KONCEPCJA OCZYSZCZANIA ODCIEKÓW O WYSOKICH STĘŻENIACH ZANIECZYSZCZEŃ METODĄ HYDROFITOWĄ

Transkrypt

1 KONCEPCJA OCZYSZCZANIA ODCIEKÓW O WYSOKICH STĘŻENIACH ZANIECZYSZCZEŃ METODĄ HYDROFITOWĄ CONCEPTION OF HIGHLY CONTAMINATED WASTEWATER TREATMENT BY HYDROPHYTES METHOD Hanna Obarska-Pempkowiak, Magdalena Gajewska, Ewa Wojciechowska Politechnika Gdańska, Wydział Inżynierii Lądowej i Środowiska, ul Narutowicza 11/1, Gdańsk hoba@pg.gda.pl, mgaj@pg.gda.pl, esien@pg.gda.pl ABSTRACT Basing on quantitative and qualitative characteristics of reject waters generated during digested sewage sludge dewatering on centrifuges in conventional WWTP (RWC) and municipal landfill leachate (LL), the pilot constructed wetlands for treatment of both types of highly contaminated wastewater were designed. In the paper the characteristics of the pilot plants and assumed treatment efficiencies are presented. According to the conception of VF-CW beds working in hydraulic batches, the concentrations of nitrogen in the treated RWC will be similar to the nitrogen concentration in raw wastewater discharged to the WWTP in Gdansk. According to the conception of treatment technology, the pollutants concentrations in treated LL meet the obligatory values defined in the wastewater effluent disposal content for the municipal landfill in Chlewnica. Keywords: landfill leachate, reject water from sewage sludge dewatering WWTP, treatment, hydrophytes method Wstęp Jednym z bardzo istotnych problemów w gospodarce komunalnej jest oczyszczanie odcieków powstających na składowiskach odpadów oraz podczas odwadniania przefermentowanych osadów ściekowych w miejskich oczyszczalniach. Ich oczyszczanie jest bardzo kosztowne i często trudne z powodu znacznych zmian ilości i składu w czasie. Zarówno odcieki ze składowisk jak i z odwadniania osadów charakteryzują się wysokimi stężeniami substancji organicznej wyrażonej w ChZT (średnio ok mgo /dm ), zawiesiny ogólnej (średnio ok mg/dm ) oraz azotu ogólnego (średnio ok mg/dm, w większości formie azotu amonowego). Dotychczas wykazano np., że stężenie azotu amonowego w odciekach z oczyszczalni w Luggage Poit w Australii ulegało zmianom od 94 do 1710 mg/dm, a zawiesiny ogólnej od 95 do 61 mg/dm (Fux i in.00, Fux i in., 006). Natomiast w oczyszczalni komunalnej w Minworth w Anglii stężenie azotu amonowego zmieniało się od 450 do 750 mg/dm, zaś zawiesiny ogólnej od 0 do 40 mg/dm (Fux i in., 00). Dla dwóch oczyszczalni w Szwajcarii, w których prowadzono analizę jakości odcieków generowanych podczas fermentacji wykazano, że stężenia wynosiły odpowiednio dla azotu amonowego: 657 ±56 mg/dm i 619 ± 1 mg/dm oraz zawiesiny ogólnej: 44 ± 11 mg/dm i 84 ± 17 mg/dm (Hans i in. 1997, Jeavons i in., 1998). Wg Tatsi i Zoubolis, (00) odcieki ze składowisk odpadów natomiast mogą zawierać od 000 do mg/dm azotu amonowego, zaś stężenie substancji organicznej wyrażonej w ChZT dochodzą do mgo /dm. Dodatkowo w odciekach tych są obecne związki refrakcyjne toksyczne takie jak BTEX, WWA, PCB i metale ciężkie. W odciekach tych stwierdzono również wysokie stężenia żelaza jak również chlorków (Paxeus, 000: Christensen i in., 001: Marttinen i in., 00, Wojciechowska i Obarska-Pempkowiak, 008). Oba rodzaje odcieków mogą być charakteryzowane przez iloraz BZT 5 /ChZT, który wskazuje na ich podatność na rozkład mikrobiologiczny. W przypadku odcieków ze składowisk wartości ilorazu maleje wraz z wiekiem składowiska, wskutek zachodzących procesów biodegradacji. Dla młodych składowisk (-5 lat) iloraz BZT 5 /ChZT wynosi 0,7, następnie maleje do 0,5-0, dla składowisk dojrzałych, by po 10 latach eksploatacji

2 10 składowiska osiągnąć wartość minimalną wynoszącą 0,1 (Lo, 1996: Klimiuk i in., 007). Dla odcieków z odwadniania osadów wartość ilorazu BZT 5 /ChZT zmienia się z wąskim zakresie od 0,14 do 0,40 wskazując, że substancja organiczna obecna jest przede wszystkim w postaci specyficznych trudnorozkładalnych związków (Fux i in., 006, Gajewska i Obarska-Pempkowiak, 008). M.in. Fux i in., 006 podają, że zawracany ładunek azotu wynosi od 15 do 0% dobowego ładunku tego pierwiastka doprowadzanego z surowymi ściekami w konwencjonalnej oczyszczalni ścieków, w której stabilizacja osadów realizowana jest w procesie fermentacji. Wykazano również, że obecna w odciekach substancja organiczna jest mało podatna na dalszy rozkład. W połączeniu z wysokim stężeniem azotu powoduje to duże trudności eksploatacyjne, przy zawracaniu odcieków do ciągu technologicznego oczyszczalni. Z tych samych powodów wydaje się być konieczne oddzielne oczyszczanie odcieków ze składowisk. Do oczyszczania odcieków ze składowisk komunalnych stosowano z powodzeniem obiekty hydrofitowe w Stanach Zjednoczonych i Europie w tym również w klimacie subpolarnym w Norwegii (Maehlum, 1995; Peverly i in.,. 1995; Bulc i in., 1997; Johansson Westholm, 00; Kadlec, 00; Bulc, 006; Rustige i Nolde, 006; Kinsley i in., 006; Wojciechowska i Obarska-Pempkowiak, 008). W obiektach hydrofitowych zachodzi wiele procesów w warunkach naturalnych. Na skutek specyficznych warunków umożliwiających rozwój hydrofitów następuje intensyfikacja procesów utleniania i redukcji, które wspomagane przez procesy sorpcji, sedymentacji i asymilacji umożliwiają usuwanie znacznej ilości różnorodnych zanieczyszczeń. Wykazano również, że w obiektach hydrofitowych potencjał utleniająco redukujący zmienia się w zakresie od + 00 do 00 mv, a więc rozkład substancji organicznej następuje w warunkach na przemian tlenowych i beztlenowych. Oznacza to, że podczas procesu rozkładu funkcję akceptora elektronów uwalnianych w procesie rozkładu substancji organicznej mogą pełnić jony NO - -, SO 4 i inne (Kadlec, 1995; Reddy i D Angelo, 1996; Vymazal in., 1998; Obarska-Pempkowiak, 00). Wykazano również, że są to warunki sprzyjające rozkładowi specyficznych, trudnorozkładalnych mikrozanieczyszczeń jak np. THM-ów, fenoli, pestycydów, czy detergentów (Van der Hock i in., 1999). Szczególnie dogodne warunki do mineralizacji zanieczyszczeń organicznych oraz utleniania azotu amonowego tworzą złoża z podpowierzchniowym pionowym przepływem ścieków w literaturze anglojęzycznej znanych jako Vertical Flow Constructed Wetland (VF- CW). Złoża tego typu są zasilane ściekami w sposób okresowy co zapewnia ich lepsze natlenienie (przewietrzanie), a okresy przerw w zasilaniu sprzyjają biodegradacji zakumulowanej substancji organicznej, co z kolei zapobiega kolmatacji obiektów (Kayser i in., 001, Gajewska i in., 004,). We Francji od ponad 0 lat złoża z pionowym przepływem ścieków są stosowane do oczyszczania ścieków surowych (bez wstępnego oczyszczania mechanicznego) (Boutin i in., 1997, Molle i in., 004). Wg Molle i in., (004) dwa sekwencyjnie pracujące złoża VF-CW zasilane okresowo surowymi ściekami bytowymi zapewniają bardzo efektywne ich oczyszczanie. Wg autorów powierzchnia jednostkowa pierwszego złoża (VF-CW I) powinna wynosić co najmniej 1,5 m /OLM (obliczeniowa liczba mieszkańców). Natomiast powierzchnia drugiego złoża (VF-CW II) stanowi zaledwie 1,0 m /OLM. Zastosowanie dwóch sekwencyjnie pracujących złóż VF-CW pozwało na uzyskanie w oczyszczonych ściekach następujących stężeń zanieczyszczeń: ChZT 60 mgo /dm, zawiesina og mg/dm, N Kiejdhala - 8,0 mg/dm. Molle i in. (004) zalecają, aby obciążenie hydrauliczne w podanej konfiguracji nie przekraczało 600 mm/d. Przestrzeganie optymalnych warunków wg autorów zapewnia wysoką i stabilna efektywność usuwania zanieczyszczeń, wynosząca odpowiednio : dla VF-CW I : ChZT - 8%, zawiesiny og.- 89% i azotu Kiejhdala - 60%. Natomiast dla VF-CW II skuteczność usuwania zanieczyszczeń wynosi odpowiednio: ChZT - 60%, zawiesiny og. - 7% i azot Kiejdahla - 78%. Wg Molle i in. (004) na powierzchni pierwszego złoża VF-CW pojawiające się osady nie stanowią utrudnienia w procesie oczyszczania a wręcz wspomagają ten proces. Celem niniejszej pracy jest analiza możliwości zastosowania metody hydrofitowej do oczyszczania następujących ścieków charakteryzujących się wysokim ładunku zanieczyszczeń: odcieków ze składowisk (OS) oraz odcieków generowanych podczas odwadniania osadów ściekowych (OOŚ). W pracy dokonano analizy jakościowej i ilościowej analizowanych odcieków oraz zaproponowano układ technologiczny składający się z dwóch sekwencyjnie pracujących złóż z pionowym przepływem. Obiekty te zostały wybudowane jako pilotowe oczyszczalnie w ramach projektu badawczego PL 0085 finansowanego przez Norweski Mechanizm Finansowy oraz Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego

3 11 E007/P01/007/01 Nowe metody redukcji emisji zanieczyszczeń i wykorzystania produktów ubocznych oczyszczalni ścieków Na podstawie przyjętych założeń oraz przeprowadzonych obliczeń podano przewidywaną jakość odcieków po oczyszczaniu. W obliczeniu ilości i jakości odprowadzanych po oczyszczeniu odcieków uwzględniono również ewapotranspirację. Metodyka badań Obiekty badań Dwie pilotowe oczyszczalnie hydrofitowe zastały zaprojektowane i wybudowane: dla odcieków na terenie Miejskiego Składowiska Odpadów Komunalnych (MSOK) w Chlewnicy k. Słupska oraz dla odcieków z odwadniania osadów przefermentowanych na terenie Oczyszczalni Ścieków (OŚ) w Gdańsku. MSOK w Chlewnicy jest eksploatowane od 00 roku i otrzymuje odpady z miasta Potęgowa i okolic. Do roku 007 odcieki ze składowiska były zbierane i przewożone do MOŚ. Jednak z powodu zbyt wysokich stężeń zanieczyszczeń (co w tym przypadku przekłada się na wysokie koszty) zrezygnowano z tego sposobu. Obecnie stosuje się zawracanie odcieków i ponownie rozdeszczane na czaszy składowiska. Natomiast podczas oczyszczania ścieków w OŚ Wschód w Gdańsku gdzie realizowane jest wysokoefektywne biologiczne oczyszczania powstają dwa rodzaje osadów: wstępny (po osadnikach wstępnych) oraz nadmierny (po osadnikach wtórnych). Osady wstępne i nadmierne są mieszane (w komorze o poj. 50 m ) i następnie są poddawane zagęszczaniu w prasach Kleina do ok. 6% suchej masy. Kolejnym etapem przeróbki jest stabilizacja mezofilowa realizowana w dwóch komorach fermentacyjnych o pojemności m każda. Po fermentacji osady poddawane są odwodnianiu w wirówkach do ok. % suchej masy. Odcieki powstające podczas zagęszczania osadów po prasach i odwadniania w wirówkach zawracane są do ciągu technologicznego oczyszczalni przed osadniki wstępne. Badania jakości powstających odcieków Zaprojektowanie obiektów pilotowych wymagało przeprowadzenia analiz umożliwiających określenie charakterystyki obu rodzajów odcieków. Odcieki ze składowiska (OS) badane były w okresie od czerwca 007 do maja 008 (liczba pobranych próbek n = 11), natomiast odcieki z odwadniania osadów (OOŚ) były monitorowane w okresie trzy letnim od 006 do 008 (liczba pobranych próbek n = 6). W pobranych uśrednionych próbkach odcieków oznaczano stężenia substancji organicznej wyrażonej w BZT 5 i ChZT, zawiesinę ogólną (w tym zawiesinę organiczną określana na podstawie strat przy prażeniu) oraz azot ogólny Kiejdahla, a także azot amonowy oraz azotany III i V. Dodatkowo oznaczano ChZT f w odciekach po filtracji. W tym celu pobrane próbki poddawano filtracji przez sączek o średnicy porów 0,45 µm. Zastosowano procedury analityczne zalecane przez Hach Chemical Company i Dr Lange GmbH. Oznaczenia wykonywano zgodnie z Polskimi Normami i zalecanymi metodami analiz i pomiarów zgodnie z obowiązującym Rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 8 lipca 004 oraz 4 lipca Charakterystyka ilościowa i jakościowa odcieków W tabeli 1 podano średnie, maksymalne oraz minimalne wartości charakterystycznych zanieczyszczeń oraz odchylenia standardowe. Analiza otrzymanych wyników potwierdza bardzo dużą zmienność jakości w czasie dla obu rodzajów odcieków. Maksymalne wartości stężeń zanieczyszczeń często są nawet dziesięcio krotnie wyższe od ich średnich wartości, co w znacznym stopniu zmienia wartość mediany i odchylenia standardowe. Dalsze obliczenia, z powodu dużych zakresów wartości analizowanych zanieczyszczeń, zarówno efektywności usuwania zanieczyszczeń jaki wymiarowania obiektów pilotowych wykonano dla mediany.

4 1 Tabela 1. Zmiany stężeń charakterystycznych zanieczyszczeń w odciekach z odwadniania osadów (OOŚ), mg/dm Parameter ph ChZT ChZT f BZT 5 Nog NH N Norg PO -_ 4 P Zog Zorg 006 Minimum 7,0 414,0 156,0 81,0 650,0 494,0 99,0 99,0 64,0 10,0 Maksimum 8,0 17,0 68,0 407, ,0 89,0 700,0 506,0 47,0 1009,0 Mediana 7,6 81,0 5,0 161,0 896,0 74,0 15,0 8,0 80,0 14,0 Średnia+δ 7,6 897,0 ± 58,05 58,0 ±115,4 187,0 ± 74,8 8, ±15,0 716,0 ± 81, 6,0 ± 156,0 5,0 ±9,0 584,0 ± 7,8 8,0 ± 65,4 007 Minimum 7,0 401,0 140,0 11, 600,0 5,0 45,0 181,0 1,0 7,0 Maksimum 7,9 6166,0 866,0 996,0 1500,0 976,0 905,0 5,0 6071,0 95,0 Mediana 7,6 775,0 07,0 187,0 900,0 7,0 19,0 61,0 79,0 19,5 Średnia+δ 7,6 14, ± 1190, 88,0 ± 185,8 56, ±10, 880, ± 167,4 755, ± 11,14 41,0 ± 110,9 56,9 ±110,0 745,4 ±16,7 45,5 ± 766,0 008 Minimum 7, 400,0 11,0 7,6 800,0 665,0 56,0 54,0 80,0 4,0 Maksimum 7,9 849,0 988,0 1078,0 1600,0 1100,0 595,0 545,0 6954,0 454,0 Mediana 7,7 816,0 410,0 06,0 1000,0 849,0 11,0 89,0 5,0 14,5 Średnia+δ 7,7 1705, ±18,6 41,5 ±1,8 00,8 ±60, 101,4 ± 179,5 ChZT f w odciekach po filtracji, δ odchylenie standardowe 876,9 ± 108,9 77, ±15,0 87, ±87,0 985, ± ,4 ± 1169,4 Uzyskane wartości stężeń zanieczyszczeń w analizowanych odciekach porównano do odpowiednich wartości stężeń zanieczyszczeń obecnych w ściekach surowych doprowadzanych do oczyszczalni w Gdańsku (Tabela ). Tabela. Porównanie średnich wartości stężeń zanieczyszczeń w odciekach: (OS) i (OOŚ) do jakości ścieków surowych (ŚS) dostarczanych do OŚ Gdańsk Parametr Jednostka OS, n=11 OOŚ, n=6 ŚS, n=6 Przepływ m /d 616, ,0 Zog mg /dm 8,0 79,0 94,7 Zorg mg /dm 68,0 19,5 54,7 N og mg /dm 54,0 900,0 61,9 NH 4 + -N mg /dm 17,5 74,0 9,6 N org mg /dm,0 15,0 0,9 NO N mg /dm,6,0 1,4 ChZT mg /dm 185,0 81,0 89,5 ChZT f mg /dm 1 59,5 5,0 18,4 BZT 5 mg /dm 00,0 187,0 50,7 ph - 7,9 7,6 6,8 Stężenie zawiesiny ogólnej w odciekach z odwadniania osadów (OOŚ) było dwukrotnie wyższe w porównaniu do stężenia zawiesiny w odciekach ze składowiska (OS). Udział zawiesiny organicznej w stężeniu zawiesiny ogólnej wynosił 4,4 % dla OOŚ, 17,8 % dla OS i aż 86,4 dla ścieków surowych (ŚS). Wartość ilorazu BZT 5 /ChZT dla OS wynosiła 0,17, dla OOŚ wynosiła 0, podczas gdy dla ŚS była równa 0,4, Wartość ilorazu dla OS jest

5 1 szczególnie mała w porównaniu do wartości podawanych w literaturze dla młodych składowisk (-5 lat) (Lo, 1996: Klimiuk i in,, 007). Natomiast iloraz BZT 5 /ChZT f wzrasta znacząco i wynosi odpowiednio: 0,8 dla OS, 0,5 dla OOŚ i 1,1 dla ŚS. Niskie wartości ilorazu BZT 5 /ChZT oraz znaczne obniżenie wartości stężenia ChZT w próbkach po filtracji wskazują, iż w analizowanych odciekach substancja organiczna obecna jest przede wszystkim w formie trudno rozkładalnej zawiesiny, Stężenie azotu ogólnego było podobnie jak w przypadku zawiesiny dwukrotnie wyższe dla OOŚ w porównaniu do stężenia Nog w OS i nawet 10krotnie wyższe od stężenia w OOŚ. Udział dwóch dominujących form azotu amonowego i organicznego w stężeniu azotu ogólnego w analizowanych odciekach był następujący : 40,0% N-NH + 4 i 59,4% Norg w OS oraz 81,6% N-NH + 4 i 1,8 Norg w OOŚ. Cyrkulacja odcieków powstających podczas odwadniania osadów powodowała wzrost stężenia trudnorozkładalnej substancji organicznej obecnej w zawiesinie. Wykazano, że z tego powodu następował wzrost dobowego ładunku azotu o 9,7 % i wzrost dobowego ładunku fosforu o 5,1 % przy równocześnie znikomym wzroście ilości ścieków (0,7 %), Analiza składu obu odcieków w porównaniu do surowych ścieków wskazuje, iż podstawowym zanieczyszczeniem jest azot obecny przede wszystkim w formie azotu Kiejdahla. Na tej podstawie przyjęto, że oczyszczanie odcieków powinno prowadzić do skutecznego usuwania azotu amonowego i azotu organicznego. Wymiarowanie obiektów do oczyszczania odcieków Przyjęto założenie, że w pilotowych obiektach wstępne podczyszczanie odcieków : OS i OOŚ będzie realizowane w dwóch szeregowo połączonych zbiornikach o pojemności 1m każdy, Zadaniem zbiorników jest uśrednienie składu zbieranych odcieków. Dodatkowo zbiornik I będzie okresowo napowietrzany, co zgodnie z przeprowadzonymi badaniami modelowymi pozwoli na obniżenie stężenia azotu amonowego o ok, 40% (Obarska- Pempkowiak i in., 009 w druku). Część biologiczną stanowią złoża hydrofitowe typu VF pracujące sekwencyjnie. Przyjęto założenie, że zasilanie tych złóż będzie odpowiadać ładunkowi zanieczyszczeń pochodzącym od 5 OLM (obliczeniowa liczba mieszkańców). Założono również minimalna powierzchnię jednostkową złóż wynoszacą,5 m /OLM. Przyjęto następujące jednostkowe dobowe ładunki zanieczyszczeń: 10 g ChZT/ OLM d, 60 g zawiesiny ogólnej/ OLM d oraz 1g Nog/OLM d. Ustalono, że łączna powierzchnia złóż I i II stopnia wyniesie: F =,5 m /OLM 5 OLM = 1,5 m Przyjęto, że powierzchnia złoża I będzie wynosi 60% powierzchni całkowitej: F I = 1,5 m 0,6 = 7,5 m Stąd powierzchnia złoża II wynosi 40% powierzchni całkowitej: F II = 1,5 m 0,4 = 5 m Ustalono, że dobowe ładunki zanieczyszczeń pochodzące od 5 OLM wynoszą odpowiednio: ChZT = 10 g ChZT/OLM d 5 OLM = 600 g ChZT/d Zog = 60 g Zog,/OLM d 5 OLM = 00g OLM/d Nog = 1 g N og /OLM d 5 OLM = 60 g Nog, /d Analizowane odcieki charakteryzuje się niskimi wartościami substancji organicznej podatnej na rozkład biologiczny. W pracy wykazano, że podstawowym zanieczyszczeniem, które należy usunąć jest azot. Dlatego dalsze wymiarowanie obiektów przeprowadzono dla tego zanieczyszczenia. Jednostkowe obciążenie powierzchni złóż ładunkiem azotu wyniesie: N og 60 g / d = = 4,8 g / m 1,5 m d Przyjmując do obliczeń średnie stężenie azotu ogólnego wynoszące 101,0 mg/dm dla OOŚ i 54, mg/ dm dla OS i założoną 40% efektywność usuwania zanieczyszczeń w zbiornikach uśredniających (0,6 101 = 61,6 mg/dm i 0,6 54,= 5,4 mg/dm - wartości przyjęte na podstawie modelowych badań laboratoryjnych), co pozwoliło określić jednorazową dawkę podawaną na pojedynczą kwaterę:

6 14 w przypadku OOŚ: w przypadku OS: 60 g N og / d V = = 0,0979m / d 98 dm / d ooś 61,6 g N / m og. 60 g N og / d VOO = = 0,184m / d 184, dm / d 5,4 g N / m og. Schemat sposobu rozprowadzania odcieków oraz podział na kwatery przedstawiono na rys.1, Rys. 1 Schemat pilotowych złóż VF CW pracujących sekwencyjnie do oczyszczania odcieków OS i OOŚ Złoża w I i II stopniu podzielono na dwie kwatery. Przewiduje się, że będą one zasilane na przemian. Stąd jednorazowe obciążenia hydrauliczne (OH) odciekami (bez uwzględnienia transpiracji) wynoszą odpowiednio: - dla złoża I stopnia o powierzchni F I = 7,5 m V 0,0979 m / d OH I OOŚ = = = 0,0105 m / d = 1,0 mm / d F 7,5 m I V 0,184 m / d OH I OS = = = 0,0457 m / d = 4,6 mm / d F 7,5 m dla złoża II stopnia o powierzchni F I = 5 m I V 0,0979 m / d OH II OOŚ = = = 0,01958 m / d = 0,0 mm / d F 5 m II V 0,184 m / d OH II OS = = = 0,0686 m / d = 6,8 mm / d F 5 m II

7 15 Przyjęte założenia do eksploatacji pilotowych sekwencyjnych złóz VF-CW podano w tabeli. Uzyskane wartości obciążeń hydraulicznych (tabela ) są znacznie niższe od wartości 600mm/d podanej przez Molle i in, (004). Natomiast Platzer i in,, (1996) podał, iż efektywna nitryfikacja i usuwanie związków azotu w złożach VF-CW ma miejsce gdy obciążenie hydrauliczne nie przekracza wartości 00 mm/d. Rodzaj odcieki Tabela. Warunki pracy pilotowych, sekwencyjnych złóz hydrofitowych VF-CW do oczyszczania odcieków Obciążenie hydr. Obciążenie sub.organiczną, Obciążenie azotem [mm/d] [g ChZT m /d] Kiejdahla, [g m /d] Jednorazowa dawka odcieków [dm /d] VF CW I OOŚ 15,0 90,0 60,0 111,1 OS 4,6 40,7 60,0 184, VF-CW II OOŚ,0 15,9 4,0 111,1 OS 6,8 71,6,6 184, Przewidywane efekty oczyszczania odcieków obliczono, na podstawie średnich skuteczności usuwania zanieczyszczeń podanych przez Molle in., (004). Efektywność oczyszczania wyznaczono na podstawie wartości stężeń podanych dla wartości mediany określonych dla serii analiz podanych w tabeli 1. Uzyskane wartości obliczeń zebrano w tabeli 4. Tabela 4. Przewidywane wartości stężeń zanieczyszczeń w odciekach po oczyszczeniu, w mg/dm VF-CW I Rodzaj ChZT Zawiesina og Azot Kiejdhla odcieków Dopływ Odpływ Dopływ Odpływ Dopływ Odpływ OOŚ 178,8 0,0 771,6 84,9 61,6 45,04 OS 185,6 88,7 4,1 5,4 19,5 VF-CW II OOŚ 0,0 9,06 84,9,7 45,04 5,9 OS 88,7 155,5 84,9 6, 19,5 8,5 Do zasiedlenia obiektów pilotowych wybrano trzcinę pospolitą ze względu na dużą tolerancje na zawartość chlorków i żelaza. Ocena ewapotranspiracji Przystosowanie trzciny do bytowania w warunkach nasycenia złóż wodami odciekowymi powoduje, że naturalne zapotrzebowanie na wodę będzie ulegało obniżeniu oraz nastąpi strata ilości wody na skutek transpiracji. Straty wody do atmosfery w tym procesie mogą być szczególnie wysokie w okresach ciepłych oraz wietrznych i w dużym stopniu będą zależne od stopnia zasiedlenia złóż roślinnością. W większości zastosowań metody hydrofitowej zmniejszenie ilości odprowadzanej do odbiornika ścieków traktowane jest jako dodatkowa korzyść tego sposobu oczyszczania ścieków. Jednak w przypadku, oczyszczania odcieków o wysokich stężeniach zanieczyszczeń ewapotranspiracja może okazać się wadą. Nadmierne zmniejszenie objętości oczyszczanych odcieków może spowodować zatężenie, np. soli i w konsekwencji pozornie nawet obniżyć efektywność oczyszczania. Dlatego konieczna jest analiza wpływu procesu parowania z powierzchni złóż oraz transpiracji. W tabeli 5 zestawiono średnie wartości transpiracji dla okresu wegetacyjnego i poza wegetacyjnego dla warunków pracy obiektów pilotowych (podanych w tabeli 4) oraz z uwzględnieniem opadów atmosferycznych w roku 008.

8 16 Rodzaj Tabela 5. Bilans wodny dla obiektów pilotowych zasiedlonych trzciną, zasilanych odciekami odcieków OH [mm/d ] Opady atmosferyczne [mm/d]* Parowanie z wolnej powierzchni [mm/d] okres wegetacyjny Transpiracjia [mm/d] Odpływ [dm /d] OOŚ 15,0 58,4,0 4,0 67,4 OS 4,6 58,4,0 4,0 77,0 okres poza wegetacyjny OOŚ 15,0 40,8 0,6 0,0 55. OS 4,6 40,8 0,6 0, *Obliczenia przeprowadzono na podstawie danych uzyskanych w 008 w Stacji Meteorologicznej Wydziału Inżynierii Lądowej i Środowiska Politechniki Gdańskeij w Gdańsku Na podstawie bilansu wodnego wykazano, iż proces ewapotranspiracji nie będzie miał istotnego wpływu na skuteczność oczyszczania odcieków. Ocenia się iż, łączny wpływ ewapotranspiracji zostanie skompensowany opadem atmosferycznym, którego wielkość średnia w miesiącach wegetacyjnych znacznie przekracza możliwości transpiracyjne trzciny wynoszące wg Headley i in., (009) do 0 mm/d. Wnioski 1. Powstające odcieki na składowisku odpadów komunalnych jak i odcieki z odwadniania przefermentowanych odadów ściekowych charakteryzują się wysokimi stężeniami zanieczyszczeń, przede wszystkim substancji organicznej oraz azotu amonowego.. Wartość ilorazu BZT 5 /ChZT oraz BZT 5 /ChZT f po filtracji wskazują, iż substancję organiczną w obu rodzajach odcieków stanowi zawiesina o niskiej podatności na biodegradację.. Obecność wysokich stężeń azotu przede wszystkim w formie azotu Kiejdahla powoduje, że konwencjonalne metody biologiczne np. z osadem czynnym mają ograniczone zastosowanie do oczyszczania tego typu odcieków. 4. Ocena zmniejszenia ilości oczyszczanych odcieków wskutek ewapotranspiracji wykazała, że proces ten nie będzie miał istotnego wpływu na zatężanie zanieczyszczeń w oczyszczanych odciekach. 5. Przewidywana efektywność oczyszczania odcieków w sekwencyjnie pracujących złożach VF-CW pozwoli na zapewnienie stężenia azotu ogólnego na poziomie porównywalnym do jego stężeń w ściekach surowych doprowadzanych do oczyszczalni. Oznacza to, że oczyszczanie odcieki w złożach hydrofitowych mogą zasilać układ oczyszczania ścieków w konwencjonalnych oczyszczalniach. Podziękowania Praca została wykonana w ramach projektu badawczego PL 0085 finansowanego przez Norweski Mechanizm Finansowy oraz Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego E007/P01/007/01 Autorki pragną szczególnie podziękować firmom: Gdańskiej Infrastruktrukturze Wodociagowo-Kanalizacyjnej Sp. z o.o (właścicielowi) oraz Saur Neptun Gdańsk S.A.(eksploatatorowi) i ELWOZ Sp. z o.o., filia Sierakowice za udzielenie zgody na budowę obiektów pilotowych i możliwość prowadzenia badań na terenie MOŚ w Gdańsku i MSOS w Chlewnicy. Literatura BOUTIN C., LIENARD A., ESSER D.; 1997, Development of a new generation of reed-beds filters in France: First results, Water Science &. Technology, vol. 5, No. 5, pp BULC T.G.; 006, Long term performance of a constructed wetland for landfill leachate treatment, Ecological Engineering 6, pp CHRISTENSEN T.H., KJELDSEN P., BJERG P.L., JENSEN D.L., CHRISTENSEN J.B., BAUN A., ALBRECHTSEN H.J., HERON G.; 001, Biogeochemistry of landfill leachate plumes Review, Applied Geochemistry 16, pp

9 17 FUX C., BOEHLER M., HUBER P., BRUNNER I., SIEGRIST H.; 00, Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant, Journal of Biotechnology 99, pp FUX C., LANGE K., FAESSELER A., HUBER P., GRUENIGER B., SIEGRIST H.; 00, Nitrogen removal from digester supernatant via nitrite-sbr or SHARON?, Water Science & Technology, vol. 48, No. 8, pp FUX C.,VALTEN S., CAROZZI V., SOLLEY D., KELLER J.; 006, Efficient and stable nitrification and denitrification of ammoniumrich sludge dewatering liquor using SBR with continous loading, Water Research, vol. 40, No. 14, pp GAJEWSKA M., OBARSKA-PEMPKOWIAK H.; 008, The influence of return flow of reject water from sludge dewatering on WWTP operation (In Polish), Chemical Industry, No. 5, pp HEADLEY T., DAVISON L., HUETT D., MULLER R.; 009, Evapotranspiration from pilot-scale horizontal subsurface flow Phragmites australis wetlands in sub-tropical and temperate climate, in; 7 th International Workshop on Nutrient Cycling and Retention in Natural and Constructed Wetlands, Treboń, Czech Republic, pp.-6. HANS M., VAN DER ROEST J., VAN DER ROEST H.; 1997 Don t reject the idea of treating reject water, Water Science & Technology, vol. 5, No. 10, pp JEAVONS J., STOKES L., UPTON J., BINGLEY M.; 1998, Successful side stream nitrification of digested sludge liquors, Water Science & Technology, vol. 8, No., pp JOHANSSON WESTHOLM L; 00, Leachate treatment with use of SBR-technology combined with a constructed wetland system at the Isätra landfill site, Sweden; in: Proc., Sardinia 00, the 9 th International Waste Management and Landfill Symposium, S, Margherita di Pula, Cagliari, Italy, pp KADLEC R.H.; 00, Integrated natural systems for landfill leachate trearment, in; Wetlands nutrients, metals and mass cycling, ed. Vymazal J, Backhuys Publishers, Leiden 00, pp. 1-. KINSLEY C.B., CROLLA A.M., KUYUCAK N., ZIMMER M., LAFLÉCHE A.; 006, Nitrogen dynamics in a constructed wetland system treating landfill leachate, In: Proc, of 10 th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control, Lisbon, Portugal, pp KLIMIUK E., KULIKOWSKA D., KOC- JURCZYK J.; 007, Biological removal of organics and nitrogen from landfill leachates A review, in: Management of pollutant emission from landfills and sludge ed. Pawłowska M., Pawłowski L., Taylor & Francis, London, pp LAURICH F., GUNNER C.; 00, The store and treatment process for sludge liquor management, Water Science Technology, vol. 47, No. 1, pp LO I.M.C.; 1996, Characteristics and treatment of leachates from domestic landfills, Environment International vol., pp MAEHLUM T.; 1995, Treatment of landfill leachate in on-site lagoons and constructed wetlands, Water Science & Technology, vol., No., pp MARTTINEN S.K., KETTUNEN R.H., RINTALA J.A.; 00, Occurrence and removal of organic pollutants in sewages and landfill leachates, The Science of the Total Environment No. 01, pp MOLLE P., LIENARD A., BOUTIN C., MERLIN G., IWEMA A.; 004, How to treat raw sewage with constructed wetlands: An overview of the French systems; in: Proc. of 9 th International Conference on Wetland System for Water Pollution Control, 004, Avignon, France, pp PAXEUS N.; 000, Organic compounds in municipal landfill leachates, Water Science & Technology, vol. 41, No. 7-8, pp. -1. PEVERLY J.H., SURFACE J.M., WANG T.; 1995, Growth and trace metals absorption by Phragmites australis in wetlands constructed for landfill leachate treatment, Ecological Engineering, No. 5, pp PLATZER C., MAUCH K.; 1996, Evaluations concerning soil clogging in vertical flow reed beds-mechanisms, parameters, consequences and solutions?; in: Proc. of 5 th Internatinal Conference on Wetland System for Water Pollution Control, Universitaet fuer Bandenkultur Wien and International Association on Water Quality, Vienna, Chapter IV/-11.

10 18 ROBINSON A.H.; 005, Landfill leachate treatment, Membrane Technology, 1, pp RUSTIGE H., NOLDE E.; 006, Nitrogen elimination from landfill leachates using an extra carbon source in subsurface flow constructed wetlands; in: Proc, of 10 th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control, September Lisbon, Portugal: 9-9, TATSI A.A., ZOUBOLIS A.I.; 00, A field investigation of the quantity and quality of leachate from a municipal waste landfill in a Mediterranean climate (Thessaloniki, Greece), Advances in Environmental Research, No. 6, pp WETT B., ALEX J.; 00, Impact of separate reject water treatment on the overall plant performance, Water Science & Technology, vol. 48, No. 4, pp WOJCIECHOWSKA E., OBARSKA- PEMPKOWIAK H.; 008, Leachate treatment at a pilot plant using hydrophyte systems; in: Management of Pollutant Emission from Landfills and Sludge, ed. Pawłowska M., Pawłowski L., Taylor and Francis, New York 008.