Biologické nádrže využívané k čištění a dočišťování odpadních vod

Úvod

Jednoduché biologické nádrže i jejich soustavy nacházejí uplatnění zejména při čištění splaškových odpadních vod z jednotlivých stavení či jejich skupin, rekreačních zařízení, menších obcí nebo organicky nízkozatížených splachů ze zemědělské půdy. Značný význam mají také při dočišťování odpadních vod. Z hlediska využití lze biologické nádrže rozdělit do čtyř základních skupin: anaerobní biologické nádrže, aerobní biologické nádrže (neprovzdušňované, provzdušňované v zimě, provzdušňované celoročně), dočišťovací biologické nádrže a nádrže s akvakulturami (Mlejnská a kol., 2009). Podrobnější rozdělení je uvedeno v tab. 1.

Tab. 1: Rozdělení nádrží dle druhu a možnosti využití (Šálek a kol., 2012)

Při vhodném uspořádání a dostatečném dimenzování mohou tlumit i srážkové odtoky a částečně čistit srážkové vody z obcí. K jejich nejvýraznějším kladům patří schopnost poradit si s výrazně zředěnými odpadními vodami a s nerovnoměrným hydraulickým i látkovým zatížením. Mezi nevýhody patří především potřeba velké plochy na EO a také závislost účinnosti čištění na klimatických poměrech.

Aby extenzivní způsoby dobře fungovaly a nedocházelo k jejich přílišnému zanášení (snížení jejich životnosti), je vhodné zařadit dobře fungující a provozované mechanické předčištění přitékajících odpadních vod.

Mechanické předčištění

Před extenzivní čistírny by mělo být zařazeno vhodné mechanické předčištění přitékajících odpadních vod, a to i vzhledem k tomu, že biologické nádrže jsou principiálně schopny přijímat i vody nepředčištěné. V případě absence mechanického předčištění totiž dochází k jejich rychlejšímu zanášení hrubými plaveninami a může docházet k dlouhodobému látkovému přetěžování.

Standardní mechanické předčištění se u extenzivních čistíren nejčastěji skládá z hrubých ručně stíraných česlí, ručně vyklízeného lapáku písku, který je zvláště důležitý v případech jednotné kanalizace, a vhodné usazovací nádrže. Pro malá zařízení do 50 EO se nejčastěji používá septik, pro větší pak štěrbinová nebo jiná vhodná usazovací nádrž s odděleným kalovým prostorem. V místech, kde mohou nastat problémy s tuky a oleji, bývá před česle ještě zařazen lapák tuků (obr. 2a). Základní návrhové parametry pro objekty mechanického předčištění odpadních vod jsou uvedeny v ČSN 75 6401 a ČSN 75 6402.

Česle (obr. 2b) jsou tvořeny řadou ocelových prutů (česlic) kruhového, obdélníkového nebo lichoběžníkového profilu. Jsou zasazeny do rámu umístěného v přítokovém žlabu obvykle pod úhlem 45°. Podle vzdálenosti mezi česlicemi je dělíme na česle hrubé (vzdálenost mezi česlicemi je větší než 60 mm) a jemné (vzdálenost mezi česlicemi je menší než 40 mm). Jedním z důležitých návrhových parametrů je rychlost proudění vody v přítokovém žlabu, která by se měla pohybovat v rozmezí od 0,3 m.s ^-1 do 0,9 m.s ^-1 . Pod touto hranicí dochází k sedimentaci písku, nad touto hranicí naopak může docházet ke strhávání materiálu zachyceného na česlích.

V lapácích písku (obr. 2c) dochází k odstraňování písku, drobného štěrku a dalších látek podobného charakteru s velikostí zrn nad 0,2 mm. Písek je třeba odstranit z proudu odpadní vody proto, aby nesedimentoval a nehromadil se v dalších částech čistírny. Principem odstraňování těchto látek je snížení průtočné rychlosti v nádrži, v důsledku kterého dochází k sedimentaci těchto částic. Průtočná rychlost by se měla pohybovat v rozmezí od 0,15 m.s ^-1 do 0,45 m.s ^-1 , aby docházelo k usazování pouze těchto minerálních látek bez organických příměsí, v opačném případě by docházelo k zahnívání usazeného materiálu.

Usazovací nádrže slouží k odstranění suspendovaných částic, které jsou za normálních podmínek schopny sedimentovat. Podle směru proudění odpadní vody je dělíme na horizontální, radiální a vertikální.

Septik (obr. 3a) je nejjednodušší čistírenské zařízení, které v podstatě představuje nádrž na odpadní vodu s přepadem. Obvykle má několik komor (nejčastěji tři) a funguje jako usazovací nádrž. Vzhledem k tomu, že nezaručuje splnění odtokových koncentrací znečištění, není již povolován jako samostatné zařízení k čištění odpadních vod, ale je používán jako první čistící stupeň před zemními filtry, biofiltry, biodisky, kořenovými čistírnami nebo biologickými nádržemi. Výhodou jsou nízké provozní náklady, nulová spotřeba elektrické energie, provozní nenáročnost a stavební jednoduchost. Nevýhodou je nízká účinnost čištění, vysoké pořizovací náklady a omezená životnost (cca 15 let).

Štěrbinová (emšerská) nádrž (obr. 3b) představuje hluboko založenou podélně protékanou usazovací nádrž s odděleným kalovým prostorem. V horní části probíhá usazování, kal propadá štěrbinou do níže položeného objemného kalového prostoru, ve kterém dochází k jeho zahuštění a anaerobní stabilizaci. Mezidno je tvořeno šikmými stěnami s minimálním sklonem stěn 1,4 : 1, aby se usazené látky posouvaly dolů ke štěrbině a padaly do odděleného vyhnívacího prostoru. Ze štěrbinové nádrže musí být pravidelně odčerpáván nahromaděný vyhnilý kal, aby byla zajištěna její stabilní účinnost čištění.

Funkce biologických nádrží

Biologické nádrže mohou být pravidelného (obdélníkového, čtvercového, lichoběžníkového) nebo nepravidelného tvaru. Nátok a odtok se většinou využívá jednoduchý, nejlépe diagonálně umístěný. Dno bývá zaizolováno jílovým těsněním, fóliemi z plastů nebo umělou kolmatací, aby nedocházelo k pronikání odpadních vod do podloží. Při výšce zeminy 0,3 m musí být součinitel propustnosti menší než 10 ^-8 m.s ^-1 , u dočišťovacích nádrží menší než 10 ^‑7 m.s ^-1 . Pokud se vodotěsnost zajišťuje zhutňováním zeminy, musí být předběžnými zkouškami stanoveny optimální podmínky zhutňování. Pokud se vodotěsnost zajišťuje syntetickou fólií, musí být fólie neprůhledná, odolná proti oděru a UV záření, fólie musí mít tloušťku nejméně 3 mm. V případech, kdy se vodotěsnost zajišťuje pomocí jílu, musí být tloušťka vrstvy nejméně 0,3 m. Návodní svahy se zpevňují uměle (dlaždice, beton) nebo přírodními způsoby (mokřadní rostliny), aby byly ochráněny před půdní erozí. Každá nádrž by měla být vybavena odtokem. Dno bývá navrhováno ve sklonu 0,5 až 1 % (Mlejnská a kol., 2009; ČSN EN 12255-5). Teoretická doba zdržení pro čištění odpadních vod by v biologických nádržích měla být alespoň pět dnů, nejlépe 8 až 12 dní. K hlavním procesům čištění v biologických nádržích patří mechanické, chemické a biologické procesy, které podrobně shrnuje tabulka 2.

Tab. 2: Procesy čištění v aerobních biologických nádržích (Šálek, 1997)

Čištěním odpadních vod v biologických nádržích včetně navrhování se zabývá ČSN EN 12255-5. Při návrhu biologických nádrží musí být vzata v úvahu kritéria, jako jsou klimatické podmínky, minimální hloubka vody 1 m k zajištění sedimentace pevných látek (týká se zejména usazovacích lagun a anaerobních biologických nádrží), uspořádání vtoku a výtoku, četnost a způsob odběru dnového sedimentu, druh provzdušňovacího zařízení, počet a velikost jednotlivých provzdušňovacích jednotek s přihlédnutím k hloubce vody a k ochraně dna před erozí, minimalizace zkratového proudění vhodným tvarem, návrhem a uspořádání, vtoku a výtoku a v neposlední řadě ovlivňování přítokem dešťových vod.

Účinnost čištění v biologických nádržích vedle návrhových parametrů (počet nádrží, velikost nádrží, tvar nádrží, provzdušňování, doba zdržení, hydraulické a látkové zatížení atd.) do značné míry ovlivňují i vnější činitele, jako je vliv fytoplanktonu, vliv denní a sezonní dynamiky anebo vliv stárnutí systému.

Aby byla zachována stabilní účinnost čištění, je důležité předcházet zkratovému proudění uvnitř nádrže. Vznik zkratového proudění může být u hlubokých nádrží ovlivněn nejen jejich nevhodným návrhem, ale i klimatickými poměry, přesněji teplotou. Vlivem teplotní stratifikace, která je definována jako období s teplotním gradientem větším než 0,6 °C.m ^-1 (Badrot-Nico a kol., 2009), může dojít ke snížení aktivního objemu nádrže ze 70 % v zimním období na pouhých 22 % v období letním (Torres a kol., 1997). K teplotní stratifikaci dochází nejen v oblastech s horkým klimatem, ale byla pozorována i v klimatických podmínkách Velké Británie. Ve větší míře se objevuje od března do srpna (Abis a Mara, 2006).

Řasy (fytoplankton) v přírodě přispívají významnou měrou k procesu samočištění vody. Schopnost odstraňovat nutrienty bez přítomnosti organického uhlíku je využívána právě při čištění v biologických nádržích. Jako zdroj uhlíku při fotosyntéze je využíván oxid uhličitý, který produkují bakterie při dýchání. Bakterie naopak využívají kyslík vznikající při fotosyntéze řas (Schumacher a Sekoulov, 2003). Fotosyntéza je silně ovlivněna dostupností světla pod vodou (Weatherell a kol., 2003), proto rozvoj řas podléhá sezonnímu kolísání. Z hlediska množství fytoplanktonu jsou biologické nádrže velmi citlivé, protože při nedostatečné populaci řas chybí kyslík, naopak přespříliš bující fytoplankton žijící ve vznosu způsobuje tzv. sekundární znečištění. Na odtoku z biologické nádrže může pak dojít k nárůstu BSK ₅ o 60 až 90 % (Schumacher a Sekoulov, 2003).

Sezonní dynamika je obvykle zaznamenávána také v účinnosti odstraňování dusíku. Mikrobiální procesy, které ovlivňují eliminaci dusíku (amonifikace, nitrifikace a denitrifikace), jsou všechny známy svou citlivostí k teplotě, proto se snižuje účinnost odstraňování amoniakálního dusíku v zimních měsících (Šálek, 1997). Amoniakální dusík je rychle přijímán do biomasy (především řas) v nádrži a asimilován do buněčného materiálu, kde dochází k transformaci z anorganického dusíku na dusík organický. V létě je odstraňován více než dvojnásobek dusíku v porovnání se zimou, naopak odstraňování BSK ₅ a nerozpuštěných látek nevykazuje významnou sezonní dynamiku (van der Linde a Mara, 2010). Výrazná sezonní změna se projeví, pouze pokud dojde k přebujelému nárůstu fytoplanktonu v létě (Schetrite a Racault, 1995) nebo k dlouhodobému zamrznutí hladiny neprovzdušňované nádrže v zimě (viz obr. 4). V tomto případě dochází k zastavení růstu řas, které produkují kyslík, a také k zamezení prostupu kyslíku hladinou. Nádrž pak přechází do anaerobních podmínek (Rockne a Brezonik, 2006). Anaerobní proces čištění sice dosahuje podobných účinností odstraňování organického znečištění, ale je zpravidla doprovázen zápachem, navíc odtékající voda v anaerobních podmínkách nepříznivě ovlivňuje kyslíkový režim i oživení recipientu (Felberová, 2006; Váňa a kol., 2009; Váňa a kol., 2013). Takové situace je pak třeba řešit dosazením vhodného aeračního systému do nádrže.

Účinnost čištění také ovlivňuje stáří systému. Dlouhodobým sledováním bylo zjištěno, že účinnost odstraňování dusíku během letního období byla u vybraných nádrží během dlouhodobého sledování stabilní, a to cca 70 %. Odstraňování dusíku během zimního období vykazovalo mírný trend poklesu účinnosti. Účinnost odstraňování fosforu ve vztahu ke stárnutí systému klesala od počátečních 80 % až na 35 % na konci pokusu. Snižování účinnosti zachycování fosforu je způsobeno tím, že se zvyšuje jeho akumulace v sedimentu a dochází k jeho příležitostnému vyplavování (Schetrite a Racault, 1995). Čisticí schopnosti odbahněných nádrží jsou v průběhu prvních tří let po odstranění sedimentu velmi vysoké a konstantní. Teprve po třech letech se začíná projevovat regresní vztah mezi délkou období od posledního odbahnění a snižující se účinností čištění odpadních vod (Racault a kol., 1995).

Vlastní sledování biologických nádrží

Dlouhodobě bylo sledováno šest různých lokalit zastupujících biologické nádrže jednostupňové, bez a s mechanickým předčištěním a dvoustupňové provzdušňované biologické nádrže.

Vyhodnocení hydraulického zatížení jednotlivých čistíren ukazuje, že nejvýznamnější vliv má především masivní tání sněhu v jarních měsících, kdy může dojít až k mnohonásobnému navýšení obvyklého průtoku odpadní vody. Ve většině případů s rostoucím hydraulickým zatížením klesá zatížení látkové. To je způsobeno nařeďováním přitékajících odpadních vod balastními vodami. Pouze ve dvou případech se projevil opačný efekt, a to u velmi málo látkově zatížených nádrží. Zde naopak s rostoucím hydraulickým zatížením rostlo i zatížení látkové, to je způsobeno vyplavováním usazených nečistot z kanalizace při vyšším průtoku odpadních vod.

V průběhu vegetačního období dochází na většině soustav biologických nádrží k bujení fytoplanktonu (zejména zelených řas). To je velice dobře dokumentováno měřením chlorofylu-a. Rozvoj zelených řas má pak v mnoha případech za následek zhoršování kvality odpadní vody na odtoku, především v parametrech CHSK _Cr , BSK ₅ a nerozpuštěné látky. Výsledná účinnost čištění pak může vycházet až záporná. Ale vzhledem k situaci, že na některých čistírnách přitéká velmi zředěná odpadní voda, nejsou koncentrace znečištění na odtoku významně vysoké (Mlejnská, 2011).

Intenzifikace biologických nádrží

Ne vždy biologické nádrže fungují zcela bez problémů a ne vždy dosahují požadovaných účinností čištění. Existuje však celá řada způsobů, jak jejich účinnost čištění zvýšit. Literatura uvádí jako jednu z možností zvýšení účinnosti anaerobních biologických nádrží využití jemných vláknitých nosičů (Peishi a kol., 1993). Jejich aplikací bylo dosaženo zvýšení účinnosti odstraňování CHSK _Cr o 29 % a BSK ₅ o 32 %. Zvýšení účinnosti čištění je připisováno navýšení počtu mikroorganismů v systému.

Další možností zvýšení účinnosti je využití ponořených provzdušňovaných biofiltrů (Goncalves a Oliveira, 1996). Konstrukci autory testovaného filtru tvořila skleněná vlákna, vyplněn byl kuličkami polystyrenu. Bylo dosaženo zvýšení účinnosti čištění nerozpuštěných látek o 56 %, CHSK _Cr o 63 %, amonných iontů o 35 % a celkového fosforu o 35 %.

Další z možností snížení koncentrací odtékajícího znečištění je využití pískové filtrace. Odtok z biologické nádrže byl v tomto případě veden do zemního filtru (Melcer a kol., 1995). Odtoková koncentrace nerozpuštěných látek a BSK ₅ byla snížena až na hodnotu 5 mg.l ^-1 , celkového fosforu na 1 mg.l ^-1 , ale projevily se zde problémy s rychlým zanášením zemního filtru.

Další možnou metodou zvýšení účinnosti biologických nádrží jsou „plovoucí mokřady“ (Kalubowila a kol., in press). Tato metoda spočívá v pokrytí části nádrže plovoucími makrofyty (zde testován druh Eichhornia crassipes ). Účinnost odstraňování se zvýšila ve všech sledovaných parametrech, u CHSK _Cr z 13,6 % na 57,5 %, u BSK ₅ z 13,3 % na 62,9 %, u celkového fosforu z -2 % na 75 %, u celkového dusíku z -24 % na 56 %. Také docházelo k efektivnímu zachycování řas, především druhů Chlorella, Pandorina, Spirulina a  Oscillatoria , účinnost odstraňování se zvýšila z cca 30 % až na téměř 100 %.

Vedle pískových filtrů je možné využít i horizontálních nebo vertikálních štěrkových filtrů (Hamdan a Mara, 2011). Oba systémy mají podobnou účinnost pro odstraňování nerozpuštěných látek a BSK ₅ , ovšem vertikálně protékaný filtr dosahuje výrazně vyšší účinnosti pro odstraňování amoniakálního dusíku. Štěrkové filtry byly s úspěchem použity i k odstranění řas z odlehčovací nádrže v Jordánsku (Saidam a kol., 1995). V pilotní fázi projektu autoři porovnávali šest různých systémů lišících se frakcí použitého štěrku. Jako nejúčinnější se ukázal systém s použitím štěrku z vádí o průměru cca 3 až 23 cm. Při jeho využití systém i po delší době vykazoval cca 60% účinnost odstranění nerozpuštěných látek. Další možností je využití štěrkového filtru osazeného aeračním systémem (Mara a Johnson, 2006). Provzdušňovaný štěrkový filtr dosahuje vyšších účinností odstraňování nerozpuštěných látek, BSK ₅ a především amoniakálního dusíku. V provzdušňovaném filtru bylo rovněž zjištěno odstraňování bakteriálního znečištění, kdy na odtoku bylo naměřeno <1000 KTJ fekálních koliformních bakterií, zatímco v případě neprovzdušňovaného štěrkového filtru nedocházelo k žádnému odstraňování bakteriálního znečištění.

Vedle písku a štěrku je možné i využití dalších druhů filtračních materiálů, jako např. vápence nebo strusky (Shilton a kol., 2005). Autoři ve svém příspěvku porovnávali šest různých druhů vápencových filtračních materiálů z Nového Zélandu a dále železné strusky vznikající jako odpad při zpracování železné rudy. Z dosažených výsledků vyplývá, že vápencová náplň dosáhla výrazně vyšších účinností odstraňování fosforu než železná struska. V obou případech byla zaznamenána počáteční vysoká účinnost, která se postupně ustálila na nižší, ale stabilní hodnotě. Vliv použití různých alternativních filtračních materiálů (zeolity, keramzit, lasturový písek, antracit, jílová břidlice, vermikulit, keramická filtrační náplň, struska z výroby oceli, štěrk, bio-keramika apod.) studovali i další autoři (Gikas a Tsihrintzis, 2012; Suliman a kol., 2006; Li a kol., 2010). Použití těchto materiálů se jeví jako jedna z možných cest a je vhodnou alternativu odstraňování fosforu z odpadních vod oproti klasickému chemickému srážení, které vyžaduje vyšší materiální zabezpečení s daleko vyššími provozními náklady.

Dočišťování

Účelem terciárního stupně čištění je především snížení obsahu hlavních biogenních prvků, tedy dusíku a fosforu ve vyčištěné odpadní vodě biologickou, případně chemickou cestou, tím se sníží eutrofizační účinky biologicky vyčištěných odpadních vod. Při dočišťování odpadních vod v biologických nádržích se uplatňují stejné procesy, jako při jejich čištění. Mělkou dočišťovací nádrž ukazuje obr. 5.

Dočišťovací nádrže je možné použít v kombinaci s klasickou i extenzivní čistírnou odpadních vod. Výzkumem, který prováděl VÚV, bylo zjištěno významné snížení koncentrace fosforu při použití dvou sériově zapojených mělkých dočišťovacích nádrží. Koncentrace klesla z původní průměrné hodnoty 2,9 mg.l ^-1 na odtoku z aktivační ČOV až na hodnotu 0,3 mg.l ^-1 na odtoku z druhé biologické nádrže. Rovněž došlo ke zvýšení účinnosti odstraňování dusíku, ale ne tak významné, jako u fosforu. Projevil se i vliv rozvoje sekundárního znečištění ve vegetačním období, který měl za následek někdy až zhoršení ukazatelů CHSK _Cr a BSK ₅ (Wanner a kol., 2012).

Závěr

Biologické nádrže jsou v České republice poměrně často využívaným způsobem čištění nebo dočišťování splaškových odpadních vod z malých obcí. Jejich využívání sebou nese mnoho výhod i nevýhod.

Analýzou dat bylo potvrzeno, že v klimatických podmínkách ČR je nutno počítat se zhoršením účinnosti čištění biologických nádrží pro organické znečištění ve vegetačním období, a to v případech, kdy v nich dochází k nadměrnému bujení fytoplanktonu (rozvoji sekundárního znečištění). Pro amoniakální dusík je naopak nutné počítat s nižší účinností čištění odpadních vod v nevegetačním období, protože účinnost odstraňování amoniakálního dusíku je značně závislá na teplotě odpadní vody.

Ale jak bylo shrnuto výše, existuje celá řada způsobů, jak zvýšit účinnost čištění biologických nádrží a dosáhnout bez problémů legislativních požadavků.

Poděkování

Tento příspěvek vznikl v rámci řešení projektů TA02020128 - Výzkum možností optimalizace provozu a zvýšení účinnosti čištění odpadních vod z malých obcí pomocí extenzivních technologií a TA02020341 - Nízkozatěžované biologické rybníky pro dočištění odpadních vod z malých zdrojů, který jsou řešeny s finanční podporou TA ČR v rámci programu Alfa. Při zpracování příspěvku byla využita i data získaná při výzkumného záměru MZP0002071101 dotovaného Ministerstvem životního prostředí. Poděkování patří také provozovatelům sledovaných čistíren, kteří umožnili jejich dlouhodobé sledování.

Ing. Eva Mlejnská,
VÚV TGM, v.v.i.,
Podbabská 2582/30,
160 00 Praha 6,
tel. 220 197 316,
e-mail: eva_mlejnska@vuv.cz

Literatura

1. Abis, K.L., Mara, D.: Temperature measurement and stratification in facultative waste stabilisation ponds in the UK climate (2006). Environmental Monitoring and Assessment 114, 35–47.
2. Badrot-Nico, F., Guinot, V., and Brissaud, F.: Fluid flow pattern and water residence time in waste stabilisation ponds (2009). Water Science and Technology 59(6), 1061–1068.
3. ČSN 75 6401 Čistírny odpadních vod pro více než 500 ekvivalentních obyvatel (2006). Český normalizační institut.
4. ČSN 75 6402 Čistírny odpadních vod do 500 ekvivalentních obyvatel (1998). Český normalizační institut.
5. ČSN EN 12255-5 Čistírny odpadních vod – Část 5: Čištění odpadních vod v biologických nádržích (2000). Český normalizační institut.
6. Felberová, L.: Zimní provoz biologických nádrží (2006). VTEI 48(3), 13–14.
7. Gikas, G.D., Tsirintzis, V.A.: A small-size vertical flow constructed wetland for on-site treatment household wastewater (2012). Ecological Engineering 44, 337–343.
8. Goncalves, R.F., de Oliveira F.F.: Improving the effluent quality of facultative stabilization ponds by means of submerged aerated biofilters (1996). Water Science and Technology 33(3), 145–152.
9. Hamdan, R., Mara, D.D.: The effect of aerated rock filter geometry on the rate of nitrogen removal from facultative pond effluents (2011). Water Science and Technology 63(5), 841–844.
10. Kalubowila, S., Gunatilleke, D., Jayaweera, M., Nanayakkara, Ch.: Floating wetlands for management of algal washout from waste stabilization pond effluent: Case study at Hikkaduwa waste stabilization pond (2013). In Inter-Organizational Seminar "Sri Lanka Water Convention", in press.
11. Li, M., Zhou, Q., Tao, M., Wang, Y., Jiang, L., Wu, Z.: Comparative study of microbial community structure in different filter media of constructed wetland (2010). Journal of Environmental Science 22(1), 127–133.
12. Mara, D.D., Johnson, M.L.: Aerated Rock Filters for Enhanced Ammonia and Fecal Coliform Removal from Facultative Pond Effluent (2006). Journal of environmental engineering 132(4), 574–577.
13. Melcer, H., Evans, B., Nutt, S.G., Ho, A.: Upgrading effluent quality for lagoon based filters (1995). Water Science and Technology 31(12), 379–387
14. Mlejnská, E.: Porovnání účinnosti čištění biologických nádrží ve vegetačním a nevegetačním období (2011). VTEI 53(4), 10–13.
15. Mlejnská, E., Rozkošný, M., Baudišová, D., Váňa, M., Wanner, F., Kučera, J.: Extenzivní způsoby čištění odpadních vod (2009). VÚV TGM, Praha, 119 s., ISBN 978-80-85900-92–7.
16. Peishi, Q., Boazhen, W., Fang, M., Jinsong, Z., Tingjun, L.: Intensification of a pond system by fibrous carriers (1993). Water Science and Technology 28(7), 117–123.
17. Racault, Y., Boutin, C., and Seguin, A.: Waste stabilization ponds in France: a report on fifteen years experience (1995). Water Science and Technology 31(12), 91–101.
18. Rockne, K.J. and Brezonik, P.L.: Nutrientr Removal in a cold-region wastewater stabilization pond: importance of ammonia volatilization (2006). Journal of Environmental Engineering 133(4), 451–459.
19. Saidam, M.Y., Ramadan, S.A., Butler, D.: Upgrading Waste Stabilization Pond Effluent by Rock Filters (1995). Water Science and Technology 31(12), 369–378.
20. Shilton, A., Pratt, S. Drizo, A., Mahmood, B., Banker, S., Billings, L., Glenny, S., Luo, D.: Active filters for upgrading phosphorus removal from pond systems (2005). Water Science and Technology 51(12), 111–116.
21. Schetrite, S., Racault, Y.: Purification by a natural waste stabilization pond: Influence of weather and ageing on treatment quality and sediment thickness (1995). Water Science and Technology 31, 191–200.
22. Schumacher, G., Sekoulov, I.: Improving the effluent of small wastewater treatment plants by bacteria reduction and nutrient removal with an algal biofilm (2003). Water Science and Technology 48(2), 373–380.
23. Suliman, F., French, H.K., Haugen, L.E., Søvik, A.K.: Change in flow and transport patterns in horizontal subsurface flow constructed wetlands as a result of biological growth (2006). Ecological Engineering 27(2), 124–133.
24. Šálek, J., Kriška, M., Pírek, O., Plotěný, K., Rozkošný, M., Žáková, Z.: Voda v domě a na chatě (2012). Grada Publishing, Praha, 144 s., ISBN 978-80-247-3994-6.
25. Šálek, J.: Vodní hospodářství krajiny I. (1997). Scriptum, depon in FAST VÚT Brno, 151 s.
26. Torres, J.J., Soler, A., Sáez, J., and Ortuño, J.F.: Hydraulic performance of a deep wastewater stabilization pond (1997). Water Research 31(4), 679–688.
27. Van der Linde, E.R.C., Mara, D.D.: Nitrogen removal during summer and winter in a primary facultative waste stabilization pond: preliminary findings from 15N-labelled ammonium tracking techniques (2010). Water Science and Technology 61(4), 997–984.
28. Váňa, M., Hamza, M., Kučera, J., Mlejnská, E.: Průběh samočištění anaerobních odpadních vod po vypuštění do recipientu (2009). VTEI 51(4), 4–7.
29. Váňa, M., Mlejnská, E., Havel, L.: Vliv vypouštěných vyčištěných odpadních vod z kořenových čistíren na recipient (2013). VTEI 55(1), 1–5.
30. Wanner, F., Simon, O.P., Kladivová, V.: Decrease in the trophic status of a second-order oligotrophic stream (Zbytinský Potok) by a new wastewater treatment plant with two low-loaded stabilisation ponds (2012). Silva Gabreta 18(1), 23–34. ISSN 1211-7420.
31. Weatherell, C.A., Elliott, D.J., Fallowfield, H.J., and Curtis, T.P.: Variable photosynthetic characteristics in waste stabilisation ponds (2003). Water Science and Technology 48(2), 219–226.
32. Winter, K.J., Goetz, D.: The impact of sewage composition on the soil clogging phenomena of vertical flow constructed wetlands (2003). Water Science and Technology, 48(5), 9–14.
    
    

Tento článek byl již v plném znění publikován ve sborníku k semináři ASIO, spol. s r.o. „Čištění komunálních vod od A do Z … aneb ABECEDA novinek“ (leden, únor 2014).