Redaktor Wydania Dr inż. Marcin Kuczera ISBN 978-83-63058-38-8 Opracowanie zawiera Prace naukowe Młodych Naukowców, którzy wzięli udział w V Edycji Konferencji Młodych Naukowców nt.: WPŁYW MŁODYCH NAUKOWCÓW NA OSIĄGNIĘCIA POLSKIEJ NAUKI - Zakopane 23.11.2013, Poznań 30.11.2013 i 1.12.2013, Wrocław 14 i 15.12.2013 oraz Kraków 11.01.2014 Recenzowane artykuły opublikowano na płycie DVD na podstawie dostarczonych oryginalnych tekstów, na odpowiedzialność autorów poszczególnych tekstów. Motyw Przewodni Konferencji: Określenie jaki wpływ mają młodzi naukowcy na rozwój polskiej nauki oraz określenie barier jakie stawia rzeczywistość. 1. Przegląd tematyki prac badawczych podejmowanych przez Młodych Naukowców z zakresu (wyniki badań lub opis zagadnienia): - Nowe trendy w naukach humanistycznych i społeczno-ekonomicznych (11.01.2014): filologia, socjologia, psychologia, pedagogika, zarządzanie, marketing, ekonomia, geografia, politologia itp. - Nowe trendy w naukach przyrodniczych (1.12.2013, 14.12.2013, 11.01.2014): rolnictwo, ogrodnictwo, leśnictwo, ochrona środowiska, żywienie człowieka, weterynaria, biologia, chemia, fizyka, astronomia, nauki o ziemi i człowieku itp. - Nowe trendy w naukach inżynieryjnych (30.11.2013, 15.12.2013, 11.01.2014): inżynieria techniczna, informatyczna, materiałowa, środowiska, chemiczna, mechaniki, transportu itp. 2. Przegląd wykorzystywanych metodologii badań naukowych (techniki badawcze, urządzenia, metody pomiarowe itp.). - Metodologia badań - nauki inżynieryjne i przyrodnicze (23.11.2013). Ponadto w trakcie konferencji zwróceno uwagę na: - innowacyjność stosowanych metod w nauce, - innowacyjność badań naukowych, - możliwości wykorzystania badań naukowych w praktyce, - możliwości przeniesienia osiągnięć własnych do sfery biznesu. - możliwości współpracy między poszczególnymi jednostkami naukowymi - możliwości współpracy między jednostkami naukowymi, firmami i innymi instytucjami Wydawca: CREATIVETIME, Ul. Mehoffera 10, 31-322 Kraków, wydawnictwo@creativetime.pl Projekt graficzny okładki, skład tekstów i korekty mgr inż. Ilona Kuczera, dr inż. Marcin Kuczera Wydanie I 2 Nauki przyrodnicze (środowisko, biologia)
Materiały Konferencji Młodych Naukowców nt.: WPŁYW MŁODYCH NAUKOWCÓW NA OSIĄGNIĘCIA POLSKIEJ NAUKI - V Edycja Zakopane 23.11.2013, Poznań 30.11.2013 i 1.12.2013, Wrocław 14 i 15.12.2013 oraz Kraków 11.01.2014 Wpływ Młodych Naukowców na Osiągnięcia Polskiej Nauki (8) Nauki przyrodnicze (środowisko, biologia) Wydawca: CREATIVETIME Kraków 2014 www.creativetime.pl 3
USUWANIE KANCEROGENNYCH WWA Z ODCIEKÓW SKŁADOWISKOWYCH W PROCESIE ULTRAFILTRACJI Marzena Smol*, Maria Włodarczyk-Makuła, Dariusz Włóka* Politechnika Częstochowska, Wydział Inżynierii Środowiska i Biotechnologii Opiekun naukowy: Prof. nzw. dr hab. inż. Maria Włodarczyk-Makuła Streszczenie: W artykule przedstawiono wyniki badań dotyczące retencji wybranych wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych (WWA) w procesie ultrafiltracji (UF). Badania dotyczyły odcieków powstających w trakcie eksploatacji składowiska odpadów komunalnych, zlokalizowanego na terenie woj. śląskiego. Oznaczano osiem rakotwórczych spośród 16 WWA wskazanych przez EPA do analizy w próbkach środowiskowych. Odcieki charakteryzowano wykonując oznaczenia podstawowych wskaźników fizyko-chemicznych (temperatura, ph, ChZT, OWO, OW, azot amonowy, azot azotanowy). Sumaryczne stężenie WWA odciekach pobranych ze zbiornika retencyjnego wynosiło 19,2 µg/l, po koagulacji 11,1 µg/l. Podczas procesu UF odnotowano spadek stężenia analizowanych węglowodorów. Sumaryczne stężenie badanych WWA po tym procesie wynosiło 3,3 µg/l. Współczynniki retencji dla poszczególnych węglowodorów były w granicach od 65,5 do 76,4%. Otrzymane wyniki potwierdzają możliwość zastosowania UF do oczyszczania odcieków zawierających badane toksyczne zanieczyszczenia organiczne. Słowa kluczowe: odcieki ze składowiska odpadów komunalnych, WWA, ultrafiltracja (UF), HPLC-FLD 1. Wstęp Składowiska odpadów stanowią długotrwałe ogniska zanieczyszczenia środowiska przyrodniczego. Jednym z głównych problemów związanych z eksploatacją składowiska jest powstawanie odcieków oraz konieczność ich oczyszczania. Odcieki składowiskowe są wodami opadowymi, które w wyniku infiltracji przez bryłę składowiska wymywają związki mineralne i organiczne. Ze względu na zróżnicowany skład zarówno fizyczny, jak i chemiczny nie mogą być bezpośrednio odprowadzane do odbiornika naturalnego bądź kanalizacji. Odcieki ze składowisk charakteryzują się dużą zawartością związków organicznych wyrażanych wskaźnikami ChZT i BZT 5, wysokim stężeniem azotu amonowego, zasoleniem i twardością (związanymi z obecnością chlorków i siarczanów wapnia, magnezu, sodu i potasu) oraz względnie niskimi stężeniami metali ciężkich. Skuteczne oczyszczanie odcieków możliwe jest jedynie w procesie odwróconej osmozy lub poprzez kombinację procesów biologicznych, fizycznych i chemicznych [Czop, Pieniążek 2010, Leszczyński 2011, Jelonek, Neczaj 2013]. Opracowanie skutecznych metod zapobiegania przedostawaniu się zanieczyszczeń z odcieków składowiskowych do środowiska gruntowo-wodnego oraz dobór efektywnej i opłacalnej ekonomicznie technologii ich oczyszczania znajdują się obecnie w obszarze badań inżynierii środowiska. Do trwałych zanieczyszczeń występujących w odciekach należą wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA). Osiem związków spośród szesnastu WWA wskazanych przez EPA jako konieczne do analizy w próbkach 212 Nauki przyrodnicze (środowisko, biologia)
środowiskowych wykazuje działanie mutagenne, rakotwórcze, embriotoksyczne czy teratogenne [Sayara i in. 2011]. Związki te są toksyczne w stosunku do organizmów wskaźnikowych, jednak w stopniu zróżnicowanym [Sapota 2002, Chang i in. 2003]. Stopień toksyczności zależy od rodzaju związku, warunków środowiska oraz rodzaju organizmu [Smolik 2001, Wolska 2008]. Nisbet i LaGoy w 1992 r. opublikowali dla poszczególnych WWA tzw. względne współczynniki kancerogenności. Przyjęto benzo(a)piren jako związek podstawowy o kanerogennosci równej jedności, a siłę działania innych węglowodorów wyrażono w odniesieniu do tego wskaźnika. W tabeli 1 podano wartości względnych współczynników kancerogenności dla ośmiu węglowodorów [Manahan 2006, Oleszczuk i in. 2007]. Tab. 1. Wartości względnych współczynników kancerogenności (k) dla 8 WWA [Manahan 2006, Oleszczuk i in. 2007] Lp. Nazwa związku Skrót Masa cząsteczkowa (g/mol) Rozpuszczalność w wodzie (25 C) (ng/l) Względny współczynnik kancerogenności 1 Benzo(a)antracen BaA 228,3 14000 0,1 2 Chryzen Ch 228,3 2000 0,01 3 Benzo(a)piren BaP 252,3 3800 1 4 Benzo(b)fluoranten BbF 252,3 1200 0,1 5 Benzo(k)fluoranten BkF 252,3 550 0,1 6 Dibenzo(a,h)antracen DahA 278,4 500 5 7 Benzo(g,h,i)perylen BghiP 276,3 260 0,01 8 Indeno(1,2,3- c,d)piren IP 276,3 62000 0,1 WWA występujące w odciekach składowiskowych pochodzą głównie z materiałów zdeponowanych na składowisku a także powstają w czasie rozkładu materii organicznej zawartej w odpadach. Węglowodory te pomimo, iż charakteryzują się słabą rozpuszczalnością w wodzie (tab.1), to w obecności innych związków organicznych występujących w odciekach ich rozpuszczalność może wzrastać [Rosik-Dulewska i in. 2007, Leszczyński 2011]. W odciekach zidentyfikowano ponad 200 indywidualnych związków organicznych, a wśród nich jedno- i dwupierścieniowe węglowodory aromatyczne w stężeniach od ilości śladowych do blisko 100 µg/l. Przykładowo w odciekach pochodzących ze składowiska odpadów komunalnych w Maślicach odnotowano obecność 16 WWA, których stężenie wynosiło łącznie 7966 mg/l, w tym 70% stanowił acenaftylen [Kulikowska 2009]. Do rozkładu lub usuwania WWA z odcieków mogą być stosowane metody biologiczne, fizykochemiczne oraz łączone [Bilek, Gawlik 2006, Smol, Włodarczyk-Makuła 2011]. Wśród nich wymienia się także procesy membranowe, pozwalające na separację zanieczyszczeń na poziomie jonowym oraz molekularnym [Bodzek, Konieczny 2006]. Z uwagi na wielkość cząstek, do usuwania WWA największe znaczenie mają nanofiltracja (NF), odwrócona osmoza (RO) i ultrafiltracja (UF) [Dudziak i in. 2003]. Efektywność separacji mikrozanieczyszczeń w procesie ultrafiltracji jest ściśle związana z rodzajem materiału, z którego zbudowana jest membrana [Renou i in. 2008]. Zastosowanie ultrafiltracji jako procesu jednostkowego nie pozwala na usunięcie zanieczyszczeń na poziomie wymaganym przez przepisy prawne obowiązujące w krajach Unii Europejskiej. Dlatego często wykorzystuje się złożone układy uwzględniające wybrane procesy jednostkowe [Bohdziewicz i in. 2008]. W przeprowadzonych badaniach www.creativetime.pl 213
przed procesem ultrafiltracji zastosowano wstępną koagulację w celu usunięcia nadmiernej ilości zawiesiny, która mogłaby wpłynąć na obniżenie wydajności membrany. 2. Materiał i metody Odcieki przeznaczone do badań pochodziły ze składowiska zlokalizowanego na terenie województwa śląskiego. Były pobrane ze zbiornika retencyjnego znajdującego się na terenie zakładu. Odcieki wstępnie poddano koagulacji siarczanem glinu Al 2(SO 4) 3 18H 2O. Następnie odcieki kierowano do zbiornika ścieków podczyszczonych skąd pompowane były do modułu membranowego. W badaniach wykorzystano moduł ultrafiltracyjny w kształcie walca. Zakres wydajności pompy (firmy Vogeslang) pracującej w układzie ultrafiltracyjnym był w granicach od 8 do 72 dm 3 /h. Podczas badań wydajność tą utrzymywano na poziomie 12 dm 3 /h. Instalacja pracowała przy ciśnieniu roboczym transmembranowym wynoszącym 0,01-0,02 MPa. Proces separacji membranowej odbywał się na komercyjnej membranie typu ZW-10. Kapilarna membrana ultrafiltracyjna jest selektywna do zawiesin, koloidów oraz wirusów i bakterii. Średnica porów w warstwie naskórkowej membrany wynosiła 0,04 µm, a całkowita powierzchnia membrany 0,93m². Wartość cut-off stosowanej membrany wynosi 70 kda. Membranę wpracowywano poprzez filtrację wody przez okres 2 h. Badania technologiczne prowadzono w czasie 10 godzin. Filtrację prowadzono przez 15 minut, a płukanie wsteczne trwało 45 sekund, zgodnie z zaleceniami producenta. Średni objętościowy strumień permeatu wynosił 6,94*10 5 m³/m²*s. W czasie trwania doświadczenia odnotowano spadek objętościowego strumienia permeatu. Ryc.1. Schemat instalacji do prowadzenia niskociśnieniowej filtracji membranowej (1-zbiornik z mieszadłem, 2-pompa dozująca, 3-zbiornik ścieków, 4-zbiornik ścieków po UF, 5-moduł UF, 6-pompa ciśnieniowa, 7-manometr) Oznaczenia ilościowo-jakościowe WWA wykonano w odciekach składowiskowych przed i po procesie ultrafiltracji. Przygotowanie próbek do oznaczenia WWA polegało na ekstrakcji substancji organicznych z wykorzystaniem 2-propanolu, wspomaganej polem ultradźwiękowym. Następnie próbki poddano wytrząsaniu przez 60 minut utrzymując stałą amplitudę. Uzyskane ekstrakty oczyszczano metodą ekstrakcji do fazy stałej SPE (Solid Phase Extraction) z wykorzystaniem kolumienek Bakerbond C18 (kondycjonowanie wypełnienia: metanol, woda, 3x3ml). Rozdział oznaczonych 214 Nauki przyrodnicze (środowisko, biologia)
związków odbywał się w układzie faz odwróconych na kolumnie Restek Pinncle II PAH 150 mm wypełnionej modyfikowanym żelem krzemionkowym z oktadecylowymi grupami funkcyjnymi C18. Oznaczenie WWA wykonano metodą wysokosprawnej chromatografii cieczowej HPLC z detekcją fluorescencyjną (chromatograf Thermo Scientific Spectra SYSTEM). Do ekstrakcji wykorzystano metodę gradientową z trzema rozpuszczalnikami o różnych stopniach polarności (woda, metanol, acetonitryl). Detekcja danych przeprowadzona została za pomocą detektora fluorescencyjnego FL3000 [Włóka i in. 2013]. Ilościowo określano kancerogenne WWA: benzo(a)antracen, chryzen, benzo(b)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(a)piren, dibenzo(a,h)antracen, indeno (1,2,3,c,d)piren oraz benzo(g,h,i)perylen). Efektywność procesu filtracji membranowej dokonano na podstawie analizy zmian stężenia kancerogennych WWA w permeacie, a także na podstawie wartości współczynnika retencji z zależności: w której: R współczynnik retencji, % c n stężenie substancji w nadawie, g/m³ c stężenie substancji w permeacie, g/m³. R = (1- c/c n)100 3. Wyniki i dyskusja Wyniki oznaczeń wskaźników fizyko-chemicznych odcieków pobieranych ze składowiska odpadów komunalnych przedstawiono w tab.2. Tab. 2. Charakterystyka odcieków ze składowiska odpadów komunalnych Oznaczenie Jednostka Surowe odcieki Odcieki po UF Dopuszczalne wskaźniki zanieczyszczeń ścieków* Dopuszczalne wskaźniki zanieczyszczeń ścieków** ph - 8,2 8,1 6.5-9.0 6,5-9,5 temperatura C 19 20 35 35 ChZT mg O 2/L 4798,4 2554,1 125 1) OW mg C/L 1689,6 1278,1 nn. nn. OWO mg C/L 676,1 398,5 30 1) Azot amonowy mg N- 814,1 642,1 10 100 2) 200 3) NH 4+ /L Azot azotanowy mg NO 3- /L 57,1 12,8 30 nn. 1) Wartości wskaźników należy ustalić na podstawie dopuszczalnego obciążenia oczyszczalni ładunkiem tych zanieczyszczeń; 2) Dotyczy ścieków odprowadzanych do oczyszczalni dla algomeralcji o równoważnej liczbie mieszkańców > 5000; 3) Dotyczy ścieków odprowadzanych do oczyszczalni dla algomeralcji o równoważnej liczbie mieszkańców 5000 * [Dz. U. Nr 137, poz. 984, 2006 ze zmianami Dz. U. Nr 27, poz. 169, 2009]; **[Dz.U. Nr 136 poz. 964, 2006]. Temperatura odcieków pobranych ze zbiornika retencyjnego w okresie wiosennym wynosiła 19 C. Wartość ph odcieków była na poziomie 8,2 i mieściła się w zakresie wartości dopuszczalnych [Dz. U. Nr 137, poz. 984, 2006 ze zmianami Dz. U. Nr 27, poz. 169, 2009]. Wartości pozostałych wskaźników zanieczyszczeń były większe www.creativetime.pl 215
w porównaniu do wartości dopuszczalnych określonych w Rozporządzeniu dotyczącym 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, poz. 984, 2006 ze zmianami Dz. U. Nr 27, poz. 169, 2009] oraz w Rozporządzeniu dotyczącym sposobu realizacji obowiązków dostawców ścieków przemysłowych oraz warunków wprowadzania ścieków do urządzeń kanalizacyjnych [Dz.U. Nr 136 poz. 964, 2006]. Stężenie azotu amonowego wynosiło 814,1 mgnh 4+ /L. Wartość dopuszczalna stężenia azotu amonowego dla ścieków wprowadzanych do odbiorników powierzchniowych oraz do kanalizacji wynosi 200 mg NH + 4 /L [Dz.U. Nr 136 poz. 964, 2006]. Stężenie azotu azotanowego było na poziomie 57,1 NO - 3 /L, zatem prawie dwukrotnie przekraczało wartość dopuszczalną wynoszącą 30 mg NO 3- /L. Wartość wskaźnika OW wynosiła 1689,6 mg C/L, a ogólnego węgla organicznego OWO 676,1 mg C/L. Stężenie związków organicznych wyrażonych wskaźnikiem ChZT wynosiło 4798,4 mg O 2/L. W Rozporządzeniu Ministra Środowiska dotyczącego warunków jakim powinny odpowiadać ścieki odprowadzane do wód lub do ziemi nie podaje się dopuszczalnych stężeń WWA. Jednak badane węglowodory można zaliczyć do związków rakotwórczych wymienionych w Rozporządzeniu jako te, które powinny być eliminowane [Dz. U. Nr 137, poz. 984, 2006 ze zmianami Dz. U. Nr 27, poz. 169, 2009]. Sumaryczne stężenie WWA po koagulacji wynosiło 11,1 µg/l. Podczas procesu ultrafiltracji odnotowano spadek stężenia wszystkich analizowanych związków w permeacie wskutek separacji węglowodorów na membranie. Sumaryczne stężenie badanych WWA po procesie UF wynosiło 3,3 µg/l. Badania Xu i in. [2008] wskazują iż podczas oczyszczania odcieków w reaktorach membranowych zaobserwowano spadek stężenia 16WWA do 517,7 ng/l (59%). Współczynnik retencji, R [%] 80 75 70 65 60 55 50 45 40 76,4 73,6 72 73 68,7 68,9 70,1 65,5 BaA Ch BbF BkF BaP WWA DahA BghiP IP Ryc. 2. Wartości współczynników retencji WWA po UF Efektywność usuwania WWA z odcieków składowiskowych analizowano na podstawie wyznaczenia współczynników retencji (R) ryc.2. Największy współczynnik retencji wynoszący 76,4% odnotowano dla związku o największej liczbie pierścieni benzo(g,h,i)perylenu (tab.2). Wartości współczynników retencji dla benzo(b)fluorantenu, oraz benzo(k)fluorantenu wynosiły odpowiednio 70,1% oraz 72%. Współczynnik retencji indeno(1,2,3-cd)pirenu wyniósł 73%. Efektywność usunięcia związków 4-pierścieniowych - benzo(a)antracenu i chryzenu wyniosła 68,7% oraz 68,9%. Współczynnik retencji dibenz(a,h)antracenu przekraczał 73%. Współczynnik retencji benzeno(a)pirenu (BaP) był najniższy i nie przekroczył 66%. Średnia efektywność usunięcia ośmiu oznaczonych WWA ze odcieków składowiskowych osiągnęła wartość 216 Nauki przyrodnicze (środowisko, biologia)
71%. Dane literaturowe wskazują iż stopień usunięcia WWA z odcieków w procesie odwróconej osmozy po ich biologicznym oczyszczaniu może sięgać niemal 80% [Awono i in. 2005]. Pomimo iż masy molowe WWA są znacznie mniejsze niż cut-off stosowanej membrany oraz promień jej porów uzyskano wysoki stopień usunięcia WWA z odcieków w procesie UF. Wynika to z wzajemnego oddziaływania pomiędzy zatrzymanymi cząstkami i membraną ultrafiltracyjną. Prawdopodobnie węglowodory sorbowały się na powierzchni oraz wewnątrz porów membrany. Charakterystycznym zjawiskiem dla procesów membranowych jest fouling, czyli odkładanie się na powierzchni membrany i/lub w jej porach substancji znajdujących się w filtrowanej próbce. W trakcie prowadzenia procesu ultrafiltracji prowadzi to do spadku objętościowego strumienia permeatu co jest zjawiskiem niekorzystnym. 4. Wnioski Na podstawie przeprowadzonych badań można stwierdzić, że w odciekach składowiskowych zidentyfikowano rakotwórcze związki w ilości sumarycznej 19,2µg/L. Podczas ultrafiltracji odnotowano mniejsze stężenia WWA w permeacie co świadczy o retencji tych związków w koncentracie. W procesie ultrafiltracji średnie usunięcie WWA z odcieków było na poziomie 71%. Wartości współczynników retencji badanych WWA wahały się od 65,5 do 76,4%. Uzyskane wyniki wskazują na możliwość wykorzystania UF do usuwania WWA z odcieków składowiskowych. 5. Literatura Awono S., Kheffi A., Hennebert P., Godfroid S. (2005). Landfills waste water treatment plants permeates and European Union Directive 2000/60/EC: a case study of PAHs. In Proceedings Sardinia. Bilek M., Gawlik M.B. 2006. Sposoby usuwania wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych z gleby oraz wód powierzchniowych. Medycyna Środowiskowa. 2: 83 86. Bohdziewicz J., Neczaj E., Kwarciak A. 2008. Landfill leachate treatment by means of anaerobic membrane bioreactor. Desalination. 221: 559-565. Bodzek M., Konieczny K. 2006. Membrane Processes In Water Treatment State of Art. Inżynieria i Ochrona Środowiska. 9: 129 159. Chang B.V., Chang S.W., Yuan S.Y. 2003. Anaerobic degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons in sludge. Advances in Environmental Research. 7: 623 628. Czop, M., Pieniążek, K. 2010. Analiza jakościowa odcieków ze składowisk miejskich w czasie ich eksploatacji. Archiwum Gospodarki Odpadami i Ochrony Środowiska. 12(3): 19-28. Dudziak M., Luks Betlej K., Bodzek M. 2003.Usuwanie WWA z wód z wykorzystaniem procesów membranowych. Inżynieria i Ochrona Środowiska. 3 4: 299-311. Jelonek P., Neczaj E. 2012. The use of Advanced Oxidation Processes (AOP) for the treatment of landfill leachate. Inżynieria i Ochrona Środowiska. 15(2): 203-217. Kulikowska D. 2009. Charakterystyka oraz metody usuwania zanieczyszczeń organicznych z odcieków pochodzących z ustabilizowanych składowisk odpadów komunalnych. Ecological Chemistry and Engineering. 16(3): 389-402. Leszczyński J. 2011. Podczyszczanie odcieków ze składowiska odpadów stałych metodą koagulacji. Inżynieria Ekologiczna. 25: 242-250. Manahan S. E. 2006. Toksykologia środowiska - aspekty chemiczne i biochemiczne. PWN. Warszawa 2006. www.creativetime.pl 217
Oleszczuk P., Pranagal J. 2007. Influence of Agricultural Land Use and Management On the Contents of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons In Selected Silty Soils. Water Air Soil Pollut. 184: 195 205. Renou S., Givaudan J.G., Poulain S., Dirassouyan F., Moulin P. 2008. Landfill leachate treatment: Review and opportunity. Journal of Hazardous materials. 150: 468-493l. Rosik-Dulewska C., Karwaczyńska U., Ciesielczuk T. 2007. Migracja WWA z nieuszczelnionego składowiska odpadów do wód podziemnych. Rocznik Ochrona Środowiska. 9: 335-343. Rozporządzenie Ministra Budownictwa z dnia 14 lipca 2006 r. w sprawie sposobu realizacji obowiązków dostawców ścieków przemysłowych oraz warunków wprowadzania ścieków do urządzeń kanalizacyjnych (Dz.U. Nr 136 poz. 964, 2006) Rozporządzenie 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 (Dz. U. Nr 137, poz. 984, 2006 ze zmianami Dz. U. Nr 27, poz. 169, 2009). Sapota A. 2002. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (substancje smołowe rozpuszczalne w cykloheksanie), Podstawy i Metody Oceny Środowiska Pracy. 2(32): 179-208. Sayara, T., Borràs, E., Caminal, G., Sarrà, M., Sánchez, A. 2011. Bioremediation of PAHs-contaminated soil through composting: Influence of bioaugmentation and biostimulation on contaminant biodegradation. International Biodeterioration & Biodegradation. 65(6): 859-865. Smol M., Włodarczyk-Makuła M. 2011. Możliwości usuwania WWA ze ścieków w procesach fizyczno-chemicznych. Zeszyty Naukowe Uniwersytetu Zielonogórskiego. 141(21): 87-97. Smolik E. 2001. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA). Materiały ze szkolenia zorganizowanego przez Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego Teoria i praktyka ocen oddziaływania środowiska na zdrowie. Sosnowiec. Xu Y., Zhou Y., Wang D., Chen S., Liu J., Wang Z. 2008. Occurrence and removal of organic micropollutants in the treatment of landfill leachate by combined anaerobicmembrane bioreactor technology. Journal of Environmental Sciences. 20(11): 1281-1287. Wolska L. 2008. Determination (monitoring) of PAHs in surface waters: why an operationally defined procedure is needed. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 391: 2647-2652. Włodarczyk-Makuła M. 2007. Zmiany ilościowe WWA podczas oczyszczania ścieków i przeróbki osadów. Wydawnictwo Politechniki Częstochowskiej. Monografie.126. Włóka D., Kacprzak M., Smol M. 2013. Badanie wykorzystania mineralnych nanosorbentów do wspomagania procesu stabilizacji hydrofobowych zanieczyszczeń organicznych w glebie, SORBENTY MINERALNE Surowce, Energetyka, Ochrona Środowiska, Nowoczesne Technologie, pod red. T. Ratajczaka, G. Rzepa, T. Bajda, AGH Kraków. 547-558. Adres do korespondencji: m.smol@is.pcz.czest.pl *Autorzy Marzena Smol & Dariusz Włóka są stypendystami programu DoktoRIS program stypendialny na rzecz innowacyjnego Śląska 218 Nauki przyrodnicze (środowisko, biologia)