ČIŠTĚNÍ ODPADNÍCH VOD Martin Rulík ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD ČIŠTĚNÍ ODPADNÍCH VOD Martin Rulík Vzhledem k enormnímu růstu populace a vysoké produkci odpadních vod zejména v oblastech s vysokou hustotou obyvatelstva je již přes 100 let nezbytné odpadní vody čistit, neboť vodní recipienty si s tak velkým znečištěním již neporadí. Čištění odpadních vod je souhrnem technologických procesů na zneškodňování a snižování obsahu látek znečišťujících odpadní vodu (redukce mechanických nečistot, organických látek, hlavních biogenních prvků, zejména dusíku a fosforu a snížení počtů nežádoucích mikroorganizmů. Toho se docílí zpravidla ve třech až čtyřech hlavních stupních, kdy první (mechanický) stupeň zachycuje unášený materiál a suspendované látky, druhý (biologický) stupeň je založen na biochemické aktivitě heterotrof-ních mikroorganizmů, zejména bakterií a jeho účelem je rozklad a mineralizace organických látek a ve třetím stupni (terciární čištění) se chemickou či biologickou cestou snižuje obsah fosforu. Dusík se chemicky srážet nedá, může být odstraněn pouze biologicky (procesy nitrifikace a denitrifikace). Srážení fosforu se často provádí dávkováním chemikálie (solí hliníku nebo železa) přímo do aktivační směsi. Za terciární čištění je považována i biologická dočišťovací nádrž či dezinfekce odtoku z ČOV. ODPADNÍ VODY Za vodu odpadní je považována veškerá voda, která projde jakýmkoliv výrobním procesem a tímto použitím se změnila její jakost nebo teplota, příp. i jiné vody, odtékající ze sídlišť, obcí, dolů, závodů a dalších objektů, které jsou vypouštěny do vod povrchových (recipientů) a mohou ohrozit jakost těchto vod. Podle tohoto vymezení je nutné za odpadní vodu pokládat i srážkové a balastní vody odtékající kanalizacemi z obcí (Just a kol. 1999). Vypouštění odpadních vod povoluje územně příslušný vodohospodářský orgán (okresní úřad, referát nebo odbor životního prostředí), který je přitom vázán nařízením vlády ČR č. 61/2003 Sb., kterým se stanoví ukazatele přípustného znečištění vod. Toto nařízení uvádí mimo jiné nepřekročitelné limity kvality vypouštěných odpadních vod (tzv. emisní standardy) a přípustné hodnoty znečištění vodních toků (tzv. imisní standardy). Odpadní vody se obvykle rozdělují na odpadní vody městské (splaškové, komunální) a průmyslové (do kterých se většinou zahrnují i odpadní vody ze zemědělských závodů). ODPADNÍ VODY SPLAŠKOVÉ (KOMUNÁLNÍ) Z technologického hlediska obsahují komunální odpadní vody zejména hrubě rozptýlené látky, jemně rozptýlené usaditelné látky, jemně rozptýlené obtížně usaditelné a neusaditelné látky a rozpuštěné látky. Přibližné složení typické odpadní splaškové vody je uvedeno v Tab. 53. - 767 - 'íl Tob. 53. Charakteristika typické splaškové odpadní vody (dle Atlas a Bartha 1998) Koncentrace (mg.ľ1) celkové množství nerozpustených látek 700 rozpustených 500 fixovaných 300 těkavých 200 suspendovaných 200 fixovaných 50 těkavých 150 BSK 300 CHSK 400 celkový organický uhlík (TOC) 200 dusík (jako N) 40 organický N volný amoniak dusitany • dusičnany fosfor (jako P) 10 organický P > anorganický P > tuky 100 Z hlediska vodohospodářského patří mezi nejvýznamnější složky znečištění komunálních odpadních vod organické látky, sloučeniny dusíku a sloučeniny fosforu. Protože splaškové odpadní vody obsahují převážně organické lehce rozložitelné látky, je možné pro zhodnocení celkového organického znečištění splaškových vod použít hodnoty biochemické spotřeby kyslíku (BSK), chemické spotřeby kyslíku (CHSK), popř. celkového organického uhlíku (TOC). Spotřeba kyslíku je mírou rychlosti mikrobiální oxidace organických látek ve vodě, resp. mírou obsahu oxidovatelných látek ve vodě. BSK je pak metodou, jak tuto spotřebu měřit. Aerobní mikroorganismy využívají organických látek jako zdroje energie a uhlíku pro syntézu zásobních látek a nových buněk. Rozpuštěný kyslík je pak spotřebováván na oxidaci exogenního (mimobuněčného) substrátu v roztoku a dále na oxidaci zásobních látek (tzv. endogenní oxidace). Oxidace těchto nově vzniklých látek probíhá 10 až 20 dní, což je však pro běžné stanovení BSK dlouhá doba, proto se standardně používá inkubace 5denní, označovaná jako BSK5. Průměrná hodnota BSK5 je 300 mg.ľ1, přičemž asi polovina BSK5 připadá na rozpuštěné látky. Specifické množství BSK5 připadající na 1 obyvatele za den je v závislosti na spotřebě vody v našich podmínkách 60 g, reálná produkce však zřejmě nepřekračuje hodnotu 40 g na obyvatele a den (Just a kol. 1999). V zemích, kde je vyšší spotřeba vody na 1 obyvatele za den, jsou splaškové vody zředěnější a vykazují i nižší hodnoty BSK (až pod 100 mg.ľ1). Hodnota specifického množství BSK5 na 1 obyvatele je proto vyšší (cca 70 g). Hodnota CHSK surové splaškové vody se rovná obyčejně asi dvojnásobku hodnoty BSK. Aby bylo možné posuzovat a vzájemně porovnávat znečištění průmyslové a splaškové, byl do praxe zaveden pojem populační ekvivalent, resp. tzv. ekvivalentní počet obyvatel. Míra znečištění se při tomto způsobu hodnocení posuzuje podle hodnoty BSK5. Za znečištění produkované jedním obyvatelem se uvažuje denně 60 g BSK5. Populační ekvivalent (EO) pak udává, kolika ekvivalentním obyvatelům je rovno dané průmyslové znečištění. EO = BSK5. Q /60 - 768 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD kde hodnota BSK je v g.m3, Q = spotřeba vody (m3) za den, 60 = specifické množství. Populační ekvivalent je tedy množství znečištění, které je stejné jako znečištění tohoto druhu produkované denně jednou osobou. Např. čistírna odpadních vod vyprojektovaná pro 25 000 ekvivalentních obyvatel (EO) může čistit znečištěnou vodu od 25 000 obyvatel, tj. znečištění odpovídající BSK5 25 000 . 0,06 = 1500 kg za den. Hodnoty BSK5 v různých průmyslových závodech a odpovídající hodnoty EO jsou uvedeny např. v publikaci Chudoba a kol. (1991). Z poměru BSK5:CHSK lze usuzovat na poměrné zastoupení rozložitelných látek. Pokud je tento poměr vyšší než 0,5, je možné o dané odpadní vodě předpokládat, že obsahuje organické látky převážně biologicky rozložitelné. Mezi takové patří např. odpadní vody ze škrobáreň (0,57), drožďáren (0,64) a cukrovarů (0,70). Tob. 54. Průměrné hodnoty ukazatelů znečištění v přepočtu na jednoho obyvatele na den (podle Chudoba a kol. 1991) Ukazatel znečištění Jednotka Hodnota nerozpuštěné látky g 55 BSK5 g 60 CHSK g 109 Corg g 40 BSK5/CHSK - 0,55 Corg/CHSK - 0,37 BSK5/Corg - 1,50 celkový N g 12 celkový P g 2-4* extrahovatelné látky g 15 * v závislosti na spotrebe syntetických detergentů Odpadní vody mohou být také životním prostředím pro výskyt nejrůznějších patogenních organizmů (Tab. 55). Tob. 55. Patogenní organizmy které se mohou vyskytovat v odpadních vodách, seřazené podle stupně jejich závažnosti (v případě některých parazitů se může jednat o jejich vajíčka, nikoliv dospělce - např. tasemnice, škrkavky) Baktérie Vi ry Střevní paraziti Salmonella typhi Enteroviry Schistosoma spp. Salmonella paratyphi Poliovirus Ascaris lumbricoides Salmonella spp. Echovirus Trichuris trichuria Shigella spp. Coxsackieviry Taenia spp. Vibrio cholerae Hepatitída typu A Diphyllobothrium latum Mycobacterium tuberculosis Norwalk virus Ancylostoma duodenale Leptospira icterohaemorrhagiae Rotavirus Necator americanus Campylobacter spp. Adenovirus Entamoeba histolytica Listeria monocytogenes Parvovirus Giardia lamb Ha Candida albicans Naegleria spp. Yersinia enterocolitica Acantamoeba spp. Escherichia coli Cryptosporidium spp. - 769 - 'íl Baktérie Viry Střevní paraziti Klebsiella spp. Staphylococcus aureus Aeromonas hydrophila Mycobacterium paratuberculosis Erysipellothrix rhusopathiae Bacillus anthracis Clostridium spp. Yersinia pestis Brucella spp. Koncepce nakládání s komunálními odpadními vodami Ve městech se uplatňuje nejvíce centralizované odvádění odpadních vod kanalizací do jedné společné čistírny. Kanalizace může být jednotná nebo oddílná. Jednotná kanalizace odvádí jedním trubním profilem splaškové i dešťové vody a musí být tedy navržena na velké dešťové odtoky, ke kterým dochází zřídka a jednorázově. Oddílná kanalizace sestává ze dvou trubních systémů, splaškového a dešťového. Dešťová kanalizace může z jednotlivých kanalizovaných území odvádět dešťové vody nejkratšími cestami do vodních toků a může být zakládána mělčeji než kanalizace jednotná. Odvádění dešťových vod může být kombinováno také s jejich částečným zadržováním a vsakováním. Hlavním problémem centralizovaných řešení představují vysoké náklady na budování kanalizací. Decentralizovaná řešení jsou založena na zneškodňování odpadních vod v jednotlivých domech. V úvahu přicházejí bezodtoké žumpy, septiky kombinované se zemními filtry a domovní mechanicko-biologické čistírny. ZPŮSOBY ČISTĚNÍ ODPADNÍCH VOD Čištění odpadních vod je souhrnem technologických procesů na zneškodňování látek znečišťujících odpadní vody a na snížení jejich koncentrace. Prakticky se realizuje v čistírnách odpadních vod (ČOV). Úkolem čistírny je odstranit z odpadních vod všechny škodlivé a nežádoucí příměsi tak, aby do toku (recipientu) mohla být vypuštěna voda vyčištěná, blížící se svojí jakostí vodě v řece. Čištění odpadních vod lze rozlišovat na intenzívní a extenzívní. Jako intenzívní je označováno čištění v mechanicko-biologických čistírnách odpadních vod (ČOV). Existují čistírny různých velikostí. Nejmenší jsou domovní čistírny, sloužící v decentralizovaném systému nakládání s odpadními vodami v jednotlivém domě, popř. skupině několika sousedních domů. Bývají součástí domu a patří jeho majiteli. Centralizované ČOV patří zpravidla obci. Jako malé čistírny se označují ČOV do 500 ekvivalentních obyvatel, jako čistírny městské pak ČOV pro více než 500 ekvivalentních obyvatel. Z technologického hlediska nejsou hranice mezi malými a městskými čistírnami příliš podstatné. Jejich společným rysem je soustředění technologických zařízení v homogenním stavebním objektu a závislost na dodávce elektrické energie. Výhodou je vysoká intenzita, řiditelnost procesů a relativně malé nároky na plochu. Nevýhodou je potřeba soustavné obsluhy, jednoúčelovost a poměrně vysoké investiční a provozní náklady. Extenzívní zneškodňování odpadních vod využívá tradičních principů hnojenia závlah odpadními vodami, čištění vody při půdní filtraci a v biologických rybnících. Mezi extenzívní přístupy využívané v centralizovaných systémech nakládání s odpadními vodami patří např. stabilizační nádrže, čistírny na principu zemního filtru, vegetační (kořenové) čistírny; v decentralizovaných systémech se využívají nejčastěji žumpy a septiky. - 770 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Extenzívní postupy proti mechanicko-biologickému čištění nevyžadují trvalé napojení na elektrickou energii, mají jednodušší obsluhu a menší provozní náklady Nevýhodou je větší nárok na plochu a horší ovladatelnost až neovladatelnost procesů. V některých případech není extenzívní nakládání s odpadními vodami přijímáno a podporováno vodohospodářskými orgány Biologické čištění odpadních vod Biologicky lze čistit pouze odpadní vodu obsahující organické látky schopné biochemického rozkladu. Jde přitom o napodobení, usměrnění a zintenzívnění přirozených rozkladných pochodů a procesů samočistení, které se vyskytují v půdním a vodním prostředí. Všechny hlavní způsoby biologického čištění byly vyvinuty empiricky. Až na výjimky dává čistírenská praxe přednost aerobním pochodům. Předností aerobního způsobu čištění je rychlejší rozklad znečišťujících látek (zejména typu BSK5) a vznik větší biomasy mikroorganizmů. Nevýhodou je, že aerobní čištění lze aplikovat pouze na čištění odpadních vod s menším organickým zatížením. Naopak anaerobním způsobem se dají čistit vysoko koncentrované, organicky zatížené odpadní vody. Biologické způsoby čištění odpadních vod je možné v zásadě rozdělit do dvou základních typů: (1) způsoby, ve kterých probíhá čištění v podmínkách téměř přirozených - tzv. přírodní způsoby čištění a (2) způsoby, ve kterých se čištění uskutečňuje v uměle vytvořených podmínkách - tzv. umělé způsoby čištění. Přírodní způsoby čištění odpadních vod dosahují příznivého čistícího účinku využíváním samočisticích procesů v půdě, ve vodním prostředí a za příznivé součinnosti rostlin. Proces čištění je pozvolný, mikroorganizmy pomalu rozkládají a mineralizují organickou hmotu. Uvolněné živiny jsou využívány vegetací. Vegetace využívá z vyčištěné odpadní vody značnou část živin, zejména dusíku a fosforu, které způsobují po projití tradičními (konvenčními) ČOV eutrofizaci vodních toků. V přírodních čistírnách probíhají složité fyzikálně-chemické a biologické procesy, jejichž výsledek se pak projeví v konečném čistícím účinku. Přírodní způsoby čištění a využití odpadních vod vyžadují jejich předčištění, tj. kvalitní mechanické čištění. V zařízeních umělého čištění probíhají rozkladné procesy podstatně rychleji než u přírodních způsobů, protože se v nich nejrůznějšími technickými podmínkami vytvářejí co nejlepší podmínky pro rozvoj a činnost mikroorganizmů. Principem biologického čištění je využití odpadní vody jako substrátu pro růst biomasy o vysoké koncentraci, ale nízké růstové rychlosti, případně sorpce nerozložitelných látek. Toho se v čistírnách odpadních vod dosahuje buď v systémech s řízenou akumulací biomasy ve vznosu, tzv. aerobní aktivací, nebo v biofilmových reaktorech - zkrápěné nebo ponořené biologické kolony (biofiltry). Přírodní způsoby čištění a využití odpadních vod se v současnosti stále více rozšiřují. Mezi přírodní způsoby čištění odpadních vod Tlapák a kol. (1992) řadí: a) půdní filtraci; b) vegetační kořenové čistírny s makrofyty; c) aerobní biologické nádrže; d) anaerobní biologické nádrže; e) dočišťovací biologické rybníky; f) průtočné vegetační čistírny s plovoucími vodními rostlinami; g) průtočné žlabové bioelimi-nátory; h) čištění kolonami imobilizovaných buněk v umělém prostředí; i) závlahu městskými, průmyslovými a zemědělskými odpadními vodami; j) závlahu kejdou, tekutými vyhnilými čistírenskými kaly a tekutými odpady. Stabilizační nádrže a rybníky Stabilizační nádrže jsou obvykle mělké nádrže sloužící k čištění nebo dočisťovaní odpadních vod převážně přirozenými způsoby. Tato čistící zařízení patří mezi nejstarší a používají se ke zneškodňování až úplnému vyčištění hnilobných odpadních vod za použití různých nádrží rybničního typu. Jejich - 777 - 'íl uplatnění je zejména při čištění splaškových vod z malých zdrojů znečištění, čištění splaškových vod objektů se sezónním provozem (rekreační střediska, letní tábory apod.), dočisťovaní odpadních vod za mechanicko-biologickými ČOV. Na čistícím procesu se podílí bakterie ve vodě i v kalu a další fáze látkového koloběhu. Kladem rybníků jsou nízké stavební a provozní náklady, k záporům patří hlavně značné nároky na plochu, zápachy v případě anaerobních stavů a nutnost odstraňování usazenin. V případech nepostačující přirozené reaerace hladinou a pro účely zamezení úplného zámrzu hladiny nádrže v zimním období, lze stabilizační nádrže podle potřeby doplnit zařízením pro přídavnou aeraci. Přesné vymezení pojmu stabilizační nádrže je obtížné, protože v literatuře je patrná značná nejednotnost. Jsou užívány různé názvy částečně se obsahově překrývající, jako např. biologické rybníky, stabilizační rybníky, stabilizační nádrže, oxidační nádrže a biologické nádrže. Označení stabilizačních nádrží určených k čištění nebo dočisťovaní odpadních vod termínem „biologický rybník" není podle některých autorů zcela vhodné, protože pojem „rybník" v názvu neodpovídá popisu a funkci obsaženým v definici. Rybník je definovaný podle ČSN 73 6510 jako „umělá vodní nádrž určená především k chovu ryb, s možností úplného a pravidelného vypouštění, jejíž provedení a technické vybavení, jakož i provoz odpovídá potřebám rybničního hospodářství" (Effenberger a kol. 1986). Podobně termínem „dočišťovací rybník", používaným některými autory, rozumíme pouze jednu z možných aplikací - k dočisťovaní odtoků z čistíren odpadních vod. Podle způsobu úpravy vlastností vody a technologie čištění můžeme stabilizační nádrže zjednodušeně rozdělit na: (a) Akumulační rybníky (vyhnívací laguny) - nádrže pro čištění odpadových vod kampaňového průmyslu (cukrovarníckeho, škrobárenského apod.), které v první fázi (v zimním období) slouží jako vyhnívací (anaerobní) nádrž, v průběhu jara přechází spíše na typ odpovídající oxidační nádrži. Není sem však přiváděna další odpadní voda. Voda je v těchto rybnících zadržována tak dlouho, až samočistení proběhne do stádia beta-mesosaprobity. Teprve potom je rybník vypuštěn a připraven přijmout další odpadní vodu. Obecně zde převažují anaerobní procesy. Hloubka nádrže, ani plošné zatížení nejsou příliš důležité, rozhodující je zde doba zdržení. (b) Asimilační rybníky jsou odpadními vodami zatěžovány trvale, napuštěná voda nesmí překročit stupeň alfa-mesosaprobity-tj. musí poskytovat možnost rozvoji asimilujících organizmů. Často jezde možný chov kaprovitých ryb. (c) Stabilizační (oxidační) rybníky je termín obvykle používaný pro sadu rybníků řazených za sebou, v nichž postupně probíhá rozklad od anaerobní fáze až případně po chov ryb. Jsou hluboké 60-100 cm, mají krátkou dobu zdržení. Nádrže tohoto typu se obvykle používají v sériovém zapojení 3 jednotek: • předřazeného anaerobního stupně s velmi krátkou dobou zdržení (0,5 dne), hloubka je asi 50 cm. Nádrž slouží k mechanickému předčištění sedimentací. Pochody jsou anaerobní, převládá metanové kvašení. • 1. aerobní nádrže, kde dochází k rozvoji fytoplanktonu, probíhající pochody jsou aerobní i anaerobní, zde již často dochází k rozvoji zooplanktonu (např. vířníků). • 2. aerobní nádrže, které slouží jako filtrační stupeň. Dochází zde k rozvoji zooplanktonu (často dominující perloočky rodu Daphnia), voda často mívá vysokou průhlednost. Stabilizační nádrže jsou využívány pro čištění a dočisťovaní odpadních vod převážně z malých obcí do 1000 obyvatel, ze zemědělského znečištění, rekreačních středisek a z některých menších zdrojů průmyslových odpadních vod. Jako zařízení pro dočisťovaní odpadních vod byly stabilizační nádrže vybudovány jako součást takových mechanicko-biologických čistíren střední velikosti, u kterých byly pro vybudování nádrží územní a ekologické předpoklady a kde dočisťovaní odpadních vod bylo nezbytné s ohledem na následné využívání povrchové vody. Stabilizační nádrže jsou totiž vhodnou for- - 772 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD mou přechodu z intenzivních čistírenských procesů do přirozeného biologického režimu povrchových vod (při nižším zatížení nádrže často mohou druhově bohaté biocenózy v mnoha směrech odpovídat osídlení recipientu vyčištěné odpadní vody). Dočišťovací nádrže tedy mohou působit kromě hlavní funkce, kterou je snížení organického znečištění a stabilizace odtoku, také jako vyrovnávací a směšovací nádrže zajišťující promíchání odtoku z biologického stupně čistírny vyrovnáním kvality čištěné vody Stabilizační nádrže mohou být také využívány ke zneškodňování dešťové vody z oddělovačů deště. Značná je také schopnost stabilizačních nádrží snižovat s vysokou účinností (až o 99,8 %) množství bak-teriívčetně patogenních. Plochyzbylé po ukončení provozu stabilizačních nádrží také lze po rekultivaci vrátit do půdního fondu. Z hlediska ekologického jsou stabilizační nádrže přínosem pro pozitivní utváření vzhledu krajiny. Příznivý vliv mají také na mikroklima krajiny. Jestliže je možné využít pro stabilizační nádrže, např. bývalých rybníků nebo přirozených terénních prohlubní, lze tím zajistit vytvoření vhodných podmínek pro život různých druhů fauny, jejichž existence může být ohrožena např. meliorováním (vysoušením, případně zasypáním) vlhkých oblastí a malých vodotečí (Effenberger a kol. 1986). Mechanizmus čištění odpadních vod ve stabilizačních nádržích Ve stabilizačních nádržích dochází především k usazování nerozpuštěných látek, k biologickému odbourávání organického znečištění a k zapojení minerálních látek do přirozeného koloběhu. Stabilizační nádrže vykazují zejména značnou schopnost zachycovat fosfor. V nádržích se samovolně kombinují aerobní a anaerobní podmínky (Obr. 64). Účinkům čištění prospívá tyto kombinace v rámci možností třídit, tj. rozdělit stabilizační nádrže na více stupňů. i 1 sluneční záření / / / / / % / / co2 / kyslík metan přítok fotosyntéza , průsak odtok Obť. 64. Schéma stabilizační nádrže Obecně se rozdělují na stupně dva. V prvním dochází ke zvýšenému usazování pevných částic, které pak na dně vyhnívají. Probíhá zde intenzivní rozklad organických látek a ve vodním sloupci dominují anaerobní či anoxické podmínky. Ve druhém stupni pak dochází k dočišťování a měly by zde převažovat aerobní podmínky. Vhodný je výskyt ryb. - 173 - 'íl Akumulační nádrže Akumulační nádrže jsou považovány za speciální typ stabilizačních nádrží sloužící k čistení odpadních vod kampaňového průmyslu (zejména cukrovarského a škrobárenského). Akumulační nádrže jsou navrhovány kapacitně na celkové množství odpadní vody, produkované v době kampaně (od října do začátku ledna). Přírodní způsob čištění cukrovarských (nebo jiných) vod v akumulační nádrži spočívá v řízeném využívání přirozených anaerobních čistících procesů. Cukrovarské odpadní vody jsou před čištěním v anaerobních akumulačních biologických nádržích nejdříve mechanicky vyčištěny na sítech, v lapáku písku a v usazovacích nádržích. Před anaerobní biologickou nádrž je možné umístit velkokapacitní zemní usazovací nádrže umožňující zachycení prachových a jílnatých částic. Vlastní přirozené biologické čištění probíhá v akumulačních biologických anaerobních nádržích, které jsou navrženy kapacitně na celkové množství cukrovarských odpadních vod produkované za celou cukrovarskou kampaň. V akumulační anaerobní biologické nádrži se čistí odpadní vody z praní a plavení, vody mycí, kondenzační a technologické po příslušné recirkulaci. V nádrži probíhá dlouhodobý 5 až 8měsíční čistící proces, na němž se rozhodujícím způsobem podílejí anaerobní mikroorganizmy. Rychlost odbourání úzce souvisí s teplotou vody. Z počátku v zimě probíhá pozvolna, počátkem jara se zvyšující se teplotou nabývá na intenzitě. V podstatě je čistící proces ukončen počátkem srpna, kdy dochází k ukončení mineralizace organického znečištění a postupnému přechodu na aerobní režim. Proces odbourávání organické hmoty probíhá převážně v mírně alkalickém prostředí a podílejí se na něm metanogenní bakterie. Anaerobní čistící proces se neobejde bez menších pachových závad, kdy kvašením vznikají nižší mastné kyseliny a H2S. Odpadní vody se proto vápní, čímž se pH rozkladných pochodů přesunuje do alkalické oblasti. Ukončení procesu čištění se projeví postupným výskytem kyslíku v nádrži a rozvojem řas v nádrži. Na podobném principu se navrhují akumulační anaerobní biologické nádrže pro čištění odpadních vod škrobárenských, pivovarnických, mlékárenských aj. Dočišťovací biologické nádrže (rybníky) Dočišťovací biologické nádrže (rybníky) patří u nás k nejrozšířenějšímu způsobu využití malých vodních nádrží. Využívají se k čištění odpadních vod pod čistírnami a tvoří druhý stupeň biologického čištění. Jejich hlavním úkolem je odstranění zbývajícího organického znečištění a eliminace značné části nutrientů (Šálek a Tlapák 2006). Dočišťovací nádrže se člení do tří základních skupin: • dočišťovací biologické nádrže, u nichž je dočištění dominantní funkcí; • dočišťovací rybníky, u nichž je dočištění odpadních vod důležitou vedlejší funkcí a jsou k tomuto účelu speciálně upravené; • ostatní druhy malých vodních nádrží, které se částečně podílejí na zvyšování jakosti vody, ale nejsou speciálně upravené. Vegetační čištění odpadních vod Ve vegetačních systémech čištění odpadních vod se snažíme využívat a řídit přírodní procesy, z nichž nejdůležitější jsou: • mikrobiální a biochemické procesy v kořenové zóně rostlin; • filtrační účinek kořenového systému a substrátu; • obohacování substrátu kyslíkem přiváděným do kořenové zóny rostlinnými pletivy; • odčerpávání látek rostlinami a jejich zabudování do biomasy; • evapotranspirace (= odpařování vody z povrchu rostlin a z povrchu substrátu). - 774 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD V literatuře se pro vegetační čištění používá někdy pojmu umělé mokřady (Vymazal 1995). Umělé mokřady jsou definovány jako uměle vytvořený komplex zvodnělého nebo mělce zaplaveného zemního lože, emerzní, submerzní nebo plovoucí vegetace, živočichů a vody, který napodobuje přirozené mokřady pro praktické využití. Podle použité vegetace a převládajících procesů využívaných pro čištění vod je možno vegetační systémy rozdělit do dvou hlavních skupin: a) Čistící efekt je založen převážně na fotosyntetické aktivitě a metabolizmu sinic, řas a rostlin - zabudovávání látek do biomasy rostlin [vodní (akva)kultury řas, plovoucích nebo ponořených rostlin = mokřady s ponořenými (submerzními rostlinami; mokřady s plovoucími rostlinami] (Obr. 65). Tyto systémy jsou vhodné především jako třetí stupeň čištění, zařazený za kořenovou čistírnu nebo konvenční mechanicko-biologickou čistírnu za účelem eliminace živin a odstraňování zbytkového znečištění. Podmínkou jejich dobré funkce je pravidelná sklizeň nebo jiný způsob odstraňování narostlé biomasy a odstraňování kalu. Tyto systémy jsou vhodné rovněž pro produkci organické hmoty využívané pro krmné účely, kompostování atd. Fungování těchto systémů je závislé na intenzívním růstu rostlin, proto mohou být provozovány pouze ve vegetačním období, případně s umělým přihříváním, přisvětlováním apod. systém s plovoucími rostlinami Obť. 65. Akvakultura s plovoucími či submerzními rostlinami b) Čistící efekt je založen převážně na sorpčních a biochemických procesech v půdním tělese prorostlém kořenovým systémem rostlin [KČOV = kořenové čistírny odpadních vod, tj. mokřady s vynořenými (emerzními) rostlinami] (Obr. 66). Tyto systémy jsou vhodné především jako ekvivalent druhého stupně čištění. Mohou být provozovány se sklizní nebo zcela bez sklizně narostlé biomasy, protože množství látek zabudované do rostlin je považováno za nepodstatné (viz Čížková a kol. 1994). Mineralizací organického znečištění vzniká na KČOV podobně jako v konvenčních ČOV, velké množství minerálních živin - dusíku a fosforu. Ve srovnání s konvenčními ČOV (= intenzívní systémy) lze KČOV považovat za systémy extenzívní. Jako jediný stupeň čištění je vhodné KČOV navrhovat do velikosti znečištění cca 600 EO. - 775 - sydtém s emerzními rostlinami Obť. 66. Akvakultura s emerzními rostlinami Výhody a nevýhody vegetačních způsobů ve srovnání s městskou ČOV jsou následující (Beeby 1993): Výhody • nízké provozní náklady; • nízké energetické požadavky; • mohou být postaveny u zdroje odpadní vody; • více flexibilní a méně náchylní na náhlé přetížení; • biomasa se může sklízet na krmivo pro zvířata nebo do kompostu; • sklizená biomasa může být využita jako palivo. Nevýhody • vyžadují velké zábory půdy; • není využití pro velké objemy odtoků; • snížená schopnost provozu v zimě; • malá kapacita pro odstranění patogenů na výtoku; • mohou být náchylné na vysoké hladiny polutantů jako např. toxické kovy. Umělé mokřady s plovoucími rostlinami, sinicemi a řasami Využívají většinou vodní hyacint (= tokozelka nadmutá, Eichhornia crassipes) nebo rostliny z čeledi Lemnaceae (okřehkovité, např. Lemna, Spirodella, Wolffia). V případě vodního hyacintu lze rozlišit dva základní systémy použití: a) dočišťovací systémy zaměřené na odstraňování živin, které jsou inkorporovány v biomase, která je pravidelně sklízená; b) kombinované sekundární a terciární čištění pro odstranění organického i minerálního znečištění, přičemž rozklad organického znečištění a mikrobiální transformace probíhají současně. Vod- - 776 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD ní hyacint se v tomto případě sklízí pouze v rámci údržby systému. Mokřadní systémy s vodním hyacintem snáší velké zatížení - až 440 kg BSK5 ha"1 d1. Systémy využívající vodní hyacint jsou dobře propracovány pro využití v tropech a subtropech, protože jeho růst je výrazně omezen při teplotách pod 10 °C. U nás problematiku propracovala např. Žákova (1990), Žákova a Véber (1991). Okřehkymajíve srovnání s vodním hyacintem širší geografické pásmo výskytu a rostou i při teplotách blízkých 0 °C. Hlavní funkce okřehků se omezuje na eliminaci živin, protože povrch jejich kořenového systému, který slouží jako podklad pro baktérie, je prakticky zanedbatelný ve srovnání s hyacintem. Hustý a souvislý pokryv okřehků zabraňuje difúzi kyslíku ze vzduchu do vody a prakticky eliminuje fytoplankton (a tím i produkci fotosyntetického kyslíku) vzhledem k nedostatku světla ve vodním sloupci. Tím se voda většinou stává anaerobní, což podporuje denitrifikaci. Nepřítomnost fytoplanktonu také značně snižuje koncentraci nerozpuštěných látek na odtoku. Okřehky lze ve vegetačním období velmi jednoduše sklízet a jejich nutriční hodnota je vyšší než u vodního hyacintu vzhledem k více než dvojnásobnému obsahu proteinů, tuků, dusíku a fosforu. Systémy využívající okřehků jsou zaměřeny na sekundární čištění se zvýšeným odstraňováním živin. Systémy jsou poměrně hluboké (většinou 3 m), rozlehlé (i přes 20 ha) a doba zdržení se pohybuje v rozmezí 20-40 dní. Ve srovnání se sinicemi a řasami bylo zjištěno, že rychlost odčerpávání živin z odpadní vody není u rostlin tak vysoká a že v procesu čištění odpadních vod jsou řasy a sinice mnohem aktivnější než vyšší rostliny (Véber a Zahradník 1986). Umělé mokřady se submerzními rostlinami Submerzní rostliny přijímají živiny především systémem kořenů ze sedimentů, jsou však schopny asimilovat i živiny z vodního sloupce. Jsou schopné asimilovat živiny obsažené v odpadní vodě, ale mohou růst pouze v dobře okysličené vodě. Z tohoto důvodu není možné využívat tyto systémy pro čištění odpadních vod s vysokým obsahem snadno rozložitelných organických látek. Jejich použití se proto omezuje především na dočisťovaní. Přítomnost submerzních rostlin má za následek odčerpání rozpuštěného anorganického uhlíku a zvýšení koncentrace rozpuštěného kyslíku v průběhu vysoké fotosyntetické aktivity rostlin. Zvýšené hodnoty pH vytvářejí optimální podmínky pro těkání amoniaku a srážení fosforu. Vysoké koncentrace rozpuštěného kyslíku vytvářejí předpoklad pro mineralizaci organických látek. Asimilované živiny jsou vesměs zadržovány v kořenovém systému vyšších rostlin a v nárostových společenstvech. Živiny uvolňované v průběhu dekompozice submerzních rostlin jsou snadno asimilovány nárostovými společenstvy. Jako nejvhodnější rostliny se jeví Egeria densa, Elodea canadensis, E. nuttallii, Ceratophyllum demersum, Hydrilla verticillata. Umělé mokřady s emerzními rostlinami Systémy využívající emerzní rostliny lze rozdělit do tří hlavních skupin: 1. s povrchovým tokem; 2. s podpovrchovým horizontálním tokem; 3. s podpovrchovým vertikálním tokem. ad 1.) Čištění odpadních vod se uskutečňuje při průtoku OV hustým porostem mokřadních rostlin, které rostou v relativně málo propustném substrátu. K odstraňování znečištění z odpadních vod dochází především působením mikroorganizmů, které rostou na ponořených částech rostlin a tlejících zbytcích rostlin na dně. Značné množství vody může při tomto způsobu čištění prosakovat do podzemních vod, jelikož tyto systémy nejsou odděleny od podloží. Tento systém je využíván zejména ve Spojených státech. Doporučená vegetace: Typha sp. (orobinec), Scirpus sp. (skřípina), Phragmites aus- - 177 - íl tralis (rákos obecný), Juncus sp. (sítina). Účinnost čistení je vysoká především pro organické látky (BSK, CHSK) a nerozpuštěné látky. Odstraňování dusíku a fosforu je nižší vzhledem k malému kontaktu OV s půdou. ad 2.) Tzv. kořenová čistírna (ev. vegetační kořenová čistírna). Principem tohoto způsobu čištění je horizontální průtok OV propustným substrátem, který je osázen mokřadními rostlinami. Substrát musí být dostatečně propustný, aby nedocházelo k ucpávání a následnému povrchovému odtoku. Při průchodu OV substrátem dochází k vysokému stupni odstraňování organických a nerozpuštěných látek a mikrobiálního znečištění. Odstraňování dusíku a fosforu je nižší, ale tyto systémy nejsou určeny speciálně pro odstraňování těchto živin. ad 3.) Při tomto způsobu čištění je odpadní voda přerušovaně přiváděna na povrch lože osázeného mokřadními rostlinami. Voda prosakuje vrstvami štěrku a pískuje sbírána na dně drenážními trubkami poté odváděna ze systému. Principiálně je tento způsob shodný se zemní filtrací. Zaplavování a vysoušení loží má za následek střídání oxidačních a redukčních podmínek. V současnosti je v provozu několik málo systémů, někdy se používají v kombinaci s vertikálním prouděním. Vegetační kořenové čistírny Principem je velmi pomalá filtrace odpadní vody propustným štěrkovým ložem, které je osázeno rákosem a dalšími druhy hlubokokořenících vodních rostlin. Výhodou je vysoký čistící efekt (až 95%), vysoká spolehlivost, minimální problémy s kaly, možnost využít i stávající nekvalitní kanalizaci v obci, nízké provozní náklady a nízké investiční náklady. První kořenová čistírna byla u nás uvedena do provozu v roce 1989, v současné době je v ČR více než 130 KČOV Většina KČOV je projektována jako hlavní stupeň čištění domovních a městských splaškových vod (celkem 126, pouze 6 slouží jako dočišťovací stupeň). Počet připojených obyvatel na jednotlivé KČOV se pohybuje od 2 do 1000, přičemž nejvíce KČOV je navrženo pro zdroje znečištění 100-500 EO (53 KČOV) a méně než 10 EO (tj. malé domovní čistírny (32 KČOV). Jako vegetační pokry v se nejvíce využívá rákos obecný (41 KČOV), chrastice rákosovitá (Phalaroides arundinacea; 19 KČOV) a jejich kombinace vysazovaná v pruzích kolmých na směr protékající odpadní vody (32 KČOV). Zkušenosti z provozu KČOV ukazují, že nejvýznamnější funkcí rostlin v našich podmínkách je tepelná izolace povrchu vegetačních polí v zimním období. Kořenové čistírny jsou téměř výhradně dimenzovány pro odstranění organických a nerozpuštěných látek. V těchto parametrech dosahují KČOV velmi dobré účinnosti (Tab. 56) a běžně bez problémů splňují limity pro vypouštění. Kořenové čistírny, které jsou takto dimenzovány, však dosahují podstatně nižších účinků při odstraňování dusíku a fosforu (viz Tab. 56). Především odstraňování amoniaku je nízké vzhledem k nedostatku kyslíku, který je důležitou podmínkou nitrifikace ve filtračním loži. Přesto se však průměrné odstranění celkového dusíku a fosforu z běžných splaškových vod pohybuje v rozmezí 40-45 %. Odstraňování organických a nerozpuštěných látek v KČOV je v průběhu roku stálé, a navíc se KČOV dobře vyrovnávají s kolísáním organického znečištění a také jeho nízkými koncentracemi. To umožňuje využívat KČOV na čištění splaškových vod, které jsou silně ředěny dešťovými nebo drenážními vodami, což je v našich podmínkách velmi běžné pro malé vesnice (Vymazal 2002). - 778 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Ta b. 56. Účinnost KČOVv České republice v období 1989-1999 (koncentrace a účinnost = průměr z jednotlivých KČOV); K = počet KČOV (upraveno dle Vymazal 2002) Parametr Přítok (mg.l-1) Odtok (mg.l-1) Účinnost (%) K BSK5 160 15,3 86,1 38 CHSK 352 60,0 75,9 30 NL 165 14,5 82,3 38 Pcelk. 5,8 2,95 42,4 21 Ncelk. 54,2 27,0 42,6 14 NH4+N 30,9 18,4 33,6 25 NCV-N 6,9 4,6 25,8 10 Vegetace KČOV V kořenových čistírnách se používají převážně emerzní helofyta, kořenící v půdě a v sedimentech mělkých vodních nádrží, s velkým objemem vytrvalých podzemních orgánů. Hloubka filtračního lože je volena tak, aby podzemní části přítomných rostlin prorůstaly celým profilem lože. Pro nejčastěji používané rostliny jsou udávány maximální hloubky: Scirpus sp. {Schoenoplectus lacustris) - 0,76 m; Phragmites australis - 0,6-0,7 m; Typha sp. - 0,3 m. Při provozu kořenové čistírny je nutné udržovat hladinu vody 10-15 cm pod povrchem filtračního lože. To je nutné jako prevence proti zamrzání v zimním období a proti líhnutí obtížného hmyzu v letním období. Podíl rostlin na čistícím procesu: • za hlavní přínos rostlin k čistícímu procesu je považován přenos kyslíku do kořenové zóny; • zvyšování hydraulické propustnosti půdního tělesa; • ponořené části rostlin slouží jako substrát pro rozvoj baktérií; • evapotranspirace; • odčerpávání živin a dalších látek rostlinami. Rostliny v kořenových čistírnách nebyly nikdy používány pouze za účelem odčerpávání živin, i při maximálním výkonu rostlin přispívají rostliny k jednotlivým procesům v plně zatížené KČOV max. 20-25 %. Podmínky na KČOV jsou optimalizovány především z hlediska hydraulického, nikoliv však z hlediska nároků rostlin. Náplň filtračního lože je tvořena ostrohranným štěrkem; rostliny rostou spíše vjemnozrnných materiálech (rákos, zblochan, orobince). Širšímu použití těchto materiálů však brání jejich nedostatečná hydraulická vodivost. Např. rákos má nejhlubší a nejmohutnější kořenovou soustavu, a proto také schopnost přinášet nejvíce 02, množství odebraných živin je rovněž velké, ale má malou odolnost k letnímu sečení. Nejúčinněji poutá živiny zblochan vodní (Glyceria maxima), ale koření pouze mělce. Chrastice snáší hrubozrnné substráty lépe, v zaplavených půdách však koření také mělce a její biomasa, a tím i množství vázaných živin, je značně nižší. Kromě výše uvedeného existují ještě další důvody, proč plochu kořenové čistírny osázet: 1) rostliny chrání filtrační pole před promrznutím; 2) brání invazi plevelů; 3) ovlivňují vzhled kořenové čistírny - dobře vypadající KČOV vypadá, že dobře čistí; 4) přínos rostlinného porostu ke koloběhu vody (mikroklima). - 779 - íl UMĚLÉ ZPŮSOBY ČIŠTĚNÍ ODPADNÍCH VOD ČIŠTĚNÍ SPLAŠKOVÝCH (KOMUNÁLNÍCH) VOD V MĚSTSKÝCH ČOV Hlavním cílem městských ČOV je odstranění organických látek, obsažených ve splaškových odpadních vodách. Toho se dosahuje zpravidla ve dvou-až třístupňovém provedení, kde se první dva stupně podílejí prakticky na kompletním odstranění organických látek. Třetí stupeň pak obvykle slouží k odstranění minerálních nutrientů. Jednotlivé stupně čistícího procesu se nazývají primární, sekundární a terciární čištění odpadních vod. Obr. 67. Schéma konvenční ČOV (upraveno dle Bulíčka 1988) V primárním stupni probíhá mechanické předčištění odpadní vody, jehož cílem je odstranění hrubých pevných nečistot a suspendovaných látek, dále tuků a chemickými postupy některých speciálních látek. Primární stupeň odstraňuje pouze suspendované látky. Jen malé procento suspendovaných a rozpuštěných organických látek je aktuálně mineralizováno během čištění tekutých odpadů. Většina organického materiálu je odstraněna usazením. Tekutý podíl odpadů obsahující rozpuštěné organické látky je předmětem dalšího stupně čištění. Primární stupeň čištění odstraní pouze 30-40 % BSK, proto je druhý stupeň nezbytný pro jeho další redukci (Tab. 57). V sekundárním, biologickém stupni, nastává postupný rozklad a mineralizace organických látek. Pouze malá část rozpuštěných organických látekje mineralizována, zbytek je převeden z rozpuštěné formy do odstranitelných pevných částic. Sekundární stupeň je založen výhradně na mikrobiální aktivitě, čištění probíhá buď v aerobním (aktivace, biofiltry), nebo anaerobním prostředí. Kombinací primárního a sekundárního čištění se odstraní původní BSK odpadní vody z 80-90 %. Ve třetím stupni čištění se pak v našich podmínkách snažíme o odstranění hlavních minerálních živin, hlavně fosforu, příp. dusíku, tzn. snížení trofie odpadních vod. Provádí se chemicky, fyzikálně-chemicky nebo biologicky. Za terciální čištění se dále považuje i biologická dočiš-ťovací nádrž či dezinfekce odtoku z ČOV (UV záření, chlorace, apod.), sloužící k odstranění mikroorganizmů. Požadavky na čištění městských odpadních vod v Evropské Unii specifikuje Směrnice Rady z 21. května 1991 o čištění městských odpadních vod (91/271/EHS). - 780 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Tob. 57. Redukce znečištěnin v odpadní vodě na různých stupních konvenční ČOV (ex Beeby 1993) Odstranění (%) stupeň primární sedimentace biologický filtr suspendované látky koliformní baktérie aktivace 40-95 20-90 70-97 60-95 30-35 70-96 40-75 85-95 95-99 ZÁKLADY TECHNOLOGIE MĚSTSKÝCH ČOV První stupeň čištění - mechanické předčištění Tzv. hrubé (mechanické) předčištění představuje technologické jednotky, které mají buď chránit objekty čistírny před poškozením, nebo odstranit z odpadní vody látky, jež by mohly při dalších technologických procesech způsobovat závady (Tab. 58). Zahrnujeme sem lapače štěrku a písku, česla, popř. lapače tuků a olejů. Tob. 58. Charakter látek a zařízení na jejich odstranění v primárním stupni čištění Látky v odpadní vodě Zařízení na čistírně hrubé plovoucí nečistoty: kusy dřeva, agregované shluky textilií apod. —>■ hrubé česle (mezery mezi česlicemi 5-10 cm) menší plovoucí nečistoty: hadry, zbytky zeleniny a ovoce —>- jemné čele (mezery mezi česlicemi 1 -3 cm) písek, škvára sunuté po dně stoky —>■ lapač písku jemný organický kal —>• sedimentační (usazovací) nádrž rozpuštěné organické látky —>- biologický stupeň čistírny K těmto základním zařízením se někdy dle potřeby přidává lapač tuků (pouze v místech, kde kanalizace přivádí vyšší koncentrace tuků). Odpadní vody zvláště z veřejných kanalizací obsahují hrubší částice, které plavou po hladině, vznášejí se v odpadní vodě nebojsou sunuty po dně kanalizace. Jedná se např. o kuchyňské odpady, hadry, papír, dřevo apod. Tyto látky by byly v dalším čistícím procesu zdrojem provozních závad (zejména u čerpací techniky), a proto se zachycují hned na začátku čistírny na česlích. Česla jsou tvořena řadou obvykle ocelových prutů, tzv. česlic, zasazených do pevného rámu. Podle velikosti průlin (tj. vzdálenosti mezi česlicemi) rozdělujeme česla na (i) česla hrubá (s průlinami 40 až 200 mm) a (ii) česla jemná (s průlinami 10 až 30 mm); podle způsobu stírání zachycených látek (tzv. shrabků) lze rozlišovat (i) česla stíraná ručně (hrábly upravenými podle vzdáleností česlic) a (ii) česla stíraná strojně. Množství shrabků zachycených na česlech závisí zejména na složení odpadní vody a na velikosti průlin mezi česly. Pro běžné městské odpadní vody se udává u hrubých česlí 2-3 litry shrabků na 1 obyvatele za rok, u jemných česlí 5-10 litrů. V praxi se likvidace shrabků provádí obvykle následujícími způsoby: (a) kompostování nebo zakopávání do země; (b) ukládání na skládkách po smísení s chlorovým vápnem a překrytí vrstvou zeminy; (c) ukládání na kalových polích s následným zatopením vyhnilým kalem; (d) odvodnění shrabků pomocí lisů a následné spalování (nejúčinnější a hygienicky nejméně závadný způsob likvidace); (e) rozmělňování shrabků a jejich zachycení a zneškodnění v dalších čistírenských stupních. Nerozpuštěné sunuté a unášené minerální látky o větší hustotě jsou zachycovány v lapačích písku. Lapače štěrku se navrhují hlavně u velkých městských čistíren. Stavebně jsou oba dva typy lapačů představovány jímkou na kanalizaci, v níž se zachycují velmi hrubé částice, např. kameny, štěrk, kovové předměty. - 787 - íl Usaditelné nerozpustené látky jsou oddělovány v usazovacích nádržích, kde dochází k jejich usazování (sedimentace), neusaditelné a organické rozpuštěné látky se nejčastěji odstraňují biologickým čištěním ve druhém stupni čištění. Vzniklé vločky biologického kalu jsou pak zachycovány v dosazovacích nádržích. Druhý stupeň čištění - biologické čištění Biologický stupeň čištění odpadních vod může využívat dva odlišné procesy, které i když jsou oba založené na růstu a aktivitě biologických společenstev, se od sebe technicky liší. Jedná se o: • procesy založené na růstu a aktivitě organizmů v přisedlé složce (biofilmové procesy); • procesy založené na růstu a aktivitě organizmů v suspendované polykultuře (tzv. proces aktivace). Aerobní čištění směsnou kulturou v biofilmových reaktorech Prvními reaktory biologického čištění odpadních vod, které doznaly v Anglii masového nasazení ještě před koncem 19. století, byly biofilmové reaktory, dříve nazývané „zkrápěné filtry". Biofilmové reaktory můžeme rozdělit podle typu nosiče a podle způsobu jeho kontaktu s odpadní vodou a případně se vzduchem do několika základních skupin: zkrápěné biologické kolony (tzv. biofiltry), ponořené biologické kolony, rotační biofilmové reaktory a reaktory s kombinovanou kultivací biomasy. Přiváděné znečištění se činností mikroorganizmů rozkládá nebo transformuje do biomasy, která postupně narůstá. Kusy biomasy uvolněné od nosiče se z vyčištěné vody odstraňují zpravidla usazováním. Na principu aktivity biofilmů jsou založeny i zemní filtry, které však řadíme k extenzívnímu čištění odpadních vod. Zkrápěné biologické kolony (biologické filtry, biofiltry) Biofiltr představuje těleso naplněné přírodním (kámen, struska) nebo umělým materiálem (prvky z plastických hmot), sloužícím jako podklad pro růst směsné kultury různých skupin organizmů, tzv. biofilmů* jejichž činností je realizován proces biologického čištění odpadních vod. Mechanicky před-čištěná odpadní voda se přivádí na biologický filtr skrápěcím zařízením. Nejčastějším typem biofiltrů jsou kruhové nádrže s hrubozrnnou náplní (struska, škvára, kamenná drť apod.), na níž je přiváděná odpadní voda rozstřikována tzv. Segnerovým kolem. Optimální zrnitost náplně je kolem 4-8 cm, aby nedocházelo k zahlcení filtru. Nejdůležitějším faktorem, na němž závisí čistící efekt, je kyslík. Předčiště-ná odpadní voda je dostatečně prokysličena rovnoměrným skrápěním celého povrchu filtru otáčivým ramenem Segnerova kola. Mezi jednotlivými zrny náplně musí být dostatečná vzduchová rezerva, protože převážná část kyslíku je spotřebována již po průtoku asi 20 cm vysokým sloupcem náplně. Intenzita procesů je závislá i na teplotě. Nejstálejší čistící efekt je dosahován při teplotě v rozmezí 4-18 °C. Při poklesu pod 4 °C a stoupnutí nad 18 °C se efekt výrazně zhoršuje. Nižší teploty inaktivují činnost baktérií, při vyšších teplotách dochází k velkým ztrátám kyslíku. Skrápěním vhodné náplně filtru se na jejím povrchu vytvoří postupně biologický nárost, označovaný často jako biologická blána, biologický film nebo také sliz, který je hlavním činitelem čištění. Buňky biofilmů jsou na povrchu nosiče fixovány do polysacharidové matrice, která je vlastním produktem činnosti buněk. Nosič biofilmů je pouze materiálem nesoucím film a svými vlastnosti nijak neovlivňuje biochemické procesy probíhající v biofilmů. Biofilm je tvořen spolu se zachycovanými suspendovanými látkami nejrůznějšími typy organizmů od baktérií, hub, řas a prvoků až po červy a larvy hmyzu. Má houbovitý charakter a dovede přijímat velké množství vody. Voda přináší organizmům živiny a rozpuštěný kyslík, čímž je dána možnost rozvoje aerobních organizmů. Směsná kultura biofilmů využívá organického znečištění z odpadní vody jednak k získávání energie potřebné k životním pochodům, jednak k syntéze nových buněk. Za normálních Pozn. Jako biofilm je zpravidla označována „...aktivní biologická vrstva složená z mikroorganismů (baktérií, řas, hub, mik-roprotozoa, metazoa) a jejich extracelulárních polymerních produktů, která je přichycena na povrchu nejrůznějších podkladů, které jsou v kontaktu s vodou..." - 182 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD okolností dosahuje nárost výšky 1,6 až 3,2 mm. Dokud není filtr zapracován, tj. dokud není tento aktivní nárost vytvořen a stabilizován, neprojeví se žádaný čistící účinek, protože na rozdíl od mechanické filtrace (např. vodárenské) je velikost částic náplně značně velká. Jednotlivé biochemické procesy mohou probíhat v různých hloubkách biofilmu, protože vytvořený a zralý biofilm je stratifikován (Obr. 68). V reálných biofilmových reaktorech může tloušťka biofilmu přesahovat i 5 mm, ovšem pouze malá část je penetrována rozpuštěným kyslíkem. Tato část o tloušťce zpravidla 50-150 um je nazývána aktivním bi-ofilmem (tj. nejmladší, povrchové vrstvy) a účastní se oxických procesů. Zbylá část biofilmové tlouťky je považována z hlediska oxických procesů za neaktivní, resp. odehrávají se zde procesy anoxické a anaerobní (Obr. 68). Produkty anaerobního metabolizmu pronikají ze spodních vrstev k povrchovým, takže povrchová vrstva dostává živiny ze dvou stran. Výsledná tloušťka biofilmu je regulována jednakotěrem či spontánním strháváním biofilmu v důsledku procesů uvnitř biofilmu (aktivita larev hmyzu apod.). Obr. 68. Tvorba zoogleálního filmu na povrchu inertního nosiče skrápěného filtru Účinnost filtru je minimální, když se nárost odtrhne od náplně a vzrůstá k maximu, jestliže je náplň pokryta tenkou vrstvou nárostu. Jak narůstají nové vrstvy, účinnost klesá až k odstranění nárostu. Zapracovaný, nepřetěžovaný filtr odtrhává nadměrný nárost kontinuálně, a tak se u něho neprojevují výkyvy v účinnosti. Žádoucí je, aby filtr měl co nejmenší anaerobní složku nárostu. Mikrobiální povrch, který skutečně přichází do kontaktu s organickými látkami přinášenými odpadní vodou, je funkcí specifického povrchu filtrační náplně a hloubky filtru. Hloubka filtrů umožňuje sukcesi organizmů, specializaci jednotlivých společenstev a s tím spojenou i možnost vyššího stupně vyčištění odpadní vody. Ekologie biologického filtru Principiálně se funkční polykultura biofilmu neliší od směsné kultury aktivovaného kalu, ve srovnání s aktivací je však základní rozdíl v sukcesi společenstev organizmů a dále přítomnosti organizmů vyšších trofických úrovní v biofiltru (Sládečková a kol. 1989). Aktivace má společenstvo chudší co do druhů i celých skupin organizmů a toto společenstvo je v trvalém styku jak s nečištěnou odpadní vodou, tak i s vyčištěným odtokem. Vývoj biocenózy na povrchu náplně filtru probíhá ve čtyřech fázích - v první povrch osidlují především bakterie, měňavky a bezbarví bičíkovci, ve druhé nálevníci, jejich počet je vázán na počet přítomných bakterií, ve třetí se rozmnožuje makrofauna a splaškové houby, v poslední fázi povrch filtru pokrývají autotrofní organizmy. - 183 - íl Základem biofilmu blány jsou nejrůznější bakteriální formy (zoogleovité či vláknité), které jsou spolu s dalšími organizmy (zvi. houbami) nosnou vrstvou pro celou řadu dalších volných i přisedlých mikroorganizmů. Makrofauna je zastoupena červy, larvami hmyzu, korýši, kteří se živí baktériemi, houbami i některými prvoky. Tím dochází k redukci biologických nárostů a k udržování jejich rovnovážného stavu. Vzniklá organická hmota je částečně ze systému odplavována do odtoku (strhávána proudící vodou), částečně baktériemi rozkládána. Mezi výskytem různých složek makrofauny - červů r. Tubifex a larev r. Psychoda a výskytem hub v biofiltrech byla pozorována pravidelná korelace - tento vztah je nesporně otázkou potravní. Organizmy biologických filtrů Biocenóza filtruje ovlivňována jak složením odpadní vody a technologickými parametry, tak i sezónními vlivy působícími na všechny její komponenty. Sezónní vlivy, neprojevující se prakticky u biocenózy aktivovaného kalu, jsou u biofiltru významné. Týkají se jak vlivu teploty, tak i intenzity slunečního osvitu, na kterém je závislá autotrofní složka povrchu filtru. Vyšší teplota zvyšuje metabolizmus všech organizmů i rychlost jejich růstu. Biocenóza nárostu filtru je tvořena zpravidla těmito skupinami organizmů: baktérie, houby, řasy, pr-voci a vyšší organizmy. Vývoj biocenózy na povrchu náplně filtru od počátku skrápění filtru až po dobu ustálení biocenózy (= zapracování filtru), má sukcesívní charakter a probíhá podle zkušeností ve čtyřech fázích. První fáze je především zachycování baktérií (dispergovaných i zoogleovitých) a rozmnožení měňavek a bezbarvých bičíkovců. Druhá fáze je vývoj volných a přisedlých nálevníků, jejichž výskyt je vázán na počet přítomných bakterií. Třetí fázi představuje rozmnožení makrofauny a splaškových hub („sewage fungus community"). Z technologického hlediska je tato fáze nejdůležitější, protože se v ní rozhoduje, zda charakter biologické blány (nárostu) bude houbový nebo bakteriální a zda bude přítomno dostatečné množství makrofauny (červů a larev hmyzu) ke kontinuálnímu odstraňování přebytečného nárostu. Ve čtvrté, tj. poslední, fázi tvorby biologické blány je pokryt povrch filtru autotrofními organizmy, jejichž vývoj začal již dříve na stěnách biofiltru. Baktérie biologických filtrů Převažujícími organizmy nárostu biologického filtru jsou baktérie. Vyskytují se jak typy aerobní, tak fakultativní a anaerobní. Většinou jsou ve filtru fakultativně anaerobní typy žijící aerobně tak dlouho, pokud je kyslík přítomen a anaerobně, je-li vyčerpán. Jsou to např. různé druhy rodů Pseudomonas, Alcaligenes, Micrococcus, stejně jako zástupci čeledi Enterobacteriaceae. Mimo ně se vyskytují striktní aerobové (např. rod Bacillus). Dále se v nárostu vyskytují hojně zoogleové {Zooglea ramigera, Z. uva) i vláknité typy baktérií {Sphaerotilus, Beggiatoa, Thiothrix). Mohou se vyskytovat i flexibaktérie a akti-nomycety. Nevláknité mikroorganizmy jsou označovány jako tzv. filmotvorné („film-forming"). Filmo-tvorné baktérie vytvářejí svými extracelulárními polymery matrici, do které jsou vláknité mikroorganizmy fixovány, takže nezpůsobují takové problémy při separaci biomasy jako v aktivačním procesu. Jako typičtí zástupci filmotvorných baktérií jsou uváděny Zooglea sp. a rody Pseudomonas, Bacillus a Micrococcus. Nejčastěji udávanými vláknitými mikroorganizmy v biofilmových nárostech jsou Sphaerotilus sp., případně Nocardia sp. V rotačních diskových reaktorech je velmi často uváděn výskyt vláknitých baktérií rodu Beggiatoa. Bakteriální biofilmy jsou stratifikovány, tj. jsou složeny z diskrétních vrstev s různými vlastnostmi. Tato stratifikace je výsledkem transportních jevů v biofilmu. Z hlediska oxických procesů je vnější (povrchová) část biofilmu nazývána aktivním biofilmem (aktivní vrstvou), zatímco vnitřní (základní, hlubší) vrstva neaktivním biofilmem. Tloušťka aktivního biofilmu se pohybuje v úzkém rozmezí 50 až 150 um a tvoří tedy jen nepatrnou část reálných biofilmu (tloušťka až 0,5 až 1 cm). Pouze tato část celkového biofilmu je penetrována rozpuštěným kyslíkem z okolní proudící vody. V neaktivním biofilmu pak - 784 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD mohou nastat podmínky anoxické nebo anaerobní. Pokud jsou v odpadní vodě přítomny dusitany či dusičnany (nebo se tvoří nitrifikací v aktivním biofilmu) a substrát proniká až pod aktivní film, dochází v této vrstvě k denitrifikaci bez ohledu na koncentraci rozpuštěného kyslíku v okolní proudící kapalině (Chudoba a kol. 1991). Pokud v biofilmovém systému dusičnany nejsou přítomny či nevznikají nebo je tloušťka biofilmu dostatečně velká, vzniká pod oxickou (resp. anoxickou) vrstvou ještě vrstva anaerobní. V této vrstvě je redox potenciál již natolik nízký, že dochází k organotrofní desulfataci a k anaerobním fermentativním procesům. U tlustých biofilmu s velkým organickým zatížením může redox potenciál v nejhlubších vrstvách klesnout natolik, že je možný i proces metanogeneze. Houby Jako aerobní organizmy se vyskytují pouze v těch zónách filtru, kde je přítomen kyslík. V konkurenci s baktériemi nebývají jako pomaleji rostoucí organizmus příliš úspěšné. Pouze u průmyslových odpadních vod (jako např. z výroby antibiotik, potravinářského průmyslu) nebo při nízkém pH mohou nad baktériemi dominovat hlavně v horní části filtru. Houby jsou v biofiltrech přítomny celoročně, nezávisle na teplotě. Z biologických filtrů bylo izolováno velké množství druhů, ale za nejdůležitější se považují druhy a rody: Fusarium aquaeductum, Geotrichum, Sepedonium, Ascoidea rubescens, Subba-romyces splendens, Sporotrichum a Penicillium. První osídlují náplň rody Fusarium a Geotrichum, pak teprve nastupuje Sepedonium a Ascoidea. Na povrchu filtru bývá nejčastěji Fusarium, které je na světle schopné konkurovat v růstu běžným řasám filtru, jako jsou Stigeoclonium a Chlorella. Ve tmě je pak Geotrichum schopné konkurovat rodu Fusarium, takže dominance rodu Fusarium se vysvětluje jeho schopností růst vedle řas. Faktory ovlivňující převahu některého druhu jsou nepochybně způsobeny jak odpadními vodami (substrátem), tak i rychlostmi růstu a schopností přilnout k podkladu a udržet se proti proudu odpadní vody. V tomto směru se za prvotní v sukcesi hub považuje rod Fusarium, který později vystřídá Geotrichum a Sepedonium. Pěnovité nárosty rodu Ascoidea se zpravidla nalézají až uvnitř filtru. Řasy Řasy jsou součástí nárostů povrchu, kde je zaručen dostatečný přísun světla pro jejich energetickou potřebu. V ostatních částech filtru se řasy vyskytují pouze splavením. Růst řas na povrchu filtru může být někdy tak mohutný, že může přispět i k zabahňování filtrů. Nejběžněji se vyskytuje ze sinic rod Phormidium, ze zelených vláknitých řas rody Stigeoclonium a Ulothrix a z chlorokokálních řas rod Chlorella a Chlamydomonas. S nimi bývají ve společnosti také rozsivky Navicula accomoda a Nitzschia palea. Prvoci Prvoci jsou v biofiltrech zastoupeni od nejjednodušších typů s osmotrofní výživou až po predátory prvního a druhého řádu (např. karnivorní nálevníky a rournatky). Jejich rozvrstvení ve filtru odpovídá způsobu jejich výživy, tj. stupni rozkladu organických látek v odpadní vodě a rozvoji celého společenstva. Poměr jednotlivých druhů prvoků nám zpětně podává informaci o stavu rozkladu organických látek v biofiltru, technologických parametrech i kyslíkových poměrech. V horních vrstvách, kde je vysoká koncentrace organických látek, žijí převážně typy s osmotrofní výživou (tj. přijímají živiny celým povrchem těla) a volně žijící nálevníci, zatímco přisedlí nálevníci a karnivorní typy dominují v nižších vrstvách. Stejně takje sukcese prvoků rozlišena v jednotlivých vrstvách. Dominance prvoků kolísá mezi jednotlivými filtry i uvnitř každého filtru v závislosti na změnách potravy (stupeň vyčištění odpadní vody) a životních podmínkách. Prvoci stejně jako v aktivovaném kalu jsou dobrými indikátory funkce filtru. V silně zatížených povrchových vrstvách obvykle nacházíme druhy jako Colpidium campylum, Enchelys sp., Vorticella microstoma, Epistylis sp., Paramecium caudatum, Glaucoma scintillans a řasami - 785 - 'íl se živící druh Chilodonella cucullulus. Z bezbarvých bičíkovců je to rod Trepomonas a Hexamitus. Ve spodních vrstvách, a tedy i odtoku z filtrů jsou to nejčastěji nálevníci Vorticella convallaria, Aspidis-ca costata, Opercularia sp., Trachelophyllum pusillum, Cyclidium glaucoma a Carchesium polypinum. Z bezbarvých bičíkovců to jsou rody Bodo, Monas, Entosiphon, Pleuromonas a další. Z krytének zde bývá rod Cochliopodium a Arcella. Makrofauna Pod tímto pojmem se rozumí vícebuněčné organizmy jak mikroskopického (hlístice, vířníci), tak i makroskopického vzhledu (červi, larvy hmyzu). Tyto organizmy se živí baktériemi, houbami, prvoky a mrtvou organickou hmotou. Patří mezi biologické regulátory množství nárostu. Tato skupina organizmů uzavírá potravní řetězec ekosystému biofiltru, vrcholnými články jsou zejména červi ze skupiny Oligochaeta {Enchytraeus, Lumbriculus) a larvy hmyzu (např. koutule rodu Psychoda - Diptera). Tyto organizmy redukují počty mikroorganizmů a odumřelé části nárostů se zachycenými suspendovanými látkami. Na úlohu makrofauny existují dva protichůdné názory. První z nich považuje makrofaunu za nesmírně důležitou, podle druhého názoru má tato skupina na proces čištění odpadní vody zcela malý význam. Podle zkušeností v našich podmínkách (Sládečková a kol. 1989) jsou přítomnost a rozvoj makrofauny nutné nejen k udržení aktivní biologické blány, nýbrž i ke stabilizaci celého společenstva během roku a hlavně k jarnímu odstranění přebytečného nárostu. Je známo, že při poklesu teploty pod 10 °C se několikanásobně prodlužuje, nebo dokonce zastavuje vývoj makrofauny. Z toho vyplývá, že v zimě je nutné počítat s nižším organickým zatížením (případně provádět čas od času proplachy), aby chybějící kontinuální odstraňování nárostu biologickými činiteli nahradil v době nízké teploty činitel „mechanický". Za nejdůležitější zástupce makrofauny se považují tzv. „požírači" („grazing organisms"), což jsou v tomto případě červi ze skupiny Oligochaeta a larvy hmyzu. Hlístice a vířníci jsou považováni za malou část nárostu. Čistírny s rotačními biodisky K novějším konstrukcím patří rotační biofilmové reaktory (rotační biofiltry, biodisky). Jejich principy a účinky jsou blízké čistírnám s klasickými vertikálními biofiltry. Uplatňují se nejčastěji jako domovní čistírny a v malých obcích do 200 obyvatel. Čistírny mají předřazenou sedimentační zónu, která je provedena jako septik nebo štěrbinová nádrž, vlastní biologickou zónu, do které je přiváděna přečištěná voda, a kde se otáčejí biodisky a dosazovací prostor. Nosičem biomasy jsou nejčastěji vhodně tvarované plastové kotouče, tzv. disky (rotační diskové reaktory), osazené na společné ose a ponořené cca ze 40 až 50 % do žlabu s odpadní vodou. Disky se pomalu otáčejí (rotují) v čištěné odpadní vodě a dochází tak ke střídavému kontaktu vytvořeného biofilmu s vodou a se vzduchem. Čištění je založeno na působení mikroorganizmů rostoucích na povrchu biodisků, které metabolický využívají nečistoty z odpadní vody. Vrstva nárostů se postupně zvětšuje a postupně se po částech odděluje od disků a padá do nádrže (žlabu), v níž jsou ponořeny diskové jednotky. Takto vzniklý biologický kal se mísí s odpadní vodou a přispívá k dalšímu biologickému čištění. Potřeba diskové plochy na 1 EO je 1 až 3 m2 (Tlapák a kol. 1992). Principu diskových bioreaktorů se v současnosti hojně využívá v různých „balených domácích čistírnách odpadních vod" pro menší zdroje znečištění (do 10-15 EO). Biofilm rotačních biodisků obsahuje komplexní a rozmanité společenstvo různých bakterií, prvoků a metazoálních populací. Z vláknitých baktérií dominují Sphaerotilus, Beggiatoa, Nocardia a Oscillato-ria. Pomocí skenovacího elektronového mikroskopu bylo jištěno, že biofilm na rotačních discích obsahuje 2 vrstvy: vnější bělavá vrstva obsahuje vlákna bakterie rodu Beggiatoa a vnitřní tmavá vrstva bakterie rodu Desulfovibrio. - 186 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Aerobní čištění směsnou kulturou ve vznosu (Aktivace) V současnosti nejčastěji používaným způsobem biologického čištění mechanicky předčištěných vod městských i průmyslových s převládajícím organickým znečištěním je aktivace. Aktivační proces se skládá z vlastní biologické jednotky (aktivační nebo také aerační nádrž) a jednotky separační (dosazovací). Čistící proces je výsledkem činnosti aerobního společenstva mikrorganizmů, odstraňující znečištění buď přímo - enzymatickým rozkladem těchto látek nebo nepřímo pohlcováním drobných částic včetně baktérií. Znečišťující látky odpadní vody využívají organizmy jako zdroj energie ke všem životním pochodům i k syntéze nových buněk. Biologicky vyčištěná odpadní voda obsahuje zbytkové produkty, tj. štěpné produkty vysokomolekulárních látek a produkty látkové výměny společenstva. Na složení společenstva čistícího zařízení má rozhodující vliv schopnost jednotlivých druhů mikrorganizmů využívat odpadní vodu jako potravu (substrát) a možnost růstu a rozmnožování organizmů v podmínkách tohoto zařízení. Princip aktivačního procesu spočívá ve vytvoření aktivační směsi, tj. směsné kultury mikroorganizmů, v níž část mikroorganizmů je volně rozptýlena ve vodě a větší část ve vločkách, které tvoří tzv. aktivovaný kal. Vznik této kultury je výsledkem směšování přitékající odpadní vody s recirkulovaným (vratným) aktivovaným kalem a prevzdušňovaní této směsi vzduchem za intenzivního míchání po určitou dobu v tzv. aktivační nádrži. Během této doby dojde k přírůstku aktivovaného kalu a k úbytku rozložitelných organických látek v čištěné vodě. Aktivovaný kal s čištěnou odpadní vodou (aktivační směs) se vede do dosazovací nádrže, kde se oddělí a zahustí. Část zahuštěného kalu se vrací zpět do aktivační nádrže, přebytečný kal se odstraní a zpracuje (Obr. 69). Voda oddělená z aktivační směsi je biologicky vyčištěna a z čistírny se zpravidla vypouští do recipientu. Vrácením většiny vyprodukovaných vloček z dosazovací nádrže do aktivace (tzv. recirkulace) je zajištěna potřebná koncentrace kalu (biomasa) v aerační nádrži. V optimálních podmínkách se aktivovaný kal vyskytuje ve formě dobře flokulujících a sedimentujících vloček, podíl aktivovaného kalu v celkovém objemu čištěných vod má činit nejméně 15 %. Dobře zapracovaný kal se tvoří asi půl roku. odsazená voda z usazovací nádrže vratný kal stlačený vzduch nebo čistý kyslík aktivační směs ^ H ^? íl ^ __M H ' dosazovací nádrž odtok vratný kal usazený kal Obť. 69. Schéma aktivačního procesu - 187 - 'íl Z ekologického pohledu představuje aktivovaný kal detritový potravní řetězec. Přítok odpadní vody do systému přináší po mechanickém usazování odpadní vody převážně rozpuštěné organické látky. První trofickou úroveň tvoří heterotrofní baktérie a saprobní prvoci (některé drobné měňavky, bičíkov-ci a volně žijící nálevníci). Baktérie rozkládají suspendované organické látky vylučováním enzymů do prostředí, zatímco saprobní prvoci jemně dispergované látky přímo pohlcují. Do téže trofické úrovně patří i autotrofní baktérie, které získávají potřebnou energii z chemických reakcí, především oxidací anorganických látek, např. amoniaku. Druhou trofickou úroveň tvoří holozoičtí prvoci, kteří se živí převážně heterotrofními baktériemi. Část výživy těchto prvoků tvoří také drobné částice mrtvé biomasy z přítoku. Nejvyšší úroveň (vrchol potravní pyramidy), a tedy poslední článek potravního řetězce, tvoří vícebuněčné organizmy (Metazoa), jako jsou hlístice a vířnící. Tyto organizmy se živí holozoickými prvoky, ale také baktériemi a mrtvou biomasou. Prvoky se především živí rournatky (Suctoria), které také patří do posledního potravního článku, ačkoliv příslušejí k prvokům. Poněvadž vícebuněčné organizmy mají delší dobu vývoje než jednobuněčné, vyplývá z toho, že se mohou uplatnit jako podstatná složka biocenózy jen v aktivačních systémech, kde stáří kalu je alespoň 5 dnů. Aktivovaný kal představuje ekosystém, který nemá v přírodním prostředí obdoby, protože má při trvalém a dostatečném přísunu kyslíku nadbytek živin, tedy organických látek. V přírodním prostředí je v nadbytku organických látek kyslík rychle spotřebováván na jejich oxidaci a nastává mikroaerobní až anaerobní prostředí. Kyslík se proto v takovémto prostředí stává limitujícím faktorem pro aerobní heterotrofní organizmy. Ve společenstvu druhů aktivovaného kalu nastává v průběhu času změna v druhovém složení označovaná jako sukcese druhů (Obr. 70). Nejdříve se rozkladu organických látek účastní baktérie a ve společenstvu dosahujítaké nejvyšších počtů. Současně s nimi se objevují i saprobní prvoci (Phytoflagellata a Sarcodina). Tato skupina je následována volně plovoucími nálevníky a dále rournatkami. Poslední dosahují vrcholu vířníci. Znalost hrubé časové sukcese organizmů v aktivovaném kalu je cenná z toho důvodu, že podává informace o stavu rozkladu organických látek v aktivačním procesu, a tím umožňuje odhad stáří kalu. 1. 2. 3. 4. 0 0 bakterie • bezbarví bičíkovci Obr. 70. Sukcese organizmů ve vločce aktivovaného kalu - 188 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Biocenóza aktivovaného kalu Vývoj biocenózy aktivovaného kalu od počátku provzdušňování odpadní vody až po jeho stabilizaci projde několika stádii, než je dosaženo rovnovážného stavu, tj. ukončení období zapracování. Během zapracování lze pozorovat tuto sukcesi organizmů: a) dispergované baktérie s ojediněle se vyskytujícími bezbarvými bičíkovci a měňavkami; b) částečně vyvločkované baktérie a hojně se vyskytující bezbarví bičíkovci, měňavky a volně žijící nálevníci; c) dovršení vyvločkování baktérií, které je provázeno hojným výskytem všech typů nálevníků volně lezoucích i stopkatých a rozvojem krytének; d) rozvoj mnohobuněčných, zejména vířníků. Kvalitativní i kvantitativní zastoupení jednotlivých skupin organizmů závisí do značné míry na odpadní vodě a technologických podmínkách. Obecně je však možné shrnout, že v aktivačních systémech se vyskytují tyto skupiny organizmů: baktérie, flexibaktérie, houby, prvoci a drobná metazoa, přičemž dominantní roli hrají zejména dvě skupiny organizmů - baktérie a prvoci. Baktérie Hlavní složkou biocenózy aktivovaného kalu jsou baktérie, které tvoří i hlavní část biomasy suspendovaných látek kalu a základní článek tohoto potravního řetězce. Podílejí se na oxidaci, rozkladu a utilizaci znečišťujících látek obsažených v odpadní vodě. Kromě typických baktérií se v aktivovaném kalu uplatňují aktinomycety a flexibaktérie (Tab. 59). Aktinomycety jsou považovány za přechodnou skupinu mezi baktériemi a houbami a tvoří dlouhá, bohatě rozvětvená vlákna podobající se hyfám (vláknům) hub. Oproti hyfám hub jsou však tato vlákna velmi jemná a křehká (šířka vláken je většinou menší než 1 um). Baktérie se v aktivačním procesu vyskytují jako volně dispergované, zoogleové, vláknité nebo vyvločkované. Nejaktivnější jsou dispergované a vláknité baktérie, jejich celý povrch je ve styku s živným substrátem - odpadní vodou. Vláknité baktérie spolu s dispergovanými baktériemi jsou dvě velmi účinné složky v aktivačním procesu. Jejich množství je však nutné z hlediska technologické praxe regulovat a zároveň je nutné hledat optimum mezi technologickými možnostmi procesu a fyziologickými vlastnostmi biocenózy, tj. kontrolovat sedimentační vlastnosti (růst vláknitých organizmů) i zákal vody (volně dispergované baktérie). Tab. 59. Bakteriální rody vyskytující se v aktivovaném kalu Hlavní rody Vedlejší rody Zooglea Aeromonas Pseudomonas Aerobacter Citromonas Micrococcus Commomonas Spirillum Flavobacterium Acinetobacter Alcaligenes Gluconobacter Brevibacterium Cytophaga Bacillus Hyphomicrobium Achromobacter Arthrobacter Corynebacterium Sphaerotilus - 189 - íl Houby Houby jsou organizmy většinou mnohobuněčné, pravé plísně jsou jednobuněčné. Jejich těla jsou tvořena vlákny (hyfami), které se bohatě rozvětvují a tvoří hustou spleť, tzv. mycelium. Většina hub se živí saprofyticky a využívá stejných zdrojů živin jako baktérie. V aktivovaných kalech tvořených převážně hyfami je vždy malý počet druhů ostatních organizmů. Tato skutečnost je způsobena pravděpodobně snižováním pH prostředí metabolickou činností hub, případně produkcí antibiotických látek. Je znám antagonizmus hub a baktérií a rovněž i vliv pH. Při pH 6,5-8 dominují baktérie nad houbami, hodnoty nižší než 6,5 stimulují houby a dochází k jejich rozvoji. Při pH 4 a 5 houby převládnou, až úplně baktérie vyloučí. K rozvoji hub tedy dochází tam, kde nastávají nepříznivé podmínky pro normální rozvoj baktérií. Prvoci Jedná se o heterogenní skupinu organizmů, která se liší svou morfologií i základními životními funkcemi. Společným znakem je, že jsou to jednobuněčné organizmy. Buňka vykonává všechny základní funkce. Prvoci bez pevné buněčné blány se pohybují prostým přeléváním buněčného obsahu (plasmy), ostatní mají většinou pohybové orgány, jako jsou bičíky (flagella), brvy (cilie) nebo vláknité membrány. Výživa těchto organizmů je rozmanitá. Někteří přijímají rozpuštěné organické látky celým povrchem těla (tzv. osmotrofní výživa), jiní pevné částice potravy nebo živé organizmy pohlcují přímo. Z prvoků se v biocenóze aktivovaného kalu vyskytují bičíkovci, měňavky, kryténky, nálevníci a rour-natky. V typické aktivační nádrži obsahuje míchaná kapalina přibližně 5 x 104 prvoků na 1 ml. Mezi stovkami různých druhů jsou nejhojnější zejména nálevníci, ačkoliv za určitých podmínek se mohou vyskytovat hojně i améby a flageláti. Dominantními nálevníky jsou Opercularia, Vorticella, Aspidisca, Carchesium a Chilodonella. Hlavními funkcemi nálevníků při čištění odpadních vod jsou: odstraňování nevyvločkovaných baktérií, napomáhání tvorbě vloček (vylučování slizu) a odstraňování komplexních organických látek. Podle způsobu života se nálevníci dělí na tři skupiny: (a) volně žijící formy - aktivně plavou; (b) lezoucí formy- lezou po povrchu vločky; (c) přisedlé formy-jsou k povrchu vločky připevněné stopkou. Predace prvoků ovlivňuje často rychlé odstranění patogenů aktivací. Např. odstranění bakterie Escherichia coli bývá přes 90 %. Aktivovaný kal je účinný rovněž v odstraňování virů - coxsackie a polio viry jsou konzistentně odstraňovány s účinností přes 90 %. Prvoky osídlující aktivovaný kal můžeme podle jejich metabolizmu dělit na holozoické - zpracovávající pevný substrát a holofytické - zpracovávající rozpuštěný materiál. Holozoičtí prvoci, zejména nálevníci, se živí pevnými částečkami hmoty a bakteriemi. Z prvoků je dobrým indikátorem druh Aspidisca costata. Tento nálevník bochánkovitého tvaru, čile se pohybující po vločkách kalu, indikuje dobrý stav oživeného kalu. Nápadnými prvoky na dobrém kalu jsou přisedlí stopkatí nálevníci rodu Vorticella {V. microstoma, V. putrind). Stopka obsahuje svalové, neboli myonemové vlákno, které umožňuje její kontrakci. Stažitelné stopky mají i rody Carchesium a Zoothamnium. Ty však na rozdíl od vorticel žijících jednotlivě, tvoří rozvětvené kolonie. Mezi přisedlé nálevníky oživeného kalu nemající stažitelnou stopku patří rody Opercularia a Epystilis, které tvoří kolonie po dvou nebo více členech. Rournatky (Suctoria) mají místo brv savé trubičky paprskovitě se rozvětvující na různé strany těla. Jimi zachycují kořist a sají potravu. Jejich typickým představitelem v mikrofauně aktivovaného kalu je na stopce přisedlá Podophrya fixa. Někteří nálevníci jsou přitékající odpadní vodou neustále přinášeni do aktivačních nádrží, kde jsou pak často hojně nacházeni - k těmto nálevníkům patří např. trepka {Paramecium), Colpidium, Amphileptus a Lionotus. Z kořenonožců v aktivačních nádržích zpravidla nechybějí měňavky a bezbarví bičíkovci {Hexamitus, Bodo, Trepomonas, Oicomonas, Trigomonas). Při přetížení aktivačního procesu dosahují počty měňavek a bezbarvých bičíkovců maxima, současně však jsou potlačeny počty nálevníků a baktérií (Tab. 60). - 790 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Tob. 60. Indikátorové druhy prvoků v aktivovaném kalu (podle Mudrack a Kunst 1986) Přetížený systém (Nízký přísun kyslíku) Normální systém (Dobrý přísun kyslíku) Rhizopoda měňavky kryténky (Testacea) nálevníci Colpidium campylum Paramecium caudatum Aspidisca costata Euplotes afňnis Vorticella microstoma V. convallaria Opercularia coartata V. campanula bičíkovci (typičtí pro silně zatížené systémy) např. rod Trigomonas Protože jsou prvoci zpravidla vůči toxickým látkám citlivější než baktérie, jsou změny v jejich osídlení dobrou indikací zhoršení podmínek i pro baktérie, a tím zhoršení aktivačního procesu. Obecně platí, že druhová pestrost prvoků je vždy žádoucí (Tab. 61). Tob. 61. Vliv nálevníků na kvalitu parametrů na odtoku v aktivovaném kalu v laboratorním měřítku (ex Atlas a Bartha 1998) Parametr odtoku Nálevníci chybí Nálevníci přítomni celkové BSK(mg.l1) 53-70 rozpustné BSK(mg.l1) 30-35 CHSK(mg.l1) 198-250 organický dusík (mg.I1) 14-21 suspendované látky (mg.I1) 86-118 živé počty bakterií (106.ml1) 106-160 Metazoa Jedná se o drobné mnohobuněčné organizmy, většinou vířníky (Rotifera) a hlístice (Nematoda). Víř-níci se uplatňují v aktivovaném kalu i na stěnách aktivačních nádrží. Spolu s nálevníky se živí převážně baktériemi. Jsou považováni za dobré indikátory stavu aktivovaného kalu a výskyt jednotlivých druhů je dáván do souvislosti s kvalitou vyčištěné vody. Podílejí na biocenóze aktivovaného kalu s dlouhou dobou zdržení, s velkým stářím kalu (> 5 dní) a nízkým zatížením organickými látkami (BSK5 max. 1,0 g.kg'.den1), schopnými biochemického rozkladu. Požírají především bakterie a jemný detritus, které ožírají z povrchu aktivovaného kalu {Habrotrocha rosa aj.) a v menším počtu případů filtrují bakterie suspendované ve volné vodě {Brachionus sp., Epiphanes senta). Jiní jsou predátory, kteří napadají a požírají prvoky a vířníky {Encentrum lupus). Výskyt predátorů ukazuje, že biocenóza je dobře vyvinutá, stabilní a že čistírna má dobrý čistící účinek. Denzita predátorů je vždy nízká, maximální abundance byla zjištěna cca 4 ind.mľ1. Současně vířníci ukazují i dobré aerobní poměry v aktivovaném kalu, protože dýchají celým povrchem těla a nejsou schopni přežít anaerobní poměry. Hlístice se živí převážně baktériemi, drobnými organizmy a rozpuštěnými i nerozpuštěnými látkami. V aktivačních nádržích se obvykle vyskytují v menších počtech, protože zde nenacházejí vhodné životní podmínky. Turbulentní pohyb směsi jim brání v rozmnožování a doba zdržení odpadní vody v aktivační nádrži (obvykle 6 až 8 hodin) je pro jejich rozvoj příliš krátká. Proto se v aktivovaném kalu 7-24 3-9 124-142 7-10 26-34 1-9 - 797 - íl mohou uplatnit pouze dospělé samičky, které zde mohou naklást vajíčka. Přemnožení metazoí může vést k deflokulaci vloček. Za takových podmínek je nutné zasáhnout do procesu zvýšením odkalování, snížením stáří kalu, aby docházelo k vyplavování přemnožené populace. Za podmínek vyváženého společenstva spočívá jejich činnost v přímém odstraňování drobných částic kalu a baktérií. Jejich činnost na povrchu i uvnitř vloček napomáhá pronikání kyslíku do vločky a přísunu živin. Morfologie vločky aktivovaného kalu Vyvločkování v aktivačním procesu je nutné ke koncentraci kalové biomasy v dosazovací nádrži a k jejímu vracení do systému v žádané koncentraci. V současné době je proces selekce vločkujících organizmů a vznik dobře sedimentujících vloček aktivovaného kalu jednou z nejpropracovanějších technologií s vysokou spolehlivostí a nízkými provozními náklady. Účinné fungování aktivovaného kalu je závislé na 4 hlavních charakteristikách biomasy. Jsou to (1) schopnost vločky „adsorbovat" substráty, (2) asimilace a oxidace organické hmoty, (3) oxidace dusíku a (4) udržování dobré flokulace, která je potřebná pro účinnou sedimentaci sekundárního kalu. Vločka je tedy základem úspěšného aktivačního procesu. Vločky jsou složeny ze shluků malých tyčinkovitých baktérií obklopených polymerickými látkami. Část těchto aglomerací je tvořena baktériemi typu Zo-oglea ramigera nebo Zooglea uva. Velikost vloček, jejich složení a tvar (morfologie) jsou výsledkem podmínek, za kterých vznikly. Morfologie vloček a jejich složení má nesporný význam pro kinetiku čistírenského procesu včetně usazování a může mít význam i pro zpracování kalu. Mechanizmus vločkování (flokulace) není dosud přesně znám, ačkoliv existuje několik základních názorů na vznik vloček (Obr. 71). Flokulace je vlastností většiny baktérií účastnících se aktivačního procesu, jestliže existuje vhodný poměr energetické hladiny substrátu k množství biomasy. Jestliže je poměr příliš vysoký, dochází k disperznímu růstu mikroorganizmů, je-li naopak příliš nízký, potřebují baktérie příliš mnoho energie k překonání vzdálenosti mezi sebou, tak aby se mohly shluknout, a k vyvločkování nedojde. Faktory, které ovlivňují flokulaci, jsou růstová rychlost, složení směsné populace, koncentrace substrátu a rovnováha živin. Nízká růstová rychlost favorizuje flokulaci. fibrily extracelulární polymer Obť. 71. Pravděpodobný princip vzniku vloček aktivovaného kalu - 192 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Organizmy ovlivňující morfologii vločky Organizmy, které mohou mít vliv na velikost, tvar, strukturu a sedimentační vlastnosti vloček, lze rozdělit do těchto skupin: a) organizmy zvětšující povrch vločky; Všechny vláknité organizmy, při jejich přemnožení dochází k tzv. bytnění kalu. Také stopkatí nálev-níci mohou při velkých počtech ovlivnit povrch vloček svými koloniemi. b) organizmy tvořící kostru vločky; Např. houba Saprochaeta saccharophila, v počátečním stádiu zvětšuje povrch vločky jako vláknité organizmy, ale později se na ní zachycují baktérie, vločkují a ona sama se stává jádrem vločky. c) organizmy působící rozpad vločky; Všechna metazoa, tj. vířníci, hlístice a jiní červi, která svou mechanickou činností (požíráním a prolézáním vloček) odkrývají nové povrchy vloček pro adsorpci nečistot, narušují soudržnost vločky a mohou působit až její rozpad na menší částice. d) organizmy zatěžující vločku; Kryténky (Testacea), které při větším pomnožení mohou svými schránkami zachycenými na vločkách přispět k jejich zatížení a dobré sedimentaci. Bytnění aktivovaného kalu Bytnění je jev, při kterém aktivovaný kal zaujímá příliš velký objem pro usazení. Rozlišují se dva typy bytnění: a) Nevláknité bytnění zoogleovité. Lehkost kalu je způsobena velkým obsahem vázané vody. Příčinou je nadměrná produkce extrace-lulárních látek slizovitého charakteru s velkou afinitou k vodě. Tento typ bytnění je poměrně vzácný. b) Vláknité bytnění. Špatná usaditelnost kalu je způsobena zvětšením povrchu vloček následkem prudkého rozvoje vláknitých organizmů, zejména v jejich periferní oblasti. Jedná se zpravidla o nadměrný rozvoj baktérií rodu Sphaerotilus. Zásadní rozdíl mezi vláknitým a nevláknitým bytněním kalu je v obsahu vázané vody: u vláknitých kalů 100 % vázané vody, u nevláknitých 400 %. Kromě rodu Sphaerotilus byly v aktivovaném kalu popsány další rody vláknitých organizmů, které mohou být příčinou bytnění: Leucothrix, Beggiatoa, Pelo-ploca, Vitreoscilla, Pelonema, Achroonema, Toxothrix aj. Pěna v aktivaci Vláknité baktérie s velkým podílem lipidů v obalech buněk (aktinomycety, zejména Microthrixparvi-cella aNocardia) mohou vytvořit flotující kal, tzv. tvrdou pěnu. Produkce mikrobiální (bakteriální) pěny v aktivačním procesu je důsledek nežádoucí bakteriální aktivity. Každá pěna je charakteristická svým složením a barvou. Pěna se skládá ze zachyceného vzduchu či bublinek plynu pod tenkou vrstvou pevných látek či biologických sekrecí. Hlavními plyny zachycenými v pěně jsou oxid uhličitý a molekulární dusík (N2). Tvorba pěny u M. parvicella se liší od tvorby pěny u nokardioformních bakterií. Microthrix má hydrofobní buňky a zachytává vzduch a plynové bublinky, které pak vytváří pěnu. Produkce pěny u nokardií je výsledkem (i) sekrece lipidů živými buňkami, které obalují vločky a zachytávají vzduch a plynové bubliny a (ii) produkce biosurfaktantů, které snižují povrchové napětí aktivovaného kalu. Jak je pěn přemísťována z aktivační nádrže do dalších částí čistírny (dosazovací nádrže), zachycený vzduch a bublinky plynů z pěny unikají a dochází kjejímu zhroucení. Zbytky pěny pak mohou na povrchu vody v dosazovacích nádržích vytvářet šlem. Nejběžnější kontrolou správné funkce aktivačního procesu na čistírně je určení množství kalu po - 193 - íl 0,5hodinové sedimentaci v tzv. Imhoffově kuželi. Malé množství sedimentu (do 100 ml.ľ1) znamená většinou zapracovávání nebo poruchu v provozu (špatná recirkulace, vzplývání kalu). Kaly se sedimentací 300-600 ml.ľ1 po 0,5 hodině se považují za průměrné zatížení, silně zatížené kaly mají objem nižší (cca 200-400 ml.ľ1). V praxi se stanovuje rovněž tzv. kalový index £7, pro který platí, že: Kl = Vk/X kde Vk je objem aktivovaného kalu, který se usadí z 1 litru aktivační směsi po 1/2 hodině v Imhoffově kuželi; X je koncentrace kalové sušiny aktivační směsi (g.mľ1). Podle hodnoty Kl dělíme pak aktivovaný kal na: (i) normální (Kl < 100 g.mľ1); (ii) lehký (Kl = 100-200 g.mľ1) a (iii) zbytnělý (Kl > 200 g.mľ1). Oxidační příkopy Jedná se o kombinaci aktivace a biologických rybníků. V procesu čištění dochází k úplné oxidaci organických látek a aerobní stabilizaci vznikajícího kalu. Výhodou těchto systémů je vysoká čistící účinnost, jednoduchost stavební části i strojního vybavení. Mineralizačními procesy dochází k autoredukci objemu kalu do té míry, že se tvoří jen zlomek kalů, které by vyprodukovala klasická čistírna téže kapacity. Odpadá tedy kalové hospodářství, objekt čistíren nevyžaduje proto rozsáhlé území pro výstavbu provoz. Touto technologií lze čistit splaškové vody z malých obcí i velkých sídlišť i z aglomerací objektů živočišné výroby, zejména při velkochovech vepřů. Patogenní bakterie V odpadní vodě, ale i ve stokové síti a v prostředí ČOV se nachází velké množství patogenních bakterií (Tab. 55), z nichž některé mohou představovat riziko pro obsluhu na ČOV. Mezi ně patří např. Cam-pylobacteri jejuni a Leptospira interrogan. Mikrobiálnímu znečištění odtoků z ČOV je však prozatím věnována malá pozornost. Je to dáno zejména tím, že doposud neexistují závazné emisní standardy pro mikrobiologické ukazatele v odtocích ČOV (v nařízení vlády č. 61/2003 Sb. jsou uvedeny pouze ukazatele a hodnoty přípustného znečištění povrchových vod) a monitoring mikrobiální kontaminace odtoků z ČOV není pro provozovatele povinný. Je známo, že biologické ČOV odstraňují mikrobiální znečištění s poměrně vysokou účinností - až 99%. Vyčištěné odpadní vody v odtocích z ČOV ale nadále obsahují vysoké počty nežádoucích mikroorganizmů - zejména střevních, indikátorů fekálního znečištění, a psychrofilních bakterií, které se takto dostávají do recipientu, kde mohou negativně ovlivňovat kvalitu vody. TERCIÁRNÍ DOČISŤOVANÍ ODPADNÍCH VOD Aby nedocházelo ke zhoršování kvality povrchových recipientů, je nutné při čištění odpadních vod dosahovat vyšších účinností odstranění organických látek a především sloučenin dusíku a fosforu. Me-chanicko-biologické čištění OV má však v tomto směru jen omezené možnosti. Technologická linka čištění se proto rozšiřuje o další jednotkové operace, z nichž každá má za úkol odstranit určitou specifickou skupinu látek. V odborné literatuře se aplikace těchto dalších jednotkových operací označuje jako vyšší nebo hluboké čištění („advanced treatment") nebo také terciární čištění („tertiary treatment"). V současnosti se jako nejčastější procesy v terciárním čištění odpadních vod aplikují procesy pro odstraňování sloučenin dusíku a fosforu. - 794 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Biologické odstraňování anorganického dusíku z odpadních vod V odpadních vodách se anorganický dusík vyskytuje nejčastěji v amoniakální formě. V čistírenské praxi je jednou z nej užívanějších cest snížení koncentrace anorganického dusíku ve vodě jeho biologické odstranění, které spočívá v biochemické oxidaci amoniakálního dusíku na dusitany a dusičnany (nitrifikace) a v jejich následující biochemické redukci na plynný dusík (denitrifikace), který unikne do atmosféry, a je tak odstraněn z vodního prostředí. Nitrifikace Kromě málo významné heterotrofní nitrifikace je dominantním jevem nitrifikace autotrofní, která probíhá ve dvou fázích. V první je amoniak oxidován na dusitany, a to činností baktérií rodu Nitrosomonas, Nit-rosococcus, Nitrosospira, Nitrosocystis. Dusitany jsou následně oxidovány na dusičnany bakteriálními rody Nitrobacter a Nitrocystis. Obě skupiny baktérií používají jako zdroj uhlíku oxid uhličitý. Pro dobrou nitrifikaci se všeobecně považuje za nutné dosáhnout vysoké účinnosti odstranění organického uhlíku, udržovat vyšší stáří kalu, koncentraci rozpuštěného kyslíku > 2 mg.ľ a pH v rozmezí 6-8,5. Denitrifikace Fáze intenzívní asimilace organického uhlíku ve vodě je zpravidla provázena poklesem koncentrace oxidovaných forem dusíku. Množství energie získané při denitrifikaci je jen o málo nižší (-2,386 MJ.moľ glukózy) než při respiraci v aerobních podmínkách (-2,872 MJ.moľ glukózy). Denitrifikace je tedy spojena s asimilací uhlíku a vyžaduje jeho přítomnost. Probíhá pomalu za účasti interního zdroje (intracelulárního uhlíku), rychleji za přítomnosti extracelulárního zdroje uhlíku. Technologicky je jako zdroj uhlíku denitrifikačního stupně dodáván metanol, nebo primární odpadní voda. Využitelná je i řada jiných organických látek, pozornost se věnuje např. i využití metanu z kalového plynu. Odstraňování fosforu Pro odstranění fosforečnanů z odpadních vod se používají postupy chemické, biologické nebo kombinované. Chemickými postupy se fosforečnany srážejí dávkováním iontů Fe3+, Al3+ nebo Ca2+. Srážení se provádí v přítoku na čistírnu, v aktivační nádrži nebo ve vyčištěné vodě. Aplikací FeCI3, Fe2(S04)3, Ca(OH)2 nebo AI2(S04)3 se daří eliminovat přes 80 % fosforu. Tyto precipitační způsoby však mají řadu nevýhod, které brání jejich širšímu používání v praxi, např. srážení fosfátu v aktivační směsi neprobíhá za optimálních podmínek, takže je potřeba volit přebytek srážedla; soli Fe a AI mohou nepříznivě ovlivnit biocenózu aktivovaného kalu, zejména protozoální populaci. Rozhodující je však skutečnost, že při odstraňování fosfátů chemickým srážením se proces čištění odpadní vody komplikuje manipulací s chemikáliemi a zpracováním zvýšeného množství kalu. Proto se v praxi prosazují biologické způsoby, které i když nezaručují dosažení tak nízkých zbytkových koncentrací fosforu jako při precipitaci, jsou provozně méně náročné, neboť jsou součástí vlastního biologického čištění odpadních vod. Biologické odstraňování fosforu vychází z poznání ekologie fosfáty akumulujících baktérií (tzv. poly-P bakterie), které jsou schopné v aerobních podmínkách akumulovat sloučeniny fosforu, z nichž vytvářejí zásobu energie pro anaerobní podmínky. Obsah fosforu v biomase aktivovaného kalu obvykle nepřesahuje 2-3 %. Vhodným uspořádáním aktivačního procesu lze tento podíl zvýšit, čímž se zvýší i celková účinnost odstraňování fosforu. Zvýšený obsah fosforu v biomase aktivovaného kalu lze částečně vysvětlit zachycením sraženin fosfátů do vloček, v převážné míře jde však o důsledek specifických biochemických mechanizmů. Některé druhy obligátně aerobních baktérií, jejichž charakteristickým představitelem je rod Acinetobacter, jsou schopné - 795 - íl za aerobních podmínek, při limitaci jinými nutrienty než je zdroj organického uhlíku, spotřebovávat fosfáty z okolního prostředí i bez tvorby nové biomasy a akumulované fosfáty ukládat do polyfosfáto-vých granulí. Polyfosfáty v buňce slouží jako metabolická rezerva fosforu, k regulaci vnitřní rovnováhy fosforu v buňce a jako náhradní zdroj energie. V anaerobních podmínkách pak uvolňují buňky fosfáty zpět do prostředí, čímž se obnoví jejich akumulační kapacita. V současné době mezi nepropracovanější systémy biologického odstraňování fosforu patří tzv. „en-hanced biological phosphorus removal system" (EBPR systém), který se skládá z anaerobního a aerobního tanku (Obr. 72). V anaerobním tanku je rozpustné BSK v absenci molekulárního kyslíku a nitrátu fermentováno za vzniku různých těkavých mastných kyselin. Tyto kyseliny jsou rychle využity poly-P bakteriemi a uloženy ve formě nerozpustných škrobových granulí (PHB). Absorbce a konverze mastných kyselin do PHBje spojena se ztrátou energie ve formě fosfátů do okolní kapaliny. V aerobním tanku jsou ortofosfáty uvolněné poly-P bakteriemi a ortofosfáty v odtoku z primární dosazovací nádrže absorbovány poly-P bakteriemi za současného rozpuštění a degradace škrobových granulí (PHB). Díky rozdílné aktivitě bakterií v anaerobní/aerobní zóně obsahují bakterie/kal ~ 6-7 % fosforu na jednotku sušiny ve srovnání s 1-3 % fosforu v typickém aktivovaném kalu. Kal z aerobní zóny, který obsahuje zvýšené koncentrace fosforuje vypouštěn do dosazovací nádrže, odkud je kal přečerpáván buďzpět, nebo k dalšímu zpracování. anaerobní/fermentační aerobní/oxická dosazovací anaerobní/fermentační aerobní/oxická dosazovací nádrž nádrž nádrž nádrž nádrž nádrž přítok Obť. 72. Bakteriální aktivita v anaerobní a aerobní nádrži EBPR systému KALY A KALOVÉ PLYNY Kalem nazýváme suspenzi tuhých látek vznikajících po dobu úpravy a čištění vod. Kal je dvojfázový systém skládající se z tuhé a kapalné fáze (kalová voda). Procentuální obsah vody v kalu se nazývá vod-natost (pv). Sušinu kalu ps potom můžeme vyjádřit jako: Ps = 100-pv V čistírnách vznikají dva typy kalů - kal z usazovacích nádrží (tzv. primární kal) a kal z dosazovacích nádrží (tzv. sekundární kal). Čerstvý primární kal z městských ČOV je žlutohnědý, hnědý až šedý, má zpravidla zrnitou strukturu a tvoří ho nerozpustné látky, které prošly skrz česla a lapače. Obsahuje - 796 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD i značné množství koloidních látek, schopných vázat a udržovat vodu, proto se špatně odvodňuje. Sekundární (aktivovaný) kal má vločkovitou strukturu, obsahuje 98 % a více vody. Má hnědou až hnědě-červenou barvu. Stabilizace kalu Stabilizací kalu rozumíme rozklad jeho lehce odbouratelných látek, tj. mineralizaci. V praxi se kal stabilizuje nejčastěji anaerobní fermentací ve vyhnívacích komorách (Obr. 73). Anaerobně stabilizovaný, vyhnilý kal je černá amorfní látka zrnitého charakteru. Slabě dehtovitě zapáchá a dobře se odvodňuje. Poměr organických látek k anorganickým ve vyhnilém kalu bývá 1:1, zatímco v surovém 2:1. Předpokládá se, že v průběhu anaerobní stabilizace klesne obsah organické sušiny kalu asi o 45-65 %. Kapalná fáze, která se oddělí od kalu (tzv. kalová voda), má vysoký obsah organických látek (BSK5 až 2000 mg.ľ1). Významnou součást kalů tvoří proteiny, nejvíc jich obsahuje aktivovaný kal. Obsah proteinů je dobrým ukazatelem věku kalů, protože účinkem proteolytických enzymů se rozkládají na jednodušší složky (aminokyseliny), které podléhají deaminaci za uvolnění amoniaku. Značný podíl sušiny kalu připadá na lipidy, které se skládají z volných mastných kyselin, jejich esterů a látek neschopných zmýdelnění. Důležitou složkou kalů jsou rovněž polysacharidy (celulóza, hemicelulózy, škrob). Obsah celkového dusíku a fosforu informuje o hnojivé hodnotě kalu. vyhnívací nádrž tekutá fáze surový kal vyhnilý kal Obť. 73. Proces stabilizace čistírenských kalů Kalový plyn (bioplyn) Bioplyn je produktem procesu metanizace, anaerobní stabilizace kalů a anaerobního čištění odpadních vod. Bioplyn se skládá převážně z CH4 (65-75 %) a C02 (25-35 %) a menšího množství H2, N2 a H2S. Při výstupu z metanizačního reaktoru obsahuje ještě určité množství vody (3-4 %) a může obsahovat stopová množství amoniaku, mastných kyselin aj. Složení bioplynu závisí na složení substrátu a podmínkách procesu. Poměr CH4:C02 je citlivým indikátorem průběhu metanového vyhnívání. Kal ze sídlišť produkuje cca 4301 bioplynu na 1 kg celkové sušiny kalu, resp. 6001 na 1 kg organické sušiny. Vzhledem k vysokému obsahu metanu je cennou energetickou surovinou. Obsah metanu, a tím i vysoká výhřevnost (17,8-25 MJ.m3) řadí bioplyn mezi ušlechtilé zdroje energie. - 797 - íl STRUČNÝ PŘEHLED NEJBĚŽNĚJŠÍCH POSTUPU POUŽÍVANÝCH PŘI ČISTENÍ PRŮMYSLOVÝCH ODPADNÍCH VOD Pokud průmyslové odpadní vody obsahují hnilobné organické látky (tj. přibližují se svými vlastnostmi městským splaškovým vodám), používají se na jejich čištění čistírny a způsoby čistění popsané dále. Odpadní vody z průmyslu však často obsahují látky, které běžnými způsoby z vody odstraňovat nelze, a proto se takové odpadní vody čistí speciálním postupem a pouze jejich dočištění probíhá na městské čistírně, eventuelně na její průmyslové modifikaci. V následujícím přehledu jsou stručně uvedeny nejčastěji používané technologické postupy a čistící zařízení, kterých se používá k čištění průmyslových odpadních vod. Flotační zařízení Využívají se pro separaci jemných nebo gravitačně obtížně oddělitelných suspensí; zařízení pracuje na principu vynášení odstraňovaných látek k hladině jemnými bublinkami plynů (nejčastěji vzduchem). Flotace je separační proces, používaný pro oddělení dispergovaných částic z kapaliny, při které se tyto částice spojují s mikrobublinami plynu za vzniku flotačních komplexů lehčích než voda a vynášených tedy k její hladině. Dispergované částice mohou být tuhého i kapalného skupenství, tedy tvořící suspenze nebo emulze. Vzniku mikrobublin (optimální velikost 10 až 100 um) dosáhneme různými způsoby, mezi hlavní patří: • snížení tlaku v systému = vakuová flotace; • jemnobublinné provzdušnění = volná flotace; • expanze vody nasycené vzduchem při zvýšeném tlaku = tlaková flotace; • denitrifikační pochody v biomase za vzniku plynného dusíku = biologická flotace; • přídavek chemikálií uvolňujících plyn = chemická flotace; • elektrolýzou vody = elektroflotace. Princip elektroflotace Principem je elektrolýza vody (v přítomnosti elektrolytu), při níž se na katodě vylučuje vodík a na anodě kyslík. Tyto plyny se vylučují v jemných bublinkách, což je předpoklad pro realizaci flotačního procesu. Neutralizační čistírny Slouží k čištění kyselých nebo zásaditých odpadních vod; přídavek činidla opačných vlastností upravuje reakci vody (pH) do normálních mezí. Častěji se vyskytují kyselé odpadní vody, které se obvykle neutralizují přídavkem vápna ve formě vápenného mléka. Neutralizační čistírny se využívá i při čištění odpadních vod z povrchových úprav kovů, kde se nejedná pouze o úpravu pH, ale též o odstranění toxických kyanidů a těžkých kovů. Odpadní vody vypouštěné do veřejné kanalizace a do recipientů nesmí být ani příliš kyselé, ani příliš zásadité. Rozsah povoleného pH bývá od 6,0 do 8,5 až 9,0. Pokud odpadní vody tento požadavek nesplňují, musí být předem neutralizovány. Neutralizační reakci lze vyjádřit rovnicí: HX + BOH = H20 + BX kde HYje kyselina a BOH je zásada. Produktem neutralizace je tedy voda a sůl. Neutralizační stanice pracují na principu (1) odstavném - neutralizace se provede jednorázově v ná- - 798 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD drží, jejíž obsah se pak vypustí nebo (2) průtočném - neutralizace probíhá v průtočné nádrži průběžným přidáváním neutralizačních činidel. Běžná je neutralizace kyselých vod vápencem CaC03, magnezitem MgC03, dolomitem CaC03.MgC03 a páleným dolomitem CaC03.MgO. Podstatou probíhajících chemických reakcí je vytěsnění slabé kyseliny uhličité z uhličitanu působením silnější kyseliny obsažené ve vodě: CaC03 + 2H+ = Ca2+ + H20 + C02 Analogicky reaguje magnezit a dolomit. Složka páleného vápence MgO reaguje takto: MgO + 2H+ = Mg2+ + H20 Chemická koagulace nebo čeření Používá se pro odstranění jemně dispergovaných (koloidních) částic (jemná vlákna a barviva v textilním a papírenském průmyslu, olejové emulze atd.). Sorpční pochody Jako sorbentů se využívá aktivní uhlí, škvára, popílek. Extrakce Extrakce je postup, kterým se z jedné kapaliny převádí látka do jiné kapaliny na základě rozdílné rozpustnosti této látky v obou kapalinách. Jednou kapalinou bývá obvykle vodný roztok, druhou jiné rozpouštědlo, zpravidla organické, které se s vodou nemísí, což je podmínkou úspěšně extrakce. Čím je rozpustnost látky v tomto rozpouštědle větší než ve vodě, tím je extrakce účinnější. Protřepeme-li vodný roztok látky s extrahovadlem, dojde k rozdělení látky mezi extrahovadlo a vodu v poměru, který vyjadřuje tzv. rozdělovači koeficient: Kr = Ce/cvi kde ce je koncentrace látky v extrahovadle a cvl je koncentrace látky ve vodném roztoku, lonexy Jedná se o látky, které z roztoků diferencovaně zachycují určité látky (jejich ionty). Měniče iontů (io-nexy) jsou vysokomolekulárni látky, nesoucí na svém skeletu funkční skupiny, které jsou disociovatelné. Při disociaci těchto funkčních skupin se uvolňují jednoduché ionty zvané protionty, kdežto funkční skupiny jsou pak nabity nábojem opačným. Protionty jsou ke zbytku ionexu, nesoucího funkční skupiny, vázány nepříliš pevnými vazbami opačných elektrických nábojů a jsou za vhodných podmínek vyměnitelné za jiné ionty, obsažené ve vodném roztoku, s nímž je ionex ve styku, lonexy se dělí na: a) katexy- u nichž je protiontem kation (nabitý kladně - obvykle H+, Na+); b) anexy - u nichž je protiontem anion (nabitý záporně - obvykle OH", Cl). - 799 - íl Filtrace Jako filtraci označujeme proces, při němž jsou částice zachycovány na přepážce nebo ve vrstvě materiálu. Nutnou podmínkou je průchodnost disperzního materiálu (např. vody) přes filtr. Při filtraci nedochází zpravidla k chemické reakci mezi filtračním materiálem a látkami disperzního prostředí. Filtrací lze z vodné (kapalné) disperze odstranit částice suspendované, příp. emulgované, tedy větší než cca 1 um. Při tom se rozlišují podle velikosti průlin určujících průchodnost částic česle a síta (> 1 mm), mi-krosíta (> 10 um) a mikrofiltry (> 0,1 um). Speciálními filtračními postupy s použitím polopropustných membrán lze docílit zachycení částic řádově menších. U mikrofiltrace bývá velikost částic zachycených na mikrofiltrech cca od 1 um. Pro poměrně velký odpor filtračního média je třeba použít při filtraci zvýšený tlak. U mikrofiltrů probíhá filtrace ve filtrační vrstvě tvořené různými materiály. Dělící metody na principu polopropustných membrán Základem těchto postupů jsou polopropustné membrány, propouštějící molekuly vody (disperzum) a podle typu membrán pak jen další částice určité velikosti nebo určitého elektrického náboje. V přírodě jsou takovými membránami buněčné blány organizmů. Pro účely uvedené níže jsou vyráběny uměle. Ultrafiltrace Ultrafiltrace je vhodná pro zachycení částic od cca 5 um do 0,1 um, což odpovídá molekulám o molekulové hmotnosti od 10 000 do 100 Da. Je tedy vhodná pro čištění koloidních roztoků, např. olejových emulzí, pro separaci hydroxidů kovů, vyloučených v koloidníformě apod. Podobně jako u mikrofiltrace je principem separace tzv. screeningový efekt, tj. mechanické zachycení částic větších, než je velikost pórů. Nanofiltrace Je vhodná pro zachycení částic velikosti přibližně od 1 do 10 nm, odpovídající relativní molekulové hmotnosti 200 až 20 000 Da, tedy řady rozpustných organických sloučenin, jako jsou cukry a částečně i soli. Propustnost solí je výrazně vyšší než u reverzní osmózy. Reverzní osmóza Reverzní neboli vratná osmóza je tlakový membránový proces pro oddělení částic v rozsahu 0,1 až 1 nm. Nutná tlaková diference před a za membránou je 1 až 10 MPa. Separační mechanizmus je založen na rozdílech v rozpustnosti a difúzi rozpouštědla a rozpuštěných látek v membráně. V ideálním případě propouští membrána jen rozpouštědlo. Dialýza Principem dialýzy je prostup malých molekul a iontů membránou vlivem koncentračního rozdílu na obou stranách membrány. Slouží především k oddělení solí - soli procházejí membránou do ředícího roztoku, v němž musí být udržována jejich nízká koncentrace. Dialýza tedy slouží k oddělení nízkomo-lekulárních látek, nikoliv k jejich za koncentrování. Elektrodialýza -využívá bipolárních membrán, tj. membrán propouštějících selektivně jen kationty nebo jen anioty. -200 - ČISTENÍ ODPADNÍCH VOD Ta b. 62. Srovnání účinnosti různých způsobů dělících metod Proces Velikost zachycených částic Tlakový rozdíl mikrofiltrace > 1 um 100-400 kPa ultrafiltrace 10-100 nm 500-1000 kPa nanofiltrace 1-10 nm 2-4 MPa reverzní osmóza 0,1-1 nm 3-6 MPa Stripování Stripováním jsou z kapaliny odháněny proudem procházejícího plynu těkavé látky. Pro tento účel lze použít vzduch, kouřové plyny a vodní páru. Stripováním lze odstranit z vody těkavé látky: a) Organické: • alifatické a aromatické uhlovodíky; • jejich chlorované a nitrované sloučeniny; • fenoly a jejich deriváty; • pesticidy. b) Anorganické sloučeniny v jejich nedisociované formě: • amoniak, sulfan, oxid uhličitý, kyanovodík. Srážecí reakce Srážecími reakcemi lze převést některé látky z rozpuštěné formy do formy nerozpustné, a pak je separovat od kapalného prostředí sedimentací, filtrací apod. K vysrážení látky z vodného roztoku dochází z různých příčin. Např. bílkoviny při zvýšené teplotě, při změně pH koagulují a vyloučí se z roztoku. U anorganických sloučenin je nejčastější příčinou jejich vysrážení překročení tzv. součinu rozpustnosti, což je násobek molárních koncentrací v roztoku přítomných iontů, tvořících sloučeninu. Běžné je srážení fosforečnanů. Pro jejich odstranění z vod se nejčastěji používá přídavek železité nebo hlinité soli, tvořící málo rozpustné fosforečnany FeP04, resp. AIP04. V případě, že je voda dobře provzdušňována, lze použít rovněž železnatou sůl (síran), čímž je Fe(ll) oxidováno na Fe(lll). Voda nesmí být příliš kyselá, neboť z kyselých roztoků se fosforečnany nevysrážejí. Vhodné je pH 8 až 9. Při vysoké koncentraci OH" však dochází k vytěsňování fosfátových iontů ze sraženin do roztoku: FeP04 + 3 OH" = Fe(OH)3 + P043" AIP04 + 3 OH" = [AI(OH4)]" + P043" Jako srážedla se používají nejčastěji síran nebo chlorid železitý, síran hlinitý, síran železnatý a hlinitan sodný. Všechny uvedené soli s výjimkou poslední okyselují vodné roztoky vlivem hydrolýzy, naopak přídavek hlinitanu alkalizuje roztok. Sedimentace Teoreticky lze sedimentací separovat částice větší než 4 um, u nichž ustává Brownův pohyb. Prakticky lze použít sedimentaci pro separaci suspendovaných částic větších než 10 um, spíše však větších než 50 um. V technologii vod se rozlišují suspenze tvořené z částic zrnitých a vločkovitých. U prvých nemění částice při usazování svůj tvar; patří sem suspenze hlinito-jílovitých částic, kaolinu, uhelného prachu, částic rudy a některé anorganické sraženiny, jako je CaC03. U vločkovitých suspenzí netvoří pevné částice s kapalinou ostré rozhraní. Na částici v klidné kapalině působí proti sobě síly: 1) tíhová; 2) vztlaková (dle Archimedova zákona). - 207 - íl Podle výsledné síly se částice pohybuje - je-li hustota větší, než je hustota kapaliny, sedimentuje, jeli menší, pohybuje se směrem k hladině (flotuje). Při těchto pohybech na ni působí další síla - tření, a to opačného směru než je pohyb částice. Výsledná síla při sedimentaci: F = Fg - Fv - Fr = Vs. g (ps - pf) - Fr kde Fg je síla gravitační, Fv je vztlak, Frje tření odporem prostředí, Vs je objem suspendované částice, g je gravitační zrychlení [9,81 m.s1], psje hustota suspendované částice, pf je hustota vody (kapaliny). Čiření Čiření je proces používaný pro odstranění koloidních, příp. jemně suspendovaných částic z vody. Jeho podstatou je převedení malých částic na větší, které lze separovat sedimentací, filtrací apod. Tohoto cíle se dosáhne destabilizací koloidních částic a vytvořením podmínek pro jejich spojování (aglomeraci). Prostředkem k tomu je přídavek sloučenin zvaných koagulanty a proces destabilizace se nazývá koagulací. Koagulanty, příp. produkty vzniklé jejich reakcí s vodou mají koloidní charakter a za vhodných podmínek se shlukují, neboli koagulují spolu s koloidními a suspendovanými částicemi obsaženými ve vodě za vzniku hrubé disperze, z níž lze suspendované částice odstranit mechanickými způsoby. Aglomerace koloidních částic do mikrovloček a následně do objemných vloček se nazývá flokulace. Lze ji urychlit přídavkem látek, zvaných flokulant neboli pomocné koagulanty. Často se celý proces koagulace, flokulace a separace nazývá čiření nebo koagulace. Nejobvyklejší anorganické koagulanty jsou soli železa a hliníku. Jejich přídavkem do vody dochází k hydrolýze za tvorby příslušných hydroxidů: Fe3+ + 3 H20 = Fe(OH)3 + 3 H+ AI3+ + 3H20 = AI(OH)3 + 3H+ Fe2+ + 2 H20 = Fe(OH)2 + 2 H+ Obvyklými koagulanty, používanými při chemickém čiření jsou: síran hlinitý AI2(S04)3.18H20, síran železitý (obchodní název Prefloc) Fe2(S04)3.9H20, bezvodý chlorid železitý FeCI3 aj. -202 -