OGRANICZENIE ŁADUNKU BIOGENÓW NA OCZYSZCZALNI POPRZEZ OCZYSZCZANIE WÓD OSADOWYCH W PROCESIE ODWRÓCONEJ OSMOZY

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 Ćwikła 1, Krystyna Konieczny 2 1 Przedsiębiorstwo Wodociągów i Kanalizacji Sp. z o.o. ul. Rybnicka 47, 44-100 Gliwice, e-mail: joanna.cwikla@pwik.gliwice.pl 2 Politechnika Śląska, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki, ul.akademicka 2, 44-100 Gliwice, e-mail: krystyna.konieczny@polsl.pl 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/dm 3 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 O 2 /l BZT 5 = 150-1 000 mg O 2 /l azot amonowy = 300-1 000 mg N-NH 4 + /l fosfor = 30-100 mg P/l zawiesina ogólna = 400-13 000 mg/l gazy rozpuszczone, w tym H 2 S 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 O 2 /l 435,5 79,5 869,0 BZT 5 mg O 2 /l 99,8 40 220 Azot amonowy mg N-NH 4 /l 603,3 416 887 Azot azotanowy mg N-NO 3 /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-PO -3 4 /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 procesu odwróconej osmozy. 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. 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 6,8m 2 (160 membran poduszkowych o powierzchni 0,0425m 2 każda). Badaniom poddano próbę 800 dm 3 wód osadowych, którą kierowano na moduł membranowy, pod ciśnieniem początkowym 1,6-1,8 MPa, uzyskując natężenie permeatu równe 100 dm 3 /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 dm 3 /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. parametr 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 K ph 6,5 5,1 6,6 6,9 5,7 6,7 7,1 5,9 7,2 ChZT mg O 2 /l 444 13,9 548 204 8,8 417 320 8,7 361 BZT 5 mg O 2 /l 240 4 240 95 2 180 140 14 150 N-NH 4 mg/l 490 12 612 474 22 594 533 28 596 N-NO 3 mg/l 8,4 1,5 19,9 3,15 1,5 17,6 10,9 0,55 12,7 Azot ogólny mg N/l 541 15 667 477 26 635 555 32 615 Fosfor ogólny mg P/l 19,5 0,6 19,6 15,1 0,64 21,2 17,0 1,4 18,7 P-PO -3 4 mg/l 61,7 1,7 61,3 46,4 2,0 65 49,7 4,4 52,8 Zawiesina mg /l 51 2,0 58 36 0,8 58 49 1,6 54 Przewodność µs/cm 6701 153 8222 3109 264 6250 5282 371 5957 Wapń mg Ca +2 /l 53 0,5 64 28 1,1 45 42 2,3 44 Magnez mg Mg +2 /l 21 2,1 27 5 1,4 19 14 1,7 18 Chrom ogólny µg Cr/l 10,7 <2 12,1 3,3 <2 4,1 3,1 <2 3,2 Cynk µg Zn/l 120 7,4 138 32,3 3,6 48,2 57,1 8,2 52,4 Kadm µg Cd/l 2,62 <0,4 0,97 <0,4 <0,4 0,48 0,45 <0,4 0,59 Mangan µg Mn/l 328 4,55 386 118 2,20 107 150 10,2 117 Miedź µg Cu/l 10,1 <1,5 14,1 6,3 1,5 6,6 6,8 <1,5 8,6 Nikiel µg Ni/l 56,5 3,2 55,4 26,2 3,9 36,5 27,1 4,7 30,7 Ołów µg Pb/l 2,61 1,35 5,25 1,07 1,01 1,27 0,50 0,36 1,68

59 Badania na instalacji laboratoryjnej Osmonics. Powierzchnia membrany poddanej badaniom wynosiła 0,013m 2, 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/dm 3, a fosforu ogólnego 1,5 mg/dm 3, 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 (NH 4 )Mg[PO 4 ]x 6 H 2 O (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 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. 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