az iszapok száraz anyagtartalma befolyásolja leginkább. Ez a paraméter viszont leginkább a tisztítási (víztelenítési eljárások hatékonyságától függ) illetve a szállítási és elhelyezési idı hosszától. A makro tápanyagok mennyisége és növényi felvehetısége az érett szervestrágya felvehetıségéhez áll közelebb, mint a mőtrágyákéhoz. A szennyvíziszapok nehézfémtartalma és annak lehetséges hatásai a mezıgazdasági elhelyezés során A szennyvíziszapok nehézfémtartalma az iszapelhelyezés egyik legexponáltabb kérdése lett napjainkban. A kutatókat és a gyakorlati szakembereket egyaránt foglalkoztatja az a kérdés, hogy ezek az elemek a talaj-növény-állat-ember biológiai láncolatában milyen mértékben vesznek részt, (70) és hol az a határ, ahol ezek a fémek még károsodás nélkül tolerálhatók. A nehézfémekkel foglalkozó 1979-es londoni konferencián a kutatás még az egyes források feltárására irányult, 1981-ben már Amszterdamban az analitikai problémák mellett a felvehetıség, a biológiai körforgásban betöltött szerepük a központi témakör (71; 72 ;73; 74; 75).A hazai szennyvíziszapok nehézfémtartalmának tájékoztató felmérését a VITUKI l976-77-ben 140
végezte, városaink szennyvíziszapjában a tájékoztató mérések szerint, egyes kiugró eredmények ellenére, nincsen akkora mértékő szennyezettség, mely gátolná az iszap elhelyezését (76). Egyes esetekben bizonyos szennyezı anyagok különösen nagy gondot okozhatnak bizonyos körzetekben. Az EU Környezetvédelmi akcióprogramja szerint ezt szigorú forráskontroll mellett lehet kiszőrni és a mentesítést még az üzemen belül kell megoldani. Ezzel egyezı álláspontra jutottak a hazai kutatók is (77, VERMES 1987, a; 78). BUZÁS (79) szennyvíziszap-elhelyezés nélkül is mért egyes talajokban 336 ppm kadmiumot, 4700 ppm cinket, 664 ppm rezet, 656o ppm nikkelt. Ezek a vizsgálati eredmények rámutatnak arra, hogy egyes talajok szennyvíziszap-elhelyezés nélkül is jelentısen terheltek lehetnek nehézfémekkel (ún. öröklött szennyezés) és itt természetesen az iszapok elhelyezése már eleve kizárt. A szennyvíziszapokkal a talajba vihetı potenciálisan toxikus nehézfémek mezıgazdasági területen való felhalmozódásának megítéléséhez azonban más beviteli forrásokat is figyelembe kell venni. SWAINE (80) rámutat, hogy a szuperfoszfát rendszerint több száz mg/kg cinket tartalmaz. Általában a levegıbıl való száraz és nedves kiülepedés is nagymértékben hozzájárul a talaj cink, kadmium és ólomterheléséhez. DAVIS és COKER (81) becslése szerint Angliában szuperfoszfáttal több, mint kétszer annyi kadmiumot viszünk be a talajba, mint szennyvíziszappal. Dániában a szennyvíziszapelhelyezésbıl származó szennyezés összességében csekély, habár az eljárást széles körben alkalmazzák. A következı táblázat HANSEN és TJELL (82) Dániában végzett vizsgálatait tartalmazza (19. táblázat). 18. táblázat A különbözı anyagokkal bevitt ólom, kadmium, cink százalékos mértéke Dánia talajaiban forrás Pb Cd Zn szennyvíziszap 4 5 l9 szervetlen mőtrágyák 11 25 l0 lerakódás levegıbıl 85 70 7l A táblázatból jól látható, hogy esetenként az egyéb emissziós források ólom, kadmium és cink szennyezı hatása jóval nagyobb, mint a szennyvíziszapé. A potenciálisan toxikus fémek értékelésénél az egyik legnagyobb gondot az okozza, hogy az egyes fémek feltárása nagyon eltérı a nemzetközi gyakorlatban. Ezért az egyes mennyiségek minısítésekor a kivonó ágenst és meghatározási módszert is figyelembe kell venni. A nehézfémek szerepe a táplálékláncban A szennyvíztisztítás során megváltozik (értelemszerően) a tisztított víz tulajdonsága, de a kikerülı iszap is olyan változásokon megy át, mely az elhelyezhetıséget nagyban befolyásolja.Különösen fontos az iszapban végbemenı nehézfémakkumuláció, melyet FIRK, (83) az iszap nehézfémkoncentrációja (mg/kg sz.a.) és a nyers szennyvíz nehézfémkoncentrációja (mg/l) hányadosaként ad meg. Vizsgálatai alapján a Zn, Cu, Mn, Cr, Pb, Ni és Cd estében ezres nagyságrendő dúsulás következett be víztelenített iszapoknál . Megállapította, hogy ahol a nyers szennyvíz nehézfém koncentrációi a legkisebbek, a dúsulási érték relatíve a legnagyobb (69. ábra).
141
155g/
68 g/d
69. ábra Higany és Kadmium mérleg biológiai szennyvíztisztítás során A potenciálisan toxikus nehézfémeknek (PTE) a levélszövetben egy kritikus koncentráció alatt nincs kedvezıtlen hatása. E felett a növény növekedése és a hozama az elem koncentrációjának logaritmusával arányosan csökken (84).DAVIS és BECKETT85 SYKES et al., (86) szerint a fémkoncentrációk tekintetében igen nagy különbség van az egyes növényfajok, fajták, az alkalmazott szennyvíziszap beltartalmi értéke, az alkalmazás módja (felszíni elhelyezés, a talajba injektálás),illetve a talajtípus tekintetében. A klasszikus szennyvíziszap elhelyezés elsısorban a gabonafélék és a főfélék termıhelyein történik. A gabonafélék általában nem halmoznak fel jelentıs mennyiségeket a toxikus elemekbıl a magvaikban (87). KIRKHAM (88) kukoricával végzett kísérleteinek összegzett eredményei alapján megállapította, hogy a mag mikroelem koncentrációja nem nagyon emelkedik a szennyvíziszappal végzett trágyázás hatására. 450 tonna/ha szennyvíziszap adag alkalmazása esetén a kukoricaszem kadmium koncentrációja 0,02-ról 0,05 mg/ kg-ra emelkedett és csak jelentéktelen volt az ólom felhalmozódása. EPSTEIN (l974) hasonló kísérleteiben a szárban és a levelekben nem tapasztalt ólomfelhalmozódást a kukoricánál, ugyanakkor a gyökérben, a kontroll növény gyökeréhez képest ötszörös volt az ólom felhalmozódása. MACKEAN (89) úgy találta, hogy a kukoricagyökerek hajlamosak a kadmium felhalmozására. A kukorica általában kevés kadmiumot épít be a termésbe, jól tőri és hasznosítja a magas nitrogénszintet. A főfélék toxikus elemkoncentrációja elsısorban a legelı állatokon keresztül jelent az emberre potenciális veszélyt, különösen az iszap felszíni elhelyezésénél (90). Általában úgy tőnik, hogy a füvek több kadmiumot vesznek fel, mint a gabonafélék magvai. A réti csenkesz kadmium tartalma jelentısen megnıtt l65 ppm kadmium koncentrációjú iszap l6,8 tonna/ha-os adagolása után BOSWELL, (91). BOLTON (92) mérései szerint az iszaperedető cink, réz és nikkel az engedélyezett érték hússzorosát meghaladó koncentrációban sem gyakorolt toxikus hatást az angolperjére 6,8 pH esetén. A burgonyát és a zöldségféléket, különösen a nagy levelő általában nem ajánlják, (Európában kifejezetten hasznosítására (93; 94). WILLIAMS (95) valamint DOWDY és tonna/ha szennyvíziszappal kezelt talajon a saláta levelek négyszer nagyobb volt, mint a kontrollé. 142
kultúrákat (saláta, cékla) tiltják) szennyvíziszap LARSON (96) szerint 400 kadmium koncentrációja
A tápláléklánc következı láncszemét, az állatokat is figyelembe kell venni a felvétel szempontjából. A notthinghami Stoke Bardolphnál l880-ban létesített és azóta üzemelı szennyvíziszap-elhelyezı farm mérései alapján, MILLER (97) kadmium növekedést akkor tapasztalt a tejben, amikor a szarvasmarhák 250-300 ppm kadmium tartalmú takarmányt ettek, amely a megengedhetı érték többszöröse. VAN BRUWAENE és KIRCHMANN (98) szerint a tehén jó 'szőrı' olyan tekintetben, hogy a felvett kadmiumnak csak kis hányada jelentkezik a tejben. Az említett 'történelmi' (Stoke Bardolph) iszapelhelyezıben fitotoxikus hatást, illetve növénykipusztulást, állatelhullást a szennyvíziszap elhelyezés miatt nem tapasztaltak (99). A vese és a máj a nehézfémek 'győjtıhelye', mely a máj méregtelenítı, illetve a vese kiválasztó funkciójával függ össze. Az izomszövetben, mely az állat húsának nagyrészét kiteszi és a legfıbb emberi táplálék, a mért szintek lényegesen alacsonyabbak a nehézfémek esetében, mint a megengedhetı értékek. HORVÁTH et al., (100) a Délpesti rothasztott iszap elhelyezéssel kapcsolatban csirkékkel végzett etetési kísérletet, ahol a vese Cu és Pb szintje szignifikánsan emelkedett, de a megengedett érték alatt. A szennyvíziszap elhelyezés közegészségügyi és mikrobiológiai szempontjai Elsısorban kommunális szennyvizekkel a szennyvíziszapba emberre káros patogén kórokozók is bejuthatnak. Ez potenciális veszélyként jelentkezik a szennyvíziszap felhasználása során. Angliában három hét türelmi idıt írnak elı a folyékony, rothasztott iszap kijuttatása után a tehenek legeltetésének megkezdéséig elsısorban a Salmonella fertızés elkerülése miatt. Nem rothasztott iszap alkalmazása esetén, mivel ilyenkor az iszap galandféreg petéket is tartalmazhat, a javasolt legeltetésmentes idıszak hat hónap. BRUCE és DAVIS (l982) felhívták a figyelmet arra, hogy a kórokozók pusztulása exponenciális görbével jellemezhetı a kihelyezés után és nagymértékben összefügg az iszapkezelés és elhelyezés módjával. Angliában elterjedten használják az iszap hıkezeléses vagy komposztálásos fertıtlenítését. A szennyvíziszapot a közvetlenül friss fogyasztásra nem kerülı kertészeti termelésben is felhasználják Angliában, ahol a felmérések szerint az Ascaris szám jóval kisebb, mint az USA-ban (101). Számolni kell szennyvíziszap öntözésekor a Salmonellával, a Cysterus bovis petéjével, számításba jön még az embert és szarvasmarhát egyaránt fertızı Taenia saginata is (102). Az iszap anaerob átdolgozását ajánlják az elıbbi kórokozók ártalmatlanítására (103). A mikrobiális életközösségek önszabályozó mechanizmusa teszi lehetıvé a talaj higiéniás funkciójának betöltését. A mikróbák nem lepelszerően borítják be a szilárd fázis komponenseit, hanem mozaikszerően. A gócokon belül olyan mikróba fajok fordulnak elı amelyek között egymásrautaltság áll fenn, amely tartós stressz hatás következtében hosszabbrövidebb idıre megbomlik. A szennyvíziszap részecskéi kolloid méretük mellett szerves, szervetlen tápanyagokban is gazdag, így optimális feltételeket nyújt a mikrobák fennmaradásához. A fentiekkel magyarázható, hogy szennyvíziszapos trágyázást követıen jelentısen megnövekszik a mikroorganizmusok száma a talajban, 143
különösen, ha az nem tartalmaz toxikus anyagokat, melyek anyagcseregátlásokon túl, blokkolhatják a talaj enzimek aktivitását is (104).
az
HIROYUKI,(1992) a szennyvíziszap eredető nehézfémek mikrobiológiai hatásvizsgálata során a talaj baktériumok növekedésének csökkenése és a vízoldható nehézfémek mennyisége között talált szoros pozitív összefüggést. Vizsgálataiban a Cd, Cu és Ni toxikussága meghaladta az Pb-t. MIKIYA, (105) a nehézfémekkel (Cd, Zn, Cu) szembeni toleranciában a következı sorrendet állította fel: gombák> baktériumok> sugárgombák. A szennyvíziszapban a fertızı mikroorganizmusok mellett jelentıs mennyiségben találhatók olyan hasznos baktériumok is, amelyek a talaj termékenységének fenntartásához és fokozásához nélkülözhetetlenek, elsısorban nitrifikálók, ugyanakkor a patogén szervezetek egymás antagonistáiként is mőködnek, amint ezt HELMECZI (106) vizsgálatai is igazolták. Ahhoz, hogy fertızı betegség alakuljon ki a lakosság körében, három feltételnek kell teljesülnie: 1. A fertızı ágens jelenléte 2. A megfelelı koncentráció a fertızı ágensbıl 3. A megfelelı körülmények a fertızés illetve a betegség kialakulásához. Társadalomegészségügyi szempontból a szennyvíz és szennyvíziszap elhelyezés következtében az elsı feltétel a tisztítás nélküli szennyvizek illetve a szennyvíziszapok esetén szinte mindig fennáll. A második feltétel a kezelés illetve a kihelyezés függvényében jelentısen módosulhat és viszonylag kicsi annak az esélye, hogy a szennyvíz- és szennyvíziszap kihelyezés következtében betegség lép fel. A szennyvizek és szennyvíziszapok legtöbbször az alábbi patogén kórokozókat tartalmazhatják (20. táblázat). 19. táblázat Tisztítatlan szennyvizek és szennyvíziszapok patogén kórokozóinak elıfordulása Patogén osztály Példák Betegségek Baktériumok Shigella sp. Disentéria Salmonella sp. Salmonellózis Vibrio cholerae Kolera Echerichia coli Különbözı gastroenteritis Vírusok Hepatitis A. Fertızı hepatitis Rotavírus Akut gastroenteritis Norwalkvírus Akut gastroenteritis Protozoák Giardia lamblia Gastroenteritis Cryptosporidium sp. Gastroenteritis Balantidium coli Gastroenteritis Laposférgek Ascaris sp. Askáriósis Taenia sp. Izomgyengeség A különbözı szennyvízkezelési technológiák következtében a túlélı mikroorganizmusok száma jelentısen változik a szennyvízben és a szennyvíziszapokban, amelyet a 21. táblázat mutat be: 144
20. táblázat A tipikus mikroorganizmus szám a különbözı szennyvízkezelések függvényében ElsıdMásodHarmadMechanikai Rothasztott Mikrobák Tisztítatlan leges lagos lagos szennyvízszennyvíz Szenny- tisztítás/ tisztítás/100 tisztítás/ tisztitóból iszap/g víz/ 100 100 ml ml 100ml származó ml szennyvíziszap/g Fekál 1000000 10.10 7 1000000 <2 10000000 1000000 coli-form Szal-mo8000 800 8 <2 1800 18 nella Shi-gella 1000 100 1 <2 220 3 Ente50000 15000 1500 0,002 1400 210 rikus vírus A fertızı vagy potenciálisan fertızı mikrobák száma a szennyvíz vagy szennyvíziszap kihelyezéstıl számítva drasztikusan csökken, és ezért írnak elı a legtöbb kihelyezés során bizonyos várakozási idıket is. A legtöbb szakirodalomban a századforduló környékén bekövetkezett humán egészségügyi fertızést említik meg illetve olyan harmadik világbeli kihelyezéseket, ahol a fertızésveszély nagy, illetve a szennyvíz- szennyvíziszap kezelés szintje alacsony fokú volt. A legutolsó idıszakban felvetıdtek olyan újabb kelető problémák, amelyek elsısorban vírusok túlélésével kapcsolatosak, így az AIDS vírus szennyvízzel történı fertızésével kapcsolatban. Moore, 1993-as107 és Rigges, 1989-es vizsgálatai megállapítják, hogy a HIV vírus szennyvízzel, szennyvíziszappal történı fertızése nem lehetséges, mivel közvetlen kontaktusba kellene kerülni a túlélı HIV vírussal. Egyéb közvetett fertızéseket írtak le a szakirodalomban , pl. Clark et al.108 és Epstein109, Aspergillus gombafertızés kapcsán, amelyet szennyvíziszap komposztálás során szerzett allergiás betegség okozott. Az Aspergillus gombaspóra nem velejárója a megfelelı komposztálási technológiának. A viszonylag kevés számú újkelető járványtani tanulmány mutatja azt, hogy a megfelelıen végzett, a szántóterületekre és a legelıkre kihelyezett szennyvíziszap, valamint a várakozási idık betartása minimálisra csökkenti a betegség elıfordulásának kockázatát. A városi szennyvizek számtalan kémiai anyagot tartalmaznak, amelyek egyaránt lehetnek szervesek, szervetlenek. A szennyvíziszapokban illetve a szennyvizekben található kémiai anyagok humán egészségügyi kockázata függ a kémiai anyagok koncentrációjától illetve a szennyvíz, szennyvíziszap kezelési és elhelyezési eljárásaitól. A másod és harmadfokú szennyvíztisztítási eljárások nagyban csökkentik ezek kockázatát. Az Amerikai Környezetvédelmi Minisztérium (EPA) 1984-ben a városi és ipari szennyvizeket humántoxikussági szempontból négy osztályba sorolta. Ezek a következık: Nehézfémek és cianidok 145
Párolgó szerves szennyezık Általában nem párolgó szerves szennyezık Peszticidek és poliklórozott bifenilek (PCB) Ezt a 4 csoportot még kiegészíthetjük azokkal a toxikus klórozott szerves anyagokkal, mint pl. a trihalometánok, ahol a klórt mint fertıtlenítıanyagot használták a szennyvíz tisztítás során. Az elsı csoportba sorolnak általában olyan nem fémszerő nyomelemeket is a környezeti kockázat szempontjából, mint a szelén. Ezért a nehézfémek helyett a "nyomelemek" általánosabb megnevezést is használhatjuk.
DEAN és SUESS. (1985): a szennyvizek és szennyvíziszapok szántóföldi alkalmazásakor a következı humán expozíciós lehetıségeket állapította meg: - Felvétel a növények gyökerei által és transzformáció az emberi fogyasztásra kerülı részekbe. - A növényeknek közvetlen érintkezése a szennyvízzel és szennyvíziszapokkal a kiöntözés során és ezek késıbbi emberi fogyasztása. - Közvetlen kontaktus a szennyvízzel, illetve szennyvíziszappal kezelt talajjal. - Állati legeltetés útján történı felvétel és kiválasztás a késıbbi élelmiszer termékekben. Szennyvíziszap eredető toxikus szerves anyagok sorsa a talajban. Szerves toxikus anyagok Általában a szennyvíziszapok talajbani alkalmazása során a szerves toxikus anyagok a felsı 15 cm-ben nem haladják meg a 0,1 mg/kg-ot. NAYLOR és LOEHR (1982) felmérése során a szennyvíziszapokkal kezelt talajokban a toxikus szerves anyagok mennyisége általában alatta maradt a háttérértéknek. A szerves kémiai anyagok, amelyek a szennyvizekkel és a szennyvíziszapokkal jutnak a talajba, biológiai, kémiai és fotooxidációs reakciók során degradálódnak. Ugyanakkor más folyamatok is hatnak a degradációra. Ilyen pl. a párolgás, vagy a talajszemcsék felületén történı megkötıdés, illetve a mélyebb talajrétegek felé történı kimosódás. TABAK et al., (1981) az EPA toxikussági prioritási listájáról 96 anyagnak vizsgálta a mikrobiológiai degradációját, amelyet az alábbi 22. táblázat mutat be. 21. táblázat Elsıdleges szerves anyagok biodegradációja A tesztelt szerves anyag A tesztelt szerves anyagok száma osztály
A degradáció százalékban
Fenolok Ftalát észterek Naftalinok
11 6 4
82 D 67 D 100 D
Monociklikus aromás vegyületek Policiklikus aromás vegyületek Poliklórozott bifenilek (PCB)
12
42 D, 50 T
7
50 A, 50 N
7
71 N
146
Halogénezett észterek 6 50 N, 50 D Nitrogéntartalmú 6 67 D, 33 N szervesanyagok Halogénezett 23 26 D, 57 A vagy B, 17 C alifásvegyületek vagy N Szerves klórtartalmú 17 100 N peszticidek Jelmagyarázat: D= szignifikáns degradáció gyors adaptációval; A= szignifikáns degradáció fokozatos adaptációval; T= szignifikáns degradáció és egy toxikussági folyamatot követı folyamatos adaptáció; B= lassú biodegradációs aktivitás, amely függ a párolgási értékektıl; C= nagyon lassú biodegradációs aktivitás, nagyon hosszú adaptációs periódussal., N= nincs szignifikáns degradáció a tesztelt módszer körülményei között, Forrás: Tabak et al., 1981. Mint a fentiekbıl láthatjuk, szignifikáns degradáció mérhetı volt a fenol, a ftalát észterek, a naftánok és a nitrogéntartalmú szerves anyagok között. Különbözı mértékő volt a degradáció a mono és a policiklikus alkotók, illetve a PCB, a halogénezett észterek és a halogénezett alifás vegyületek esetében,míg a klórtartalmú szerves peszticidek esetében pedig szinte nem mérhetı volt a biodegradáció. Természetesen ezek a laborkörülmények között mért eredmények, a szántóföldi körülményektıl különbözı szempontból eltér. Ezek közül az egyik, hogy a biodegradáció értéke a talajban valószínőleg kisebb értékő, mint laboratóriumi körülmények között, további okok között említhetı, hogy a szennyvizekkel kijuttatott, alacsony koncentrációjú szerves anyagok nem támogatják olyan mértékben a biodegradációs aktivitást, mint a laboratóriumi körülmények között. Mivel a szerves mikroszennyezık meglehetısen eltérı kémiai szerkezettel bírnak vegyület típusonként, és ezeknek a biodegradációja is eltérı, így természetesen a szakirodalom is eltérı értékekrıl számol be. A degradációs értékeket figyelembe véve, azonban néhány általános tendenciát figyelembe vehetünk. Elsısorban a nagymolekula súlyú és összetett vegyületeket, amelyek ráadásul beépült klór vagy nitrogén tartalmú gyököket is tartalmaznak, lehet nehezen mikrobiális úton degradálni. A kis molekula súlyú szerves vegyületek biológiai degradációja könnyebb. A szerves mikroszennyezık legtöbbje azonban a különbözı vegyületformákat kevert mennyiségi összetételben tartalmazzák, így a biológiai bonthatóság a teljes szennyezésre, eltérı szintő lehet. Különösen széleskörő a szakirodalmi adat a kıolajszármazékok talajszennyezésével kapcsolatban, illetve a kıolajszármazékokat tartalmazó szennyvizek talajbani kijuttatásával kapcsolatban. ATLAS110: viszonylag nagymértékő degradációs folyamatról számolnak be, ahol 1 évvel a kıolajtartalmú szennyvizek felszínre kijuttatása után 77 %-os volt a biodegradáció mértéke. Megállapították, hogy a kıolajszármazékok nem kötıdtek a talaj szerkezetéhez, ez alól minden esetben kivételt jelentett a poliklórozott bifenilek kijuttatása, amelyek a talaj szerkezetéhez jól kötıdtek Az adszorpció mértéke a talaj szerves anyagának tartalmával illetve a PCB molekulák növekvı klórtartalmával és a hidrofobitás fokának növekedésével nıtt. A biológiai degradációt általában meghatározza a talajban uralkodó hımérséklet, a szennyezı anyag koncentrációja, 147
a mikrobiális tápanyag mennyisége és összetétele valamint a redox viszonyok mértéke. A talajba jutó szerves anyagokat eltérı mértékben vették fel a növények. A ftalán észterek, amelyek a legáltalánosabb szerves toxikus anyagok az iszapokban, viszonylag kis kockázatot jelentenek az élelmiszerláncban történı akkumuláció szempontjából (111). Ennek oka elsısorban az, hogy a ftalátok a talajba jutva a mikrobiológiai lebontás után párolgással távoznak. A következı nagy csoportja a szerves mikroszennyezıknek a policiklikus aromás szénhidrogének (PAH). Az 1980-as években végzett EPA felmérés alapján a PAH szennyezést, mintegy 3 %-ban sikerült kimutatni a szennyvíztisztító üzemekben, a 70-es években végzett felmérés ez még mintegy 21 %-os szintet mutatott, átlag 0,1 mg/kg szennyezési értékkel. Ugyanakkor WITTE et al. 1988 és KAMPE 1989 hosszú távú szennyvíziszap elhelyezési kísérletek során (20-30 év) nem tudta kimutatni jelentıs PAH koncentráció felhalmozódást és a növényi PAH felvétel szinte minimálisnak volt tekinthetı. Megállapították, hogy a PAH szennyezés forrása a szennyvíziszappal kezelt területen elsısorban a légkör volt. A poliklórozott bifenilek (PCB) mennyiségét a szennyvíziszapokban, az 1990-es EPA felmérés 209 szennyvíztisztító üzem adatai alapján 0,2 mg/kg átlagos mennyiségben állapította meg. A PCB származékokról elmondható, hogy kevésbé párolgóképességő és biológiailag nehezen bontható anyagok, ugyanakkor a talajhoz rendkívül erısen kötıdnek, így a növényi felvétel és a kimosódás minimálisnak tekinthetı. Kivételként talán csak az illóolaj tartalmú földben gyökerezı növények kivételek, pl. sárgarépa112. A PCB-hez hasonló viselkedésőek a régebbi növényvédelmi gyakorlatban széles körben használt szénhidrogének, pl. a DDT, DDE, DDD, amelyeknek a biológiai bonthatóságuk rendkívül rossz, és emiatt az élelmiszerláncban hosszú ideig megtalálhatóak. Ezeknek a peszticideknek a kimutathatósága 0,02 mg/kg átlagos koncentráció értékő volt a 80-as évek végén végzett EPA felmérésben és 3-4 %-ában tudták kimutatni a 209 szennyvíztisztító üzem szennyvizében. A szennyvíziszapokban található átlagos koncentráció érték általában 0,01 mg/kg alatti a klórozott szénhidrogén vegyületekre vonatkozóan. Ezeknek a klórozott szénhidrogén vegyületeknek egy másik forrása a szennyvizek illetve szennyvíziszapok fertıtlenítése során klórozási eljárással keletkezett, elsısorban trihalometán anyagok. Ezek között a kloroform, a bromoform, dibromoklorometán az uralkodó vegyületforma. Az átlagos amerikai koncentrációs értékek 30 mg/l alattiak. Magyarországon elsısorban a csápos kutak vizének klórozása során keletkezhetnek másodlagosan trihalometánok, amely a magas szerves anyag tartalmú víztisztítás során keletkezik. Ennek elkerülésére a tisztítási technológiát lehet módosítani. Klórozás helyett esetleg aktív szenes tisztítással kiváltani azt. A talajba juttatott szennyvíziszapokkal kikerülı toxikus szerves anyagok környezeti átalakulása illetve mozgása jelentısen függ a talaj körülményektıl is. Egyes szerves toxikus anyagok. pH függıek, ilyenek a fenol, illetve a hasonló pentaklór fenol vagy a 2-4-dinitrofenol anyagok, amelyek pH alapján fejtik ki toxicitásukat a növényekre. A savas pH mellett a toxicitás és a talaj megkötı képessége a legnagyobb, míg a degradálhatóság és a mobilitás semleges illetve lúgos pH mellett jelentıs. Ennek 148
megfelelıen a magasabb pH gyorsabb degradációt tesz lehetıvé ezen vegyületcsoportoknál. Vegyületek párolgó képessége, pl. a PAH vegyületek közé tartozó dioxinok vizsgálata során KEW et al. (1989) úgy találta, hogy esetlegesen a talajból párolgó tetraklorodibenzo-dioxid (TCDD) a levél felületén abszorválódhat. A legtöbb párolgásra hajlamos aromás vegyület (pl. toulul, benzén, szilén) a szennyvíztisztítási technológiák során legnagyobb mennyiségben elpárolog, de azért a legtöbbjüket szennyvíziszapban ki lehet mutatni nyomokban. A benzén 90-es EPA felmérések alapján 1,8 mg/kg átlagos koncentrációban volt jelen a megfigyelt szennyvíztisztítók 93 %-ában. A talajra történı kijuttatás során a párolgó szerves toxikus vegyületek nagy része gyorsan távozik a talajból. Ezt a folyamatot esetleg lassítja, ha a talaj nem elég laza és anaerob folyamatok dominálnak a talajban. Habár összességében a toxikus szerves anyagok jelenléte viszonylag minimális a növények föld feletti szöveteiben a szennyvíziszap elhelyezés során, azonban egy kis értékő potenciális veszéllyel számolni kell. Különösen, ha közvetlen takarmányozásra kerülnek az ezen a területen termesztett növények. Ezt a kockázatot a legeltetési tilalom beiktatásával jelentısen lehet csökkenteni, hisz ezalatt az idıszak alatt a biodegradációs folyamatok lejátszódnak. Miután a toxikus szerves anyagok degradációjában elsısorban a mikrobiális folyamatok dominálnak, így a degradáció átlagos gyorsasága megállapításakor figyelembe kell venni a mikrobiális aktivitást befolyásoló környezeti tényezıket, elsısorban a hımérsékletet és a rendelkezésre álló oxigént-, víztartalmat, valamint tápanyagkészletet. Nehézfémek A továbbiakban csak a fontosabb, nehézfémek mozgását befolyásoló talajtulajdonságokat tekintjük át, mivel a szakirodalomban ezek nagy terjedelemben megtalálhatóak. HARGITAI(113, 114) hangsúlyozza a humusz anyagok mennyisége mellett a humusz minıségének fontosságát azok környezetvédelmi szerepében. A jó minıségő, nagy stabilitási koefficienső humusz anyagok kelátképzı tulajdonságaik alapján kötik meg a nehézfémeket. CHEN et al., (1986) szerint a karboxil gyökök száma megközelítıleg egyensúlyban van a megköthetı fém mennyiségével. STEFANOVITS, (115) ; SCHMITT et al., (116) megállapítják, hogy az agyagásványok mennyisége és összetétele (fıleg a 2:1 típusú agyagásványoké) meghatározó tényezı az adszorpciós folyamatokban. A talaj agyag, szervesanyag tartalma és a talaj oxidjai együttesen határozzák meg a kation kicserélıdési kapacitást (CEC), amely a talaj szennyvíziszap eredető nehézfém terhelhetıségi határait jól jellemzi (117). A talajban a kationkicserélıdés egyensúlyi folyamatai a GAPON, (118) illetve a VANSELOW, (119) egyenlettel jól jellemezhetıek (120; 121). Az adszorpciós izotermákat egyensúlyi folyamatokra, a LANGMUIR, (122) illetve FREUDLICH,(123) egyenlet alapján írják fel legáltalánosabban (124; 125), illetve a fejlesztések is ezek alapján történnek pl.: egyes kinetikus modelleket is magukba foglaló megoldások (126), vagy az adszorpció és a precipitáció együttes elıfordulásakor (127). Az egyik legtöbbet tárgyalt összefüggés a pH és a nehézfém mobilitás kapcsolata. Általában a talajoldatban nı a felvehetı formák mennyisége a pH csökkenésével , a legtöbb országban a 6,5 pH alatti értékeket tekintik kockázat növelı küszöb értéknek (U.S.EPA,1983). 149
Ezek mellett az oxidációs-redukciós viszonyok az aktuális formák, arányát elsısorban a változó vegyértékő fémeknél (elsısorban Mn, Cr, Cu, esetében) befolyásolják, melyet a kritikus pE értékkel (a szabad elektron aktivitás negatív logaritmusa) jellemeznek (128;129). A fentiekben érintett talajtulajdonságok kísérleti, laborkörülmények között jól elemezhetıek, azonban a természetes viszonyok között számtalan egyéb tényezı is hat ezért fontos további módszerek alkalmazása is a környezeti kockázat elemzésében. Ilyen a számítógépes szimuláció és modellezés a talajoldatok várható változására. Az egyik legismertebb a SPOSITO és MATTIGOD130 által 1980-ban megalkotott GEOCHEM, illetve az általuk továbbfejlesztett, nehézfémek mozgásának leírására is alkalmas SOILCHEM, hasonló az ADSORP modell (131). A szennyvíziszapok elhelyezésénél a megfelelıen kialakított monitoring rendszer egyaránt jól szolgálhatja az elhelyezés biztonságát, illetve módosítva tudományos célokat, fıleg a területi modellezést. VERMES, (1987)b, által vezetett munkacsoport javasolta bevezetésre szennyvíziszapok elhelyezésénél a GEOCHEM modell, illetve a területi modellezés bevezetését a kutatási eszköztárba. A területi modellezés számtalan elınye mellett széleskörő elterjedését akadályozza, hogy nagyszámú mintavétellel és jelentıs költséggel jár, továbbá ha idıközben változik a vizsgálati cél ahhoz csak utólag tud alkalmazkodni.(132) Fejlett országokban ennek nagy hagyományai vannak (133; 134; 135), míg nálunk többek között DOBOS et al.,(136); ORBAY, (137) foglakozott a téma kutatásával. A szennyvíziszapok ismételt elhelyezésénél a fémakkumuláció azaz a "long term effects" mértékének megismerése érdekében fontos az iszap elhelyezéssel kapcsolatos tartam kísérletek végzése. Ezekbıl, mivel a vizsgálati módszerek és eszközök is rövid múlttal rendelkeznek, viszonylag kevés van (138; 139). McGRATH,(140) által 1942-62 között végzett iszap elhelyezési kísérletei alapján, az elhelyezés megszőnésével az akkumuláció megszőnik, illetve a nehézfémtartalom lassan süllyed. Ennek oka a terméssel kivont mennyiségek mellett, elsısorban a kimosódás volt. A kimosódást az intenzívebb talajmővelés gyorsította leginkább. Nehézfém elhelyezési határértékek Az alkalmazható mennyiségeket a különbözı országokban eltérı módon állapítják meg. A dózisok megállapításánál a következı tényezık játszanak fı szerepet (nem fontossági sorrendben): az adott ország földrajzi fekvése (tengeri megsemmisítés szóba jöhet-e, vagy sem), a gazdasági fejlettség (elsısorban az ipari nehézfém felhasználás mértéke miatt),társadalmi fejlettség, a környezetvédelem helyzete, a környezetszennyezés mértéke. NÉMETHI (141) szerint a küszöbérték meghatározása nem kis feladat, vagyis annak a szintnek az "eltalálása", ami alatt aránylag ártalmatlan, felett viszont szennyezı, mérgezı egy anyag. Ennek létezésére legtöbb esetben kevés a bizonyíték . A sugárzás és nehézfémek esetében gyakorlatilag nem beszélhetünk biztonságos szintrıl. Éppen a gyakorlatban használnak mégis egyfajta tőréshatárt vonatkozásukban: egy bizonyos szintig a kár olyan alacsony, hogy a tevékenység haszna felülmúlja a kibocsátás kockázatát. A szennyvíziszapok elhelyezésénél azok ártalommentes elhelyezése, hasznosítása a cél, azaz az ember a környezeti kockázatot olyan szinten tudja tartani, amely az élet minıségét sem átmenetileg, sem tartósan nem rontja. 150
A célértékek összeállításánál az egyéb környezetpolitikai területeken alkalmazott környezetvédelmi korlátozásokra alapoztak, mint pl. ivóvíz normák, a talaj, talajvíz normák és norma javaslatok, illetve a korábban nitrátra és foszfátra megfogalmazott célértékek. A nehézfémek, arzén és fluorid értékeket a viszonylag szennyezésmentes vidéki területeke és a szennyezetlennek tekintett vizes üledékek helyszíni adatainak elemzésébıl következtették ki. A toxikológiai hatásokat a talajban lévı azonos koncentrációk segítségével számszerősítik, melyek eredményeképpen az ún. maximális megengedhetı emberekre vonatkozó kockázati szint túllépésre kerül. A nem karcinogén anyagok esetében ez a TDI-nek (tolerálható napi felvételek) felel meg. Ezen célokból feltételezhetı, hogy a szennyezıdés minden veszélyt jelentı útvonalon terjed. Az ökotoxikológiai hatásokat a talajkoncentrációk olyan mennyiségi formájában fejezik ki, ahol a ténylegesen (vagy potenciálisan) jelenlévı fajok 50 %-a káros hatásoknak lehet kitéve. A beavatkozási értékek a talaj szervesanyag és agyagtartalmára vonatkoznak. Ezeket a kapcsolatokat az ún. korrekciós tényezık alapján veszik figyelembe. A talajvíz beavatkozási értékek nem külön kockázat felmérésen alapszanak, a talajvízben lévı fertızı anyagok jelenlétére vonatkozóan, hanem a talaj/üledék értékeibıl kerültek levezetésre. SZENNYVIZEK ÉS SZENNYVÍZISZAPOK ELHELYEZÉSÉNEK HAZAI SZABÁLYOZÁSA Néhány az elhelyezéssel kapcsolatos fogalmi meghatározást teszünk közé az alábbiakban: Szennyvízelhelyezés: a talaj természetes szőrıképességének tudatos kihasználása a szennyvíz tisztítására, a környezet károsítása nélkül. Szennyvíz mezı- és erdıgazdasági hasznosítása: szántóföldi növények, gyep, erdı vagy faültetvények éghajlati vízhiányának pótlása szennyvízzel, valamint a növények ellátása a szennyvízben lévı tápanyagokkal. Szennyvízhasznosító telep: a szennyvíz mezıgazdasági hasznosítására kialakított, felületi, esıztetı, csepegtetı vagy felszín alatti öntözésre berendezett öntözıtelep. Szennyvízelhelyezı telep: a szennyvíz elhelyezésére kialakított, nagy terheléső, általában erdıvel, faültetvénnyel vagy gyepnövényzettel beépített öntözıtelep. Szőrımezı: kizárólag a szennyvíz talajon való átszőrésére, tisztítására szolgáló, nagy terheléső szennyvízelhelyezı telep, növényzettel vagy anélkül. Biztonsági terület: a szennyvízhasznosító telepnek azon része, ahol a szennyvizet akkor kell elhelyezni, amikor az nem hasznosítható. Védıtávolság: az elhelyezı-, illetve a hasznosítótelep határa (a káros hatás forrása) és a védett épület vagy létesítmény egymáshoz lévı pontja között megtartandó legkisebb távolság. Türelmi idı vagy egészségügyi várakozási idı: az az idıtartam, amelynek el kell telnie az utolsó öntözés (kiadagolás) és az öntözött növény betakarítása, vagy a legeltetés megkezdése között. A szennyvíz oldott sótartalma: megadja a vízben oldott hasznos és káros sók összes mennyiségét (mg/l). Káros sótartalom: az összsóból levonjuk a növényi tápanyagokat, mint a talaj szempontjából hasznos összetevıket, vagyis a N, P, K, Ca (mg/l) összegét, az így kapott érték a szennyvíz káros sótartalma. 151
Alapkontroll: az elhelyezıterület talajmikrobiológiai vizsgálati adatai a kihelyezést megelızı (szennyvíz, szennyvíziszap és ezekbıl készült termékek hatásától mentes) állapotról, az egyéb talajvizsgálatokkal egyidıben. Tárgyévi kontroll: szennyvíz, szennyvíziszap és ezekbıl készült termékekkel való kezeléstıl mentes, az elhelyezı területtel azonos talajtani adottságú és azonos agrotechnikai kezelésben részesített terület (táblarész) mikrobiológiai adatai.
Szennyvízelhelyezés és hasznosítás A szennyvizeket korlátozás nélkül, illetve bizonyos korlátozással lehet elhelyezni. Korlátozás nélkül hasznosíthatók termıföldön azok a szennyvizek amelyek a megengedett értékhatár felett nem tartalmaznak mérgezı, a talajra, a talajvizekre, a növényekre, az emberi és állati szervezetekre káros anyagokat, nem tartalmaznak a vonatkozó elıírásokban megengedett mennyiségnél több sugárzó anyagot, háztartási (szociális) szennyvizektıl elkülönítve kerülnek elvezetésre olyan mőveletbıl (gyártási folyamatból) származnak, amikor fekális szennyezéssel nem kell számolni (pl. gyümölcs- és zöldségkonzerv-gyártás, cukorgyártás szennyvize). Az utóbbi két feltétel ellenırzésére a következı vizsgálatok elvégzése szükséges, amelyek alapján a szennyvíz akkor hasznosítható korlátozás nélkül, ha - fekálisan nem szennyezett: - a fekál coliform-szám 1/ml - a fekál Streptoccus-szám 1/ml - Salmonella 1000 ml-bıl nem mutatható ki - kétszer 10 l-nyi mennyiségnek kétórás üledékben életképes bélférgek petéi vagy protozoák cisztái nem mutathatók ki. Korlátozással hasznosíthatók a települési szennyvizek, a háztartási (szociális) szennyvízzel együtt elvezetett szennyvizek, továbbá az olyan ipari szennyvizek, amelyeknél kórokozó mikroorganizmusok jelenlétével számolni kell (pl. tejüzemi, húsüzemi szennyvizek), de nem tartalmaznak a megengedett értékhatárt meghaladó mennyiségben mérgezı vagy sugárzó anyagot. Ha a szennyvíz olyan vegyi anyagokat tartalmaz, pl. gyártástechnológiából adódóan, amely a talajra, a növényekre, az állati vagy az emberi szervezetre káros hatású lehet, csak külön elbírálás alapján (egyedi határérték megállapításával, biológiai terhelési kísérletek alapján) szabad felhasználni. A szennyvízhasznosító vagy – elhelyezı telepek csak az elıírt védıtávolságok betartása mellett telepíthetık és a szennyvízzel öntözött növények köre is korlátozott. Nem hasznosíthatók azok a szennyvizek, amelyekben akár csak egy jellemzı is meghaladja a határértéket a káros, mérgezı és sugárzó anyagokra vonatkozóan, illetve azok, amelyek fertızı betegeket ellátó intézményekbıl vagy fertızı állati termékeket is feldolgozó üzemekbıl (pl. ÁTEV, Bırgyár) különállóan kerülnek elvezetésre. A szennyvízelhelyezéssel kapcsolatos talajvizsgálatok: A vízminıségi és talajtani vizsgálatok (fizikai, kémiai) alapján a talajtani szakvéleményben kell meghatározni, hogy a szennyvíz az adott talajon milyen feltételek mellett helyezhetı el. A terhelhetıséget a következı szempontok figyelembevételével kell meghatározni: 152
-
A talaj fizikai, kémiai tulajdonsága, vízkapacitása, vízháztartási mérlege (a talaj nedvesség állapota), vízvezetı képesség alapján - A növény nitrogénigénye alapján, figyelembe véve a termesztendı növény felhasználását. - Az összes (káros) só alapján. - A toxikus anyagok határértékei alapján. Az öntözési idénynormáit a területre meghatározott vízháztartási egyenlet és a szennyvíz káros koncentrációjának függvényében kell meghatározni, hogy a területrıl vízfelesleg miatt szennyvíz nem távozhat.
Szőrımezı A szőrımezı talajcsövezéssel készíthetı. A szőrımezı alatt a talajvíz minimálisan 1,5 m mélyen legyen. A szőrımezıre megfelelıen elıkezelt szennyvíz vezethetı. Az egyes talajféleségek víznyelı képessége: (tájékoztató adatok) homok 100-300 m3/d/ha iszapos homok 50-100 vályog 25-50 agyag 15-25 A szőrı-tisztító képességének nagyterheléső szennyvízelhelyezı telepek létesítésekor van gyakorlati jelentısége (nyárfás elhelyezés, szőrımezı).
Szennyvízelhelyezı telep Az elhelyezıtelep (erdı, nyár, főz, gyep, stb.) erdıvel vagy gyepnövényzettel történı hasznosítása esetén erdı-vagy gyeptelepítési szakvéleményt kell beszerezni A termesztett növény vízigényt meghaladó szennyvízfelhasználás esetén vízháztartási vizsgálatok alapján kell meghatározni a talaj terhelhetıségét. Szennyvízhasznosító és – elhelyezıtelep – talajtani szakvélemény alapján – csak ott létesíthetı, ahol az átlagos talajvízszint legalább 1,5 m mélyen van. A maximális talajvízszint az öntözés hatására sem emelkedhet 1 m-nél magasabbra. A megkívánt talajvízszint eléréséhez – esetenként – drénezést szükséges végezni. A szennyvízben lévı növénytápanyag-tartalmát a felhasználás idejétıl függıen a következı hasznosulási tényezıkkel indokolt figyelembe venni. N P2O5 K2O tenyészidı alatti szv.-felhasználás 0,8 0,85 0,75 tenyészidıszak utáni szv.-felhasználás 0,65 0,75 0,60 Az elızı fejezetekben leírt külföldi és hazai tapasztalatok alapján ez a tápanyaghasznosulási érték jelentısen túlbecsültnek tőnik. A termés elıállításához szükséges növényi tápanyagot a tápanyagmérleg alapján kell figyelembe venni. Szennyvízöntözés esetén a talajok káros mikroelem-tartalma nem haladhatja meg egyetlen komponens esetében sem a megengedhetı étékeket.
153
Szennyvízhasznosításkor a növények éghajlati vízhiányának pótlásához (vízpótló öntözés) tározó építése szükséges. A tározótér meghatározása a hidrológiában szokásos módszerrel történik, az érkezı szennyvíz és a tervezett vízfogyasztást összegzı görbe alapján. Szennyvízelhelyezéskor az órai csúcsvízhozamok kiegyenlítése is elegendı lehet, ilyenkor 1-2 napi szennyvízmennyiség befogadására alkalmas tározónál nagyobb építése nem indokolt. Szennyvíziszapok elhelyezésének szabályozása A közegészségügyi korlátozás nélkül hasznosítható szennyvíziszapoknak a következı feltételeket kell kielégíteniük: - fekál coliform-szám 10/g - fekál Stretococcus-szám 10/g - Salmonella nem mutatható ki 2 × 10 g-ban - Humán parazita bélféregpetét nem tartalmaz 100g. Korlátozással hasznosíthatók és elhelyezhetık azok a szennyvíziszapok, amelyek megfelelnek az alábbiaknak: - A víztelenített szennyvíziszap csak a vegetációs idıszak után használható fel szántóföldön. - Folyékony szennyvíziszap 6%-osnál nagyobb lejtın, víztelenített (kb. 75% víztartalom szennyiszap) pedig 12%-osnál nagyobb lejtın nem helyezhetı el. - A szennyvíziszap-kihelyezést követı vegetációs periódusban tilos a területen nyersen emberi fogyasztásra kerülı zöldségnövényt termeszteni. Ha a folyékony szennyvíziszapot a talajfelszínre adagolják ki, akkor az elıírt türelmi idı betartása kötelezı. Az iszapot szikkadás után legalább 25 cm mélyen le kell forgatni. Szennyvíz iszap elhelyezés tervezése Mennyiségi határértékekA szennyvíziszapot (folyékony, víztelenített) talajjavításra, rekultivációra, valamint trágyázásra csak a talajtani szakvéleményben meghatározott mennyiségben lehet felhasználni. A felhasználható mennyiséget az iszapban lévı nitrogén és fémsók alapján kell meghatározni, figyelembe véve a talaj makro- és mikroelem-, valamint nehézfémtartalmát, illetve a termeszteni kívánt növények hatóanyag(tápanyag)igényét és az iszap kémiai jellemzıiben bekövetkezı változásokat (veszteségek). Ez a szabályozás nem veszi figyelembe a szerves mikroszennyezık esetleges jelenlétét. A felhasználható iszap mennyiségét a vizsgálat alapján mértékadónak tekinthetı komponens alapján kell meghatározni . Az évenként a szennyvíziszap terhelés meghatározása N tartalom alapján
IA =
NT • 10 ITtényl • W
ahol IA NT IT W
kijuttatandó éves iszapadag t/ha/év iszap-szárazanyag, a termesztett növény N-igénye a tervezett termésszinten (kg/ha hatóanyag), az iszap tényleges N-tartalma (mg/kg iszap sz.a.), a tápanyag-hasznosulási tényezı N esetén homokon 0,5, vályogtalajon 0,6, agyagtalajon 0,7.
154
A nitrogén hasznosulási tényezıjét az iszapok esetében is javasoljuk a gyakorlatban alacsonyabb értékre venni és a kezelés a tisztítás iszapminıségre gyakorolt hatásával szintén érdemes számolni. Adott területen az iszapelhelyezés idıtartamának meghatározása a maximálisan megengedhetı talajnehézfém-tartalom alapján ahol TNmax a talaj nehézfém-koncentrációjának megengedhetı max. értéke (mg/kg száraztalaj)
n = TNtényl tf m INtényl IA n
( TN
max
− TN
tényl .
IN
tényl .
) • tf • m • 10
2
• IA
a talaj nehézfém-koncentrációja a szennyvíziszap-elhelyezés elıtt(mg/kg száraz talaj) 3 a talaj térfogattömege g/cm , a talaj mővelési mélysége cm (max. 25 cm lehet) az iszap tényleges nehézfém-koncentrációja a felhasználáskor (mg/kg iszap-szárazanyag), az N-tartalom alapján meghatározott éves iszapadag, t/ha iszap-szárazanyag az évek száma, ameddig az adott szennyvíziszap adott területen elhelyezhetı, év.
A kiszámított értékek közül a legkisebb évszámot jelentı nehézfémet kell mértékadónak tekinteni. A talajmővelés mélysége injektálásos elhelyezés esetében a fenti értéknél az injektor kés függvényében nagyobb is lehet. Az iszap elhelyezéséhez szükséges terület meghatározása A szennyvíziszap elhelyezéséhez szükséges terület nagysága az elızıekben bemutatott számítások elvégzése után az alkalmazkodó iszapterhelés ismeretében a következı összefüggésekkel határozható meg: ahol Fn
az iszapelhelyezés n évre szükséges nagysága, ha,
Fn = ISZ Q IA
ISZ • Q IA • 100
Fn =
% m 3 / év = [ ha ] t / ha év −1100
a szennyvíziszap szárazanyag-tartalma, %, a keletkezı szennyvíziszap mennyisége, m3/év, az alkalmazkodó évenkénti átl. szennyvíziszap-terhelés, t/ha (iszap-szárazanyag).
A szennyvíziszap erdıgazdasági hasznosítása, elhelyezése esetén a kiadagolandó vízmennyiségre kell tervezni, betartva a tápanyagokra és a toxikus elemekre vonatkozó határértéket (22., 23., 24. táblázatok). 22. táblázat Mérgezı elemek és károsanyagok megengedhetı koncentrációja talajokban (50/2001. (IV. 3.) Kr.) Paraméter
Határérték mg/kg sza.
As
15
Cd
1
Co
30
összes Cr
75
CrVI
1,0
Cu
75
155
Hg
0,5
Mo
7
Ni
40
Pb
100
Se
1
Zn
200
összes PAH*
1
összes PCB**
0,1
TPH***
100
23. táblázat Szennyvízben és iszapokban megengedhetı mérgezı elemek és károsanyagok határértékei mezıgazdasági felhasználás esetén(50/2001. (IV. 3.) Kr.) Szennyvízben megengedhetı paraméter
Határérték Szennyvíziszapban Határérték mg/l megengedhetı paraméter mg/kg sza.
Al
10,0
As
75
As
0,2
Cd
10
B
0,7
Co
50
Ba
4,0
összes Cr
1000
Cd
0,02
Cr
Co
0,05
Cu
1000
összes Cr
2,5
Hg
10
0,5
Mo
20
Cu
2,0
Ni
200
Fe
20,0
Pb
750
Cr
VI
VI
1
Hg
0,01
Se
100
Mn
5,0
Zn
2500
Mo
0,02
összes PAH*
10
Ni
1,0
összes PCB**
1
Pb
1,0
TPH***
4000
* 16 vegyületre vonatkozó határérték. ** 7 PCB (28, 52, 101, 118, 138, 153, 180) *** TPH C5-C40 24. táblázat Egy adott évben a szántóterületre maximálisan kijuttatandó mikroelem mennyiségek (kg/ha/év) Paraméter
Határérték kg/ha/év
As
0,5
Cd
0,15
Co
0,5
összes Cr
10
Cu
10
Hg
0,1
Mo
0,2
Ni
2,0
156
Pb
10
Se
1,0
Zn
30
összes PAH*
0,1
összes PCB**
0,05
TPH***
40
Szennyvíz, szennyvíziszap és ezek felhasználásával készült termékek (komposztok, virágföldek, stb.) elhelyezésével érintett termıföldterületek mikrobiológiai ellenırzése Általános elıírások Minden elhelyezı területhez minden vizsgálati évben tárgyévi kontrolterületet kell kijelölni. Az elhelyezés mikrobiológiai értékelésekor az alap- és a tárgyévi kontroll adatait kell figyelembe venni. Talajmikrobiológiai vizsgálat Kötelezıen elıírt vizsgálatok Higiénés vizsgálatok - fecal coliform-szám - fecal streptococcus-szám - Salmonella kimutatás Stresszhatást jelzı vizsgálatok - talajtoxicitás-vizsgálat - talajmikroorganizmus-csoportok, nitrifikálók mennyiségi meghatározása (összes mikróba, baktérium, sugárgomba, mikroszkopikus gomba, nitrifikálók száma). Ajánlott talajenzimaktivitás-vizsgálatok: • Szacharázenzim-aktivitás • Dehidrogenázenzim-aktivitás • Katalázenzim-aktivitás • Cellulózteszt-vizsgálat Pozitív talajtoxicitás esetén az ellenırzı vizsgálatot 1 hónapon belül meg kell ismételni. Az alap- és a tárgyévi kontrollhoz képest ismételten pozitív talajtoxicitás esetén a kihelyezést fel kell függeszteni. A könyv tartalmához kapcsolódó jogszabályi környezet Aktuális :2008.01.01 Irányelv: A települési szennyvíz kezelésérıl szóló 91/271/EGK irányelv Törvények: A környezetterhelési díjról szóló 2003. évi LXXXIX. törvény A hulladékgazdálkodásról szóló 2000. évi XLIII. törvény A vízgazdálkodásról szóló 1995. évi LVII. törvény A környezet védelmének általános szabályairól szóló 1995. évi LIII. törvény Kormány rendeletek: 157
A vizek mezıgazdasági eredető nitrátszennyezéssel szembeni védelmérıl szóló 27/2006. (II. 7.) Korm. rendelet A környezeti hatásvizsgálati és az egységes környezethasználati engedélyezési eljárásról szóló 314/2005. (XII. 25.) Korm. rendelet A vízgyőjtı-gazdálkodás egyes szabályairól szóló 221/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet A felszíni vizek minısége védelmének szabályairól szóló 220/2004. (V. 21.) Korm. rendelet A felszín alatti vizek védelmérıl szóló 219/2004. (V. 21.) Korm. rendelet Települési Szennyvizek Ártalommentes Elhelyezésének Nemzeti Programjával kapcsolatos, a közmőves szennyvízelvezetéssel gazdaságosan el nem látható területekre vonatkozó Egyedi Szennyvízkezelési Nemzeti Megvalósítási Programról szóló 174/2003. (X. 18.) Korm. rendelet A Nemzeti Települési Szennyvízelvezetési és -tisztítási Megvalósítási Programmal összefüggı szennyvízelvezetési agglomerációk lehatárolásáról szóló 26/2002 (II. 27.) Korm. rendelet A Nemzeti Települési Szennyvízelvezetési és –tisztítási megvalósítási Programról szóló 25/2002 (II. 27.) Korm. rendelet A veszélyes hulladékkal kapcsolatos tevékenységek végzésének feltételeirıl szóló 98/2001. (VI. 15.) Korm. rendelet A szennyvizek és szennyvíziszapok mezıgazdasági felhasználásának és kezelésének szabályairól szóló 50/2001. (IV. 3.) Korm. rendelet a vizek mezıgazdasági eredető nitrátszennyezéssel szembeni védelmérıl szóló 49/2001. (IV. 3.) Korm. rendelet A települési szennyvíztisztítás szempontjából érzékeny felszíni vizek és vízgyőjtıterületük kijelölésérıl szóló 240/2000. (XII. 23.) Korm. rendelet A vízbázisok, a távlati vízbázisok, valamint az ivóvízellátást szolgáló vizilétesítmények védelmérıl szóló 123/1997. (VII. 18.) Korm. rendelet A vízgazdálkodási hatósági jogkör gyakorlásáról szóló 72/1996. (V. 22.) Korm. rendelet Egyéb rendeletek A használt és szennyvizek kibocsátásának ellenırzésére vonatkozó részletes szabályokról szóló 27/2005. (XII. 6.) KvVM rendelet A vízszennyezı anyagok kibocsátásaira vonatkozó határértékekrıl és alkalmazásuk egyes szabályairól szóló 28/2004. (XII. 25.) KvVM rendelet A felszín alatti víz állapota szempontjából érzékeny területeken lévı települések besorolásáról szóló 27/2004. (XII. 25.) KvVM rendelet A viziközmővek üzemeltetésérıl szóló 21/2002. (IV. 25.) KöViM rendelet Az ivóvízkivételre használt vagy ivóvízbázisnak kijelölt felszíni víz, valamint a halak életfeltételeinek biztosítására kijelölt felszíni vizek szennyezettségi határértékeirıl és azok ellenırzésérıl szóló 6/2002. (XI. 5.) KvVM rendelet A felszín alatti víz és a földtani közeg minıségi védelméhez szükséges határértékekrıl szóló 10/2000. (VI. 2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelet A vízjogi engedélyezési eljáráshoz szükséges kérelemrıl és mellékleteirıl szóló 18/1996. (VI. 13.) KHVM rendelet Szabványok: MASZESZ MI-1-1-2003 Természetközeli szennyvíztisztítás. Gyökérmezıs szennyvíztisztító kialakítása és üzemeltetése. függıleges átfolyás. Tervezet. 2003. 158
MI-10-127/1-84 Településekrıl származó szennyvizek tisztítótelepei. Általános irányelvek. MI-10-127/5-84 Településekrıl származó szennyvizek tisztítótelepei. Biológiai tisztítás. MI-10-127/7-84 Településekrıl származó szennyvizek tisztítótelepei. Szennyvíz utótisztítása szőréssel MI-10-127/9-84 Településekrıl származó szennyvizek tisztítótelepei. Szennyvíztisztító kismőtárgyak és kisberendezések. illetve az ezt felülíró: MSZ 15287:2000 Településekrıl származó szennyvizek tisztítótelepei. Szennyvíztisztító kismőtárgyak és kisberendezések MI-10-167/2 MSZ-10-302/1-1989 Vízügyi létesítmények. Földmővek szivárgásgátlása mőanyag fóliával VÜM 222-83 Települési szennyvizek tisztítótelepeinek üzemvitele. Üzemviteli mintaelıírás. VÜM 463-86 Szennyvíztisztító kismőtárgyak üzemeltetése. Üzemviteli mintaelıírás
159
160
MELLÉKLETEK
1. melléklet A települési vízgazdálkodás kapcsolódásai 142
2. melléklet Élıgépes technológiai sorrend (Organica Zrt.)
161
A,
B,
3. melléklet Nyírmadai önkormányzat 2002-ben átadott élıgépes szennyvíztisztítója (a,) A 2004. év során Telkiben elkészített 800 m3/d kapacitású kommunális szennyvíztisztító telep (Organica Zrt.).
4. melléklet Homokszőrı mezı
162
5. melléklet Sekély mőveléső mélységő függesztett injektor kések átlagos talajviszonyok mellett
6. melléklet Köves talajra kifejlesztett sekély injektor és laza és középkötött talajokon alkalmazható középmély mőveléső injektor kések
163
164
Irodalom 1
Pásztó P. (1998): Vízminıségvédelem, vízminıségszabályozás. Veszprémi Egyetemi Kiadó.
2
Jolánkai G. (1999): A vízminıségvédelem alapjai. VITUKI. Kézirat.
3
Konecsny K., László F., Liebe P. (2006): Vizsgálatok a magyarországi állandó és idıszakos jellegő
vízfolyás szakaszokkal kapcsolatban. XXIV. MHT Vándorgyőlés, Pécs. 4 Kertész Sz. (2006): Az élelmiszeripari szennyvizek jellemzıi. Transpack. 2006/nov. 5 Lux F. (2003): Élelmiszeripari szennyvizek tisztítása. Transpack. 2003/jún-júl. 6 Horváth G. (2000): Az ipari szennyvizek tisztítása. In: Barótfi I. (szerk.): Környezettechnika. Mezıgazda Kiadó, Budapest. 7
Somlyódy, L.(2002): A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései, MTA. Budapest
8
Dulovics, D. (2005 b): Csatornázás-szennyvíztisztítás és a befogadó kapcsolata MaSzeSz HÍRCSATORNA
március-április pp.: 3-7. 9
Öllıs, G.(2005): Települési vízrendezés (csatornázás), Aktuális kérdések a belterületi vízrendezés
területérıl,
különös
tekintettel
a
csapadékvíz
elvezetésének
problémájára,
MaVíz
elıadóülése,
Szerkesztette: Dávidné, Deli M. 10
A települési belvíz és csapadékvíz elvezetési program,www.kvvm.hu
11
Chocat, B., Ashley, R., Marsalek, J., Matos, M. R., Rauch, W., Schilling, W., Urbonas, B. (2004): Urban
Drainage – out of sight- out of mind? IWA/IARH Joint Committee on Urban Drainage. NOVATECH 2004. Konferencia kiadványa, Lyon. 12
Horváth, Lné , Wisnovszky I. (2003): A háztetıre hulló csapadékvíz hasznosítása településeken, Vízügyi
Közlemények,1. sz. pp.134- 146. 13
Magyarország
településeinek
szennyvízelvezetési
és
–tisztítási
helyzetérıl,
a
Települési
szennyvízkezelésrıl szóló 91/271/EGK irányelv Nemzeti Megvalósítási Programjáról. KvVM Beszámolója. 2004. 14
Dulovics D. (2001) Az EU-direktívák hatása a magyar elıírásokra a szennyvíztisztítás területén, V.
Országos Víziközmő Konferencia, Sopron. 15
Barótfi, J. (szerk.) (2000) Környezettechnika. Mezıgazdasági Kiadó Budapest.
16
Jobbágy S. (1995): Környezetkímélı és természet-közeli szennyvíz-tisztítási eljárások alkalmazásainak,
elterjedésének lehetıségei Magyarországon. Környezetfejlesztési és Területfejlesztési Minisztérium, Budapest 17 ∗ 18
Benedek, P.1988 Házi szennyvizek tisztítása. VITUKI, Budapest.
Juhász E. (2003): Hol és hogyan tisztítsuk a kistelepülések szennyvizeit? MASZESZ Hírcsatorna 3.-7.
oldal., 2003. Szeptember-Október. 19
Szilágyi F. (1994): A szügyi gyökérzónás szennyvíztisztító próbaüzemének értékelése és a telep
végeleges üzemelési utasítása. Vituki Consult Rt., Budapest 20
Dittrich E. (2005): Subsurface flow constructed wetlands in Hungary.. „Constructed Wetlands for
Wastewater Treatment, Wetlands Conservation and Recycling” Konferencia Krakkó, 25-27 Október 2005. 21
Metcalf, C., Eddy, N. 1991.: Wastewater Engineering - Tisztítás, Elhelyezés, Hasznosítás - Harmadik
kiadás, McGraw - Hill International Editions, Civil Engineering Series,
165
22
Dahab M. F. (2000): Subsurface-flow constructed wetlands treatment in the Plains: five years of
experience. 7 th. International Conference on Wetland Systems for Pollution Control. Vol II. 987-994 o. Lake Buena Vista, Florida, November 11-16. 23
BME VKKT (2002): BME Vízi-közmő és Környezetmérnöki Tanszék: Természet-közeli szennyvíztisztító
technológiák áttekintése, útmutató elıkészítése a 2000 LE alatti települések részére. Zárójelentés. 24
Dittrich, E. 2004:A GYÖKÉRZÓNÁS SZENNYVÍZTISZTÍTÁS ÉS TECHNOLÓGIAI ALTERNATÍVÁI. MHT.
XXIV. Vándorgyőlés Pécs. 25
AQUA MARINE Környezettechnikai és Szolgáltató Kft.: Korszerő környezet- és költségkímélı, egyedi házi
szennyvíz-elhelyezési kislétesítmények – Bemutató Album, 2002 Felelıs kiadó: Környezetvédelmi Minisztérium 26
KGI Környezetvédelmi Intézet: A környezetkímélı helyi-egyedi szennyvíz-elhelyezés (korszerő csatorna-
közmő pótlók) alkalmazásának jogi, mőszaki és pénzügyi feltételei 1. 4. téma 1998. 27
KGI Környezetvédelmi Intézet: Egyedi szennyvízelhelyezı kisberendezések (korszerő közmőpótlók)
létesítésének és mőködtetésének mőszaki, gazdasági és jogi feltételei. Korszerő helyi szennyvíz-elhelyezés csatornázatlan területeken. 1.4. téma, 1997. 28
KGI Környezetvédelmi Intézet Települési folyékony hulladékok (TFH) elhelyezésére vonatkozó hazai
szabályozás korszerőségi felülvizsgálata. 1.3. téma, 1997. 29
Vermes L, Stehlik J. 2003 Az egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmények megvalósításának és
üzemeltetésének mőszaki és környezetvédelmi feltételei. Szakmai alapozó anyag I-II. 30
VITUKI Consult Zrt.: 2006.Egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmények – Környezetvédelmi és mőszaki
irányelvek. Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium 31
32
MASZESZ Hiradó Vermes, L.1994. Hulladékgazdálkodás, hulladékhasznosítás. Mezıgazda Kiadó, Budapest
33
BALOGH J. (1965) Szennyvízhasznosítás a mezıgazdasági üzemekben OVF. Közl. Bp.
34
STANDING COMITTEE ON THE DISPOSAL OF SEWAGE SLUDGE (l978) Sewage
sludge disposal data and reviews of disposal to sea, Department of the Environment National Water Council. Standing Technical Comittee report No.8. 35
OECD REPORT (1991) The state of the environment. Paris.
36
AGRICULTURAL POLICY AND THE ENVIRONMENT (1991) Conference Centre for
Agricultural Strategy;7.June.1991.London. 37
SZAKÁCSI J. (1962) Debrecen város szennyvízének öntözéses felhasználása DAF.
Tud. Közl. Debrecen, 201-214. 38
VERMES L. (1966) A debreceni szennyvíz egész évi öntözésével szerzett tapasztalatok
Vízügyi közl.3. 39
HALMI T. (1982) A kommunális szennyviz mezıgazdasági hasznositásának lehetıségei
a Ceglédi Magyar-Szovjet Barátság MGTSZ területén épülı öntözötelepen DATE szakdolg. 166
40
VERMES L. (1965 )Ergebnisse der seitens der Forschungsanstalt für Wasserwirtschaft
im Jahre 1963 durcgeführten bzw. koordinerten Forschungen und Untersuchungen über Abwasserverwertung zu Bewasserunszwecken; A 4.Nemzetközi Szennyvízöntözési Konferencia ea.; ISCH.Bukarest.75-90. 41
VERMES L. (1968) Szennyvízöntözés hatása a növények termésére; CIGR kongr. 1-
2.VITUKI;Budapest 42
VERMES L. (1973) Városi szennyvizek mezıgazdasági hasznosításának vizsgálata
fontosabb takarmánynövényekkel. Kandidátusi értekezés. MTA.; Budapest. 43
HELMECZI, B., SZABÓ, A. (1977) Szennyvizek és szennyvíziszapok mikrobilológiai
vizsgálata és mezıgazdasági hasznosítása (zárójelentés).1-107. 44
VERMES L. (1988) A Duna-Tisza Közi Homoktalajok Szennyvíztisztító Képességének
Liziméteres Vizsgálata; Vízügyi Közlemények. 2. 217-234. 45
VERMES L. (1991) Homoktalajok szennyvíztisztító képességének liziméteres vizsgálata
Kecskeméten 1-2.;Hidrológiai Közlöny.71.‚1-2sz. 46
JUHÁSZ E. (1989) A szennyvíztisztítás, a szennyvíziszap-kezelés és elhelyezés
helyzete és fejlesztési irányai. Magyar Vízgazdálkodás. 8. 1-6. 47
JUHÁSZ E. (1990) Az ivóvízkezelés és szennyvíztisztítás technológiai fejlesztési
tendenciái az évezred utolsó dekádjában. Magyar Vízgazdálkodás 3.26-28. 48
VARGA M. (1985) Irányelvek Magyarország települési szennyvízelvezetésének és
tisztításának távlati fejlesztéséhez; Készült: "Magyarország csatornázási koncepciója, különös tekintettel az energiatakarékosságra" c. mőszaki dokt. ért. alapján Bp. VIZDOK. 49
BARTHA I., PERECSI, F., RAVASZ, T.,RÁCZ, T.,VERMES, L. (1980) Szennyvizek és
szennyvíziszapok mezıgazdasági elhelyezése és hasznosítása; VMGT, 120. 1-249. 50
SZLÁVIK I., OLÁH J., SZİNYI I. (1984) Települési szennyvíziszapok elhelyezése és
hasznosítása; VMGT,148. 1-147. 51
RAVASZ T. (1981) Szennyvíziszap mezıgazdasági elhelyezés kísérletsorozatának
értékelése;1981.nov.17. Ankét. Fıvárosi Csatornázási Mővek kiadványa. 24-34. 52
JOHNSTON, A .E. (l976) Research Seminar on the Manure value of Sewage Sludge,
Water Engineering Research and Development Division Technical Note 9. Dept. of the Environment.U.K. 53
DAVIES, D.B. (l975) Field Behaviour of medium textured and silty soils. in: Soil Physical
Conditions and Crop Production. Ministry of Agriculture, Fisheries and Food Technical Bulletin 29, H.M.S.O. 167
54
HAMBLIN, A. P., DAVIES, D. B. (l977) Influence of organic matter on the physical
properties of some East Anglian soils of high silt content. Journ. Soil Sci., 28. ll-22. 55
EPSTEIN, E. (l974) Effect of Sewage sludge on some soil physical properties-
Journ.Environ.Qval., 4., l39-l42. 56
KELLING, K.A., TERERSON, A.A. , WALSH,L.M. (l977) Effect of waste water sludge on
soil moisture relationships and surface runoff . Journ..Water Pollut. 49. l698-l703. 57
HARGITAI L. (1983) A szennyvíziszapok hatása a talajok szervesanyag dinamikájára.
Szennyvíziszap elhelyezési Ankét, Bp.l983.szept.20.19-24. 58
TÓTHNÉ SURÁNYI K.;TAKÁCS M. (1988) Szennyvíziszap-kezelés utóhatása a talaj
mozgékony foszfor-, cink-, ólomtartalmára; MAE Talajtani Társaságának Vándorgyőlése Szarvas,1988.szept.1-2.in:Agrokémia és Talajtan 38.189-194. 59
FERENCZ K.;ZVADA M. (1984) Szennyvíziszap hatása karbonátos, humuszos
homoktalajokra; Agrokémia és Talajtan 33.426-439. 60
DE HAAN (1985) Result of large-scale field experiments with sewage sludge as an
organic fertilizer for arable soils in different regions of the Netherlands; in:J.H.Williams ***:Long-term effects of sewage sludge and farm sluries applications,Elsevier Applied Sci.Publishers. 61
HALL J.E. (1985) The cumulative and residual effects of sewage sludge nitrogen on
crop growth.in:J.H.Williams (ed.) ,Long-term effects of sewage sludge and farm sluries applications,Elsevier Applied Sci. Publishers. 62
OWENS, M., WOOD,G. (l968) Some aspects of the eutrophication of water. Water
Resources., 2, l5l-l59. 63
WILLIAMS,J.H. COKER,E.C. (1981) Phosphorus in Sewage Sludge and Animal Waste
Slurries /ed.Hucker T.W.G. and Catroux.G./ Reidal, Dordrecht, l98l, 29l. 64
HARKNESS,J., JENKINS,S.H. (l958) Phosphorus content of sewage sludge during
purification at various works of the Birmingham..Journ. Proc..Sew.Purif. 85-9l. 65
LARSEN, K. E. (l980) Phosphorus effects of animal manure and sewage sludge.
Phosphorus in Sewage Sludge and Animal Waste Slurries. in.Proc. EEC Seminar Groningen,Netherlands. 28-47. 66
TÓTHNÉ SURÁNYI K. (1983) Szennyvíziszap kezelés hatása a talaj foszfor tartalmának
alakulására. Szennyvíziszap elhelyezési Ankét, Bp. l983. 67
BUNTING,A.H. (l963) Experiments on organic manures Journ. Agric. Sci. 6o.l2l-l4o.
168
68
BRUCE, A.M., DAVIS, R.D. (l982) Agricultural utilization of sewage sludge in Great-
Brittain: Paper for seminar on English / Hungarian cooperation in water management, Budapest. Manuscript. l-2l.p. 69
STEHLIK K. (1982) Vyuzitelnost zivin a organickych l tenk z adapad nych vod pri
zavlaze.Vodni hospodarstvi i hospodarstvi lo.277-279. 70
KÁDÁR I. (1991) A talajok és növények nehézfémtartalmának vizsgálata. Környezet és
természetvédelmi kutatások. KTM-MTA Talajtani és Agrokémiai Kutató Intézete, Bp. 71
MATHYS W. (1979) Dynamics of some heavy metals in sewage sludge. in: Proc.
International Conference Management and Control of Heavy Metals in the Environment. London 651-654. 72
ADRIANO, D.C.,PAGE, A.L. (1981) Co-recycling of sewage sludge and fly ash.
in:International Conference Heavy Metals in the Environment:Amsterdam, Sept.1981.185188. 73
COTTENIE A. (1981) Sludge treatment and disposal in relation to heavy metals; in:
Proc.International Conference Heavy Metals in the Environment Amsterdam, 167-175. 74
GERRITSE .R.G.,VRIESEMA R.,DALANBERG, H.,de ROOS H.P. (1981) Trace element
mobility in soils; in:International Conference Heavy Metals in the Environment;Amsterdam, Sept. 1981. 180-184. 75
JOHSTON, N.B.,BECKETT, P.H.T. (1981) Crop response to sewage sludge: minimizing
the risk of misinterpretation caused by heavy metals and nitrogen. in:International Conference Heavy Metals in the Environment; Amsterdam,198-208. 76
OLÁH J., SZLÁVIK I., SZİNYI I. (1984) Települési szennyvíziszap-kezelési technológia
fejlesztése; Vízügyi Mőszaki Gazdasági Tájékoztató Bp. Nr. 145. 77
CSONKA-MORVAI, J.,PAPP, I. (1987) Krómtartalmú bırgyártási szennyvíziszap
mennyiségének csökkentése a technológiai résszennyvizek szelektív győjtése és kezelése révén. A CIEC 5. Nemzetközi Szimpóziuma, Balatonfüred Hungary 1-4 Sept.134. 78
TAMÁS J. (1991) Agrárökoszisztémák, mint a szennyvíziszap befogadója; Magyar
Hidrológiai Társaság 9. Országos Vándorgyőlés, Székesfehérvár jún. 26-28. 294-303. 79
BÚZÁS
I.
(1983)
Szennyvíziszapok
hatása
a
növények
tápanyagellátására.
Szennyvíziszap elhelyezési Ankét, Bp.l983.59-67. 80
SWAINE P. (l962) The Agricultural value of sewage sludge and sludge compost.
Sewage Purification, USA. 65-79.
169
81
DAVIS, R.D. COKER,E.G. (1980) Cadmium in agricilture with special reference to the
application of sewage sludge on land, Technical Report 139., Water Research Centre, U.K. 82
HANSEN,
J.
A.,
TJELL,J.C.
(l979)
Guidelines
and
sludge
utilisation
in
Scandinavia.in:Proc.Conference on Utilisation of Sewage Sludge on Land. Oxford l978. 3l7-339. 83
FIRK W. (1986) Schwermetalle in Abwasser und anfallenden Schlammen. Bilanzierung
auf drei Klaranlagen.GWA.H. 85.Aachen(ed.)Böhnke B. 84
BECKETT,P.H.T.,DAVIS,R.D. (l977) Upper critical levels of toxic elements in plants.
New Phyt., 79.95-l06. 85
DAVIS, R.D., BECKETT, P.H.T. (l978) The use of young plants to detect metal
accumulation in soils. Journ.Water Pollution Control, l93 -2l0. 86
SYKES R.L.,CORNING D.R.,EARL N. J. (1981) Journ. Amer. Leather Assoc., 76. 102-
116. 87
GIRDANO, P.M.,MORTVEDT, J.J.,MAYS, D.A. (1975) Effect of municipal wastes on
crop yields and uptake of heavy metals; Journ.Environ.Qval. 4. p.394. 88
KIRKHAM, M. B. (l975) Uptake of cadmium and zink from sludge by barley grown under
four different sludge irrigation Environ.Qval. 4., 423-426. 89
MacKEAN, A. J. (l976) Cadmium in different plant species and its availability in soils and
influenced by organic matter and additions of lime,phosphorus,cadmium and zinc . Can. Journ.Soil Sci., 56. l29-l38. 90
SUTTLE, N. F. , ALLAWAY, B. J., THORRNTON, I. (l975) An effect of soil on the
utilisation of copper, Journ. Agric.Sci.Camb., 84. 249-254. 91
BOSWELLV. F. C. (1975) Municipal sewage sludge and selected element applications
to soil. Journ.Environ.Qval.,4. 267-273. 92
BOLTON J. (l975) Limning effects on the toxicity of perennial grass of a sewage sludge
contamineted with Zn, Ni, Cu and Cr. Environ. Pollut.,6. 295-3o4. 93
CHANEY R. L. (1983) Potential effects of waste constituents on the food chain; in: Parr
J.F.(ed.) Land Treatment of Hazardous Wastes., Park Ridge, 152-240. 94
LOGAN T.L., CHANEY, R.L. (1983) Utilization of municipial wastewater and sludge on
land-metals.in.PAGE A.L. (ed.) Utilization of Municipial Wastewater and Sludge on Land. Univ.California Riverside.
170
95
WILLIAMS,J.H. (1980) Metal concentrations in soil and crop phytotoxicity. in: Proc.
Conf. Soc. ChemInd. on Reclamation of Contamined Land, l979. C6/l-C6/ll. Society of Chemical Industry,London. 96
DOWDY, R.H. - LARSON, W.E. (l975) The avalilability of sludge-borne metals to various
vegetable crops- Journ.Environ.Qval.,4, 229-233. 97
MILLER, W. J., LAMPP, B., POWELL, G. W., SALOTTI, C. A., BALCKMON,D.M. (1967)
Influence of a high level of dietary cadmium on cadmium content in milk. Journ..Dairy.Sci., 1405-1424. 98
VAN BRUWAENE,R.,and KIRCHMANN,R. (1979) Transfer and R. Transfer and
distribution of cadmium in cow. in:Proc. Inst.Conf. on Heavy Metals in Environment, London. 99
MINISTRY OF AGRICULTURE, FISHERIES AND FOOD.(1973) Survey of Cadmium in
Food.H.M. Stationary Office,London. 100
HORVÁTH Z.,SIK, J. (1981) Szennyvíziszap mezıgazdasági elhelyezés kísérlet-
sorozatának értékelése; 1981.nov.17. Ankét,Fıvárosi Csatornázási Mővek kiadványa.3247. 101
COKER,E.G. (l979) The utilisation of liquid digested sludge. Report of Conference on
Utilisation of Sewage Sludge on Land, Oxford, Water Research Centre. U.K. 110-129. 102
SORBER, C.A.; GUTER, K.J.(1975) Mealth and Hygiene Aspects of Spray Irrigation.
American Journal of Public Mealth. 65, No.1. 103
NELL, J. H., ENGELBRECHT, J. F. P., SMITH, L.S., NUPEN, E.M. (l980) Health
aspects of sludge disposal: South African experience. Prog. Wat.l3. l53-l70. 104
SZEGI J. (1983) Mikrobiológiai folyamatok a szennyvíziszappal kezelt talajokban.
Települési szennyvíziszapok mezıgazdasági elhelyezésének talajtani és agrokémiai kérdései. in:Szennyvíziszap elhelyezési ankét. Bp. l5l-l60. 105
MIKIYA H. (1992) Effects of heavy metal contamination on soil microbial population.
Soil Sci. Plant Nutr.,38.141-147. 106
HELMECZI B. (l979) Mesterséges ökológiai faktorok hatásának talajmikrobiológiai
értékelése terresztis agrár-ökoszisztémákban - Doktori értekezés és tézisei, - Debrecen. 107
Moore, E. M. 1993. Survival of human immunodeficiency virus (HIV), HIV-infected
lymphocytes and polivirus in water. Applied Environmental Microbiology 59(9) 1437-1462.
171
108
Clark,
C.
S.,
Bjorson,
J.W.,
Schwartz-Fulton,
J. W., Holland,
J.,Gatside,
P.S.1984.Biological health risks associated with composting of wastewater tratment plant. Sludge. Jour. WPCF 56,1269. 109
Epstein, E. 1994. Design and operations of composting facilities: Public health aspects.
Proc. Of WEF Speciality Conference, Alexandria, Vir.1-23. 110
Atlas, R. M.1981. Microbial degradation of petroleum hydrocarbons: An environmental
perspective. Microbiol. Rev. 45, 180-209. 111
Aranda, J.M.,O'Connor, A.G.,Eiserman,G.A.1989. Effect of sewage sludge on di-(2-
ethylhexyl) phtalate uptake by plants. J. Environmental Quality 18, 45-50. 112
Chaney, R.L. 1993. Risks associated with the use of sewage sludge in agriculture. In
Proc. 15th CAWWA Queensland, Austalia.7-31. 113
HARGITAI L. (1981) A talajok környezetvédelmi kapacitásának meghatározása
humusz állapotuk alapján; Agrokémia és Talajtan.32.360-364. 114
HARGITAI L. (1982) Új fogalom bevezetése és meghatározása a talajok
környezetvédelmi kapacitásának jellemzésére; Kertészeti Egyetem Közleményei.124-147. 115
STEFANOVITS P. (1988), Effect of Clay Mineral on soil acidification. in:Ecological
Impact of Acidification, Joint Symp.,Univ. of Oulu ,Finland 116
SCHMITT H.W.and STICHER H. (1991) Heavy metal compounds in the soil; in: Metals
and their compounds in the environment(ed.)Ernest M., FRG. 312-331. 117
TORREY S. (1979) Sludge disposal by landspreading techniques. Pollution Technology
Review. 58. 185-207. 118 119
GAPON E.N. (1933) K teorim obmennoj adszorpcii v pocsvah. Zs. Obs. Him. 144-152. VANSELOW A P. (1932) Equilibria of base exchange reactions of bentonites,
permutites, soil colloids and zeolites.Soil Sci.35.95-113. 120
EVANGELOU P.V.and PHILLIPS R.E. (1988) Comparison between the Gapon and the
Vanselow exchange selectivity coefficients; Soil Sci. Soc. Am. Nr.52,379-382. 121
FILEP GY. (1988) Talajkémia. Akadémiai kiadó Bp.190.1-190.
122
LANGMUIR I. (1918) The adsorption of gases on plane surfaces of glass, mica and
platinum; Journ.Amer. Chem. Soc. 40. 1361-1382. 123
FREUDLICH H. (1909) Kapillarchemie.Akad. Verlagsgesellschaft. Liepzig.
124
De HAAN F.A.M., van der ZEES.,and van RIEMSDEJK, W.H. (1987) The role of soil
chemistry and soil physics in protecting soil quality and variability of sorption and transport of Cd.N.R. Agric. Sci Nr.35.347-359. 172
125
Van der ZEE S.E.T.M.;van RIEMSDIJK W.H.;de HAAN F.A. (1988) Transport of metals
and phosphate in heterogenous soils.Contaminated soil '88. Kluwer Academic Publisher.(ed.) 23-32. 126
SANDERS J.R. (1980) The use of adsorption equations to describe copper complexing
by humified organic matter Journ.Soil.Sci. 31.633-641. 127
SCHMITT H.W. and STICHER H. (1986) Prediction of heavy metal contents and
displacement in soils.Pflanzeneund. Boden. 149.157-171. 128
SPOSITO G.(1981) The thermodynamics of soil solution. Oxford University Press,
New-York. 129
SPOSITO G. (1983) The chemical forms of trace metals in soils. in:Thorton I.(ed.)
Applied Environmental Geochemistry, Academic Press, London, 123-170. 130
SPOSITO G., MATTIGOD S.V.(1980) GEOCHEM:A computer program for the
calculation of chemical equilibria in soil solution and other natural water systems.Dept. of Environ. Sci.,Univ. of California ,Riverside 131
BOURG, A.C.M.,VÉDY J.C.(1986)Expected Speciation of Dissolved Trace Metals in
Water Acid Profiles;Geoderma 38.279-292. 132
MELLI P.,ZANETTI P. (1991) Environmental modelling, (ed.) Elsevier Science
Publishers U.K. 133 134
MARTIN M.N. (1982) Biological monitoring of heavy metal.,Publ. Land and air, London. SANDERS T.S. (1983) Design of networks for monitoring water quality.Water
Resources Publications.London. 135
FAIRCHILD M.D. (1987) Ground water quality and agricultural practices. Lewis
publishers.U.S.A. 136
DOBOS, T.,ORBAY, P. (1989) Modelling and monitoring system of the ecological and
economic expression of the environmental management: Preparing for the 21th century. Velence, Olaszország.2.141-167. 137
ORBAY P. (1990) A környezetmonitoring modellfüggetlen tevezésének alapjai;
Kandidátusi értekezés tézisei. MTA. 138
WILLIAMS J.H.;GUIDI G;HERMITE P.L. (1985) Long-term effects of sewage sludge
and farm slurries applications. Elsevier Applie Science Publishers. 139
CHANG, A.C.,THOMAS, D.H.,BATES, E.T.,DONER, H.E.,DOWDY, R.H.,RYAN, J.A.
(1987) Effects of long-term sludge application on accumlation of trace elements by crops; in:Land application of sludge; Page A. L. (ed.), Lewis Publishers ,U.S.A.53-66. 173
140
McGRATH S.P. (1987) Long -term studies of metal transfers following application of
sewage sludge. in: Unsworth,M.H. Pollutant transport and fate in ecosystems. 167-198. Coughtrey,P.J., Martin,M.H., (ed.) 141
NÉMETHI G. (1990) Az ember a környezetvédelmi modellben; in: Prognosztizálás,
tervezés, modellezés a környezetvédelemben. KVM 292-309. 142
Gayer, J. szerk. (2005): Európai összefogás a vizek jó állapotáért, a Víz Keretirányelv végrehajtásának
helyzete Magyarországon és a Duna-vízgyőjtıkerületben, KvVM-VITUKI Kht, Budapest
174
175
176
