Természet közeli víztisztítás

Sallai László, Molnár Tamás, Fodor Dezso

SZTE MGK, Takarmányozástani és Muszaki Intézet

(...continued) 3. A szennyezoanyag eltávolítás Mint minden víztisztítási eljárásnak a természet közeli módszereknek is megvannak a szennyezoanyag eltávolítási lehetoségei és korlátjai, e korlátok ismerete elengedhetetlen a méretezéshez és a tervezéshez. A szennyezoanyag eltávolítás hatékonysága többé-kevésbé megjósolható a különbözo paraméterek (mélység, terület, növényzet típusa, elrendezés) alapján, ha tisztában vagyunk a tisztítási folyamat muködésével, teljesíto képességével. Azonban mindig szem elott kell tartani, hogy a szuromezoknek vannak ökológiai törvényszeruségeik (pl.: háttérkoncentráció) és a tervezonek nincs lehetosége bizonyos paraméterek (környezeti hatások) befolyásolására. A szennyezoanyag eltávolítás összefüggései A gyökérzónás szennyvíztisztítók muködésérol nagy mennyiségu adat áll rendelkezésre, de az adatok nem egységesek, az adatsorok különbözo terhelések, geometriai kialakítások, vízhomérsékletek, növényzettípusok, tartózkodási idok mellett lettek felvéve. A technológiai és tervezési feltételek fejlodésével ezeket az adatokat összegezték, csoportosították és összefüggéseket állapítottak meg közöttük. Elterjedt a gyökértéri szennyvíztisztítók muködésének regressziós egyenletekkel, elsorendu egyenletekkel és eltávolítási hatásfokkal való jellemzése. 3.1. A víz megtisztulásának folyamatai A gyökérmezos telepek ideális esetben minden fontosabb szennyezoanyag koncentrációját lecsökkentik a különbözo fizikai, kémiai és biológiai folyamatok révén. Az így átalakuló szennyezok (szerves anyag) egy része azonban rosszul bomló humin anyagokká alakulhat és hosszú távon a gyökérmezoben halmozódhat fel. 3.1.1. Lebego anyagok (TSS) eltávolítása Folyamatok A vízzel telített töltet hézagaiban, üregeiben történik a lebegoanyag eltávolítása. A részecskék leülepedhetnek a pórusokban, fennakadhatnak kis szukületekben, vagy szemcséknek ütközve, adhéziós eroknek köszönhetoen megtapadhatnak. Ezeket a fizikai folyamatokat nevezzük szemcsés töltetu szurésnek. Nagyobb vízsebességnél azonban a megkötött részecskék leszakadhatnak, a szuro regenerációját idézve elo. A lebegoanyagok azonban nem csak eltávoznak, hanem keletkeznek is, amikor a földalatti növényi részek elhalnak, és hulladékuk felaprózódik. A föld alatt élo algák, gombák, baktériumok elpusztulásuk után szintén hozzájárulnak a TSS koncentráció növekedéséhez. Hatékonyság A már említett folyamatoknak köszönhetoen a befolyó nyílás és a kifolyó nyílás között megtett út során a víz TSS tartalma a háttér-koncentrációig csökkenést mutat. Háttér-koncentráció alatt az eltávolítási és reszuszpenziós folyamatok révén kialakuló, tovább már nem csökkentheto szennyezoanyag koncentrációt értjük. Az gyökérmezos telepek általában 80-90%-os TSS koncentráció csökkenést tudnak eloidézni a befolyó szennyvízben (IWA 1995). 11 norvég gyökérmezos telep vizsgálata során a TSS eltávolítási hatásfokok 37-90% között változtak, 70,9%-os átlagos hatásfokkal (Vymazal 2002). Egy dániai egyetemen (University of Aarhus) készült tanulmány szerint, 90 gyökérmezos telep átlagos befolyó víz lebegoanyag koncentrációja 75 mg/l volt, amit a telepek átlagosan 7,6 mg/l- re csökkentettek. Így a dán adatok alapján átlag 89,8%-os TSS eltávolítás volt kimutatható (Mahlum 1998). Az elobb említett hatásfokok a teljes telep (ülepíto, nádágy, utótisztító, stb.) együttes hatásfokát reprezentálják. Eltömodés A felszín alatti átfolyású gyökérmezoknél a lebegoanyagok felhalmozódhatnak a töltet pórustereiben és eltömíthetik azokat. Bár az eltömodést ellensúlyozhatja a szerves anyagok lebomlása, a szervetlen összetevok mindenképp megmaradnak a pórusterekben. A növényi gyökerek szintén csökkenthetik az aktív pórustérfogatot. A sás kb. 30 cm , a nád kb. 20- 40 cm mélyen tömíti el a felso talajréteget. A nád felszín alatti biomassza tömege megközelítoleg 2000 g szárazanyag négyzetméterenként, ami nagyjából megfelel a felso 30 cm-es talajréteg egynegyed térfogatának (IWA 1995). A biológiai folyamatok következtében a töltet pórustérfogatában szárazanyag halmozódik fel. Ez a felhalmozódás csak a befolyó környezetében és a töltet felso hányadában jelentos. Ha pórus térfogat lecsökken, akkor megnövekszik az áramlási sebesség és lecsökken a tartózkodási ido. A pórusterek eltömodésének becslése alapján becsülheto az ágy élettartama. Az eltömíto anyag suruségének függvényében (0,2-2,65 g/cm3) a gyökérmezok várható élettartamát 5 és 100 év között állapították meg (IWA 1995). Szezonális változások Tavasszal és nyáron nagyobb mennyiségu TSS távozik az elfolyó vízzel, mint az oszi és a téli idoszakban. Ennek a legfobb oka az lehet, hogy a melegebb évszakokban a nagyobb biológiai produktivitásnak köszönhetoen több aprószemcsés törmelék képzodik a gyökérmezokben. 3.1.2. A szerves vegyületek eltávolítása, a biológiai oxigénigény (BOI) csökkentése Folyamatok Normál körülmények között a lebego szerves anyagok gyorsan eltávolításra kerülnek ülepedés és szurés következtében. Az oldott szerves vegyületek aerob és anaerob lebontását mikroorganizmusok végzik. Az aerob degradációhoz szükséges oxigén vagy diffúzióval (a levegobol), vagy a gyökérzet oxigén szállító képessége révén pótlódik. A növényzet szerves anyag felvételének mértéke eltörpül a mikrobiológiai lebontás mellett. A mikroorganizmusoknak az élettevékenységük fenntartásához energiaforrásra és szénre van szükségük a sejtanyagok szintéziséhez, de bizonyos szervetlen elemek is esszenciálisak számukra úgy, mint: foszfor, nitrogén, kén, kálium, kalcium és magnézium. A szén két legfobb forrása a szerves vegyületek és a széndioxid. Energiaforrásként fényt, vagy redox reakciókat használnak. A szerves anyag koncentráció csökkentését a heterotróf mikroorganizmusok végzik szerves szén igényük és nagyobb anyagcsere sebességük miatt. Aerob degradáció. A BOI koncentráció csökkentésért legfoképp a heterotróf mikroorganizmusok felelosek. A nem megfelelo oxigén ellátás nagymértékben csökkenti a biológiai oxidációt, ugyanakkor megfelelo oxigén ellátás mellett az elérheto szerves anyag koncentráció válik limitáló értékké a degradációs folyamatban. A lebontási folyamatok nagy része bakteriális filmrétegeken, a töltet, az üledék, a növényi hulladékok és a víz alatti növények felületén játszódik le. Anaerob lebontás A folyamat obligát vagy fakultatív anaerob heterotróf baktériumok közremuködésével megy végbe oxigénmentes közegben, több lépésben. Az elso lépésben a következo termékek képzodhetnek: ecetsav, vajsav, egyéb zsírsavak, tejsav, alkoholok, széndioxid és víz. A következo lépésben a szulfát redukáló és a metán termelo baktériumok hasznosítják a fermentáció elobb említett termékeit. A savtermelo baktériumok viszonylag jó turoképességuek, a metántermelok viszont igen érzékenyek, csak 6,5-7,5 pH tartományban képesek muködni. Az esetleges savtúltermelés miatti alacsony pH a nádágyban leállítja a metántermelés folyamatát, és kellemetlen szagú vegyületek megjelenéséhez vezethet. Megemlítendo, hogy az anaerob degradáció mindig sokkal lassabb, mint az oxidatív lebontás (IWA 1995). Hatékonyság A szerves anyagok biológiai lebontása a BOI csökkentés hatékonyságával jellemezhetok. 107 németországi telep vizsgálata során 83%-os átlagos eltávolítási hatásfokot tapasztaltak (Brix 1988). 3.1.3. Nitrogén eltávolítás A nitrogén egy kulcsfontosságú elem a vizes élohelyek biogeokémiai körfolyamatában. A nitrogén különbözo oxidációs számú formákban fordul elo, és számos fizikai-kémiai folyamatban vesz részt, és alakul át. Folyamatok A legfontosabb szerves nitrogén eltávolító mechanizmus a gyökértéri szennyvíztisztítókban az ammonifikáció, a nitrifikáció és denitrifikáció egymást követo folyamata. A szerves nitrogén hidrolízis és bakteriális tevékenység hatására ammóniává mineralizálódik (ammonifikáció). Az ammónia aerob közegben nitráttá oxidálódik (nitrifikáció). A nitrát nitrogén gázzá (N2), ill. dinitrogén-oxiddá (N2O) alakulhat anoxikus és anaerob közegben (denitrifikáció). Nitrogén eltávolítást a növények is végeznek, a nitrogént beépítik saját biomasszájukba, ami majd a lebomlásuk során szerves nitrogénként újra visszakerülhet a vízbe. Ammónia kipárolgás A vízzel borított üledék és talajrétegek NH3 kigozölgése 7,5 pH érték alatt jelentéktelen és 8 pH-nál sem jelentos. Azonban 9,3 pH-nál az ammónia és az ammónium aránya 1:1 és a kipárolgás miatti veszteség jelentossé válik (Steer 2002). Az algák és a vízinövények fotoszintézise révén kialakulhat ilyen magas pH érték. Ammonifikáció (mineralizáció) Az ammonifikáció egy olyan folyamat, amely során a szerves nitrogén (Org-N) , szervetlen NH4-N-né alakul. Ez a mineralizáció aerob közegben a leggyorsabb. Az ammonifikáció mértéke függ a homérséklettol, a pH-tól, a C:N aránytól, a tápanyagellátottságtól és a talaj szerkezettol. Az optimális pH érték 6,5 és 8,5 között van. Vízzel telített talajokban a pH közel semleges szinten pufferált, jó lefolyású talajokban azonban a pH lecsökkenhet a nitrát felhalmozódás és a hidrogén ion termelodés következtében. Nitrifikáció A nitrifikáció az ammónia oxidációja nitráttá, nitrit közti terméken keresztül. A nitrifikáció egy kemoautotrófikus folyamat. A nitrifikáló baktériumok ammónia és nitrit oxidációjából nyerik az energiát és széndioxidot használnak szénforrásként sejtanyaguk felépítéséhez. A baktériumok oxigént igényelnek a kétlépcsos reakció lebonyolításához. Az elso reakciót kemolitotrófikus (kizárólag aerob) baktériumok hajtják végre energianyerés céljából. A nitrifikáció második lépcsoje a nitrit oxidációja nitráttá. Ezt a folyamatot fakultatív kemolitotrófikus baktériumok végzik, amelyek szerves vegyületeket és nitritet egyaránt tudnak energiaforrásként hasznosítani. A nitrifikációt befolyásolja a pH, a homérséklet, a szervetlen szénforrás, a mikrobális összetétel, az oldott oxigén és az NH4-N koncentráció. Az optimális homérséklet tartomány a talajban 30-40 °C. 15 °C alatt a nitrifikáció nagy mértékben leromlik, és 4-5 °C- on leáll a Nitrosomonas és Nitrobacter fajok szaporodása. A nitrifikáló baktériumok igen érzékenyek számos inhibitorra, beleértve a magas ammónium-nitrogén koncentrációt is. Az optimális pH tartomány szuk (7,5-8,6), de az akklimatizált rendszerek képesek sokkal alacsonyabb pH-n is muködni. Denitrifikáció A nitrát elektron akceptorként való hasznosítása már a teljes oxigén kimerülés elott is megkezdodhet. Mivel ugyanazok a baktériumok (fakultatív anaerob heterotrófok) muködnek közre az aerob és anaerob folyamatok során ezért a denitrifikáció azonnal beindulhat, amint anoxikus körülmények (kb. 300 mV redoxpotenciál) alakulnak ki. Vízzel borított talajokban a nitrifikáció és a denitrifikáció egyidoben is folyhat, ha egymás felett aerob és anaerob rétegek tudnak kialakulni, vagy ha az anaerob talajban aerob rhizoszféra jön létre. Tehát a nitrifikáció és a denitrifikáció lefolyásához az aerob és anaerob körülményeknek térben, vagy idoben egymást követoen kell megvalósulniuk. Növényi nitrogén tápanyagfelvétel A növények tápanyag felvételi sebessége függ a növényi szövet tápanyag tartalmától és a növény nettó produktivitásától (a növekedési sebességtol). A növényzet tápanyag raktározó képessége pedig a szövetek tápanyagtartalmán kívül függ a növény maximális biomassza tömegétol. Egy ideális tápanyag asszimiláló és raktározó növény tehát gyors növekedésu, nagy tápanyagtartalmú és nagyra no. A felvett tápanyagmennyiség, azaz a learatható tápanyagtartalom vízbol kiemelkedo növényzet estén kb. 1000- 2500 kg N ha-1 évente. Eltávolítási hatásfokok Az itt megadott irodalmi adatok a teljes kiépítettségu telepek hatásfokait jellemzik (nemcsak a nádágyakét). Svájcban a gyökérmezos telepeken 13 és 93% közötti NH4-N eltávolítási hatásfokokat mértek, de a telepek legnagyobb része átlagosan jóval 60% felett teljesített. A vizsgált svájci telepeknél a nitrifikáció miatt szinte minden esetben nott az NO3 - N koncentráció az elfolyó vízben. Ahol nem nott a nitrát koncentráció, azt a túlzott hidraulikus terhelés miatt kialakuló oxigénhiánnyal magyarázták. A TN eltávolításra 67% és 86%-os értékeket kaptak (két telep adatai alapján), ezzel bizonyítottnak látták a denitrifikációs folyamatok muködését (Lewis 2000). Szezonális változások Tavasszal és nyáron nagyobb az eltávolított nitrogén mennyisége, mint osszel és télen. A különbség legfobb oka az, hogy a melegebb hónapokban sokkal nagyobb a mikrobiológiai aktivitás, így nyáron a nitrogéneltávolítási sebességi állandó értéke nagyobb, mint a téli idoszakban (IWA 1995). A nitrifikáló fajok nem pusztulnak el egybol a hideg beálltával, hanem késo oszig életben maradnak. Tavasszal pedig egy bizonyos ido szükséges a mikroorganizmusok ismételt megtelepedéséhez. 3.1.4. A foszfor eltávolítása Az épített és a mesterséges vizes élohelyek egyaránt képesek a foszfor eltávolítására, és bizonyos körülmények között kiválthatják a jóval költségesebb kémiai és biológiai eljárásokat. A foszfor a talajjal és az élovilággal interakcióba lép, ami a foszfor hosszú és rövid távú visszatartását eredményezheti a rendszerben. Folyamatok A felszín alatti átfolyású rendszerekben a jól megválasztott töltet, a foszfor nagy mértéku megkötodését teszi lehetové. Azonban egy ido után a mátrix telítodik foszforral, és szükségessé válhat annak cseréje. Mivel a talaj szorpciós folyamatai reverzibilisek, ezért az is elofordulhat, hogy a visszaoldódó foszfor megnöveli a víz foszfor koncentrációját. A hosszú távon fenntartható foszfor eltávolítás az üledékben való felhalmozódás révén valósul meg. A kisebb organizmusok (algák, békalencsék, baktériumok) és a makrofitonok (káka, sás) egyaránt vesznek fel foszfort, majd elpusztulásuk után lebomlanak. A foszfor egy része ilyenkor visszamosódik a vízbe, a másik része azonban az üledékrétegben felhalmozódik. Ugyanakkor a foszfor tartalmú részecskék direkt módon átalakulás nélkül is leülepedhetnek és megkötodhetnek. Hatásfokok Németországi adatok (107 telep) szerint az átlagos TP eltávolítási hatásfokot 74%-nak találták (Brix 1988), Norvégiában 12 próbaüzemi telep teljes foszforeltávolítását vizsgálva 76,9%-os átlagértéket kaptak (Vymazal 2002). Svájcban pedig 6 vizsgált telepbol csak 3 tudta teljesíteni a 80%-os hatásfokot, ami megfelel az ottani határértéknek (Billeter 1998). Az elobb említett foszfor eltávolítási hatásfokok a teljes telep (ülepíto, nádágy, utótisztító, stb.) együttes hatásfokát reprezentálják. Szezonális változások. A szezonális homérsékletváltozásnak nincs nagy hatása a foszforeltávolításra (IWA 1995 és Somlyódy 2002). Azonban a kezdeti foszfor eltávolító képesség jelentosen eltér a hosszú távon fenntarthatótól. A biomassza növekedés és a mátrix szorpció következtében az eltávolítás hatásfoka kezdetben nagyobb, azonban 1-4 év után ez az átmeneti jelenség megszunik (IWA 1995). 3.1.5. Patogén szervezetek A háztartási szennyvizek tartalmaznak humán patogén organizmusokat, amelyek az elokezelést túlélve bejuthatnak a gyökérmezokbe. Ezek az élolények lehetnek baktériumok, vírusok, egysejtu állatok, és férgek. A vízben lévo patogén szervezetek száma a gyökérmezon való keresztül haladás során rendszerint csökkenést mutat. Folyamatok A gyökértéri szennyvíztisztítóknál élo számos mikroorganizmus közül egészségügyi szempontból a patogén vírusok és baktériumok a legfontosabbak. Tropikus és szubtropikus éghajlatú országokban a patogén protozoák és a fonálférgek elofordulásának jelentosége is megnohet. A vizes élohelyek kémiai, biológiai, és fizikai folyamatok révén segítik a patogenitás csökkentését. Ezen fizikai folyamatok: az ülepedés, a szurés és az UV sugárzás. A kémiai folyamatoknál megemlíthetjük a szerves anyagokkal lejátszódó abszorpciót és bizonyos növények által termelt biocidek hatását. A biológiai folyamatok közé tartozik az antibiózis, a fonálférgek és egysejtuek által való bekebelezés, a vírusok tevékenysége és a természetes elhalás. Az alacsony homérsékletek hátrányosan befolyásolják a patogén szervezetek növekedését a magasabb homérséklet viszont nemcsak a patogének elszaporodását segíti elo, hanem az azokat fogyasztó állat 3.1.6. Fémek A nyomelemeknek nagy az affinitása a szerves anyagokkal való komplexképzésre és adszorpcióra, így akkumulálódhatnak vizes élohelyeken. A fémeltávolítás folyamatait az 5. ábra szemlélteti. Növényi fémfelvétel. Néhány növény esetén igen nagy közvetlen fémfelvételi képességet állapítottak meg, de sajnos a nagy mennyiségu fém akkumuláció a növény pusztulását is okozhatja egy vegetációs idoszak alatt. Vannak azonban olyan fajok, mint például a széleslevelu gyékény (Typhia latifolia), melyeknek nagy a toleranciájuk a fémekkel szemben és nem halmozzák fel azokat toxikus mértékben. A nád egyes változatainál is megfigyeltek nagy fém- és savtoleranciát. A fémek akkumulációjára csak élo növények képesek, az elpusztult lebomló növényi anyagokból a fémek visszakerülnek a vízbe. A növényzet betakarítása sem jelent megfelelo szennyezoanyag eltávolítást, mert a növények felszín feletti részeiben a fém akkumuláció csekély. A növényi hulladékok felhalmozódása új fémmegköto felületet és hoszigetelést biztosít.

ábra Fémeltávolítás folyamatai vizes élohelyeken (IWA 1995)
3.2. A víz homérsékletének hatása A gyökérmezokben lejátszódó szennyezoanyag eltávolító folyamatok, a lebegoanyag kiülepedés kivételével mind homérsékletfüggok. Csak a víz homérséklet ismeretében tudjuk, hogy mekkora sebességi állandókkal (Kt) számolhatunk az ágyak méretezésekor. A fo probléma a hoátadási tényezok meghatározása a víz-levego és a víz-talaj érintkezési felületeken. Figyelembe venni a gyökérmezo hoveszteségének becslésénél, hogy a nagyobb kerület esetén nohet a hoveszteség. A hosszú és keskeny kialakítású szuromezok hovesztesége mindig nagyobb, mint az ugyanakkora területu négyzet alaprajzúaké. Azonban ezt a hatást a jelenlegi tervezési irányelvek nem veszik számításba (Pásztor 2003) 4. Vízszintes és függoleges átfolyású víztisztító rendszerek összehasonlítása A vízszintes és a függoleges átfolyású rendszerek legnagyobb különbséget az oxigénnel való ellátottságban mutatnak. A bevitt oxigén mennyisége három módon növelheto: porózus töltet használatával, szakaszos szennyvíz-adagolással vagy a növényi gyökerek oxigéntranszportja által. Sok szerzo kétségbe vonja a gyökerek oxigén beviteli képességét, a szakirodalomban nagyságrendileg eltéro oxigén beviteli (20mg- 12 g O2/m2/nap) képességeket említenek (Vymazal 1998). Ezért az oxigén bevitel biztosan csak a szakaszos üzemu, porózus töltetu, vertikális átfolyású tisztítók alkalmazásával növelheto. A növényzet nagy mértéku oxigén transzportja nem tekintheto elegendonek. A legjobb megoldás a különbözo átfolyású ágyak soros összekapcsolásával érheto el. Így mindkét típus elonyös tulajdonságai kiaknázhatók 4.1. Oxigén A legtöbb gyökérmezoben lejátszódó biokémiai folyamat, mint például az oxidáció, a respiráció vagy a nitrifikáció függ az oldott oxigén koncentrációtól. A növényi gyökereknek is szükségük van oxigénre, ami a szárban lévo diffúziós járatokon (aerenchyma) keresztül szállítódik lefelé. A lejutott, de feleslegben jelentkezo oxigén a hajszálgyökereken kidiffundálva aerob zónát alakít ki az ún. rhizoszférában. Ez az oxigén mennyiség azonban gyorsan felhasználódik a helyi oxigén igények fedezésére. Vízszintes átfolyású földalatti rendszereknél az oxigén ellátás a makrofitonok segítségével és a töltet felszíni diffúziója által valósul meg. A makrofitonok aerob rhizoszférája által bevitt oxigén mennyiség a téli idoszakban (amikor a nád nem él) elhanyagolhatóan kis mértéku. A befolyó víznek a széntartalom és a nitrogéntartalom (NOI=Nitrogén Oxigén Igénye) miatt egyaránt jelentkezik oxigén igénye. Az oxigént fogyasztó folyamatok négy fo csoportra oszthatók: az üledék és növényi hulladék oxigénigénye, a respirációs szükséglet, az oldott BOI és oldott NOI. Az üledék oxigénigénye egyrészt a szén fixáció során keletkezett biomassza bomlási hulladékának, másrészt a befolyó szennyvízzel érkezett ülepedo szerves anyag tartalmának lebontásakor jelentkezik. A NOI legnagyobb része az ammónium oxidációjához szükséges. Folyamatos terhelésu felszín alatti átfolyású rendszerekben az oldott oxigén koncentráció közelítoleg nulla, de szakaszos üzemben az oxigén ellátottság lényegesen javulhat. 4.2. A kémhatás (pH) A természetes vizes élohelyek pH-ja az alkalikus mocsaraktól (pH 7-8) a savas tozegmoha lápokig (pH 3-4) igen változó lehet. A gyökérzónás szennyvíztisztítók elfolyó vizének pH-ja általában semleges vagy enyhén savas körül van. Nagyobb nyitott vízfelületeknél az algák tevékenységének következtében a pH megnövekedhet. A pH ilyen rendszerekben napi ingadozást mutat: nappal lúgos, este savas irányú eltolódással. A növekedés, pusztulás és a lebomlás körfolyamataiban keletkezo szerves anyagok természetes savasságot okoznak. Ennek köszönhetoen a vizes élohelyek víz-talaj rendszerei a lúgos behatás ellen jobb puffernek bizonyulnak, mint a savas ellen. 4.3 Nitrát eltávolítás A nitrát eltávolítás lényegesen könnyebben megvalósítható a gyökérmezokben, mint az ammónium ioné. Mégis a szennyvíztisztítási gyakorlat megköveteli a nitrifikációt, amit a következo lépésben a denitrifikáció követhet. A denitrifikáció sokkal érzékenyebb a hidegre, mint a nitrifikáció. Habár 10°C felett a denitrifikáció jóval gyorsabb, mint az ammónia eltávolítás. 15 °C-on a denitrifikáció sebességi állandója 0,49 a nitrifikációé pedig 0,31. Tehát az ammónia eltávolítás területigénye nagyjából háromszorosa a BOI csökkentés területigényének. Ilyen nagy tartózkodási idonél és nagy területnél érdemes utána számolni, a víz tényleges homérsékletének, mert jelentos hoveszteségek lehetnek. A számítások során kapott homérséklettel azután újra ki kell számolni a területigényt. Ezt a két lépést addig érdemes ismételni, amíg az újra számolt homérséklet csak 0,5°C-kal tér el az elozotol. 5. A gyökérzónás szennyvíztisztító rendszerek kialakítása 5.1. A töltet anyaga 5.1.1. Talaj Az elso gyökérzónás szennyvíztisztítókat talaj töltettel készítették (Kickuth módszer). A talaj olcsósága ellenére, sok esetben nem bizonyult megfelelonek. A kis hidraulikus vezetoképessége miatt a gyökérmezok felületén gyakran alakultak ki felszíni folyások, amelyen a szennyvíz megtisztulás nélkül csörgedezhetett át a gyökérmezo tetején egészen a kifolyóig. A tervezok tévesen azt feltételezték, hogy a kezdeti alacsony hidraulikus vezetoképesség (kf <= 10-5 m/s) a növények gyökérzetének kifejlodése után nagyságrendileg megnövekszik (Nuttall 1997). Ennek ellenére mai napig épülnek talaj mátrixszal gyökérzónás szennyvíztisztítók. Magyarországon is üzemel két ilyen telep (Kámon és Kacorlakon). Noha az eltömodés jelei mindketton mutatkoznak, mégis a legjobban muködo telepek hazánkban (Vymazal 1998). Az elosztó- és a gyujtozónában rendszerint durva kavicsot helyeznek el az eltömodés csökkentése céljából. 5.1.2. Homok és kavics A homok és a különbözo szemcsenagyságú kavicsok egymás feletti rétegzése bevált mind a vízszintes, mind a függoleges átfolyású gyökérmezok esetén. Az alapréteg rendszerint nagy szemcseméretu kavics (13- 32 mm ), a töltet fo tömege pedig durva homok vagy kavics (5- 15 mm ), amelyet kristályos szemcséju homokkal borítanak. Nagy BOI terhelésu gyökérmezok kialakítása esetén célszeru kerülni a homok töltetet, mert a rendszer könnyen eltömodhet. A vízszintes átfolyású gyökérmezokben azért kezdtek el használni kavicsot, mert így a talajhoz képest jelentosen növelheto a hidraulikus vezetoképesség (6 * 10-3 m/s) (Billeter 1998). A jó vezetoképesség ellenére az elosztó- és a gyujtocsövek 0,6 méteres környezetében célszeru nagy méretu köveket elhelyezni (50- 100 mm ) az eltömodés megakadályozására. A folyami kavicsok használata kedvezobb, mint a zúzott mészko, mert az elobbi anyag kevésbé hajlamos tömörödésre. Függoleges átfolyású rendszerekben rendszerint durva homokot terítenek el legfelso rétegként, amely elosegíti a szennyvíz egyenletes eloszlását a felszínen. Azonban elofordult az a probléma, hogy a finomabb homokszemcsék lemosódtak a durvább kavicsok közé, kitöltve azok pórustereit. A töltet fo tömegének általában 5- 15 mm szemcseméretu gyöngykavicsot használnak. 5.1.3. Egyéb mátrix anyagok Savas bányavizek kezelésére sikerrel alkalmaztak mészko és márga töltetu gyökérmezoket. A nehézfémek eltávolítására különbözo szervesanyag-mátrixok váltak be, pl: tozeg, szalma, kókuszdió rostok, erdei hulladék, gombakomposzt, stb. Mesterséges töltetanyagokat is alkalmaztak már gyökérmezokben, ilyen anyag az ún. LECA (Light Expanded Clay Aggregate), amely egy kis suruségu égetett agyag aggregátum. A LECA nagy felületu, nagy hidraulikus vezetoképességu és jó foszformegköto képességu, cserélheto modulként jól alkalmazható a természet közeli szennyvíztisztítás egy különálló lépcsojeként növényzet nélkül is. 5.2. Bemeneti és kimeneti szerkezetek 5.2.1. Bemenet Gyökérzónás szennyvíztisztító rendszereknél a bevezetés felszín feletti és földalatti (drain) csoidomokkal, valamint keresztirányú árkokkal valósulhat meg (6.ábra). A felszín alatti bevezetéssel elkerülhetok az algás lerakódások, de karbantartásuk nehézkesebb. Ahol fagyra és jég kialakulására lehet számítani, ott mindenképp felszín alatti bevezetést kell alkalmazni. A felszín feletti, csoidomokból épített befolyók a legegyszerubben átalakíthatók és karbantarthatók, használatuk azonban csak fagymentes területeken javallott. A beömlo nyílás környezetébe nagy méretu köveket helyezve biztosítható a gyors elszivárgás, így megakadályozható a felszíni folyások kialakulása és az algák elszaporodása. Párhuzamos cellák esetén a befolyó szennyvizet egyenlo részekre kell osztani. A legáltalánosabb megoldás egy keresztirányú, vízszintes cso vagy egy falazott csatorna kialakítása, azonos magasságban elhelyezett kifolyónyílásokkal. A víztömeg elosztása mozgó, mechanikus szerkezetekkel (pl:billegok) is megoldható. A függoleges átfolyású gyökérmezok szakaszos betáplálását adagoló szifonokkal, idozíto berendezésekkel, vagy az ágyak váltott használatával lehet megoldani (IWA 1995).

Bemeneti kialakítások felszín alatti rendszerekhez (a) bemenet T-csoidomokból,(b) bemenet rozsehengerrel,(c) bemenet betemetett elosztócsovel (IWA 1995)
5.2.2. Kimenet A gyökérmezok elfolyó szerkezetei rendszerint egy földalatti csovezetékbol és egy vízszintszabályzóból állnak. A meder közelében keresztirányban elhelyezetett perforált csovel összegyujtött vizet egy csövön keresztül a gát külso oldalára juttatják, ahol egy vízszintszabályozón keresztül történik a kibocsátás. A 7./b ábrán a gyökérmezo vízszintjét, azaz az elfolyó nyílás magasságát egy láncra akasztott (fel-le mozgatható) flexibilis csovel lehet szabályozni. A 7./a,c ábrán pedig az elfolyó csohöz egy forgógyuruvel csatlakoztatott könyök elforgatásával változtatható az elfolyás magassága és egyben a belso vízszint. Ajánlott minél nagyobb átméroju PVC csövet használni, hogy elkerülhetoek legyenek a dugulások. A szabályozható kimeneti szerkezetek segítségével nem csak az üzemi körülmények optimalizálhatók, de a gyökérmezok karbantartásakor is hasznos lehet. Néha szükség lehet a terület elárasztására a frissen ültetett növények növekedésének elosegítésére és a nemkívánatos gyomok visszaszorítására. Máskor pedig szükség lehet a vízszint csökkentésére például, hogy az elore jelzett nagy mennyiségu csapadékot a szuromezo be tudja fogadni, vagy elkerülheto legyen a felszíni fagyás. A kibocsátás magasságának mindig a befogadó víztest várható legmagasabb szintje fölött kell lennie, azért hogy ne fordulhasson elo visszaáramlás a befogadó felol.

7. ábra Kimeneti szabályozó szerkezetek föld alatti átfolyású gyökérmezokhöz; (a) elfordítható csövu kimeneti szabályozás felülnézete, (b) flexibilis csöves szintszabályozás, (c) elfordítható csövu kimeneti szabályozás oldalnézetbol
5.3. Szigetelés A talajvíz elszennyezodése, valamint a talajvíz gyökérmezokbe történo szivárgásának elkerülése érdekében szükséges lehet a meder szigetelése. Ha a helyszínen megtalálható talaj ill. agyag megfelelo szigetelonek bizonyul, akkor elégséges annak tömörítése. Olyan területeken, ahol karszt, aprózódott kozet, kavicsos vagy homokos talaj a meghatározó, ott mesterséges szigetelési módszert kell alkalmazni. A szigetelési eljárás megválasztásához szükséges lehet laboratóriumi talajvizsgálatok elvégzése. A mesterséges szigetelok közül a legfontosabbak az aszfalt, beton, a szintetikus gumi és a muanyag fóliák ( pl.:0,5- 10,0 mm HDPE). A szigetelonek elég erosnek, vastagnak és simának kell lennie, hogy megakadályozza a gyökerek megtapadását és áthatolását. Ha a talaj éles köveket, kavicsokat tartalmaz, akkor homokot és / vagy geotextíliát kell a fólia alá helyezni a perforáció megelozése végett, sot a szigetelo réteg tetejére is javasolt geotextília terítése. Muanyag szigetelok alkalmazása kisebb gyökérmezoknél kifizetodo lehet, egyébként azonban tömörített agyag vagy betonit használata a célszerubb. 5.4. Növényzet A gyökérmezokre olyan növényfajokat érdemes ültetni, amelyek gyorsan növekednek, nagy-szerteágazó gyökérzetet fejlesztenek és jól turik az idoszakosan vízzel borított életteret. Ezeknek a követelményeknek eleget tesznek a következo fajok: Phalaris arudinacea, Typha sp.(gyékény), Scripus sp.(káka), Glyceria maxima (harmatkása), Phragmites australis (nád), ezért ezeket a növényeket használják is a gyökérmezos szennyvíztisztításban. Azonban a leginkább elterjedt faj a nád. 5.4.1. A növényzet szerepe A növényi gyökerek stabilizálják a talajt, így csökkentik az eróziós hatásokat. A felszín alatti növényi részek a talaj fellazítását is végzik, a gyökerek mentén és az elrothadt gyökerek helyén csatornák alakulnak ki, amelyekben a víz szabadon áramolhat. Így a töltet kevésbé tömörödik, a megfelelo hidraulikus vezetoképesség hosszabb ideig megmarad. A gyökérmezo felszínén felgyülemlo elhalt növényzet kiváló hoszigetelésként szolgál, különösképpen, ha a növényi hulladékot hó is borítja. Ennek a rétegnek köszönheto a mérsékelt éghajlati övben muködo telepek tölteteinek fagymentessége, (vagy csak felszíni átfagyása). Azonban ugyanez a réteg tavasszal gátolhatja a töltet gyors felmelegedését. A felszín alatti növényi részek (szár, gyökér, rhizoma) nagy megtelepedési felületet biztosítanak a talajlakó mikroorganizmusoknak, és az ott kialakuló biofilm mikroorganizmusai anélkül vesznek részt a szennyezoanyagok lebontásában, hogy azok lemosódásával kellene számolni. A növényi gyökerek és a gyökértörzsek (rhizomák) másik nagy feladata az, hogy oxigénnel látják el a töltet közvetlen környezetét. Az így kialakult aerob rhizoszférában, már lejátszódhatnak az oxigént igénylo bakteriális lebontó folyamatok is. A növényeknek tápanyagokra van szükségük, ezért szükségszeruen részt vesznek a nitrogén és foszforeltávolítási folyamatokban. Azonban a növényi tápanyagfelvétel csak akkor érvényesül igazán, ha a növényzet egy részét rendszeresen learatják. Ha a növényzetet nem aratják le, akkor az elhalt növényi részek a gyökérmezon lebomlanak és azok tápanyagtartalmának legnagyobb része visszaoldódik a vízbe. A nitrogén és foszfor hosszú távú elraktározása azáltal valósul meg, hogy az elhalt növényi részek nem teljesen bomlanak le, így a tápanyagok egy része kötött formában akkumulálódhat. Mindezeken túl a növényzet esztétikusabbá teszi a szennyvíztelepet és az állatok (madarak, hüllok, stb.) számára új életteret hoz létre. 5.5. A telepítés A legritkábban alkalmazott eljárás a magról nevelés, ugyanis a csírázás megfelelo körülményeit nehéz megteremteni. Azonban üvegházban történo magról elonevelés már sokkal célravezetobb lehet. A nád szaporítható szárról is. 60- 70 cm-es szárrészt tobol lemetszve, majd a telepítés helyén nedves talajba újból eldugva, új növényt nevelhetünk. Ez a módszer a legegyszerubb, de nem kecsegtet túl nagy sikerrel. A rhizómákról történo szaporítás a legajánlottabb és a legcélravezetobb módszer az összes közül. Eloször is 10- 15 cm hosszú rügyeket tartalmazó rhizómákat kell gyujtenünk, amelyeket az anyanövényrol választunk le. Majd ezeket a gyöktörzseket kell a szuromezo nedves felületén elültetni. Magról elonevelt palántákat az elozo módszerhez hasonlóan nagy eredményességgel ültethetünk, azonban ez a módszer sokkal költségesebb. Fejlett növények áttelepítésével is egyszeruen megoldható a növényzetes ágyak kialakítása. A növényeket ásóval, vagy ekével egészben ki kell emelni, a telepre szállítani és ott újra elültetni. Ez a technika ott alkalmazható, ahol a kiszemelt növényfaj igen elterjedt és gyujtését engedélyezik is. A növényeket 6-8 to/m2 suruséggel kell ültetni. A nagyobb tosuruség egyben több növényt, és gyorsabb kezdeti elszaporodást eredményez, ezért valószínuleg kevesebb tövet is kell majd pótolni a rákövetkezo évben. A megfelelo vízszintszabályozással elosegíthetjük a növények fejlodését és visszaszoríthatjuk a szárazföldi gyomok megtelepedését. Jó, ha van lehetoség öntözésre is. (Nuttall 1997) 6. Összefoglalás A szennyvíztisztítás feladata tehát a szennyvíztelepre befolyó víznek a káros alkotóktól való megtisztítása, vagy ezen alkotók szintjének olyan mértéku csökkentése, amely már nem veszélyes a környezetre, a befogadó élovízben nem okoz eutrofizációt, sem közegészségügyi, sem gazdasági kárt, vagyis a befogadó vizének ipari, mezogazdasági vagy egyéb célú felhasználhatóságát nem korlátozza. Azonban csak olyan mértéku tisztítás indokolt, amelyet a befogadó vízminosége feltétlenül megkíván, mert az indokoltnál nagyobb mértéku tisztítás jelentos költségtöbbletet okozna. A kibocsátási (emissziós) standardok a vízszennyezés szabályozásának olyan eszközei, melyek közvetve vagy közvetlenül a vízszennyezés csökkentési technológiákra vannak hatással. A határérték kommunális szennyvizek esetén kifejezheto az egy lakosra jutó szennyezoanyag kibocsátásban, vagy az elfolyó szennyvízben megengedett koncentrációkban. A magyar szabvány terület specifikus vízgyujto szerinti, valamint vízhasználati igény szerinti határértékeket ír elo. A szennyvíztisztítási technológia, ill. a tisztítómu környezetvédelmi értékelésének fontosabb szempontjai: a) a szennyvíztisztító teleprol elfolyó víz minosége ( lebegoanyag-, szerves anyag-, oldott só-, toxikus anyag pl. nehézfém tartalma, pH-ja, fertozoképessége, oldott oxigén tartalma, egyéb paraméterek pl. homérséklete stb.), a szennyvíztisztító teleprol elfolyó víz mennyisége, illetve aránya a telepre bevezetett vízéhez képest (pl. a növények evapotranspirációja által eltávozó víz miatt), a tisztított víz befogadóba bocsátásának menete (szakaszos vagy folyamatos); b) a technológiai muveletek közben keletkezo melléktermékek (rácsszemét, szennyvíziszap) mennyisége, minosége (pl. nehézfém tartalma) és ezek alapján mezogazdasági vagy energetikai célú hasznosíthatósága; c) a tisztítási technológia során fellépo légköri emisszió és szaghatás (anaerob folyamatok esetén jelentos szaghatással kell számolni, miközben kénhidrogén, ammónia, metán és egyéb bomlástermékek kerülnek a légkörbe); d) a technológia vagy az azt alkalmazó tisztító telep külso energiaigénye (pl. szivattyúk, keverok levegoztetok elektromos áramigénye); e) a technológia adalékanyag igénye (pl. flokkuláló-, ülepíto-, kicsapó-, fertotlenítoszerek); f) a tisztítómu által keltett zajterhelés (a telepen üzemelo gépek pl. szivattyúk, levegoztetok stb. zaja); g) a technológia elszigeteltsége a talajtól, talajvíztol (nyers szennyvíz kerül-e kapcsolatba a talajjal, ahol elszivárogva talaj vagy talajvízszennyezést okozhat); h) tájképi beilleszkedés, a szennyvíztisztító telep fajlagos mérete; i) a technológia érzékenysége az átlagostól jelentosen eltéro mennyiségu vagy szennyezoanyag tartalmú szennyvíz érkezésére, nagyobb terhelésingadozáskor mennyire stabil a tisztítás hatásfoka; j) a technológia érzékenysége az egyéb külso körülményekre, pl. téli üzemeltetés során az alacsony homérsékletre. (Vermes 1997) A felsorolt szempontok jórészt azonosak egy tisztítómu létesítését megelozo környezeti hatásvizsgálat szempontjaival. 7. Javaslatok A növényi tisztító berendezések gyakran állnak a szakmai viták középpontjában, nem csak nálunk, hanem külföldön is. A jelenlegi hatásfok mellett törekedni kell ezek továbbfejlesztésére, és ebben az összefüggésben még egy sor vizsgálat válik szükségessé, hiszen itt is, mint a többi hasonló technológiájú magyarországi telepnél nagyon kevés mérési eredmény áll rendelkezésre. Európai felzárkózásunkhoz szükséges, és környezetvédelmi szempontból is sürgeto feladat a csatornázás és szennyvíztisztítás magas színvonalon történo megoldása, melyre e rendszerek segítségével a kistelepülések esetén is mód nyílna. 8. Irodalomjegyzék Billeter, R.,Ch., Züst, B. and Schönborn, A., :A chapter about Switzerland in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe, Backhuys Publishers, edited by J.Vymazal, Botta,P. :A vízi és a mocsári növényekrol, Mezogazdasági kiadó, Budapest, (1984) Brix, H., :A chapter about Denmark in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe, Backhuys Publishers,edited by J.Vymazal, H.Brix, P.F.Cooper, M.B.Green and R. Haberl Leiden, The Netherlands pp.123- 152, (1988) IWA Specalist Group on Use of Macrophytes in Water Pollution control : Constructed Wetland for Water Pollution Controll,IWA Publishing London, UK, (2001) Lewis Publishers Mi,Fl,USA., (2000) Nuttall, P., M., Boon, A., G. and Rowel, M., R. :Review of the design and management of constructed wetlands, CIRIA (Construction Industry Research and Information Association), London, (1997) Pásztor I.: Gyökérzónás szennyvíztisztítás és tervezése, Veszprémi Egyetem Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék [2003] Pásztor, I.: A természet-közeli szennyvíztisztítás magyarországi lehetoségei, diplomadolgozat, Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék (2003) Reed,S.,C.,R.W. and Middlebrooks, E.J. :Natural systemss for waste watwer management and treatment, New York: McGraw- Hill, (1995) Somlyódy, L., :Természet-közeli szennyvíztisztító technológiák áttekintése, útmutató elokészítése a 2000 LEÉ alatti települések részére Zárójelentés Budapesti Muszaki Egyetem, Építomérnöki Kar, Vízi Közmu és Környezetmérnöki Tanszék, (2002) Steer,D., Fraser, L., Boddy, J. and Seibert B. Efficiency of small constructed wetlands for subsurface treatment of single-family domestic effluent, Ecological Engineering, Volume 18, Issue 4, 1 March 2002, Pages 429-440, (2002) Vermes L. (Szerk.): Vízgazdálkodás, Mezogazdasági Szaktudás Kiadó, Bp., -395. (1997) Vymazal, J. :Ecology an use of wetlands,a chapter in Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe, Backhuys Publishers,edited by J.Vymazal, H.Brix, P.F.Cooper, M.B.Green and R. Haberl Leiden, The Netherlands pp.95-121, (1998) Vymazal,J. :The use of sub-surface constructed wetlands for water treatment in the Chezk Republic:10 years experience, Ecoloogical Engineering, Vo.18,issue 5, pp.633-646, (2002)