ograniczenie ładunku biogenów na oczyszczalni

OGRANICZENIE ŁADUNKU BIOGENÓW NA OCZYSZCZALNI POPRZEZ
OCZYSZCZANIE WÓD OSADOWYCH W PROCESIE ODWRÓCONEJ
OSMOZY
REDUCTION OF THE BIOGENIC COMPOUNDS LEVEL IN WASTEWATER
TREATMENT PLANT BY PURIFICATION OF SLUDGE WATER BY MEANS
OF REVERSE OSMOSIS.
Joanna Ćwikła1, Krystyna Konieczny2
1
Przedsiębiorstwo Wodociągów i Kanalizacji Sp. z o.o. ul. Rybnicka 47,
44-100 Gliwice, e-mail: [email protected]
2
Politechnika Śląska, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki, ul.Akademicka 2, 44-100 Gliwice,
e-mail: [email protected]
ABSTRACT
As the requirements concerning effluent total nitrogen limits are getting more strict, it is necessary to look
for methods of N-load reduction, right now in wastewater plants. The purification of sludge water seems
to be promising, as these waters carry over 20% of biogenic compounds to the main treatment reactor. In
this article the research results of return liquors treatment by reverse osmosis are described. The analysis
was replicated three times, every time resulting in 95% reduction of nitrogen and phosphorus
components. Ammonia and dissolved reactive phosphorus in concentrate from RO can be reduced by
forcing the precipitation of struvite.
Keywords: sludge water, biogenic compounds, reverse osmosis, struvite
WSTĘP
Usuwanie ze ścieków związków biogennych tj.
azotowych i fosforowych jest od wielu lat
obiektem zainteresowania zarówno badaczy, jak
i praktyków (Szewczyk 2005). Zagadnienie to
stało się szczególnie istotne po wstąpieniu
Polski do Unii Europejskiej i dostosowaniu
wymagań
legislacyjnych
w
zakresie
oczyszczania ścieków do standardów unijnych.
W obowiązującym od 2006r. (a wcześniej
2004r.) Rozporządzeniu Ministra Środowiska w
sprawie warunków, jakie należy spełnić przy
wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi,
oraz w sprawie substancji szczególnie
szkodliwych
dla
środowiska
wodnego
określono, iż w przypadku oczyszczalni
ścieków o wartości RLM powyżej 100 000,
dopuszczalna
ilość
azotu
ogólnego
odprowadzanego do środowiska wraz ze
ściekami oczyszczonymi wynosić może
zaledwie 10 mgN/dm3 lub uzyskany stopień
redukcji powinien wynosić minimum 85%. W
przypadku fosforu dopuszczalną wartość dla
ścieków
oczyszczonych
na
tych
oczyszczalniach ustalono na poziomie 1,0 mg/l.
Tak niskie dopuszczalne progi stężeń tych
pierwiastków spowodowały, że konieczne stało
się znalezienie skutecznych metod usuwania
związków biogennych ze ścieków metodami
innymi niż tylko konwencjonalne systemy
nitryfikacji-denitryfikacji.
Rezultatem wprowadzania nowych,
zaawansowanych technologii do oczyszczania
ścieków jest powstawanie znacznych ilości
osadów, które poddawane są na oczyszczalni
kolejno procesom stabilizacji i odwadniania.
Wody osadowe powstające podczas tych
procesów kierowane są najczęściej z powrotem
bezpośrednio do ciągu technologicznego.
Zainteresowanie wielu eksploatatorów skupiło
się więc na poszukiwaniu możliwości
ograniczenia ładunków azotu i fosforu
generowanych już na samych oczyszczalniach,
gdyż usunięcie związków biogennych z
wewnętrznych strumieni procesowych znacząco
zmniejsza ładunek azotu i fosforu dopływający
do głównego ciągu oczyszczalni (Strous 1997).
Jak wykazały badania prowadzone na
oczyszczalniach, ładunek azotu i fosforu
zawracanego wraz z wodami osadowymi
powstałymi podczas procesów przeróbki
osadów wynosić może nawet 20-30 % ogólnego
ładunku związków biogennych kierowanych do
56
reaktorów biologicznych (Constantine 2005,
Oleszkiewicz 2005, Ryzińska 2006). Usunięcie
azotu ze strumieni bocznych podwyższa
stosunek C/N w ciągu głównym, zwiększając
przez to efektywność denitryfikacji. Jest to
szczególnie atrakcyjnym rozwiązaniem dla
oczyszczalni istniejących, które dokonują
modernizacji w celu wprowadzenia lub
zintensyfikowania biologicznego usuwania
związków biogennych.
Z oczyszczaniem wód z odwadniania
przefermentowanych osadów ściekowych są
związane istotne problemy, jak: bardzo duże
stężenie azotu ogólnego (który przede
wszystkim występuje w formie azotu
amonowego), duże stężenie związków fosforu,
zawiesiny ogólnej oraz znaczne zmiany stężeń
zanieczyszczeń (Gajewska 2008).
Wysokie stężenia związków azotu i fosforu są
efektem procesów zachodzących w czasie
mezofilnej fermentacji osadów - hydrolizy
polifosforanów zgromadzonych w komórkach
bakterii
odpowiedzialnych
za
proces
biologicznej
defosfatacji
ścieków
oraz
intensywnie zachodzącego procesu amonifikacji
białek.
Charakterystyka wód osadowych i metody
ich oczyszczania.
Spośród istotnych parametrów ocenianych w
wodach osadowych można wyróżnić (Malej
2002):
ChZT = 500 -10 000 mg O2/l
BZT5 = 150 - 1 000 mg O2/l
azot amonowy = 300 - 1 000 mg N-NH4+/l
fosfor = 30-100 mg P/l
zawiesina ogólna = 400-13 000 mg/l
gazy rozpuszczone, w tym H2S
metale ciężkie.
Niezależnie od dużej rozpiętości
możliwych stężeń zanieczyszczeń w wodach
osadowych różnych oczyszczalni należy mieć
też świadomość, że nawet w jednej konkretnej
oczyszczalni skład ten może być różny w
poszczególnych godzinach cyklu dobowego.
W związku z powyższym, analizując
pracę konkretnej oczyszczalni, konieczne staje
się określenie jak bardzo skład ten może się
zmieniać, ewentualnie, które z oznaczeń mogą
mieć największą fluktuację wyników, gdyż dane
te są konieczne do podjęcia decyzji o tym, jaki
proces oczyszczania tych wód będzie
najwłaściwszy w danym przypadku.
Wody osadowe można oczyszczać
metodami, które ogólnie podzielić można na
dwie grupy (Heindrich 2005; Janosz – Rajczyk
2004):
• procesy biologiczne
• procesy fizyko-chemiczne.
Spośród
procesów
fizyko-chemicznych
najczęściej stosowane są następujące metody:
• strącanie chemiczne,
• odgazowanie ciepłym powietrzem,
• odpędzanie amoniaku parą (stripping),
• wymiana jonowa.
Spośród metod biologicznych zastosowanie
znajdują:
• ANAMMOX,
• CANON,
• OLAND,
• SHARON
• SHARON + Anammox
Każda z tych metod – zarówno biologiczne
jak i fizykochemiczne, ma swoje zalety i wady i
o wyborze konkretnej z nich decyduje wiele
czynników. Dobór właściwej metody zależy od
jakości i zmienności składu oczyszczanych
wód, dostępnych środków finansowych a także
warunków panujących na obiekcie. Dla
przykładu
w
przypadku
dostępności
odpadowego ciepła stripping amoniaku parą
wodną okaże się metodą tanią, podczas gdy w
przypadku konieczności wytwarzania ciepła
specjalnie dla potrzeb tej metody koszty będą
już znaczne. Jeżeli oprócz wysokich stężeń
azotu amonowego równocześnie występują
wysokie
stężenia
związków
fosforu,
korzystniejsza od strippingu może się okazać
metoda strąceniowa (np. krystalizacja struwitu),
gdyż pozwala ona na równoczesne usunięcie
obydwu pierwiastków biogennych.
Z kolei w przypadku nowych –
niekonwencjonalnych metod biologicznych
pewną ich wadą jest, najogólniej mówiąc,
wrażliwość na wahania składu ścieków, zmiany
temperatury i pH, konieczność dokładnego
sterowania zawartością tlenu lub - jak to ma
miejsce np. w przypadku procesu Anammox –
powolny wzrost mikroorganizmów (Gut 2005,
Ahn 2006). Ponadto metody te skupiają się na
usuwaniu związków azotowych, natomiast ich
celem nie jest równoczesne usunięcie fosforu.
Nie bez znaczenia pozostaje również fakt, że są
one mało znane nie tylko eksploatatorom
oczyszczalni ścieków (szczególnie w Polsce) ale
również i projektantom z branży inżynierii
środowiska. Metody fizykochemiczne są już
natomiast od lat stosowane i znane w przemyśle
chemicznym (Błaszczyk 2006; Janosz-Rajczyk
2004).
W niniejszej pracy postanowiono skupić
uwagę na możliwości ograniczenia ładunku
związków biogennych w wodach osadowych
poprzez zastosowanie metody łączonej –
odwróconej osmozy w celu oczyszczenia wód
osadowych a następnie wytrącenia struwitu z
koncentratu z odwróconej osmozy. Proces
odwróconej osmozy stosowany jest w praktyce
dla oczyszczania odcieków z wysypisk,
57
natomiast nie był on jeszcze stosowany dla wód
osadowych na oczyszczalniach ścieków z
powodu nierozwiązanego w tym przypadku
dalszego sposobu postępowania z koncentratem
(w przypadku odcieków jest on zawracany na
wysypiska, gdzie stopniowo zatęża się w miarę
naturalnego odparowywania wody). Wytrącenie
fosforanu amonowo magnezowego pozwala nie
tylko
na
oczyszczenie
koncentratu
z
zanieczyszczeń biogennych, ale dostarcza
równocześnie produkt, który mógłby być
wykorzystany jako nawóz (Bridger 2001).
Zatężenie zanieczyszczeń przed ich strąceniem
ma w tym przypadku tę zaletę, że zastosowane
zbiorniki i urządzenia będą miały mniejsze
pojemności i przepustowości a samo
wydzielenie osadu struwitu ze zbiorników
również powinno być łatwiejsze w porównaniu
z metodą strąceniową, zastosowaną wprost do
surowych wód osadowych.
Przy wyborze tej metody sugerowano się
prostotą działania instalacji odwróconej osmozy
oraz odpornością na wszelkie włączenia i
wyłączenia instalacji. Ponadto również obsługa
instalacji jest prosta, gdyż siłą napędową
procesu jest ciśnienie (Ilnicki 2005, Bódalo
2005). Podobnie zmiana ilości przerabianego
medium nie stanowi istotnego problemu –
budowa modułowa urządzenia umożliwia
szybką zmianę zdolności przerobowej poprzez
zwiększenie lub zmniejszenie powierzchni
zastosowanej membrany (zwiększenie lub
zmniejszenie liczby modułów instalacji).
Zmienność składu wód osadowych na
centralnej oczyszczalni ścieków w Gliwicach
W okresie od stycznia 2005r. do marca 2009r.
na Centralnej Oczyszczalni Ścieków w
Gliwicach przeprowadzono badania własne
zmienności składu wód osadowych. Zebrane
wyniki badań przedstawione są w tabeli 1.
Tabela 1. Zmienność składu wód osadowych w okresie styczeń 2005 – marzec 2009.
parametr
Wartość śred.
Wartość min.
Wartość max.
pH
7,58
7,3
8,0
ChZT mg O2/l
435,5
79,5
869,0
BZT5 mg O2/l
99,8
40
220
Azot amonowy mg N-NH4/l
603,3
416
887
Azot azotanowy mg N-NO3/l
5,48
0,5
24,3
Azot ogólny mg N/l
652,9
438,0
896,7
Fosfor ogólny mg P/l
27,8
4,67
114,0
Fosforany mg P-PO4 -3/l
194,5
13,8
349,0
Zawiesina mg /l
91,5
14,4
292,4
Przewodność µS/cm
5863
4299
9699
Wapń mg Ca +2/l
55,0
21,8
130,0
Magnez mg Mg +2/l
20,0
12,5
57,8
Otrzymane dane, świadczą o bardzo dużej
fluktuacji stężeń zanieczyszczeń, na którą
wpływ mają zarówno pory roku jak i działania
podejmowane w procesie przeróbki osadów. W
okresie masowego rozwoju bakterii nitkowatych
(np. w czasie wiosennym) obserwuje się nieco
wyższe stężenia związków fosforu w wodach
osadowych, które są prawdopodobnie efektem
skutecznej
defosfatacji
biologicznej
prowadzonej przez te grupy bakterii w reaktorze
biologicznym a następnie uwalniania się
zgromadzonych w komórkach bakteryjnych
fosforanów podczas fermentacji osadów. Z
kolei w czasie kiedy na oczyszczalni stosuje się
większe dawki koagulanta do strącania fosforu
ze ścieków (np. PIX), ilość tego pierwiastka w
wodach osadowych jest również niższa. Z kolei
na stężenia azotu amonowego w wodach
osadowych znaczący wpływ ma obciążenie
komór fermentacyjnych osadem.
Charakterystyka
osmozy.
procesu
odwróconej
U podstaw tego procesu leży zjawisko osmozy
naturalnej,
polegające
na
samorzutnym
przenikaniu rozpuszczalnika przez membranę
półprzepuszczalną, przy czym jeżeli membrana
rozdziela roztwór od rozpuszczalnika lub dwa
roztwory o różnym stężeniu, następuje przepływ
rozpuszczalnika w kierunku roztworu o
większym stężeniu (Bodzek 2005). Ciśnienie
zewnętrzne równoważące przepływ osmotyczny
zwane
jest
ciśnieniem
osmotycznym,
charakterystycznym dla danego roztworu. Jeżeli
po stronie roztworu wytworzy się ciśnienie
hydrostatyczne
przewyższające
ciśnienie
58
osmotyczne, rozpuszczalnik będzie przenikał z
roztworu bardziej stężonego do rozcieńczonego,
a więc w kierunku odwrotnym niż w procesie
osmozy. Proces ten nazwano odwróconą
osmozą.
Ciśnienia transmembranowe stosowane
w odwróconej osmozie są wyższe niż w
procesie ultrafiltracji i mikrofiltracji (1,5-10
MPa), a przy wyborze membrany decydującą
rolę odgrywa powinowactwo rozpuszczalnika
(wody) do materiału membrany, natomiast
znacznie mniejszą rolę wielkość jej porów,
ponieważ mechanizm separacji ma charakter
rozpuszczania i dyfuzji (Bodzek 2005,
Koltuniewicz 2008).
Metodyka badań
Badania przeprowadzono przy zastosowaniu
dwóch instalacji :
•
na instalacji laboratoryjnej Osmonics,
•
na instalacji pilotowej dostarczonej przez
firmę Pall Poland, w której zamontowany
był moduł dyskowo-rurowy DT.
W obydwu przypadkach w badaniach używano
membran
kompozytowych,
oznaczanych
symbolem BW 30, firmy Pall Poland.
Badania na instalacji pilotowej.
parametr
Poduszki membranowe w instalacji pilotowej
składały się z dwóch kompozytowych dysków
membranowych z rozdzielającą warstwą
wewnętrzną. Zgrzewane były one techniką,
która została opatentowana i dzięki której
filtrowane medium nie kontaktuje się z innymi
materiałami (np. klejami do membran).
Całkowita powierzchnia membran w instalacji
wynosiła 6,8m2 (160 membran „poduszkowych”
o powierzchni 0,0425m2 każda).
Badaniom poddano próbę 800 dm3 wód
osadowych, którą kierowano na moduł
membranowy, pod ciśnieniem początkowym
1,6-1,8 MPa, uzyskując natężenie permeatu
równe 100 dm3/h. Koncentrat z osmozy
zawracano do zbiornika z nadawą, powodując
jej zatężanie. Badania prowadzono do momentu
oczyszczenia 75% objętości początkowej
nadawy (tj. przez około 8 godzin), utrzymując
cały czas stałe natężenie przepływu permeatu,
które regulowano zmieniając (zwiększając)
ciśnienie pracy. Przy zatężeniu nadawy do 25%
jej początkowej objętości, dla utrzymania
strumienia permeatu równego 100 dm3/h
konieczne było zwiększenie ciśnienia pracy do
2,1-2,2 MPa.
Próby przeprowadzono w ten sposób
trzykrotnie, każdorazowo dla nowej (świeżej)
partii wód osadowych. Uzyskane wyniki badań
przedstawiono w tabeli 2.
Tabela 2. Uzyskane wyniki badań. N-nadawa, P-permeat, K-koncentrat
I próba
II próba
III próba
N
P
K
N
P
K
N
P
pH
ChZT mg O2/l
BZT5 mg O2/l
N-NH 4 mg/l
N-NO3 mg/l
Azot ogólny mg N/l
Fosfor ogólny mg P/l
P-PO4 -3 mg/l
Zawiesina mg /l
Przewodność µS/cm
Wapń mg Ca +2/l
Magnez mg Mg +2/l
Chrom ogólny µg Cr/l
Cynk µg Zn/l
Kadm µg Cd/l
Mangan µg Mn/l
Miedź µg Cu/l
Nikiel µg Ni/l
Ołów µg Pb/l
6,5
444
240
490
8,4
541
19,5
61,7
51
6701
53
21
10,7
120
2,62
328
10,1
56,5
2,61
5,1
13,9
4
12
1,5
15
0,6
1,7
2,0
153
0,5
2,1
<2
7,4
<0,4
4,55
<1,5
3,2
1,35
6,6
548
240
612
19,9
667
19,6
61,3
58
8222
64
27
12,1
138
0,97
386
14,1
55,4
5,25
6,9
204
95
474
3,15
477
15,1
46,4
36
3109
28
5
3,3
32,3
<0,4
118
6,3
26,2
1,07
5,7
8,8
2
22
1,5
26
0,64
2,0
0,8
264
1,1
1,4
<2
3,6
<0,4
2,20
1,5
3,9
1,01
6,7
417
180
594
17,6
635
21,2
65
58
6250
45
19
4,1
48,2
0,48
107
6,6
36,5
1,27
7,1
320
140
533
10,9
555
17,0
49,7
49
5282
42
14
3,1
57,1
0,45
150
6,8
27,1
0,50
5,9
8,7
14
28
0,55
32
1,4
4,4
1,6
371
2,3
1,7
<2
8,2
<0,4
10,2
<1,5
4,7
0,36
K
7,2
361
150
596
12,7
615
18,7
52,8
54
5957
44
18
3,2
52,4
0,59
117
8,6
30,7
1,68
59
Badania na instalacji laboratoryjnej
Osmonics.
Powierzchnia membrany poddanej badaniom
wynosiła 0,013m2, była więc znacznie mniejsza
niż miało to miejsce w przypadku instalacji
pilotowej,
jednak
skuteczność
stopnia
zatrzymania azotu amonowego przez badaną
membranę okazała się porównywalna z
instalacją pilotową.
Z uwagi na małą powierzchnię badanej
membrany, skutkującą dużo mniejszym
natężeniem przepływu permeatu w porównaniu
z instalacja pilotową, nie prowadzono w tym
przypadku zatężania próby a zamiast tego
skupiono się na poszukiwaniu optymalnych
parametrów procesu: pH, temperatury, ciśnienia
i prędkości przepływu wód przez moduł.
Otrzymane wyniki badań przedstawiono na rys.
1-5.
Rys. 1. Zawartość azotu amonowego w permeacie w zależności od ciśnienia przy zastosowaniu modułu
Osmonics oraz membran BW 30.
Rys. 2. Zawartość azotu amonowego w permeacie w zależności od pH nadawy, przy zastosowaniu
modułu Osmonics oraz membran BW 30 (ciśnienie ∆P= 2MPa).
60
Rys. 3. Zależność objętościowego strumienia permeatu od prędkości przepływu nadawy przez moduł
Osmonics w procesie RO z wykorzystaniem membrany BW 30 (ciśnienie ∆P= 2MPa).
Rys. 4 Objętość strumienia permeatu w procesie RO z wykorzystaniem membran BW 30 w instalacji
Osmonics w zależności od czasu pracy (ciśnienie ∆P= 2MPa).
61
Rys. 5 Objętość strumienia permeatu w procesie RO z wykorzystaniem membran BW 30 w instalacji
Osmonics w zależności od czasu pracy (ciśnienie ∆P= 3MPa).
Omówienie wyników badań
Przeprowadzone
badania
potwierdziły
możliwość oczyszczania wód osadowych
metodą odwróconej osmozy, przy czym
skuteczność procesu była bardzo wysoka gdyż
uzyskano 95% redukcję związków biogennych z
wód osadowych. Stopień redukcji tych
związków różnił się nieznacznie w zależności
od jakości nadawy, jednak zawartość azotu
amonowego
w
permeacie
nigdy
nie
przekroczyła 30 mg/dm3, a fosforu ogólnego 1,5
mg/dm3, czyli skład permeatu był w tym
zakresie zbliżony do typowych ścieków
komunalnych. W związku z tym dodatkowy
ładunek wnoszony na oczyszczalnię wraz z
permeatem nie będzie już istotny z
technologicznego punktu widzenia, czyli
osiągnięto zamierzony efekt.
Ustalono optymalne warunki pracy układu
odwróconej osmozy:
• największą redukcję zawartości azotu
amonowego uzyskano dla nadawy o pH
równym 6,5 oraz dla ciśnienia procesowego
wynoszącego 3 MPa. Stopień usunięcia
azotu amonowego przy ciśnieniu pracy
2MPa wynosił 94%, natomiast przy
ciśnieniu 3 MPa 96%. Większe natężenia
przepływu permeatu otrzymywano przy
niższych prędkościach przepływu nadawy
przez moduł.
• Zbadano zjawisko foulingu membran w
czasie pracy i możliwość przywrócenia ich
początkowych
wydajności
poprzez
zastosowanie
mycia
preparatem
czyszczącym Rochem membrane Cleaner
AA przez czas 30 minut. W procesie
prowadzonym pod ciśnieniem 2MPa
odzyskano
po
myciu
chemicznym
początkową
wydajność
membrany,
natomiast w przypadku zwiększenia
ciśnienia do 3MPa (które okazało się
najbardziej optymalnym pod względem
skuteczności redukcji azotu amonowego),
pomimo
przeprowadzenia
mycia
chemicznego membrana odzyskała jedynie
89% początkowej wydajności. Z tego
powodu uznano, że ciśnienie 2 MPa, które
nie powoduje nieodwracalnych zmian
wydajności membrany, jest ciśnieniem
optymalnym mimo, że przy ciśnieniu 3 MPa
uzyskuje się nieco wyższą skuteczność
redukcji azotu amonowego.
Powstały w procesie odwróconej osmozy
koncentrat można oczyścić np. poprzez
strącenie z niego związków azotowych i
fosforowych w postaci struwitu (NH4)Mg[PO4]x
6 H2O (w tym celu konieczne jest dozowanie do
koncentratu
odpowiedniej
ilości
jonów
magnezowych). Ważne przy tym jest również
to, że dzięki zatężeniu zanieczyszczeń, zbiornik
i urządzenia, które trzeba będzie w tym celu
zastosować, będą miały gabaryty i wydajności
dużo mniejsze niż w przypadku stosowania tej
technologii wprost do nieczyszczonych wód
osadowych.
62
Wnioski
Badania wykazały, że oczyszczenie wód
osadowych metodą odwróconej osmozy jest
możliwe a skuteczność tej metody jest bardzo
wysoka. Obsługa modułu RO jest prosta a
instalacja odporna na zmiany składu i stężeń
zanieczyszczeń w nadawie. Na skuteczność
metody nie mają wpływu przerwy w
eksploatacji modułu. Proces ten ma szanse
zastosowania na oczyszczalniach ścieków, gdzie
może być używany do ograniczenia stężenia
ładunków
biogennych
z
wewnętrznych
strumieni procesowych, dzięki czemu osiągnąć
można będzie większą efektywność usuwania
związków azotu i fosforu w reaktorach
biologicznych.
LITERATURA
AHN Y.-H., 2006, Sustainable nitrogen
elimination biotechnologies: A review, Process
Biochemistry nr 41, 1709-1721
BŁASZCZYK M., RZECZYCKA M., 2006,
Biologiczne usuwanie azotu mineralnego ze
ścieków, Postępy mikrobiologii, nr 4, 275-286
BODZEK M., KONIECZNY K., Wykorzystanie
procesów membranowych w uzdatnianiu wody,
Oficyna
Wydawnicza
Projprzem-EKO,
Bydgoszcz 2005
BRIDGER G., 2001, Fertiliser value of struvite,
CEEP Scope Newsletter, nr 43, 3-4
BÓDALO A., GÓMEZ J.-L., GÓMEZ E.,
LEÓN G., 2005, Ammonium removal from
aqueous solution by reverse osmosis using
cellulose acetate membranes, Desalination 184,
149-155
CONSTANTINE T., SHEA T., JOHNSON B.,
Newer approaches for treating return liquors
from anaerobic digestion; IWA Specialized
Conference
Nutrient
Management
in
Wastewater treatment Processes and Recycle
Streams, Kraków 2005, 455- 464
GAJEWSKA M., OBARSKA-PEMPKOWIAK
H., 2008, Wpływ zawracania odcieków z
odwadniania osadów ściekowych na pracę
oczyszczalni ścieków, Przemysł Chemiczny, nr
87/5, 448-451
GUT L., PŁAZA E., TRELA J., HULTMAN
B., BOSANDER J., Combinated partial
nitritation/Anammox system for treatment of
digester
supernatant;
IWA
Specialized
Conference
Nutrient
Management
in
Wastewater treatment Processes and Recycle
Streams, Kraków 2005, 465-474
HEINDRICH Z., RYZIŃSKA J., 2005, Metody
oczyszczania wód osadowych, materiały
konferencji naukowo-technicznej Problemy
zaopatrzenia w wodę i oczyszczania ścieków w
warunkach gospodarki rynkowej i wymogów
Unii Europejskiej, Szczyrk
ILNICKI J., 2005, Oczyszczanie odcieków ze
składowisk odpadów komunalnych metodą
odwróconej osmozy, Biuletyn Ekologiczny nr 2,
3-7
JANOSZ-RAJCZYK M., Biologiczne metody
usuwania azotu z wybranych wód odpadowych,
Wydawnictwo Politechniki Częstochowskiej,
seria monografie 102, Częstochowa 2004
KOLTUNIEWICZ B., DRIOLI E., Membranes
in Clean Technologies, Theory and Practice,
vol.1 WILEY-VCH Verlag GmbH&Co.KGaA,
Weinheim 2008, ISBN: 978-3-527-32007-3.
MALEJ J., MAJEWSKI A., 2002, Wybrane
problemy oczyszczania wód osadowych,
Rocznik Ochrony Środowiska, nr 4, 11-48
OLESZKIEWICZ J. A., Zasady i praktyka w
optymalizacji pracy oczyszczalni ścieków,
Lemtech Konsulting Sp. z o.o., 2005
ROZPORZĄDZENIE Ministra Środowiska z
dnia 24.07.2006 roku w sprawie warunków,
jakie należy spełnić przy wprowadzaniu
ścieków do wód lub do ziemi, oraz w sprawie
substancji
szczególnie
szkodliwych
dla
środowiska wodnego, Dz.U. Nr 137 z 2006 poz.
984
RYZIŃSKA J., 2006, Problem wód osadowych
i możliwości ich oczyszczania w Polsce, Gaz,
Woda i technika Sanitarna, nr 7-8, 58-62
STROUS M., VAN GERVVEN E., ZHENG P.,
KUENEN J.G., JETTENM. S. M., 1997,
Ammonium removal from concentrated waste
streams with the anaerobic ammonium
oxidation (anammox) process in different
reactor configurations, Water Research Vol.31,
No 8, 1955-1962
SZEWCZYK K. W., Biologiczne metody
usuwania związków azotu ze ścieków, Oficyna
Wydawnicza Politechniki Warszawskiej, 2005.