KANALIZACJA GRAWITACYJNA JAKO BIOREAKTOR I UKŁAD DYNAMICZNY GRAVITATIONAL SEWERAGE AS A BIOREACTOR AND DYNAMIC SYSTEM Grzegorz Łagód, Jacek Hanzel, Agata Kopertowska, Alia Jlilati, Oktawia Pliżga, Katarzyna Jaromin Politechnika Lubelska, Wydział Inżynierii Środowiska, ul. Nadbystrzycka 40B, 20-618 Lublin, Poland e-mail: g.lagod@wis.pol.lublin.pl ABSTRACT This paper presents the issues connected to processes occurring inside the gravitational sewer systems. The technological-processing perception of sanitation conduits as the specific bioreactors of preliminary wastewater treatment and the division of sewer systems elements on static and dynamic were proposed. The conclusions obtained from the analysis of recent studies concerning sewage biodegradation in gravitational sanitation systems were also presented. Keywords: sewer system, sewage biodegradation in sewerage, heterotrophic biomass 1. Wstęp Kanalizacja jest złożonym systemem, w którym zmiany charakterystyk przepływających ścieków następują nie tylko w funkcji odległości, ale również czasu. Zmiany pojawiają się w rytmie dyktowanym nierównomiernościami dopływu ścieków (dobowym, tygodniowy, rocznym) oraz na skutek infiltracji wód deszczowych i przypadkowych (Błaszczyk i in., 1983; Stelmach i in., 1995; Imhoff, Imhoff, 1996; Huisman, 2001; Dąbrowski, 2004). Kanalizację rozumianą jako bioreaktor wstępnego podczyszczania ścieków, podzielić można na następujące, powiązane ze sobą części składowe: Część statyczna konstrukcja, Część dynamiczna ścieki wraz z zawieszoną w ich toni biomasą organizmów heterotroficznych, błona biologiczna pokrywająca ścianki przewodów kanalizacyjnych, osady kanalizacyjne oraz powietrze zajmujące przestrzeń ponad swobodnym zwierciadłem ścieków (rys. 1). Zależności pomiędzy przedstawionymi składnikami (rys. 1) kształtowane są przez następujące czynniki: Fizyczne właściwości elementów statycznego podsystemu kanalizacyjnego są nimi kształt oraz wymiary przewodów, nachylenie dna, szorstkość ścianek. Właściwości hydrodynamiczne kanalizacji kształtowane wielkością strumienia przepływających ścieków, na który wpływa nierównomierność rozbiorów wody oraz obecność wód przypadkowych i infiltracyjnych w kanalizacji rozdzielczej (wysokość opadów w kanalizacji ogólnospławnej). Warunki środowiskowe są to parametry takie jak temperatura i ciśnienie atmosferyczne. Biologiczne, chemiczne oraz fizyczne procesy w systemie kanalizacyjnym będące w głównym obszarze zainteresowania autorów. Biomasa heterotroficzna zasiedlająca przewody kanalizacyjne w postaci błony biologicznej oraz zawiesiny unoszonej w ściekach, odgrywa kluczową rolę w procesie biodegradacji zanieczyszczeń, będąc czynnikiem procesowym zachodzących przemian. Przy ich obecności kolektor kanalizacyjny może być traktowany jako bioreaktor spełniający funkcję wstępnego podczyszczania ścieków (rys. 2).
92 Rys. 1 Składniki dynamicznego podsystemu w kanalizacji oraz powiązania między nimi, na podstawie: (Ashley i in., 1999; Hvitved-Jacobsen, 2002; Łagód, Sobczuk, 2006). Rys. 2 Procesy zachodzące w grawitacyjnym systemie kanalizacji sanitarnej, przy różnych poziomach wypełnienia ściekami, na podstawie: (Hvitved-Jacobsen, 2002; Łagód, Sobczuk, 2006). 2. Ścieki i biomasa w kanalizacji grawitacyjnej Ścieki powstają w efekcie wykorzystywania wody w procesach przemysłowych i bytowogospodarczych, a także ze względu na odprowadzanie wód opadowych z powierzchni osiedli [Błaszczyk i in., 1983]. Tak więc skład ścieków miejskich determinowany jest poprzez zmieszanie w różnych proporcjach, zależnych od struktury danej jednostki osadniczej, ścieków socjalno-bytowych, ścieków przemysłowych oraz wód przypadkowych i infiltracyjnych, zaś przy sieci ogólnospławnej również wód opadowych. Zwykle ścieki pochodzące z bytowania ludności mają złożony skład, zawierając w sobie zanieczyszczenia zarówno organiczne jak i nieorganiczne o różnych wielkościach cząstek (Andoh, Smisson, 1996; Huisman, 2001; Hvitved- Jacobsen, 2002) co przedstawia rysunek 3 oraz tabela 1. Wpływ wód infiltracyjnych na skład ścieków z reguły przejawia się ich rozcieńczaniem, rzadziej zaś wzrostem stężenia pierwiastków biogennych, gdy wody infiltracyjne powstają na skutek spływu z intensywnie nawożonych terenów rolniczych. W niektórych przypadkach infiltracja może dodatkowo skutkować także zmianą temperatury, która z kolei ma istotny wpływ na biologiczne procesy transformacji zanieczyszczeń.
93 Skład tak zwanych świeżych ścieków, których wiek obejmuje minuty, lub maksymalnie kilka godzin, bywa zwykle różny od składu ścieków poddawanych procesom technologicznym w oczyszczalni (Roman, 1986; Huisman, 2001). Różnice w składzie ścieków powodowane są procesami, transformacji zanieczyszczeń, zachodzącymi podczas transportu systemem kanalizacyjnym (Stelmach i in., 1995; Huisman, 2001; Hvitved-Jacobsen, 2002; Abdul-Talib i in., 2003; Myszograj, 2005; Krajewski, Niedzielski, 2005, 2005a; Łagód i in., 2005, 2006, 2007), który trwać może nawet powyżej 20 godzin. W strumieniu ścieków unoszona jest również biomasa heterotroficzna. Biomasa ta jest jednocześnie czynnikiem procesowym hydrolizy enzymatycznej makromolekuł zawiesiny (rys. 4) (Huisman, 2001; Hvitved-Jacobsen, 2002; Abdul-Talib i in., 2003). Tak więc z punktu widzenia przebiegających w kanałach procesów ważnym składnikiem ścieków przepływających w kanalizacji jest biomasa organizmów heterotroficznych zawieszona w fazie ciekłej. W niewielkiej części dostaje się ona do kanalizacji wraz z fekaliami czy wodami przypadkowymi, na przykład przez studzienki rewizyjne. Opisywana biomasa w przeważającej części pochodzi z wymywania narastającej na ściankach kanału błony biologicznej, choć bywa także elementem zanieczyszczeń ścieków przemysłowych na przykład z drożdżowni czy browarów (Huisman, 2001; Hvitved-Jacobsen, 2002; Łagód i in., 2004; Łagód, Sobczuk 2006). Biorąc pod uwagę powyższe informacje, można stwierdzić, że nie tylko dostawcy ścieków, ale również zmienność dobowa i sezonowa, fizyczne właściwości systemu kanalizacyjnego oraz czas przepływu (czas przetrzymania) ścieków w kanalizacji ma znaczący wpływ na jakość ścieków dopływających do oczyszczalni (Nielsen i in., 1992; Stelmach i in., 1995; Huisman, 2001; Hvitved-Jacobsen, 2002; Abdul-Talib i in., 2003; Łagód i in., 2005, 2006, 2007). Kwas huminowy Biogeny Węglowodany RNA Polisacharydy Wirusy DNA Bakterie Pierwotniaki Aminokwasy Witaminy Białka Fragmenty komórek Konglomeraty bakteryjne (Kłaczki) Kwasy tłuszczowe Egzoenzymy Detrytus organiczny Substancje rozpuszczone Substancje koloidalne Cząsteczki zawiesiny 10-4 10-3 10-2 10-1 10 0 10 1 10 2 Rozmiar cząstek (µ m) Rys. 3 Wielkości cząstek typowych substancji organicznych i organizmów występujących w ściekach miejskich, na podstawie (Andoh, Smisson, 1996; Hvitved-Jacobsen, 2002). Tabela 1. Skład ścieków określony udziałem procentowym poszczególnych grup związków organicznych w ChZT całkowitym (Krajewski, Niedzielski, 2005). Składnik Charakterystyczne frakcje wskaźnik Rozpuszczone Koloidalne Ponad koloidalne Sedymentujące Rozmiar (µm) < 0,08 0,08 1,0 1 100 > 100 ChZT (% ChZT og ) 25 15 26 34 CWO (% CWO og ) 31 14 24 31 Składniki organiczne w procentowej zawartości ogólnej Tłuszcze 12 51 24 19 Białka 4 25 45 25 Węglowodany 58 7 11 24
94 Rys. 4 Etapy transformacji związków organicznych podczas biodegradacji ścieków (Hvitved-Jacobsen, 2002) 3. Kanalizacja grawitacyjna jako bioreaktor Występujące cyklicznie w przewodach kanalizacyjnych procesy sedymentacji i wymywania cząstek stałych (osadów kanalizacyjnych), łącznie z infiltracją wód przypadkowych, mogą prowadzić do okresowych zmian w stężeniach zanieczyszczeń zawartych w ściekach dopływających do oczyszczalni. Jednakże ładunek zanieczyszczeń, obliczany dla długiego okresu czasu powinien pozostawać stały, jeśli nie nastąpiły zmiany w strukturze jednostki osadniczej. Ładunki zanieczyszczeń dopływające do oczyszczalni powinny odpowiadać ładunkom wprowadzanym do sieci kanalizacyjnej (Łagód i in., 2005). Podczas badań terenowych wykryto jednak istotną redukcję ilości substancji zanieczyszczających podczas przepływu ścieków w systemie kolektorów (Stelmach, 1993; Stelmach i in., 1995). Dzieje się tak z uwagi na liczne procesy zarówno fizyczne jak i biochemiczne zachodzące w przewodach kanalizacyjnych. Skutkiem tych procesów jest biodegradacja zanieczyszczeń prowadząca do rzeczywistego ubytku ładunku zanieczyszczeń w przepływających ściekach pod wpływem narastającej biomasy tlenowych i beztlenowych mikroorganizmów heterotroficznych. Bez uwzględnienia tych zjawisk niemożliwe jest precyzyjne określenie danych wejściowych do projektowania oczyszczalni ścieków z częścią biologiczną. Brak działającego systemu kanalizacyjnego uniemożliwia dokonanie dokładnych, długookresowych pomiarów parametrów ścieków i zmusza projektanta do bazowania wyłącznie na orientacyjnych bilansach wskaźnikowych (Łagód i in., 2005). Dla przytoczonych przypadków bilanse wskaźnikowe mogą znacznie odbiegać od rzeczywistych, gdyż istniejące procedury obliczeniowe nie uwzględniają przemian, jakie zachodzą w kolektorach kanalizacyjnych pod wpływem narastającej biomasy mikroorganizmów. Co za tym idzie nie uwzględniają ubytku ładunku oraz zmian jakościowych zanieczyszczeń usunięcie znacznej części zanieczyszczeń rozpuszczonych z jednoczesnym wytworzeniem biomasy pod postacią błony biologicznej oraz zawiesiny w kolektorach dosyłowych do oczyszczalni (Stelmach i in., 1995; Łagód i in., 2005). Postulaty, aby traktować system kanalizacyjny jako bioreaktor po raz pierwszy pojawiły się w latach 70 dwudziestego wieku (Pomeroy, Parkhurs, 1973; Koch, Zandi, 1973). Od tego czasu coraz częściej kanalizację zaczęto traktować jako układ, którego znaczną objętość powodowaną dużą długością, można wykorzystać w celu wspomagania pracy oczyszczalni ścieków, zaś procesy zachodzące w kanalizacji rozważać jako wstępne podczyszczanie ścieków (Warith i in., 1998). Badając procesy zachodzące w kanalizacji koncentrowano się z reguły na ubytku ChZT ze ścieków podczas ich przepływu w sieci kolektorów. Jako wyznacznik prędkości zachodzących procesów wykorzystywano często aktywność oddechową mikroorganizmów (określaną za pomocą szybkości poboru tlenu OUR, ang. oxygen uptake rate). Pod uwagę brana była biomasa porastająca ścianki przewodów kanalizacyjnych w postaci błony biologicznej oraz biomasa unoszona w strumieniu
95 ścieków. Błona biologiczna rozważana jest w takim przypadku jako zapadlisko (konsument) tlenu oraz źródło biomasy zawieszonej w ściekach. Jak wykazały badania terenowe maksymalny sumaryczny pobór tlenu przez biomasę w kolektorze kanalizacyjnym wynosić może 480 go 2 m 3 d 1 (Huisman, 2001). Przypadający na błonę biologiczną pobór tlenu wynosił około 8,5 go 2 m 2 d 1 (Norsker i in., 1995; Huisman, 2001). Kinetykę biodegradacji ścieków w systemach grawitacyjnych badano głównie w warunkach laboratoryjnych, zarówno na ściekach rzeczywistych (Norsker i in., 1995) jak i syntetycznych, gdzie dla temperatury oscylującej nieznacznie powyżej 20 C ustalono pobór tlenu przez biomasę pochodzącą z biofilmu na poziomie 25 go 2 m 2 d 1 (Cao, Alaerts, 1995). Ważnym etapem rozwoju wiedzy z zakresu biodegradacji ścieków w kanalizacji było prowadzenie badań w terenie na rzeczywistych obiektach kanalizacyjnych. Tego typu eksperymenty przeprowadzano podczas obserwacji i pomiarów naturalnych procesów w kolektorach kanalizacyjnych. Prowadzono również ich intensyfikację poprzez dodanie na początku kolektora zbiorczego porcji osadu czynnego oraz doprowadzając odpowiednie ilości tlenu w kilku punktach rozmieszczonych na długości (Green i in., 1985). Dla właściwego oszacowania ilościowego procesów biodegradacji zanieczyszczeń w kanalizacji ważne jest także wykluczenie nieudokumentowanych lub nielegalnych zrzutów zanieczyszczeń do systemu odprowadzania ścieków. Zrzuty takie mogą w skrajnych przypadkach całkowicie zafałszować obraz rzeczywistych przemian biochemicznych zachodzących w kanalizacji (Huisman, 2001; Łagód i in., 2002, 2004). Dokładne badania ilościowe biodegradacji ścieków na obiektach rzeczywistych mogą dać wiarygodne wyniki przy szczelnej sieci kanalizacyjnej bez dopływów bocznych o długości i spadkach gwarantujących czas przetrzymania powyżej jednej godziny. Im czas ten będzie dłuższy, tym efekty wyraźniejsze i łatwiejsze w interpretacji. Badania terenowe oprócz obserwacji pozwalających zrozumieć mechanizmy przebiegających procesów umożliwiają także ilościowe oszacowanie przemian poszczególnych frakcji zanieczyszczeń. Jest to istotne z praktycznego punktu widzenia, gdyż zmiany stężeń oraz form występowania poszczególnych zanieczyszczeń, są w wielu przypadkach przyczyną problemów w sterowaniu układem technologicznym oczyszczalni ścieków z częścią biologiczną (Stelmach, 1993; Stelmach i in., 1993). Przykładem tego rodzaju problemu była lubelska komunalna oczyszczalnia ścieków,,hajdów, gdzie dopływający ładunek BZT 5 okazał się niższy od projektowanego o około 50% (Stelmach, 1993; Stelmach i in., 1995). Przyczyny powstania tak dużych rozbieżności można dopatrywać się także w biodegradacji oraz transformacji zanieczyszczeń w kanalizacji. Procesy te zachodzą w warunkach tlenowych, niedotlenionych i beztlenowych w kolektorach kanalizacyjnych, przy udziale mikroorganizmów heterotroficznych. Procesy beztlenowe przebiegają podczas przepływów z dużym napełnieniem bądź też przy źle działającym przewietrzaniu kolektora a także w kanalizacji ciśnieniowej. Przy niskich i średnich napełnieniach kolektorów oraz przy ich dobrym przewietrzaniu zachodzą procesy tlenowe (rys. 2). Potwierdzają to badania terenowe prowadzone w obiektach lubelskiej sieci kanalizacyjnej, gdzie zauważono, iż oderwana od ścianek kolektora błona biologiczna unosi się w przepływających ściekach. Stwierdzono to między innymi poprzez mikroskopowe obserwacje mikroorganizmów w ściekach dopływających do oczyszczalni,,hajdów. Podczas tych obserwacji wyodrębniono z dopływających ścieków organizmy charakterystyczne dla osadu czynnego lub błony biologicznej. Udział żywych organizmów w całkowitej masie osadów surowych wynosił nawet kilka procent a przy około 20 Mg suchej masy osadów na dobę stanowiło to kilka Mg na dobę żywej biomasy dopływającej do oczyszczalni. Logiczne więc wydaje się wnioskowanie, iż jeśli w urządzeniach znajduje się podobny czynnik procesowy, to przy zbliżonych warunkach fizykochemicznych zachodzić będą podobne procesy biologiczne. Celem weryfikacji tej hipotezy przebadano również ścieki komunalne dopływające do opisywanej oczyszczalni poprzez kolektor Świdnik Lublin nie posiadający dopływów bocznych na długości 11 km, przy temperaturze ścieków ok. 17 C (Stelmach i in., 1995). Wykonane badania mikroskopowe wykazały, iż po 3 godzinach przetrzymania objętości ścieków w kolektorze nastąpił około sześciokrotny przyrost liczebności organizmów charakterystycznych dla osadu czynnego. Nastąpiła także redukcja BZT 5 o około 23% i ChZT o około 19%, oraz biosorbcja fosforanów z wytworzeniem biomasy, powodująca ubytek fosforu ogólnego sączonego. Opisane powyżej obserwacje wykazały możliwość tlenowej oraz beztlenowej degradacji zanieczyszczeń w warunkach, gdy czas przetrzymania ścieków w badanym odcinku sieci kanalizacyjnej osiągnął kilka godzin, przy jednoczesnych oscylacyjnych obciążeniach hydraulicznych oraz obciążeniach ładunkami w ciągu doby (Stelmach, 1993; Stelmach i in., 1995; Łagód i in., 2005).
96 Podobne badania prowadzone były także poza granicami naszego kraju. M. C. Almeida (2000) ustalił następujące wielkości usunięcia wskaźników zanieczyszczeń ze ścieków podczas ich przepływu kanałem o długości 7,2 km: ChZT całkowite 6%, ChZT rozpuszczone 19%, BZT 5 7% (Almeida, i in., 2000; Hvitved- Jacobsen, 2002). W badanym przewodzie kanalizacyjnym panowały warunki tlenowe, zaś średni czas przetrzymania wynosił 1,5 godziny. Do podobnych wniosków doszli: Green i in., 1985; Hvitved-Jacobsen i in., 1997; Hvitved- Jacobsen i in., 1998, 1998a; Huisman, 2001; Hvitved-Jacobsen, 2002; Abdul-Talib i in., 2003 badając między innymi zjawiska przebiegające w ściekowym kolektorze grawitacyjnym zlokalizowanym na północ od miasta Aalborg w Danii oraz w kolektorze odprowadzającym ścieki z miasta Rümlang okolice Zurychu w Szwajcarii. 4. Podsumowanie Z prowadzonych badań terenowych oraz cytowanej literatury przedmiotu wynika, iż kolektor ścieków komunalnych w ujęciu technologicznoprocesowym powinien być traktowany zarówno jako urządzenie do zbierania i transportu ścieków oraz jako reaktor biologiczny, w którym dominują procesy tlenowe, z ciągłym napływem, przyrostem i wymywaniem biomasy bez jej recyrkulacji. Możliwe jest więc powiązanie szybkości procesów biodegradacji ścieków z takimi parametrami sieci kanalizacyjnej jak średnice przewodów i ich spadki, rozciągłością sieci i czasami przetrzymania, oraz z ilością i początkowym stopniem zanieczyszczenia przepływających ścieków. W konsekwencji możliwe jest określenie dynamiki zmian ładunków i form zanieczyszczeń doprowadzanych do oczyszczalni poprzez kolektory systemu kanalizacyjnego. Publikacje autorów polskich w zakresie tematyki biodegradacji ścieków są stosunkowo nieliczne w porównaniu z dorobkiem światowym. Niemniej należy zauważyć, że jedne z pierwszych informacji związanych z biodegradacją ścieków w kolektorach kanalizacyjnych opublikowane zostały w naszym kraju (Stelmach, 1993; Stelmach i in., 1995), podobnie zaistniały informacje o możliwości wykorzystania mikroorganizmów zasiedlających kanalizację dla potrzeb biomonitoringu jakości ścieków (Łagód i in. 2007). Niniejsza praca podąża za najnowszymi kierunkami badań na świecie, gdzie poszczególne aspekty tematu spotkały się z dość dużym zainteresowaniem. Obecnie badania z zakresu tematycznego opracowania prowadzone są między innymi w Danii, Wielkiej Brytanii, Szwajcarii, Portugalii, USA, Japonii oraz Malezji. 5. Literatura ABDUL-TALIB S., UJANG Z., VOLLERT- SEN J., HVITVED-JACOBSEN T.: Sewer networks as bio-reactors extending the transport function of sewers, Conference on Water and Drainage, Kuala Lumpur, 2003. ALMEIDA M.C., BUTLER D., MATOS J.S.: In-sewer biodegradation study at the Costa do Estoril interceptor system. Urban Water, vol. 2, 2000, s. 327-334. ANDOH R. Y. G., SMISSON R. P. M.: The practical use of wastewater characterization in design. Water Science and Technology, vol. 33, no. 9, 1996, s. 127-134. ASHLEY R.M., HVITVED-JACOBSEN T., BERTRAND-KRAJEWSKI J. L.: Quo vadis sewer process modeling?. Water Science and Technology, vol. 39, no. 9, 1999, s. 9-22. BŁASZCZYK W, STOMATELLO H, BŁASZCZYK P: Kanalizacja, t. 1. Arkady, Warszawa 1983. CAO Y. S., ALAERTS G. J.: Aerobic biodegradation and microbial population of a synthetic wastewater in a channel with suspended and attached biomass. Water Science and Technology, vol. 31, no. 7, 1995, s. 181-189. DĄBROWSKI W.: Oddziaływanie sieci kanalizacyjnych na środowisko. Wydawnictwo Politechniki Krakowskiej, Kraków 2004. GREEN M., SHELEF G., MESSING A.: Using the sewerage system main conduits for biological treatment Greater Tel-Aviv as a conceptual model. Water Research vol. 19, no. 8, 1985, s. 1023-1028. HUISMAN J. L.: Transport and transformation process in combined sewers. IHW Shriftenfreihe vol. 10, 2001, s.1-180. HVITVED-JACOBSEN T., VOLLERTSEN J., NIELSEN P.H.: Koncepcja procesu i modelu dla przemian mikrobiologicznych zachodzących w ściekach w kanalizacjach grawitacyjnych. Mat. Międzynarodowej Konferencji Naukowo- Technicznej, Usuwanie związków biogennych ze ścieków, Kraków 1997, 12, s. 227-239. HVITVED-JACOBSEN T., VOLLERTSEN J., TANAKA N.: Wastewater quality changes during transport in sewers an integrated aerobic and anaerobic model concept for carbon and sulfur microbial transformations. Water Science and Technology, vol. 38, no. 10, 1998, s. 257-264.
97 HVITVED-JACOBSEN T., VOLLERTSEN J., NIELSEN P. H.: A process and model concept for microbial wastewater transformations in gravity sewers. Water Science and Technology, vol. 37, no. 1, 1998a, s. 233-241. HVITVED-JACOBSEN T.: Sewer Processes Microbial and Chemical Process Engineering of Sewer Networks, CRC PRESS, Boca Raton, London, New York, Washington 2002. IMHOFF K., IMHOFF K. R: Kanalizacja miast i oczyszczanie ścieków. Projprzem-EKO, Bydgoszcz 1996. KOCH C. M., ZANDI I.: Use of pipelines as aerobic biological reactors. Journal Water Pollution Control Federation, vol. 45, no 12, 1973, s. 2537-2548. KRAJEWSKI P., Niedzielski W.: Sieci kanalizacyjne jako układu transportu i podczyszczania ścieków część I. Forum eksploatatora, no. 19, 2005, s.40-44. KRAJEWSKI P., NIEDZIELSKI W.: Sieci kanalizacyjne jako układu transportu i podczyszczania ścieków część II. Forum eksploatatora, no. 20, 2005a, s.36-40. ŁAGÓD G., SUCHORAB Z., BOBER D.: Stabilność współczynników bioróżnorodności w systemach kanalizacyjnych podstawy teoretyczne. Mat. konf. I Kongres Inżynierii Środowiska, Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska PAN, vol. 11, 2002, s.401-405. ŁAGÓD G., MALICKI J., MONTUSIEWICZ A., CHOMCZYŃSKA M.: Wykorzystanie mikrofauny saprobiontów do bioindykacji jakości ścieków w systemach kanalizacyjnych, Archives of Environmental Protection, vol. 30, no. 3,2004, s. 3-12. ŁAGÓD G., SOBCZUK H., SUCHORAB Z.: Kolektory kanalizacyjne jako część kompleksowego układu oczyszczania ścieków, Mat. konf. II Kongres Inżynierii Środowiska, Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska PAN, vol. 32, t. 1, 2005, s. 835-843. ŁAGÓD G., SOBCZUK H.: Transformation and biodegradation of pollutants in sewer systems as a processes leading to sewage selfpurification, Ecological Chemistry And Engineering, vol. 13, no. 3-4, 2006, s. 247-254. ŁAGÓD G., SOBCZUK H., SUCHORAB Z.: Application of a saprobiontic microorganisms community analysis in the calibration of a model description of sewage self-purification in sewer systems, Ecological Chemistry And Engineering, vol. 13, no. 3-4, 2006, s. 265-275. ŁAGÓD G., MALICKI J., CHOMCZYŃSKA M., MONTUSIEWICZ A.: Interpretation of the results of wastewater quality biomonitoring using saprobes, Environmental Engineering Science, vol. 24, no. 7, 2007, s. 873-879. MYSZOGRAJ S.: Kolektory ściekowe jako bioreaktor. Mat. konf. II Kongresu Inżynierii Środowiska, Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska PAN, vol. 32, t.1, 2005, s. 865-872. NIELSEN P.H. RAUNKJÆR K., NORSKER N. H., JENSEN N. A., HVITVED-JACOBSEN T.: Transformation of wastewater in sewer systems. Water Science and Technology, vol. 25, no. 6, 1992, s. 17 31. NORSKER N. H., NIELSEN P. H., HVITVED- JACOBSEN T.: Influence of oxygen on biofilm growth and potential sulfate reduction in gravity sewer biofilm. Water Science and Technology, vol. 31, no. 7, 1995 s. 159-167. POMEROY R. D., PARKHURS J. D.: Selfpurification in Sewers. VI International Conference, Advance in Water Pollution Research Jerasalem, 1972, Pergamon Press, Oxford, New York, Toronto, Sydney, Braunschweig, 1973, s. 291-308. ROMAN M.: Kanalizacja oczyszczanie ścieków Tom 2, Wydawnictwo Arkady, Warszawa 1986. STELMACH K.: Charakterystyka przemian BZT 5 i związków fosforu w sieci kanalizacji sanitarnej. Mat. konf. II Ogólnopolska Konferencja Chemia w ochronie Środowiska, Wydawnictwa Uczelniane Politechniki Lubelskiej, Lublin1993, 173-177. STELMACH K., MALICKI J., BONETYŃSKI K.: KOLEKTORY - rozcieńczanie czy redukcja BZT5 i biogenów, Mat. Międzynarodowej Konferencji Naukowo-Technicznej, Współczesne problemy gospodarki wodno-ściekowej, Wydawnictwo Uczelniane WSI Koszalin, Koszalin- Kołobrzeg 1995, s. 429-434. WARITH M.A., KENNEDY K., REITSMA R.: Use of sanitary sewers as wastewater pretreatment systems. Waste Management vol. 18, 1998,s.235-247