Zastosowanie reaktorów membranowych w ochronie środowiska

Jolanta BOHDZIEWICZ

Instytut Inżynierii W ody i Ścieków P olitechnika Śląska

ul. K on arskiego 18, 44-100 G liw ice e-m ail: jo la b o h @ zeu s.p o lsl.g liw ice.p l

Z A S T O SO W A N IE R E A K T O R Ó W M E M B R A N O W Y C H W O C H R O N IE ŚR O D O W ISK A

Streszczenie.

MEMBRANE REACTORS IN ENVIRONMENTAL PROTECTION

Summary.

A combination o f microfdtration, ultrafiltration, reverse osmosis and biological processes (deep bed filtration, activated sludge technique) demonstrated better

effectiveness than the traditional methods used in all the systems tested.

1. W prow adzenie

Spośród now oczesnych m etod rozdzielania procesy m em branow e, z uwagi na sw oje zalety (rozdział n a poziom ie m olekularnym przebiega w tem peraturze otoczenia i bez w prow adzania dodatkow ych reagentów ), s ą szczególnie predystynow ane do odegrania pow ażnej roli w ochronie środow iska. M em brany, szczególnie m ikrofiltracyjne i ultrafiltracyjne, m o g ą być stosow ane w bioreaktorach w celu ułatw ienia transportu substancji biorących udział w reakcjach biochem icznych.

W pracy przedstaw iono przykłady w ykorzystania ciśnieniow ych procesów m em branow ych w uzdatnianiu w ody głębinow ej i oczyszczaniu ścieków . Badania prow adzone były w Instytucie Inżynierii W ody i Ścieków Politechniki Śląskiej w latach

1996-2002.

2. B ioreaktory m em branow e

T erm inem reaktora m em branow ego, funkcjonującym w literaturze od około 1980 roku, określa się najczęściej układ, w którym przebiega proces chem iczny przy

130 Jolanta BOHDZIEWICZ

jednoczesnej separacji produktów z m ieszaniny reakcyjnej za p om ocą jednej z technik m em branow ych [1,2].

W w iększości prac dotyczących reaktorów m em branow ych om awiane są bioreaktory w ykorzystujące enzym lub kom órki m ikroorganizm ów ja k o katalizatory [3].

Zachodzące w nich procesy biochem iczne p rzebiegają w sposób ciągły z równoczesnym odprow adzaniem produktu reakcji z perm eatem . Ich zastosow anie um ożliw ia zw iększenie szybkości i w ydajności procesu, odzysk produktów o znacznie większej czystości, m ożliw ości ponow nego użycia biokatalizatora oraz lepszą kontrolę param etrów operacyjnych procesu.

M em brana półprzepuszczalna m oże w bioreaktorze pełnić rolę rów nocześnie przegrody selektywnej i biernej, um ożliw iającej oddzielanie m ieszaniny substratów oraz biokatalizatora od produktów reakcji. M oże także posiadać w łaściw ości katalityczne dzięki unieruchom ionej na pow ierzchni albo w strukturze substancji aktyw nej. W w iększości przypadków stosow ane s ą syntetyczne m em brany polim erow e. W typow ych procesach katalizy heterogenicznej zastosow anie znalazły m em brany ceram iczne i nieorganiczne [4],

W zależności od um iejscow ienia m em brany w yróżnia się dw a rodzaje bioreaktorów (rys. 1) [5]. N a rysunku l a przedstaw iono schem at reaktora, w którym m em brana je s t um ieszczona w je g o w nętrzu, natom iast na ry s.Ib kom ora reakcyjna i urządzenie ultrafiltracyjne są przestrzennie rozdzielone.

E n zym lub inny biokatalizator

Su b strat Su b strat

4

i _A

Moduł m em branow y

Rys. 1. Z asada działania bioreaktorów m em branow ych (a-bioreaktor z m em braną w ew nątrz urządzenia, b-m oduł m em branow y na zew nątrz bioreaktora)

Fig. 1. The rule o f w orking o f m em brane bioreactors (a bioreactor with an inside m em brane, a bioreactor with an outside m em brane)

W ydaje się, że lepszym rozw iązaniem je s t układ drugi ze w zględu na to, że reaktor nie pracuje pod ciśnieniem , je s t łatw iejszy do sterylizacji i m ożliw a je s t w ym iana m em bran bez je g o w stępnego opróżniania. Problem am i w ystępującym i w tego rodzaju układach, w yw ierającym i niekorzystny w pływ na efektyw ność procesu, są m ożliw a częściow a dezaktyw acja enzym u oraz w ystępow anie zjaw iska foulingu i polaryzacji stężeniow ej.

Pierw szy m ożna rozw iązać przez w prow adzenie do środow iska reakcji dodatkowej porcji biokatalizatora, natom iast pozostałe przez zainstalow anie m em brany o odpow iednich w łaściw ościach rozdzielczych oraz właściwy dobór param etrów operacyjnych procesu m em branow ego.

3. M em brany w procesie denitryfikacji wody gruntow ej

Rozw ój przem ysłu i rolnictw a oraz em isja tlenków azotu do atm osfery spraw iają, że na całym św iecie obserw uje się w zrost stężenia azotanów w w odach pow ierzchniow ych i podziem nych pow yżej w artości dopuszczalnych. W krajach U nii E uropejskiej za takie przyjm uje się 50 m g N 0 37dm 3 lub 10 m g N -N 03/dm 3. T akie sam e w artości stężeń granicznych w yznaczyła Św iatow a O rganizacja Zdrow ia. W Polsce dopuszczalna ilość azotu azotanow ego w w odzie pitnej wynosi rów nież 10 m g N -N 0 37dm J [6],

C oraz częściej obserw uje się je d n a k w ystępow anie w w odach podziem nych w yższego stężenia jo n ó w azotanow ych, przekraczającego naw et 100 m g N -N 03/dm3 [7-8].

W zw iązku z tym system atyczna kontrola poziom u zanieczyszczenia w ód zw iązkam i azotu, a zw łaszcza azotu azotanow ego i azotynow ego, staje się koniecznością z uwagi na szkodliw e działanie.

Z m niejszenie zaw artości tych jo n ó w w uzdatnionej w odzie do poziom u określonego norm am i je s t dzisiaj najczęściej osiągane przez m ieszanie z w odam i o m niejszej zaw artości azotanów lub stosuje się kosztow ne ale nie zaw sze skuteczne:

m etodę w ym iany jonow ej oraz procesy biologiczne [9-12], W odróżnieniu od pierw szego z procesów , w którym w form ie produktu odpadow ego pow staje stężony roztw ór azotanów, procesy biologiczne um ożliw iają ich redukcję do azotu gazow ego. U życie je d n ak m ikroorganizm ów w procesie jednostkow ym denitryfikacji biologicznej w ody pitnej pow oduje, że bardzo często p o zo stają one w uzdatnionej w odzie, w zw iązku z czym po tej operacji musi być ona poddaw ana dodatkow ej filtracji i dezynfekcji. P roces w ym iany jonow ej je s t w praw dzie skuteczny, je d n a k kosztow ny, a usuw anie ługów po regeneracji jo n itó w stw arza problem y techniczne [1 2].

R ozw iązaniem problem u w ydaje się układ hybrydowy, kojarzący m ikro filtrację z denitryfikacją. P oddaw ana uzdatnianiu w oda pitna je s t doprow adzana do reaktora, w którym zachodzi proces biologicznej denitryfikacji. O dpływ z bioreaktora pozbaw iony azotanów je s t następnie w całości kierow any na m oduł m em branow y, w którym w w yniku filtracji ciśnieniow ej zatrzym yw ana je s t zaw iesina bakteryjna. O czyszczona w oda pod w zględem składu chem icznego, m ętności i param etrów m ikrobiologicznych w pełni spełnia europejskie w ym agania [13]. O końcow ym efekcie jej oczyszczenia w bioreaktorze m em branow ym decy d u ją zarów no param etry hodow li bakterii, ja k i pracy układu m em branow ego.

W przeprow adzonych badaniach podjęto próbę denitryfikacji w ody podziem nej pochodzącej ze studni w O chojcu [14], H odow lę m ieszanej populacji bakterii prow adzono w beztlenow ym złożu zatopionym , w ypełnionym w 50% keram zytem . Inoculum bakterii denitryfikacyjnych stanow iły bakterie uzyskane w hodow lach nam nażających, pochodzących ze zbiornika retencyjnego ścieków po produkcji naw ozów azotow ych w Z.A .Puław y. Po „w pracow aniu” złoża bioreaktor zasilano b ad an ą w odą prowadząc proces redukcji azotanów przez okres 75 dni. Stosow ane w zrastające obciążenia ładunkiem azotanów były następujące: 0,05 k g N 0 37m 3xd (przedział a), 0,12 k g N 0 37m 3xd (przedział b), 0,25 k g N 0 37m 3xd (przedział c), 0,45-8,55 k g N 0 37m Jxd (przedział d) oraz 9,51-9,90 k g N 0 37m 3xd (przedział e). W yniki procesu denitryfikacji azotanów zilustrow ano na rys.2.

Podczas gdy w w odzie surowej stężenie azotanów zm ieniało się w granicach od 49 m g N 0 3' /dm3 do 63 m g N 0 37dm 3, to ich ilość w w odzie zdenitryfikow anej utrzym yw ała się na poziom ie niższym od w artości dopuszczalnej (44,3 m g N O f/d trf). Tym niem niej przy

132 Jolanta BOHDZIEWICZ

obciążeniu złoża ładunkiem ładunkiem azotanów od 0,05 k g N 0 37dm 3xd do 0,25 k g N 0 3' /dm 3xd zaobserw ow ano znaczne w ahania w stężeniach azotanów w odpływ ie ze złoża, wynikające z je g o niestabilnej pracy.

Po okresie 50 dni prow adzenia procesu odnotow ano niskie i utrzym ujące się na stałym poziom ie w artości stężenia azotanów w odpływ ie od 0,1 k g N 03/dm3 do

11,5 k g N 0 37dm 3. K ontynuow anie procesu denitryfikacji przy obciążeniach w zakresie od 7,29 k g N 0 37dm 3xd do 8,55 k g N 0 37dm 3xd nie w płynęło na w zrost stężenia tych jo n ó w powyżej w artości dopuszczalnej.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 Czas trwania procesu, dni

P rzedział czasu a b c d e

O bciążenie ładunkiem azotanów kg N O '3/m 3 d

0,05 0 , 1 2 0,25 0,45-8,55 9,51-9,90

Rys. 2. Przebieg procesu denitryfikacji w zależności od obciążenia złoża ładunkiem azotanowym

Fig. 2. The progress o f a dénitrification process according to loading a layer w ith a nitrate load

W płynie pohodow lanym nie zaobserw ow ano selekcjonow ania się bakterii patogennych oraz bakterii redukujących siarczany, m ających istotny w pływ na ja k o ść odcieku.

Stw ierdzono natom iast obecność od 105 do 106 kom órek bakterii/cm 3, przy czym bakterie denitryfikacyjne stanow iły tylko od kilku do kilkunastu procent ogólnej ilości bakterii heterotroficznych. W w odzie surowej znajdow ało się 103 kom órek bakterii/cm 3.

O dciek pohodow lany otrzym any ze złoża zatopionego poddaw ano następnie m ikrofiltracji, stosując ciśnienie transm em branow e l , 5 x l 0 5Pa i liniow ą prędkość przepływu

1,5 m/s. W badaniach zastosow ano kapilarny m oduł m em branow y typu O X Y (K 2890X ) krajow ej firm y EU R O -SEP W arszawa. C ałkow ita pow ierzchnia m em bran wynosiła 1 5 ,6 x l0 '3m 2, a m aksym alna średnica porów 0 ,2 pm.

Zaobserw ow ano około 60% spadek w artości objętościow ego strum ienia perm eatu przy 1 0-krotnym zm niejszeniu objętości wody uzdatnianej. Średni objętościow y strum ień perm eatu wynosił 5 ,5 x l0'6 m3/m2xs.

B adania m ikrobiologiczne i sanitarno-epidem iologiczne perm eatu wykluczyły obecność bakterii E scherichia coli, bakterii coli-podobnych oraz bakterii

chorobotw órczych. U zdatniona w oda nie m usiała w ięc być poddaw ana dodatkow em u procesow i dezynfekcji i kw alifikow ała się do celów spożyw czych i gospodarczych. Stężenie azotanów , azotynów i fosforanów (0,01 m g/dm 3) oraz w artości C hZT (5 m g 02/dm 3) nie przekroczyły norm dopuszczalnych.

4. Oczyszczanie ścieków zaw ierających związki organiczne w bioreaktorze m em branow ym

Z uw agi na coraz bardziej rygorystyczne norm y i przepisy dotyczące w prow adzania ze ściekam i do w ód pow ierzchniow ych substancji toksycznych istnieje konieczność ciągłego doskonalenia stosow anych dotychczas technologii ich oczyszczania.

Jednym z przykładów je s t układ hybrydow y łączący procesy ultrafiltracji z oczyszczaniem w ód odpadow ych b io lo g icz n ą m eto d ą osadu czynnego.

W klasycznym oczyszczaniu ścieków m etodą osadu czynnego procesy biochem iczne za ch o d z ą w kom orze napow ietrzania, a w osadniku w tórnym następuje oddzielenie biom asy od oczyszczonych ścieków . O efektach tej m etody decy d u ją głów nie aktyw ność osadu czynnego i praw idłow a praca osadnika w tórnego. A ktyw ność osadu czynnego uw arunkow ana je s t w ielom a param etram i, których przestrzeganie zapew nia odpow iednio w ysoki stopień oczyszczenia ścieków , natom iast praca osadnika w tórnego uzależniona je s t od je g o w łaściw ości sedym entacyjnych. O sad czynny pow inien charakteryzow ać się strukturą kłaczkow atą i odpow iednim uw odnieniem , poniew aż w form ie spęczniałej słabo sedym entuje i obniża efektyw ność oczyszczania ścieków.

C hociaż k o ncepcja połączenia ultrafiltracj i/m ikro filtracji z m eto d ą osadu czynnego została skom ercjalizow ana przez firm ę D orr-01iver w latach 60., zainteresow anie zastosow aniem takiego rozw iązania w zrosło znacznie w ostatnim okresie. W m etodzie tej reaktor biologiczny zblokow any je s t z m odułem m em branow ym w taki sposób, że strum ień z kom ory napow ietrzania przypływ a w całości przez układ m em branow y (rys.3), a m ieszanina ścieków z osadem czynnym ulega w tym procesie zatężaniu, gdyż n a zew nątrz odprow adzany je s t filtrat całkow icie pozbaw iony zaw iesiny.

R etentat ultrafiltracyjny pow raca do kom ory napow ietrzania, a je g o część m oże cyrkulow ać w obiegu z pom inięciem reaktora biologicznego. Z asada oczyszczania biologicznego je s t w tym rozw iązaniu tak a sam a ja k w oczyszczalniach konw encjonalnych.

K om ora napow ietrzania spełnia identyczną funkcję ja k w m etodzie klasycznej, natom iast urządzenie ultrafiltracyjne odpow iada funkcjonalnie osadnikow i w tórnem u. Jego zastosow anie um ożliw ia oddzielenie biom asy od oczyszczonych ścieków , pozw alając na znaczne zw iększenie stężenia osadu czynnego w kom orze napow ietrzania, poniew aż m em brana zatrzym uje skutecznie osad naw et przy je g o dziesięciokrotnie w yższym stężeniu, n iż je s t to dopuszczalne dla osadników w tórnych [15].

134 Jolanta BOHDZIEWICZ

Recyrkulacja osadu

Rys. 3. Schem at biom em branow ej oczyszczalni ścieków pracującej m etodą osadu czynnego Fig. 3. The schem a o f a biom em brane w aste treatm ent plant w orking by the active sludge

m ethod

W odróżnieniu od nich m em brana zatrzym uje rów nież skutecznie osad spęczniały.

W układach biom em branow ych w w iększości przypadków nie je s t konieczne stosowanie osadników w stępnych, poniew aż nie zachodzi obaw a przeciążenia osadu [16]. W wyniku zatrzym ania w układzie cząstek zaw ieszonych i długich czasów zatrzym ania dla substancji trudno ulegających biodegradacji następuje wyraźne obniżenie B Z T5 i C hZT ścieków oczyszczonych. O pow odzeniu tej koncepcji oczyszczania ścieków decyduje m ożliw ość uzyskania odpow iednio dużego strum ienia oczyszczonych ścieków.

W Instytucie Inżynierii W ody i Ścieków prow adzono badania m ające na celu porów nanie efektyw ności oczyszczania ścieków syntetycznych (m leko spożywcze rozcieńczone w o d ą w stosunku 1:170) w układzie biom em branow ym (BM ), w konw encjonalnym układzie osadu czynnego (KL) oraz w procesie ultrafiltracji (UF) [15,17],

W badaniach stosow ano m em brany rurow e wytw arzane m etodą inwersji fazowej z poliakrylonitrylu (PA N ), p o lic h lo rk u winylu) (PC V ) i kopolim eru chlorek w inylu - octan w inylu (winicet). W celu porów nania efektyw ności pracy układu konw encjonalnego z biom em branow ym zastosow ano, w obu przypadkach, takie same param etry i warunki pracy osadu czynnego, ja k rów nież stałe param etry procesow e ultrafiltracji. W ynosiły one odpow iednio: ciśnienie transm em branow e 2 x 1 05 Pa, prędkość przepływ u przez m oduł ultrafiltracyjny 2 m/s a tem peratura 25°C - 30°C.

Stopnie usunięcia zanieczyszczeń ze ścieków we w szystkich badanych układach przedstaw iono w tablicy 1 [15].

A naliza otrzym anych w yników pozw oliła w nioskow ać, że usunięcie zanieczyszczeń m ierzonych ja k o C hZT w w yniku bezpośredniej ultrafiltracji ścieków w ynosiło 50% , natom iast podczas oczyszczania biom em branow ego i w konw encjonalnym układzie osadu czynnego osiągnęło w artość 97% - 99%.

T ablica 1 Stopnie usunięcia zanieczyszczeń ze ścieków w procesie ultrafiltracji (UF) oraz m etodam i

biologiczne go oczyszczania w układzie biom em branow ym (B M ) i klasycznym ( K L )

Rodzaj Stopień usunięcia, %

m em brany ChZT ■hi całkowit y F całkowit y Z aw iesina

U F 5 4 , 3 7 3 4 2 1 0 0

P A N BM 9 8 , 7 8 1 4 8 1 0 0

K L 9 7 , 2

( 9 6 , 3 )

5 5 0 w ystępuje

U F 4 6 , 9 6 1 1 0 0

P C V BM 9 8 , 5 8 8 4 0 1 0 0

K L 9 8 , 0

( 9 7 , 5 )

5 5 1 4 w ystępuje

U F 4 6 , 7 8 3 4 4 1 0 0

W inicet BM 9 9 , 0 8 9 4 3 1 0 0

K L 9 7 , 8

( 9 7 , 1 )

5 8 1 1 w ystępuje

Uwaga: w artości ChZT podane bez naw iasów dotyczą sączonego odpływu z układu klasycznego, natom iast w artości w naw iasach odnoszą się do odpływ u nie sączonego.

Stopnie usunięcia zw iązków azotu i fosforu w układzie biom em branow ym w przypadku m em bran z PA N i w inicetu były zbliżone do ich w spółczynników retencji w procesie ultrafiltracji. W zw iązku z tym m ożna przypuszczać, że w m echanizm ie usuw ania zw iązków biogennych głów ną rolę odgryw ają zarów no w łasności separacyjne m em brany, ja k i praca osadu czynnego. M em brany zatrzym ują natom iast całkow icie osad czynny, podczas gdy w ściekach oczyszczonych w układzie konw encjonalnym w odpływ ie w ystępuje je g o niew ielka ilość.

Pom im o zastosow ania w obydw u układach biologicznych tego sam ego osadu czynnego oraz nie różniących się param etrów operacyjnych procesu biologicznego, pow stające populacje osadu czynnego różniły się zdecydow anie od siebie zarów no pod w zględem enzym atycznym , ja k i składem biocenoz oraz w łaściw ościam i fizycznym i [17].

O sad czynny w układzie konw encjonalnym był barw y brunatnej i zaw ierał kłaczki o różnej w ielkości, przew ażnie duże i średnie. W ytw orzyła się w nim bardzo bogata fauna tow arzysząca w postaci różnych gatunków am eb, orzęsków i w rotków, a także rozw inęły się intensyw nie grzyby ściekow e, tow arzyszące kłaczkom osadu czynnego, których obecność nie spow odow ała pogorszenia się w łasności sedym entacyjnych; indeks M ohlm ana w ahał się w granicach 69 - 113 cm 3/g s.m. [17]. O sad czynny pow stały w układzie biom em branow ym był barw y m leczno-brązow ej, a je g o kłaczki były w znacznym stopniu zdyspergow ane. N ie stw ierdzono w ystępow ania organizm ów tow arzyszących: brak było zarów no fauny osadow ej, ja k i grzybów ściekow ych. Indeks M ohlm ana w ykazyw ał cały czas tendencję w zrostow ą od 190 do 270 cm 3/g s.m. Osad w układzie biom em branow ym ju ż w parę m inut po je g o uruchom ieniu ulegał dyspersji w skutek turbulentnego przepływ u ścieków.

136 Jolanta BOHDZIEWICZ

5. Oczyszczanie odcieków z wysypisk kom unalnych w układzie kojarzącym procesy: osadu czynnego, u ltrafiltracji oraz odwróconej osmozy

Jednym z pow ażniejszych problem ów zw iązanych z ek sploatacją w ysypisk odpadów stałych je s t ujm ow anie i oczyszczanie pow stających tam odcieków . Przedostając się do w ód gruntow ych oraz pow ierzchniow ych p ogarszają one ich jak o ść, stanow iąc istotne zagrożenie dla środow iska naturalnego. W ysokie obciążenie odcieków , zm ienny skład i różniące się w poszczególnych porach roku objętości pow odują, że oczyszczanie tego rodzaju ścieków je s t znacznie trudniejsze w porów naniu np. z oczyszczaniem ścieków kom unalnych. Z uwagi na ograniczoną podatność na rozkład biologiczny ich oczyszczanie wym aga zastosow ania oprócz m etod biologicznych także fizykochem icznych, uzupełniających je i w spom agających. Skojarzenie procesów biologicznych z ciśnieniow ym i technikam i m em branow ym i w ydaje się być rozw iązaniem bardzo obiecującym [18-24],

W ram ach prow adzonych badań oczyszczaniu poddaw ano odcieki pow stające w obrębie składow iska „L ipów ka” przeznaczonego do składow ania odpadów kom unalnych z D ąbrow y G órniczej [24], Skład odcieków był nieznany, a przeprow adzone badania w ykazały ich d u żą stabilność, zarów no je że li chodzi o w łasności organoleptyczne ja k i skład chem iczny. Stosunek B Z T 5/C hZT w szystkich pobranych prób posiadał bardzo niską w artość i w ahał się w przedziale od 0,1 do 0,4, co św iadczyło o odporności odcieków na biodegradację i w ykluczało m ożliw ość łatw ego rozkładu zanieczyszczeń m etodą osadu czynnego. Praw ie cały azot ogólny stanow ił azot am onowy, natom iast udział pozostałych form azotu był nieznaczny. K ontrola składu odcieków i efektyw ności ich oczyszczania objęła standardow e oznaczenia, takie jak: odczyn, ChZT, B Z T 5, zaw iesinę, suchą pozostałość oraz przew odnictw o.

Jako pierw szy etap w oczyszczaniu odcieków zastosow ano m etodę osadu czynnego. P roces ten pozw olił na częściow e utlenienie zw iązków organicznych, a także na usunięcie azotu organicznego i am onowego.

R eaktor biologiczny był zasilany osadem czynnym, pochodzącym z oczyszczalni ścieków bytow o-gospodarczych. B iocenozę osadu czynnego poddaw ano dwum iesięcznej adaptacji do zanieczyszczeń zaw artych w odciekach, a następnie prow adzono w łaściw e badania. Zarów no w trakcie adaptacji osadu, ja k i w czasie badań reaktor pracow ał w jednym cyklu na dobę, a mianowicie: dopływ odcieków do reaktora - 0,75 godziny, napow ietrzanie - 2 1 , 0 godzin, sedym entacja - 1 , 0 godzina, odprow adzenie oczyszczonych odcieków z reaktora - 1,0 godzina oraz czas jałow y - 0,25 godziny. Jednak z uwagi na fakt, że oczyszczane ścieki charakteryzow ały się d u żą odpornością na biodegradację (wysoka w artość C hZT po biologicznym oczyszczaniu-1800 m g 02/dm 3) poddaw ano je w kolejnych etapach oczyszczania procesom ultrafiltracji a następnie odw róconej osm ozy (tabl.2).

W procesie ultrafiltracji stosow ano rurow e m em brany polisulfonow e o cu t-o ff 300000 (wytw arzane w laboratorium ) oraz płaskie m em brany osm otyczne z octanu celulozy OC-SS produkow ane przez am erykańską firm ę O sm onics. Pierw szy z procesów prow adzono w układzie cross-flow przy ciśnieniu 0,3M Pa i liniowej prędkości przepływ u odcieków nad pow ierzchnią m em brany w ynoszącej 2,5 m/s. Ciśnienie transm em branow e w procesie odw róconej osm ozy w ynosiło 2,76 M Pa, a prędkość liniow a 1,5 m/s.

T ablica 2 P orów nanie w skaźników obciążenia odcieków po ich kolejnych etapach oczyszczania W skaźniki

obciążenia odcieków

Jednostka O dcieki surowe

O dcieki po oczyszczaniu biologicznym

O dcieki po procesie ultrafiltracji

O dcieki po procesie odw róconej

osm ozy

O dczyn 8,0 8,64 8,78 7,39

ChZT m g0 2/dm3 1780 1660 846 56

Zaw iesina m g/dm3 26 225 0 0

S ucha m asa m g/dm3 264 625 559 1 1 0

Przew odnictw o mS/m 9,8 11,39 1 0 ,0 1 , 2 1

W procesie ultrafiltracji ze strum ienia odcieków po oczyszczaniu biologicznym usunięto zaw iesinę i w ysokocząsteczkow e zw iązki organiczne. P ozostałe w ściekach m ałocząsteczkow e refrakcyjne zw iązki organiczne i sole nieorganiczne zostały usunięte w procesie odw róconej osm ozy. O czyszczone w ten sposób odcieki m ogły być odprow adzone do odbiornika naturalnego.

Bibliografia

1. N aręb sk a A. (red.), M em brany i m em branow e techniki rozdziału, W ydaw nictw o UM K, T oruń 1997.

2. M atson S.L., Q uinn J.A .,M em brane reaktors [w:] „M em brane H andbook” , red. W .S. W inston Ho, Sirkar, N ew York, 1992.

3. P ronk W ., P .J.K erkhof, V an H elden C., V an ’t R iet K., The hydrolysis o f triglycerides by im m obilized lipase in a hydrophilic m em brane reactor, B iotech.B ioeng., 1988, 32,512-518.

4. H iguchi A ., H ashim oto T., U em iya N ., K ojim a T., H ara M., E ffect o f surfactive agents and lipids on optical resolution o f am ino acid by ultrafiltration m em branes containing serum album in, J.M em brane Sci., 1997, 130,31-39.

5. N ow oryta A., Enzym atic m em brane reactor, Prace N aukow e Instytutu Inżynierii Chem icznej i U rządzeń Cieplnych Politechniki W rocław skiej, nr.46, (1986), 245.

6. R ozporządzenie M inistra Z drow ia i O pieki Społecznej w spraw ie w arunków , jakim pow inna odpow iadać w oda do picia i na potrzeby gospodarcze, D zU N r 35 z 4 m aja

1990r., Z a ł.l. W arunki organoleptyczne i fizyczno-chem iczne, W arszaw a 31.05.1990.

7. Szczykow ska J.E., W ierzbicki T.L., B adania nad zaw artością zw iązków azotow ych w studziennych w odach podpow ierzchniow ych, M iędzynarodow a K onferencja N aukow o-T echniczna nt. Z aopatrzenie w w odę m iast i wsi, P oznań (1998).

8. Z erbe J., N aw rocki J., B iłozor S., Jakość w ody do picia w Poznaniu, M iędzynarodow a K onferencja N aukow o-T echniczna nt. Z aopatrzenie w w odę m iast i wsi, Poznań, (1998).

9. R autenbach R., G roschl A., Separation potential o f nanofiltration m em branes, D esalination, 77, (1990), 73-84.

138 Jolanta BOHDZIEWICZ

10. R autenbach R., K opp W ., van O pbergen G., H ellekes R., N itrate reduction o f well w ater by reverse osm osis and electrodialysis-Studies on plant perform ance and costs, D esalination, 65, (1987), 241-258.

11. Lutin F., G u erif G., E lectrodialysis applied to denitration o f drinking w ater, w: Recents Progress an G enie des Procedes, „M em brane Processes, W ater Treatm ent- P ervaporation” , (Eds.: A im ar P., Aptel P.), Lavoisier Press, Paris, 6 (21),(1992), 79-84.

12. M urrer J., Filteau G ., A com parison o f m em brane treatm ent against ion exchange for rem oving nitrate from ground water, w: Proceedings o f E U R O M E M B R A N E ’95 C onference (Eds.: Bowen W .R., FieldR .W ., Howell J.A .), U niversity o f Bath (UK), vol. 1 ,(1 9 9 5 ), 476-481.

13. C respo J.P.S.G ., C oelhoso I.M ., A lm eida J.S., C arrondo M .J.T ., Reis M .A.M ., M em brane bioreactor for w ater denitrification , International C ongress nt. Engineering o f M em brane Processes II - Environm ental A plications, II C iocco Italy 26-28 April 1994.

14. W ąsik Ewa, W ykorzystanie ciśnieniow ych technik m em branow ych do usuw ania azotanów z w ód przeznaczonych do celów konsum pcyjnych, praca doktorska, P olitechnika Śląska, 2001.

15. B odzek M., D ębkow ska Z., K ow alska M., Zastosow anie ultrafiltracji w biologicznym oczyszczaniu ścieków m eto d ą osadu czynnego, A rchiw um O chrony Środow iska, 1, (1992), 145-161.

16. A rika M ., K obayahi H., P ilot plant test o f an activated sludge ultrafiltration com bined process for dom estic w astew ater reclam ation, D esalination, 23, (1979), 77-86.

17. B odzek M ., D ębkow ska Z., Litwin E., B iom em brane w astew ater treatm ent by activated sludge m ethod, w: „Tow ards H ybrid M em brane and B iotechnology Solutions for P olish E nvironm ental Problem s, (Eds.: H ow ell J.A., N ow oryta A .), W roclaw Technical U niversity Press, W roclaw , (1995), 203-212.

18. Staab K .F., E ichberger M., Zw ickl S., D eponiesickerw asser-B ehandlung a u f der Sonderabfalldeponie Billigheim . Entsorgungs Praxis, 5, (1999), 38-41.

19. W eber B., H olz F., Landfill leachate treatm ent by reverse osm osis, w: Effective industrial m em brane processes: benefits and opportunities, M .K. T urner (ed.), E lsevier A pplied Science, London, N ew York, (1991), 143-154.

20. Linde K., Jonnson A .N .,W im m erstedt R., T reatm ent o f three different types o f landfill leachate with reverse osm osis, w: Preprints o f 7th International Sym posium : Synthetic M em branes in Science and Industry” , Tubingen, G erm any, A ugust 29 - Sept. 1, (1994), 488-491.

21. M ulder M ., The use o f m em brane processes in environm ental problem s. An introduction, w: „M em brane Processes in Separation and P urification” , K luw er A cadem ic Publishers, D ordrecht - B oston London, (1994), 229-162.

22. Slater C., A hlert R., U chrin C., T reatm ent o f landfill leachates by reverse osmosis, Environm ental Progress, vol.2, (1983), 251-256.

23. Syzdek A.C., A hlert R.C., Separation o f landfill leachate with polym eric ultrafiltration m em branes, Journal o f H azardous m aterials, vol.9 (1984), 209-220.

24. J.Bohdziew icz, M .Bodzek, J.G órska, A pplication o f pressure-driven m em brane technigues to biological treatm ent o f landfill leachate, Process Biochem istry, 36, (2001), 641-646.