Porównanie zasad projektowania oczyszczalni hydrofitowych stosowanych w Europie

Ze względu na popularyzację lokalnych i indywidualnych oczyszczalni hydrofitowych oraz powiększający się zakres technologii i sposobów ich wykonania w wielu krajach wydawane są coraz nowsze normy i publikacje zawierające zasady projektowania, budowy i eksploatacji oczyszczalni hydrofitowych.

W Polsce metoda hydrofitowa oczyszczania ścieków jest mało znana, a zasady projektowania są niejasne i często oparte na doświadczeniach sprzed wielu lat. Celem artykułu jest analiza najnowszych wytycznych do projektowania stosowanych w krajach europejskich.

Zasada pracy i rodzaje systemów hydrofitowych

Oczyszczalnie hydrofitowe to wysokosprawne systemy biologicznego oczyszczania ścieków wzorowane na naturalnych ekosystemach bagiennych. Zachodzą w nich procesy podobne do tych, które przebiegają w naturalnych mokradłach, np. sedymentacja, filtracja, wegetacja roślinności oraz działalność bakterii i mikroorganizmów powodujących usuwanie m.in. związków węgla, azotu i fosforu.

Odpowiednie projektowanie i konstruowanie takich obiektów zapewnia dużą kontrolę i intensyfikację procesów, np. możliwość sterowania ilością dopływających i odpływających ścieków stwarza jeszcze bardziej dogodne warunki, pozwalające na sprawniejsze oczyszczanie zanieczyszczeń w porównaniu do naturalnych systemów bagiennych [15, 10].

Indywidualne właściwości oczyszczalni hydrofitowej, takie jak: występowanie określonych makrofitów, skład dopływających ścieków, warunki środowiskowe oraz hydrauliczne, wpływają na procesy biochemiczne zachodzące w tych systemach [7, 10, 14]. Ich znajomość oraz zrozumienie są niezbędne do prawidłowego projektowania takich obiektów i w konsekwencji ich prawidłowego i bezawaryjnego funkcjonowania.

W złożu hydrofitowym wyróżnia się strefy tlenowe, beztlenowe oraz redukcyjne, które występują w całej objętości złoża wokół korzeni roślin, co stwarza idealne warunki dla rozwoju różnorodnych mikroorganizmów. Występowanie stref o różnej zawartości tlenu pozwala na symultaniczne przeprowadzanie procesów tlenowych (np. nitryfikacji) i beztlenowych (np. denitryfikacji), co zwiększa efektywność takiej oczyszczalni [7, 10, 5].

Zanieczyszczenia doprowadzane wraz ze ściekami znajdują się na różnych stopniach dyspersji (zawiesina, koloidy i substancje rozpuszczone) i podlegają różnym procesom usuwania (tabela 1).

Ze względu na sposób przepływu oraz rodzaj roślinności zasiedlającej obiekty można je podzielić na systemy z powierzchniowym przepływem (ang. FWS – free water surface lub SF – surface flow) oraz systemy z podpowierzchniowym przepływem (VSB – vegetated sub-merged lub SSF – sub-surface flow) o przepływie pionowym (VSSF – vertical sub-surface flow) lub poziomym (HSSF – horizontal sub-surface flow). Różne rodzaje tych systemów mogą być łączone ze sobą, tworząc systemy kombinowane lub tzw. hybrydowe (rys. 1).

W dalszej części artykułu skoncentrowano się na złożach VSSF ze względu na rosnące zainteresowanie takimi systemami – w porównaniu do innych oczyszczalni hydrofitowych wykazują one najwyższą sprawność oczyszczania przy jednoczesnej najmniejszej powierzchni jednostkowej w m2/RM (RM – równoważny mieszkaniec) [14]. Skuteczność usuwania zanieczyszczeń w poszczególnych systemach przedstawiono w tabeli 2 i 3.

Według definicji podanej w [17] w złożach z podpowierzchniowym przepływem ścieków poziom wody utrzymywany jest poniżej poziomu górnej warstwy filtra, a przepływ odbywa się w zależności od rodzaju filtra w kierunku poziomym lub pionowym.

Ścieki wprowadzane są do oczyszczalni hydrofitowej przez system drenaży rozsączających w taki sposób, żeby umożliwić ich równomierne rozprowadzanie na powierzchni złoża. Następuje filtracja przez matrycę, na którą składa się wypełnienie złoża oraz strefa korzeniowa roślin. W dolnej części systemu znajduje się drenaż pokryty żwirem lub kamieniami, który zbiera podczyszczone ścieki.

Złoża o przepływie pionowym (rys. 2) mają wysoką sprawność usuwania związków organicznych oraz zawiesiny poprzez filtrację. Głównym procesem usuwania azotu jest nitryfikacja ze względu na lepszą dyfuzję tlenu powstałą poprzez rozsączanie ścieków na powierzchni złoża i okresowe zasilanie ściekami. Występują jednak słabe warunki dla denitryfikacji z powodu niedostatecznej liczby stref beztlenowych. Głównym procesem usuwania fosforu jest sorpcja na materiale wypełniającym [15, 10, 12].

Wymiarowanie złóż VSSF według norm i wytycznych

W artykule przedstawiono normy i wytyczne obowiązujące w Danii, Austrii, Niemczech i Francji (tabela 4), porównując najważniejsze parametry przedstawionych w nich systemów VSSF: stopień usuwania zanieczyszczeń (BZT5, ChZT, Zog, Nog, Pog), jednostkową powierzchnie złoża, wysokość złoża oraz liczbę sadzonych roślin.

W tabeli 5 podano obowiązujący w Polsce stopień oczyszczania małej ilości ścieków w zależności od miejsca odprowadzenia na podstawie rozporządzenia w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi [16].

Każda z norm i wytycznych bazuje na wartościach ładunków zanieczyszczeń obowiązujących w poszczególnych krajach – wielkości te zestawiono w tabeli 6.

Wartości przyjmowanych w poszczególnych krajach ładunków BZT5 oraz ChZT są identyczne, a dla azotu ogólnego i fosforu wykazują różnice. We Francji przyjmowane są do projektowania najwyższe ładunki zanieczyszczeń pochodzące od jednego mieszkańca równoważnego. Natomiast w Austrii przyjmuje się najniższy ładunek związków fosforu od RM.

Analiza i porównanie norm

Podstawowym analizowanym parametrem, który pozwala na ocenę i porównanie oczyszczalni hydrofitowych, jest jednostkowa powierzchnia złoża przypadająca na mieszkańca równoważnego (RM). 

Kiedyś wartość tego parametru dochodziła nawet do 7 m2/RM, dziś nadal w wielu przypadkach przekracza 5 m²/RM [14]. Jednostkowe powierzchnie złoża dobierane w poszczególnych systemach przedstawiono na rys. 4. W analizowanych wytycznych europejskich zaleca się przyjmowanie od 2 do 4 m²/RM.

Najwyższą wartość przyjmuje się w Austrii oraz w Niemczech i jest ona równa 4 m²/RM, przy zarazem najniższej całkowitej wysokości złoża ok. 70 cm (Niemcy) oraz 80 cm (Austria;rys. 5) i obsadzie roślin równej 4 i 5 szt./m² (rys. 6). Wszystkie te czynniki wpływają na dłuższe lub krótsze okresy czasu kontaktu ze strefami tlenowymi i beztlenowymi w złożu, powodując nieproporcjonalność w intensywności procesów nitryfikacji i denitryfikacji.

Obiekty zaprojektowane i wykonane według analizowanych zasad zapewniają zbliżone i wysokie skuteczności usuwania materii organicznej. Efektywność usuwania BZT₅ jest zmienna w małym zakresie, średnia wynosi 97%. Natomiast średnia wartość usuwania materii organicznej wyrażona w ChZT wynosi 92% i zmienia się w nieco szerszym zakresie, co wynika najprawdopodobniej ze składu ścieków. 

Nieznana jest skuteczność usuwania ChZT w systemach duńskich – ze względu na brak zapisów prawnych dotyczących usuwania tego ładunku w przydomowych oczyszczalniach wskaźnik ten często nie jest monitorowany.

System francuski charakteryzuje się również wysoką sprawnością usuwania Z_og(dane dla innych systemów nie zostały opublikowane, ale prawdopodobnie również kształtują się na wysokim poziomie ok. 90%). Autorzy wszystkich dotychczasowych publikacji są zgodni, że oczyszczalnie hydrofitowe typu VSSF zapewniają bardzo skuteczne usuwanie zawiesiny ogólnej, w tym zawiesiny organicznej (powyżej 90%).

Prawdopodobnie z tego powodu ten wskaźnik jakości ścieków jest pomijany w wielu wytycznych i zakłada się spełnienie przez oczyszczalnie wymogu usuwania tego wskaźnika zanieczyszczeń. Jedynie w wytycznych francuskich znajduje się zapis dotyczący bardzo wysokiej skuteczności usuwania zawiesiny organicznej – 97% (rys. 7). 

Efektywność usuwania azotu w poszczególnych systemach jest bardzo zróżnicowana (rys. 8). Szczególnie w przypadku systemu francuskiego, gdzie usuwanie N_og wynosi 90%, co przekracza o ok. 30% średnią sprawność usuwania azotu ogólnego dla wszystkich przedstawionych systemów. Należy również zwrócić uwagę, że w systemie austriackim najlepiej przebiega nitryfikacja (99,1% dla NH₄-N) przy zarazem najsłabszym usuwaniu N_og (32,8%). 

Zróżnicowane poziomy usuwania azotu ogólnego spowodowane są zapewne zastosowaniem różnych materiałów wypełniających złoże, ich wysokości, a także liczby zasadzonych roślin oraz dawek ścieków podawanych na złoże. Systemy mające większą miąższość złoża sprzyjają nitryfikacji w górnej warstwie i denitryfikacji w dolnej, np. system duński czy francuski. W płytszych złożach stosowanych w Austrii występuje jedynie nitryfikacja.

Usuwanie fosforu ogólnego jest również zróżnicowane – przy wartości minimalnej równej 30% (Dania) oraz maksymalnej 60% (Niemcy) średni stopień redukcji wynosi ok. 40%. W celu zwiększenia sprawności należałoby w takim przypadku zastosować dodatkowe metody, takie jak chemiczne strącanie fosforu już w osadniku gnilnym lub domieszka do materiału filtracyjnego medium, zapewniające dużą pojemność sorpcyjną fosforu, np. Filtralite, skruszony marmur czy też kalcyt.

Metoda obliczeniowa według równania kinetyki reakcji I rzędu

Oprócz metody polegającej na doborze odpowiednich wartości jednostkowej powierzchni i wysokości złoża na podstawie norm i wytycznych istnieją również bardziej złożone metody obliczeniowe. Przykładem mogą być równania regresji zaprezentowane m.in. w [18 lub 6] czy też metoda równania kinetyki reakcji I rzędu zazwyczaj stosowana w Polsce.

Równanie kinetyki reakcji I rzędu do wymiarowania złóż hydrofitowych przyjmuje postać (1) podaną w [6]:

(1)

gdzie:
C_o – stężenie zanieczyszczenia w odpływie, mg/dm³;
C_i – stężenie zawiesiny organicznej w dopływie, mg/dm³;
k_p(t) – stała szybkości reakcji I rzędu zależna od czasu zatrzymania, d^–1;
t – czas zatrzymania ścieków w złożu, d^–1.

Natomiast czas zatrzymania ścieków w złożu wyznaczany jest z równania:

(2)

gdzie:
e_g – współczynnik porowatości złoża;
A – powierzchnia złoża, m²;
h – wysokość złoża, m;
Q – ilość dopływających ścieków do złoża, m³/d.

Powierzchnię złoża można wyznaczyć, podstawiając równanie (2) do (1):

(3)

Określenie wysokości materiału filtracyjnego złoża o przepływie pionowym VSSF będącego w kontakcie ze ściekami jest trudne, wiąże się to z problemem w wyznaczaniu czasu zatrzymania ścieków z równania (2). W [6] zaproponowano jednak użycie zmodyfikowanej stałej szybkości reakcji I rzędu (4):

(4)

gdzie:
k – zmodyfikowana stała szybkości reakcji, m/d;
h – wysokość złoża, m;
e_g – współczynnik porowatości złoża;
k_p(T) – stała szybkości reakcji I rzędu zależna od temperatury, d–1.

Wartość k_p(T) zależy od temperatury. Najczęściej uzyskiwana jest poprzez zastosowanie równania Arrheniusa (5):

(5)

gdzie:
k_p(20) – stała szybkości reakcji dla 20°C, d^–1;
q – współczynnik Arrheniusa;
T – temperatura, °C.

Przykładowe wartości stałej szybkości reakcji I rzędu dla substancji organicznej i azotu przedstawiono w tabeli 7.

W celu wyznaczenia niezbędnej powierzchni złoża, żeby zapewnić usuwanie wymaganych rozporządzeniem zanieczyszczeń, przekształcamy równanie (5) i (3), otrzymując ostatecznie postać:

(6)

Obliczenia wykonujemy dla poszczególnych wskaźników zanieczyszczeń, przyjmując następnie największą z wyliczonych powierzchni. Jest to najczęściej powierzchnia pozwalająca skutecznie usunąć związki azotu.

Podsumowanie

Oczyszczalnie hydrofitowe stosowane są szeroko na całym świecie do oczyszczania różnego rodzaju ścieków. W Europie pracują dziesiątki tysięcy takich systemów, a mimo to tylko w kilku krajach europejskich funkcjonują jasne zasady ich projektowania zebrane w postaci norm czy wytycznych.

Normy pozwalają zwymiarować złoże hydrofitowe bez konieczności doboru różnych współczynników czy przeprowadzania obliczeń szybkości reakcji biochemicznych zachodzących w złożu. Wytyczne zawierają znormalizowane wartości, takie jak: jednostkowa powierzchnia złoża, wysokość i skład poszczególnych warstw złoża, liczba i rodzaj roślin oraz ilość i skład produkowanych ścieków przypadających na jednego mieszkańca równoważnego. 

Taka procedura ułatwia wymiarowanie i zapewnia dotrzymanie odpowiednich wartości ładunków zanieczyszczeń w oczyszczonych ściekach. Korzystanie z wytycznych jest idealnym rozwiązaniem, gdy założenia projektowanego obiektu są identyczne lub zbliżone do tych zawartych w normie. 

Ścisłe przestrzeganie tych zaleceń zagwarantuje prawidłową pracę oczyszczalni. Jednak w przypadku dużych odstępstw od założeń zawartych w normach należałoby użyć dokładniejszej metody obliczeniowej.

Metody obliczeniowe polegają na zastosowaniu równań i modeli matematycznych pozwalających zwymiarować złoże hydrofitowe na podstawie odpowiednich parametrów wejściowych i wyjściowych. 

Nieznajomość niektórych współczynników czy parametrów może skomplikować proces projektowania i niekiedy doprowadza do przewymiarowania złoża, dlatego metoda ta jest zalecana osobom doświadczonym i mającym kwalifikacje w tym zakresie. Mimo to wydaje się być dobrym rozwiązaniem przy projektowaniu większych oczyszczalni hydrofitowych lub w przypadku obiektów niestandardowych.

Wszystkie przedstawione w artykule normy i wytyczne mogą zostać wykorzystane przy projektowaniu przydomowych oczyszczalni hydrofitowych w Polsce, w przypadku gdy oczyszczone ścieki odprowadzane są do gruntu i ich ilość nie przekracza 5 m3/d. Uzyskane wartości ładunków zanieczyszczeń w odpływie z takich oczyszczalni są kilkukrotnie niższe niż wymagane w paragrafie 11 pkt 5 rozporządzenia w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub ziemi [16]. 

Przy zwiększeniu skuteczności usuwania fosforu ogólnego, np. poprzez zastosowanie procesu strącania fosforu w osadniku gnilnym, będzie również możliwe dotrzymanie warunków w przypadku odprowadzania ścieków oczyszczonych do urządzeń wodnych.

Wszystkie przedstawione procedury wymiarowania służą minimalizacji powierzchni złoża przy jednoczesnym zachowaniu wysokiej sprawności oczyszczania, jednak jednostkowe powierzchnie zalecane w poszczególnych normach wykazują różnice. Spowodowane jest to m.in. różnymi wymaganiami co do ładunków zanieczyszczeń w odpływie z oczyszczalni, zastosowaniem różnych wysokości, składów i porowatości złóż, dostępnością surowców, użytymi roślinami oraz występującymi warunkami klimatycznymi. 

Jednak taka dywersyfikacja w normach wydaje się potrzebna ze względu na dostosowanie wytycznych projektowania do warunków panujących na danych obszarach. Konieczne zatem staje się opracowanie zasad i norm projektowania oczyszczalni hydrofitowych w Polsce.

Literatura

1. Arbeitsblatt DWA-A 262 Grundsätze für Bemessung, Bau und Betrieb von Pflanzenkläranlagen mit bepflanzten Bodenfiltern zur biologischen Reinigung kommunalen Abwassers, Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e.V., Niemcy, 2006.
2. Boutin C., Liénard A., Constructed wetlands for wastewater treatment: the French experience, 1st International Seminar on „The use of aquatic macrophytes for wastewater treatment in constructed wetlands”, Portugal, 2003.
3. Boutin C., Liénard A., Lesavre J., Wastewater treatment plants for small communities: Five attached- growth cultures on fine media, 1. Congrés Mondial de l’IWA, Paris 2000.
4. Brix H., Johansen N.H., Retningslinier for etablering af beplantede filteranlæg op til 30 PE, „Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning” No. 52, 2004.
5. Gajewska M., Wpływ składu chemicznego ścieków i odcieków na specjację, konwersje i usuwanie azotu w oczyszczalniach hydrofitowych, seria Monografie nr 136, Wydawnictwo Politechniki Gdańskiej, Gdańsk 2013.
6. Kadlec R.H., Knight R.L., Treatment Wetlands, Lewis Publishers, New York, 1996.
7. Kadlec R.H., Wallace S.D., Treatment Wetlands, Second Edition, CRC Press, Boca Raton, USA, 2009.
8. Kajumulo Tibaijuka A., Dzikus A., Constructed Wetlands Manual, United Nations Human Settlements Programme UN-HABITAT, Kenia, 2008.
9. Mitter-Reichmann G., Treatment wetlands in Austria: Practical experiences in planning, construction and maintance, Sustainable Sanitation Practice, Issue 12, 7/2012.
10. Obarska-Pempkowiak H., Gajewska M., Wojciechowska E., Hydrofitowe oczyszczalnie wód i ścieków, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 2010.
11. ÖNORM B 2505 Kläranlagen. Intermittierend beschickte Bodenfilter (Pflanzenkläranlagen). Anwendung, Bemessung, Bau, Betrieb, Wartung und Überprüfung, Austrian Standards Institute, Austria, 2009.
12. Szymura M., Szymura T., Dunajski A., Bergier T., Oczyszczalnie roślinne jako rozwiązanie problemów ścieków w obiektach zabudowy rozproszonej, Wrocław 2010.
13. Troesch S., Esser D., Constructed wetlands for the Treatment of Raw Wastewater: the French experience, Sustainable Sanitation Practice, Issue 12, 7/2012.
14. Vymazal J., Constructed Wetlands for Wastewater Treatment, „Water” Vol. 2, 2010.
15. Vymazal J., Kröpfelová L., Wastewater Treatment in Constructed Wetlands with Horizontal Sub-Surface Flow, „Environmental Pollution” Vol. 14. Springer, Niemcy, 2008.
16. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 2006 r. w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi, oraz w sprawie substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego (DzU nr 137/2006, poz. 984).
17. Obarska-Pempkowiak H., Oczyszczalnie hydrofitowe, Wydawnictwo Politechniki Gdańskiej, Gdańsk 2002.
18. Gumbricht T., Nutrient removal processes in fresh-water submersed macrophyte systems, „Ecological Engineering” Vol. 2, 1993.

Chcesz być na bieżąco? Zapisz się do naszego newslettera!