OIL-POLLUTED WASTEWATER TREATMENT ON CONSTRUCTED WETLAND BEDS WITH USING OF THE MACROPHYTES: PHRAGMITES AUSTRALIS AND SALIX VIMINALIS

Transkrypt

1 OCZYSZCZANIE ŚCIEKÓW ZAWIERAJĄCYCH ROPOPOCHODNE NA ZŁOŻACH HYDROFITOWYCH Z WYKORZYSTANIEM MAKROFITÓW: PHRAGMITES AUSTRALIS I SALIX VIMINALIS OIL-POLLUTED WASTEWATER TREATMENT ON CONSTRUCTED WETLAND BEDS WITH USING OF THE MACROPHYTES: PHRAGMITES AUSTRALIS AND SALIX VIMINALIS Tomasz Bergier, Agnieszka Włodyka-Bergier Akademia Górniczo-Hutnicza w Krakowie; Wydział Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska, Katedra Kształtowania i Ochrony Środowiska tbergier@agh.edu.pl ABSTRACT In the paper, the research results on the oil derivatives removal on constructed wetlands have been presented. The research has been realized as the pot experiments with two macrophyte species: Phragmites australis and Salix viminalis; the control bed without plants has been also used. Four values of retention time have been examined: 0 h, 12 h, 24 h, 48 h. In the research three concentrations of model synthetic wastewater have been used to simulate real motorway and parking runoff. The experiments results have proved the high aliphatic hydrocarbons removal efficiency on the examined constructed wetland beds (92% - 100%). The best results have been observed for the Phragmites australis beds, and worst for the beds without plants. Keywords: constructed wetlands, motorway runoff, aliphatic hydrocarbons 1. WPROWADZENIE Poszukiwanie racjonalnego sposobu oczyszczania ścieków deszczowych jest jednym z najpilniejszych wyzwań w gospodarce wodnej zarówno w Polsce (Sawicka-Siarkiewicz, 2003), jak i na świecie (Shutes at al, 1999). Na skutek rozwoju cywilizacji i powiększania się powierzchni terenów zurbanizowanych, znacznie zwiększa się ilość tych ścieków racjonalne postępowanie z nimi nabiera ogromnego znaczenia, a stosowane w Polsce na szeroką skalę mieszanie wód deszczowych ze ściekami bytowymi jest rozwiązaniem przestarzałym. Problem jest szczególnie skomplikowany w przypadku wód deszczowych pochodzących z dróg i parkingów ze względu na obecność związków ropopochodnych istnieje konieczność ich wstępnego podczyszczenia przed odprowadzeniem do sieci kanalizacyjnej (Obarska-Pempkowiak i in., 2008). W tym celu stosuje się separatory substancji ropopochodnych rozwiązanie obarczone szeregiem wad, z których najważniejsze to wysoka kosztowność, powstawanie niebezpiecznego, trudnego do zagospodarowania odpadu, konieczność okresowego opróżniania i transportowania. W krajach rozwiniętych na coraz większą skalę stosuje się technologię hydrofitową do oczyszczania wód deszczowych z dróg i parkingów (Magmedov i in., 1996; Muhammad, 2006); pozwalają one na efektywne i ekonomiczne oczyszczenie wód deszczowych u źródła ich powstawania. Duża odporność roślin wyższych na zmienne warunki wodne i wysokie stężenia zanieczyszczeń (Bergier, 2003), w tym również związków ropopochodnych (Sriyaraj, 2001), wysoka aktywność i różnorodność mikroorganizmów systemu mokradłowego, stosunkowo łatwe i niekosztowne utrzymanie tych obiektów, dodatkowe korzyści wynikające z ich zastosowania (wzrost bioróżnorodności, aspekt estetyczny) to najważniejsze czynniki, które powodują rosnącą popularność systemów hydrofitowych (Knight i in., 1998; Simi, 1999). Poza tym, odprowadzanie wód deszczowych ze zlewni na coraz szerszą skalę powoduje istotne zmiany w obiegu hydrologicznym; zaburza się lokalna retencja, zmniejsza się ilość wody krążącej w tzw. małym obiegu, występują duże wahania w odpływie do wód powierzchniowych, powodując występowanie zjawisk ekstremalnych (powodzie, susze).

2 18 Stosowanie obiektów hydrofitowych może również pomóc rozwiązać te problemy (Muhammad, 2006). Powyższe fakty oraz brak polskich badań w tym zakresie, skłoniły autorów do podjęcia badań nad możliwościami usuwania zanieczyszczeń ropopochodnych na oczyszczalniach hydrofitowych w warunkach polskich. W artykule przedstawiono wyniki badań laboratoryjnych na wazonowych złożach hydrofitowych zasilanych modelowymi ściekami zawierającymi związki ropopochodne, w szczególności przedyskutowano efektywność usuwania tych związków, krótko omówiono również wpływ ścieków na kondycję roślin. 2. METODYKA BADAŃ Doświadczenia prowadzono na modelowych hydrofitowych oczyszczalniach wazonowych w okresie od 25 marca do 12 czerwca 2008 roku przy wpływie warunków atmosferycznych, jednak pod zadaszeniem, w celu uniknięcia mieszania się ścieków z wodami opadowymi. Badania prowadzono w 9 pracujących równolegle modelach symulujących złoże z trzciną pospolitą (Phragmites australis) i wierzbą energetyczną (Salix viminalis) oraz złoże bez roślin (złoże kontrolne). Do badań zastosowano ścieki syntetyczne w trzech różnych stężeniach, symulujące grupę ścieków z dróg i autostrad oraz ścieki ze stacji paliw i stacji mycia pojazdów. Monitorowanym parametrem była zawartość sumy węglowodorów alifatycznych od C7 do C30 (SWA) oznaczanych metodą chromatografii gazowej. Dodatkowe dwa modele złoża z wierzbą i trzciną zasilano czystą wodą. Modele te zostały stworzone jako porównawcze przy obserwacji wpływu substancji ropopochodnych na wzrost roślin w modelach zasilanych ściekiem zawierającym substancje ropopochodne. Rozpatrywano czasy zatrzymania ścieków w złożu równe 0 h (przelanie ścieków przez złoże), 12 h, 24 h i 48 h, które odpowiadają czasom najczęściej stosowanym przy projektowaniu oczyszczalni hydrofitowych w skali technicznej Modele złóż Modele złóż stanowiły 20 litrowe pojemniki (wazony) z tworzywa sztucznego. Każdy z pojemników w spodniej części miał zamocowany odpowiednio zabezpieczony zawór kulkowy. Takie umieszczenie zaworu miało na celu umożliwienie pobierania ścieku z całej objętości wazonu (ścieków z poszczególnych doświadczeń nie mieszano). Wazony wypełniono grysem (klasa I, gatunek I, frakcja 8-12 mm) do ¾ objętości, zakupionym w Kopalni Odkrywkowej Surowców Drogowych w Rudawie Nasadzanie roślin Sadzonki wierzby zostały pozyskane w formie zrzezów z prywatnej hodowli. Dwa dni przed planowanym sadzeniem zrzezy zostały umieszczone w pojemniku z wodą w celu wstępnego ukorzenienia. Sadzonki trzciny zostały pobrane 25 marca 2008 r. w miejscowości Szczyglice koło Krakowa z prywatnych stawów hodowlanych. Podziemne części roślin zostały dokładnie opłukane z wszelkich zanieczyszczeń i umieszczone w wypełnionym wodą pojemniku do momentu sadzenia. Rośliny w modelowych wazonach zostały posadzone 28 marca 2008 r.. W czterech modelach nasadzono trzcinę polpolitą (Phragmites australis), w kolejnych czterech wierzbę energetyczną (Salix viminalis), w trzech wazonach pozostawiono samo kruszywo. Po posadzeniu roślin wszystkie wazony zostały dwukrotnie zalane wodą w celu wypłukania pozostałego w kruszywie pyłu i ewentualnych zanieczyszczeń. Wstępny okres badań był przeznaczony na dobre ukorzenienie się roślin. Na samym początku doświadczenia rośliny zalano modelowymi ściekami na trzy doby, w celu przyzwyczajenia roślin do substancji ropopochodnych. Po tym okresie przez dwa tygodnie rośliny były regularnie podlewane czystą wodą do poziomu żwiru. Przed właściwymi badaniami każde złoże zalewano przez 9 dni co 72 h ściekami o odpowiednim dla danego wazonu stężeniu Ścieki modelowe Syntetyczny ściek modelowy stanowiła mieszanina wody i oleju napędowego. Ściek przygotowywano każdorazowo tuż przed zalaniem wazonów modelowych. Do całości badań zakupiono jednorazowo większą ilość oleju napędowego (EKODIESEL, stacja paliw Orlen przy ulicy Armii Krajowej w Krakowie). Ścieki modelowe symulowano w trzech różnych stężeniach SWA: 5366,6 µg/l; 13196,6 µg/l i 23420,4 µg/l. Stężenia te reprezentowały wartości stężeń węglowodorów przedostających się do środowiska w spływach powierzchniowych z dróg i parkingów (Göbel, 2007). Te trzy stężenia węglowodorów były symulowane poprzez dodanie odpowiednio: 0,025 ml; 0,05 ml i 0,1 ml oleju napędowego na 1 litr wody. Poza zbadaniem efektywności oczyszczania tych ścieków na oczyszczalniach hydrobotanicznych robiono obserwacje

3 19 odporności rozpatrywanych roślin na zadawane dawki węglowodorów Pomiar SWA Stężenie węglowodorów alifatycznych było mierzone na chromatografie gazowym Trace Ultra z detektorem masowym DSQ-II firmy Thermo. Gazem nośnym był hel. Rozdziału związków dokonano na kolumnie kapilarnej RxiTM-1ms firmy Restek (100% polydimetylsiloxan; grubość filmu 0,25 µm; długość kolumny 30 m; średnica kolumny 0,25 mm). SWA ekstrahowano z wody motodą cieczciecz z wykorzystaniem n-pentanu zgodnie z Polską Normą PN-C Zastosowany program temperaturowy to: 35 C (2 min) do 130 C (0 min), z narostem temperatury 8 C/min, 130 C (0 min) do 325 C (0 min), z narostem temperatury 5 C/min. 3. WYNIKI I DYSKUSJA WYNIKÓW 3.1. Usuwanie SWA Wyniki z przeprowadzonych eksperymentów przedstawiono w tabelach 1-3 i zobrazowano na rysunkach 1-3. Dla wszystkich złóż i wszystkich czasów zatrzymania ścieków w złożach, a także dla rozpatrywanych trzech stężeń SWA w ściekach modelowych zaobserwowano bardzo wysoką efektywność usuwania węglowodorów alifatycznych od 92% do 100%. Obserwowane stężenia SWA nie przekraczały 663,5 µg/l taką wartość SWA uzyskano dla złoża kontrolnego, czasu zatrzymania 0 h i najwyższego stężenia SWA w ścieku modelowym 23420,4 µg/l. Otrzymane stężenia SWA w wypływach z modelowych oczyszczalni są znacznie mniejsze niż wartości dopuszczalne przez polskie prawo (15 mg/l) i jak pokazały badania już bezpośrednie przepuszczenie ścieków przez złoże (czas zatrzymania 0h) powoduje obniżenie SWA poniżej dopuszczalnego poziomu. Zatrzymanie ścieków w złożu na 24 h czy 48 h powodowało niemal całkowite usunięcie węglowodorów alifatycznych ze ścieków. Złoże z Phragmites australis (PA) wykazało się największą efektywnością usuwania SWA ze ścieków (98-100%), następnie złoże z Salix viminalis (SV) (97-100%), a złoże kontrolne (ZK) najmniejszą (92-100%), przy czym wypływ ze złoża z Phragmites australis dla czasów zatrzymania dłuższych niż 0 h charakteryzował się wyższą zawartością węglowodorów alifatycznych niż te ze złóż kontrolnych i z Salix viminalis. Dla wszystkich początkowych stężeń SWA w ściekach modelowych ich efektywność usuwania była wyższa dla dłuższych czasów zatrzymania ścieków w złożach; dla czasu zatrzymania 0 h efektywność ta wynosiła ponad 98%, dla 12 i 24 h: %, dla 48 h efektywność usuwania SWA wynosiła 100%. Wysoka efektywność usuwania SWA zaobserwowana zarówno dla złóż z roślinami jak i kontrolnych, wskazuje, że dominującym mechanizmem usuwania zanieczyszczeń jest najprawdopodobniej adsorpcja na wypełnieniu mineralnym (żwirze). Jednak kilkuprocentowe różnice w efektywności pomiędzy złożami kontrolnymi a roślinnymi wskazują, że makrofity oraz procesy charakterystyczne dla systemu mokradłowego przyczyniają się również do usuwania zanieczyszczeń ropopochodnych. Obecność i aktywność roślin, poza efektem estetycznym, przyczynia się do rozwoju mikroorganizmów, a co za tym idzie do biochemicznego rozkładu węglowodorów, dzięki czemu poprawia się efektywność oczyszczalni, a jej praca jest bardziej stabilna, zwłaszcza w długim horyzoncie czasu, wydłuża się jej żywotność. Jednak dla zweryfikowania powyższej tezy niezbędne byłoby przeprowadzenie długoterminowych, szczegółowych badań nad hydrofitowym oczyszczaniem spływu powierzchniowego z dróg i parkingów w pół technicznej skali.

4 20 Tabela. 1. Stężenie węglowodorów alifatycznych w wypływie z modelowych złóż dla różnych czasów zatrzymania ścieków w złożu (stężenie początkowe sumy węglowodorów C7-C ,6 µg/l) Złoże (czas zatrzymania) Stężenie węglowodorów alifatycznych [µg/l] C8 C10 C12 C14 C16 C18 C20 C22 C24 C26 C28 C30 Suma C7-C30 Stężenie początkowe [µg/l] 19,2 130,5 474,0 374,7 367,8 374,8 387,8 327,4 179,5 43,4 4,2 ppo 5366,6 ZK (0h) 7,3 3,85 18,7 36,45 38, ,5 30,1 13,05 3,55 ppo ppo 455,5 PA (0h) ppo ppo 5,1 9,9 11,4 10,7 10,0 6,7 3,0 ppo ppo ppo 113,4 SV (0h) ppo ppo 9,1 12,4 13,2 13,8 14,0 10,0 4,1 2,7 ppo ppo 158,1 ZK (12h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo PA (12h) 9,2 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 18,4 SV (12h) 3,2 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 6,4 ZK (24h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo PA (24h) 2,9 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 5,8 SV (24h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ZK (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo PA (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo SV (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo poniżej progu oznaczalności; PA Phragmites australis, SV Salix viminalis, ZK złoże kontrolne

5 21 Tabela. 2. Stężenie węglowodorów alifatycznych w wypływie z modelowych złóż dla różnych czasów zatrzymania ścieków w złożu (stężenie początkowe sumy węglowodorów C7-C ,6 µg/l) Złoże (czas zatrzymania) Stężenie węglowodorów alifatycznych [µg/l] C8 C10 C12 C14 C16 C18 C20 C22 C24 C26 C28 C30 Suma C7-C30 Stężenie początkowe [µg/l] 29,7 348,8 1203,2 953,2 954, ,7 715,1 360,1 71,6 7,7 1, ,6 ZK (0h) 2,4 6,7 27,8 31,0 32,3 33,9 34,8 29,2 13,0 3,4 ppo ppo 428,6 PA (0h) 17,4 2,5 9,1 12,4 13,2 13,8 14,0 10,0 4,2 2,7 ppo ppo 198,0 SV (0h) ppo 3,15 8,4 16,8 19,5 18,9 18,3 13,7 6,15 ppo ppo ppo 209,8 ZK (12h) 4,3 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 8,6 PA (12h) 10,3 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 20,6 SV (12h) 3,2 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 6,4 ZK (24h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo PA (24h) 4,5 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 9,0 SV (24h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ZK (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo PA (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo SV (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo poniżej progu oznaczalności; PA Phragmites australis, SV Salix viminalis, ZK złoże kontrolne

6 22 Tabela. 3. Stężenie węglowodorów alifatycznych w wypływie z modelowych złóż dla różnych czasów zatrzymania ścieków w złożu (stężenie początkowe sumy węglowodorów C7-C ,4 µg/l) Złoże (czas zatrzymania) Stężenie węglowodorów alifatycznych [µg/l] C8 C10 C12 C14 C16 C18 C20 C22 C24 C26 C28 C30 Suma C7-C30 Stężenie początkowe [µg/l] 54,2 753,6 2195,3 1605,8 1578,5 1563,4 1679,4 1371,4 699,9 171,4 16,6 20, ,4 ZK (0h) 3,5 9,15 30,6 54,55 54,4 53,8 56,55 45,2 19,8 4,2 ppo ppo 663,5 PA (0h) 5,3 7,0 17,5 27,7 28,3 27,2 26,7 19,3 8,1 2,9 ppo ppo 339,3 SV (0h) ppo 3,5 37,4 41,8 42,1 40,9 42,6 30,7 13,2 2,3 ppo ppo 508,6 ZK (12h) 10,3 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 20,6 PA (12h) 13,1 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 26,2 SV (12h) 5,3 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 10,6 ZK (24h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo PA (24h) 9,6 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 19,2 SV (24h) 2,9 ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo 5,8 ZK (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo PA (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo SV (48h) ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo ppo poniżej progu oznaczalności; PA Phragmites australis, SV Salix viminalis, ZK złoże kontrolne

7 23 suma węglowodorów C7-C30 [ug/l] Stężenie początkowe 5366,6 µg/l czas zatrzymania [h] Złoże Kontrolne (ZK) Złoże z Phragmites australis (PA) Złoże z Salix viminalis (SV) Rys.1. Stężenie SWA w wypływie w zależności od czasu zatrzymania ścieków w złożu (stężenie początkowe 5366,6 µg/l) suma węglowodorów C7-C30 [ug/l] Stężenie początkowe 13196,6 µg/l czas zatrzymania [h] Złoże Kontrolne (ZK) Złoże z Phragmites australis (PA) Złoże z Salix viminalis (SV) Rys.2. Stężenie SWA w wypływie w zależności od czasu zatrzymania ścieków w złożu (stężenie początkowe 13196,6 µg/l) suma węglowodorów C7-C30 [ug/l] Stężenie początkowe 23420,4 µg/l czas zatrzymania [h] Złoże Kontrolne (ZK) Złoże z Phragmites australis (PA) Złoże z Salix viminalis (SV) Rys.3. Stężenie SWA w wypływie w zależności od czasu zatrzymania ścieków w złożu (stężenie początkowe 23420,4 µg/l)

8 Usuwanie poszczególnych węglowodorów alifatycznych Nie wykryto węglowodorów alifatycznych C28 i C30 w żadnej z próbek pobranych na wypływie z oczyszczalni eksperymentalnych. Mogło to być spowodowane dobrym zatrzymywaniem związków o dużych masach cząsteczkowych, a poza tym stężenia tych węglowodorów były najniższe w ściekach modelowych. Węglowodór C8 o najmniejszej liczbie atomów w cząsteczce był usuwany z najmniejszą efektywnością (40-100%). Złoże z Phragmites australis (PA) charakteryzowało się najniższą efektywnością w usuwaniu tego węglowodoru, a złoże kontrolne (ZK) najwyższą. W związku z tym, że ten węglowodór charakteryzował się najwyższą lotnością spośród badanych, najprawdopodobniej parowanie jest głównym procesem prowadzącym do usuwania C8 ze złoża. Trzcina pospolita Phragmites australis charakteryzuje się dobrze rozwiniętym systemem korzeniowym, który prawdopodobnie ograniczał parowanie oktanu. Dla czasu zatrzymania równego 0 h, dla wszystkich rozpatrywanych koncentracji, węglowodory alifatyczne od C10 do C26 były najlepiej usuwane przez złoże z Phragmites australis (PA), a najgorzej przez złoże kontrolne (ZK). Jednak we wszystkich przypadkach efektywność usuwania tych związków była wysoka i mieściła się 90% do 98%. Dla czasów zatrzymania 12 h i 24 h w wycieku analiza wykazała obecność tylko węglowodoru C8, natomiast po 48 h wszystkie analizowane węglowodory były poniżej poziomu oznaczalności Kondycja roślin Po zakończeniu eksperymentów, we wszystkich wazonach z wierzbą Salix viminalis zaobserwowano niekorzystne zmiany (wolniejszy wzrost, pożółkłe liście). Phragmites australis była gatunkiem znacznie bardziej odpornym na obecność i działanie ropopochodnych nie zanotowano żadnych negatywnych zmian, a nawet zaobserwowano lepszy wzrost roślin w porównaniu do wazonu zasilanego czystą wodą. 4. WNIOSKI Przeprowadzone badania wykazały duży potencjał oczyszczalni hydrofitowych do skutecznego usuwania węglowodorów alifatycznych ze ścieków zanieczyszczonych substancjami ropopochodnymi. Dla czasu zatrzymania 48 h zaobserwowano 100% usuwania tych związków dla wszystkich badanych złóż. Jednak rezultaty dla krótszych czasów były również obiecujące i zaobserwowano stosunkowo wysokie efektywności usuwania SWA; w żadnym przypadku nie była ona niższa niż 92%. Zmierzone koncentracje SWA w wypływie ze złóż, we wszystkich przypadkach były znacząco niższe niż wartość dopuszczana przez polskie prawo (15 mg/l) dla sumy węglowodorów w ściekach odprowadzanych do środowiska lub do kanalizacji zbiorczej. Badania wazonowe wykazały wyższą efektywność usuwania węglowodorów alifatycznych przez złoża z roślinami w porównaniu do złóż kontrolnych. Wazony z trzcina Phragmites australis charakteryzowały się najwyższą efektywnością. Jednak różnice między wazonami z roślinami a tymi bez były relatywnie niewielkie (kilka procent), co może wskazywać na adsorpcję na wypełnieniu mineralnym jako dominujące zjawisko usuwania tych związków w krótkoterminowych eksperymentach. Z drugiej strony, lepsza sprawność wazonów z roślinami wskazuje, że procesy biochemicznego rozkładu, charakterystyczne dla systemów mokradłowych, również odgrywają rolę w usuwaniu węglowodorów, co potwierdzają inne badania opisywane w literaturze (Knight i in., 1998; Muhammad, 2006). Jednak aby w pełni poznać działanie oczyszczalni hydrofitowych i ich przydatność w rzeczywistych zastosowaniach, a także w pełni zrozumieć zachodzące zjawiska i procesy, niezbędne byłoby przeprowadzenie długotrwałych badań w półtechnicznej skali. Należałoby również sprawdzić krótsze czasy zatrzymania ścieków w złożu, ponieważ przekłada się to bezpośrednio na wielkość oczyszczalni, a otrzymane wyniki wskazują że czasy retencji ścieków w złożu 12 h, 24 h i 48 h w długoterminowych eksperymentach można z powodzeniem skrócić do kilku godzin. Podsumowując należy stwierdzić, że wyniki przeprowadzonych badań wazonowych potwierdzają tezę, że oczyszczalnie hydrofitowe są obiecującą alternatywą dla konwencjonalnych metod oczyszczania ścieków zawierających ropopochodne i powinny być traktowane jako pełnowartościowe rozwiązanie w trakcie planowania i projektowania systemów oczyszczania ścieków deszczowych z dróg i parkingów. Badania zostały sfinansowane z funduszu badań statutowych Katedry Kształtowania i Ochrony Środowiska AGH.

9 25 LITERATURA BERGIER T., 2003; Mechanizmy usuwania zanieczyszczeń w oczyszczalniach hydrobotanicznych, Inżynieria Środowiska, t. 8, z. 1 GÖBEL P., DIERKES C., COLDEWEY W.G., 2007; Storm water runoff concentration matrix for urban areas, Journal of Contaminant Hydrology, no. 91, vol. 26 KNIGHT R.L, KADLEC R.H., AND OHLENDORF H.M., 1998; The Use of Treatment Wetlands for Petroleum Industry Effluents, API Publication, No MAGMEDOV V. G., ZAKHARCHENKO M. A., YAKOVLEVA L. I., INCE M. E., 1996; The use of constructed wetlands for the treatment of run-off and drainage waters: the UK and Ukraine experience, Water Science and Technology, Vol. 33, No. 4-5, s MUHAMMAD M. A., 2006; Ecological Effectiveness of Constructed Wetlands in Treating Oil Refinery Wastewater. The Second International Conference on Sustainable Heritage Development: Environmental, Cultural, Economic and Social Sustainability, Hanoi and Ha Long Bay, Vietnam OBARSKA-PEMPKOWIAK H., ARENDACZ M., 2008; Systemy hydrofitowe w oczyszczaniu wód opadowych, Wodociągi i kanalizacja, 4 [50] SAWICKA-SIARKIEWICZ H., Ograniczanie zanieczyszczeń w spływach powierzchniowych z dróg. Ocena technologii i zasady wyboru, Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa 2003 SHUTES R. B. E., REVITT D. M., LAGERBERG I. M., BARRAUD V. C. E., 1999; The design of vegetative constructed wetlands for the treatment of highway runoff, The Science of the Total Environment, no. 235, s SIMI A. L., MITCHELL C. A., 1999; Design and Hydraulic Performance of a Constructed Wetland Treating Oil Refinery Wastewater, Water Science and Technology, Vol. 40, No. 3, s SRIYARAJ K., SHUTES R. B. E., 2001; An assessment of the impact of motorway runoff on a pond, wetland and stream, Environmental International, no. 26, s