Возможность очистки воды от аммонийного азота кавитационно-окислительным воздействием – тема научной статьи по химическим технологиям читайте бесплатно текст научно-исследовательской работы в электронной библиотеке КиберЛенинка

Ф. М. Гимранов, А. Н. Беляев, И. В. Флегентов,

Т. А. Мусихина, Д. С. Лысов

ВОЗМОЖНОСТЬ ОЧИСТКИ ВОДЫ ОТ АММОНИЙНОГО АЗОТА

КАВИТАЦИОННО-ОКИСЛИТЕЛЬНЫМ ВОЗДЕЙСТВИЕМ

Ключевые слова: гидродинамическая кавитация, азот аммонийный, окисление, кислород, озон, реагентная обработка.

Экспериментально оценена возможность использования гидродинамической кавитационной интенсификации окислительных процессов при очистке воды от аммонийного азота. Выявлено существенное изменение содержания азотистых соединений в растворе при их гидродинамической кавитационной обработке. При независимой обработке раствора как одним окислителем, так и одним кавитационным воздействием такого эффекта не наблюдается.

Keywords: hydrodynamic cavitation, ammonia nitrogen, oxidation, oxygen, ozone, chemical treatment.

Experimentally evaluated the use of hydrodynamic cavitation intensification of oxidative processes in water treatment of ammonia nitrogen. Revealed a significant change in the content of nitrogen compounds in solution in their hydrodynamic cavitation treatment. When the independent processing solution as a oxidizer and a single cavitation effect of such an effect is not observed.

В настоящее время на территории России практически отсутствуют поверхностные и подземные источники питьевого водоснабжения, не требующие водоподготовки перед подачей потребителю [1]. Причинами загрязненности

природных вод являются как интенсивное техногенное воздействие, так и природное

повышенное содержание некоторых химических компонентов. Например, река Вятка является основным источником хозяйственно-питьевого водоснабжения города Кирова. Практически ежегодно в период весеннего половодья на

кировском водозаборе наблюдается превышение гигиенических нормативов по многим загрязнителям. Причиной загрязнения является вынос из сельскохозяйственных полей химических веществ, в том числе азотных удобрений. Однако было установлено, что используемые на кировском водозаборе технологические схемы водоподготовки (одноступенчатая на контактных осветлителях и двухступенчатая на скорых фильтрах) в периоды повышенного загрязнения природных вод не всегда обеспечивают требуемое нормативное качество очистки от азота аммонийного [2].

По данным [3] максимальная концентрация азота аммонийного в 2022г. зафиксирована в период половодья в р. Вятка в районе устья р. Просница равная 16,98 мг/дм3. В районе кировского водозабора максимальная концентрация азота аммонийного поднималась до 1,69 мг/дм3, при норме в 1,5 мг/дм3 и фоне 0,1-0,3 мг/м3.

Такое положение дел делает актуальным вопрос очистки питьевой воды от азота аммонийного. Для решения проблемы на кафедре промышленной экологии и безопасности Вятского государственного университета проводятся исследования, направленные на поиск и повышение эффективности технологий очистки воды по данному показателю.

Обзор уже внедренных промышленных разработок в сфере водоподготовки позволил выделить технологию по очистке воды,

представленную томскими исследователями [4] и позволяющую добиться улучшения физико-

химических и микробиологических показателей путем использования совместного воздействия озонирования и кавитации. Такое комплексное воздействие привело к значительному снижению содержания различных загрязнений в воде, в том числе, и азота аммонийного.

Озонирование само по себе является одним из наиболее перспективных, безвредных и универсальных способов комплексной подготовки воды и позволяет [5]:

— освободиться от металлов и их соединения путем получения высших оксидных форм;

— избавиться от органических и неорганических соединений (нитриты, аммиак, хлор, мышьяк, нефтепродукты, фенолы и т.д.);

— уничтожить микроорганизмы и возбудителей заболеваний;

— устранить неприятные запахи и привкусы;

— получить насыщенный цвет воды при полном отсутствии замутнений.

Однако для более широкого промышленного использования озонирования целесообразно снизить расход дорогостоящего озона при сохранении эффективности его действия, которая во многом определяется степенью смешения газа с водой.

Рассматривая тенденции развития смесительного оборудования, можно отметить, что все большее распространение находят идеи использования для интенсификации процессов смешения новых физических эффектов и явлений [6]. Среди таких процессов наибольший интерес представляет гидродинамическая кавитация (ГДК).

Промышленная эксплуатация

кавитационных смесителей с ГДК показала, что их применение позволяет интенсифицировать процессы смешения в 2-3 раза. Кавитационные смесители имеют КПД в два раза больше, чем ультразвуковые аппараты аналогичного назначения [6]. Они просты по конструкции, удобны в

обслуживании и надежны в работе. Большинство таких смесителей легко вписывается в уже существующие технологические линии, и могут быть изготовлены с минимальными затратами.

Одним из направлений повышения эффективности предложенной в [4] технологической схемы озонирования, может служить использование кавитационных процессов более высокой интенсивности, которые создаются в гидродинамических проточных установках особого типа [7]. Следует отметить, что при этом интенсивность кавитационного воздействия может в несколько раз превышать значение интенсивности кавитации, создаваемой на ротационных установках, используемых в схеме томских исследователей.

Для выполнения исследовательской части работ была спроектирована и реализована установка для обработки воды ГДК, схема которой представлена на рис. 1.

Рис. 1 — Схема исследовательской установки для интенсификации реагентной обработки воды ГДК

Установка включает в себя следующие основные элементы: расходную емкость Б1,

приемную емкость Б2, кавитационный реактор КР [8], манометры МН1 и МН2, расходомер РМ, насос

Н, систему по получению озона, включающую озонатор ОР и кислородный баллон КБ с редуктором РР, газовый адсорбер АД с воздуходувкой НВ.

Одним из достоинств схемы является возможность ввода жидких или газообразных веществ непосредственно в зону кавитации, где в условиях глубокого вакуума создаются дополнительные условия интенсификации процесса.

Основным определяющим фактором, влияющим на эффективность процесса, является длина зоны кавитации. На рис. 2. представлена фотография процесса кавитации одиночного возбудителя в режиме максимальной интенсивности, где d -диаметр возбудителя, 1 -длина зоны кавитации.

Рис. 2 — Камера кавитационного реактора в рабочем режиме

Работа проводилась с использованием модельных растворов, приготовленных на дистиллированной воде, и содержащих ион аммония, источником которого явилась соль нитрат аммония. Раствор данной соли содержит анион от сильной кислоты и катион от слабого основания. Такие растворы имеют кислую среду. В данных условиях аммиак, легко образующийся из катиона аммония, стремится к образованию последнего. Для определения содержания заряженных частиц (ионов аммония и нитрата) в воде был применен метод потенциометрии, реализованный в приборе И-160.1МП.

Программа исследований включала использование для процесса окисления как непосредственно озона в виде озоно-кислородной смеси заданной концентрации, так и чистого кислорода и кислорода воздуха. На начальном этапе проводилось окисление первичного раствора нитрата аммония кислородом воздуха,

вариативными показателями при этом явились расход кислорода и длина зоны кавитации, выраженная через Х=Ш.

Результаты исследований (таблица 1) показали, что введение кислорода в минимальном количестве 1 л/мин резко изменяет ионный состав, причем максимальное изменение обнаруживается при Х= 8,6 и составляет 176% по аммонию и 131% по нитрату. Такое резкое увеличение может быть реализовано преимущественно за счет растворенного газообразного аммиака,

переходящего в заряженную форму. Причем возможен следующий механизм:

1) аммиак под действием кислорода

превращается в азотную кислоту

]ЧН3 202=НШ3 Н20;

2) азотная кислота захватывает растворенный аммиак, переводя его в заряженный аммоний.

Таблица 1 — Окисление раствора нитрата аммония кислородом воздуха

Расход кислорода, л/мин Содержание ионов*, мг/л, в зависимости от X

6 8,6 17,1

МН, МОз- МН4 МО3- МН4 МО3-

Исходный раствор 42/ 136 245/ 226 — — — —

1 93,2/ 192 455/ 467 111/ 241 566/ 552 69,5/ 146 337/ 331

2 90,9 — 113 — 70,7 —

3 92,5 — 115 — 69,8 —

4 88,1 — 113 — 68,1 —

5 86,7 422 114 559 66 315

6 86 — 114 — 66,6 —

7 81,7 — 115 — 60,7 —

8 78,9 — 116 548 62,2 —

9 79,3 371 107 503 63,9 298

Примечание:* — в числителе дроби значения прямых измерений без подкисления, в знаменателе — с подкислением; ** — без кавитационной обработки

Как известно по величине энергии Гиббса (Дв) оценивается принципиальная возможность протекания химической реакции. Исследуя по данному показателю различные реакции окисления аммиака кислородом (таблица 2а) приходим к выводу, что наиболее вероятна при нормальных условиях реакция образования ^ имеющая наименьшее Д0=-1306 кДж/моль.

Таблица 2 — Энергия Гиббса и мольные соотношения реагентов V для химических реакций окисления аммиака кислородом

Химическое уравнение реакции (все вещества газы) V/ v(NHз) Энергия Гиббса, АО х10-3, кДж/моль

298К (25°С) 1000К* (727 °С) 1500 К* (1227 °С)

а) Окисление аммиака кислородом

4МН3 3О2=2М2 6Н2О 0,75 -1,3 -8,5 -11,0

4МН3 4О2=2М2О 6Н2О 1,00 -1,1 -8,0 -12,3

(2МН3 2О2=М2О 3Н2О) (-0,5) (-4,0) (-6,2)

4МН3 5О2=4МО 6Н2О 1,25 -1,0 -9,5 -13,1

4ВД 7О2=4МО2 6Н2О 1,75 -1,1 -1,6 0,5

4МН3 7О2=2М2О4 6Н2О 1,75 -1,1 -1,1 —

4ВД 8О2=4НМО3 4Н2О 2,00 -1,1 — —

(МН3 2О2=НМО3 Н2О) (-0,3) (-) (-)

4МН3 8О2=2М2О5 6Н2О 2,00 -1,1 -18,0 -41,1

(2МН3 4О2=М 2О5 3Н2О) (-0,5) (-9,0) (-20,6)

б) Окисление аммиака озоном

6ВД 3О3=3М2 9Н2О 0,5 -2,4 -14,3 -17,0

(4МН3 2О3=2М2 6Н2О) (-1,6) (-9,5) (-11,3)

6МН3 4О3=3М2О 9Н2О 0,7 -2,3 -14,0 -19,1

6ВД 5О3=2МО 3Н2О 0,8 -1,2 157,5 405,3

6ВД 7О3=6МО2 9Н2О 1,2 -2,8 -6,0 -0,3

6ВД 7О3=3М2О4 9Н2О 1,2 -2,8 -20,0 —

6ВД 8О3=6НМО3 6Н2О 1,3 -3,0 — —

(3МН3 4О3=3НМО3 3Н2О) (-1,5) (-) (-)

6МН3 8О3=3М20з 9Н2О 1,3 -2,9 -31,0 -62,9

Примечание: * — Значение энергии Гиббса при температурах 1000 К и 1500 К рассчитано по методу Темкина и Шварцмана [9]. Выбор температуры обусловлен верхним пределом температурного интервала, в котором определены коэффициенты для нахождения изобарной теплоемкости вещества

В условиях кавитации температура достигает значений 1000 ^ 2000 °С, а давления 100 ^

1500 МПа [10]. Анализ полученных значений показывает, что Дв1000 и Дв1500 наименьшее в случае образования М2О5 (в изобарных условиях). По структурной формуле М2О5 близко к соединенным нитратному и нитритному анионам, и в водном растворе этот газ легко может превратиться в кислоты, содержащие данные анионы. Таким образом, по теоретическим расчетам в случае добавления кислорода, превышающем мольное содержание аммиака в два раза и более, реакция окисления стремится к образованию нитритов и нитратов.

На дальнейшем этапе исследований обработка исходного раствора осуществлялась как чистым кислородом, так и кислородно-озонной смесью. Действие кислорода при различном его расходе и озоно-кислородной смеси (при расходе кислорода 5 л/мин и содержании озона от 2 до 4 мг/л) на солевой раствор не приводит к существенным (менее 20%) изменениям по концентрации аммония и нитрата.

Озон более активный окислитель, чем чистый кислород. В таблице 2б приведены значения энергии Гиббса и мольные соотношения реагентов для химических реакций окисления аммиака озоном. В нормальных условиях реакция окисления аммиака озоном имеет тенденцию к образованию НМО3. В условиях кавитации — к образованию М2О5, как при 1000, так и при 1500 К.

Подача минимального мольного количества окислителя, достаточного для окисления аммиака, включающего его мгновенное распределение по объему раствора, является приоритетной задачей очистки от аммонийного азота. Эти условия могут быть созданы при введении окислителя непосредственно в факел кавитационного реактора. Ввод окислителя за несколько секунд до кавитации уместен только в том случае, если скорость реакции окисления аммиака меньше скорости достижения реакционной смеси зоны кавитации.

Окисление аммиака до нитратов также имеет свои достоинства, а именно:

1) нет необходимости в мгновенном вводе окислителя в раствор, и даже напротив, необходимо приготовить максимально насыщенный кислородом раствор, подаваемый в кавитационный реактор, в котором наиболее легко может осуществиться окисление;

2) нормативное содержание нитратов в

растворе более чем в 22 раза больше содержания аммиака по азоту для водоемов рыбохозяйственного назначения [11]. Преобразование аммиака в нитрат позволяет увеличить объемы сброса азотистых соединений или дает возможность путем данного преобразования снизить их содержание в пиковые, нестабильные периоды работы очистных

сооружений.

Таким образом, основным результатом данной работы следует считать выявленное

изменение состава содержания азотистых

соединений в растворе при их гидродинамической кавитационной обработке. Воздействие ГДК на раствор нитрата аммония с одновременной подачей

в зону кавитации кислорода приводит к увеличению количества нитрат ионов в 1,5^2,6 раза и в 1,2^2,3 раза аммонийных ионов. При независимой обработке раствора как одним окислителем, так и одним кавитационным воздействием такого эффекта не наблюдается. Следовательно, кавитационноокислительное воздействие для очистки воды следует признать перспективным.

Литература

1. «Обзор состояния и загрязнения окружающей среды в Российской Федерации за 2009 год» //МПР и экологии РФ.- М.: Росгидромет, 2022.

2. Мусихина Т.А., Клиндухова А.Д. Прогноз качества воды реки Вятки в зоне санитарной охраны кировского водозабора. //Общ. научный журн. Теоретическая и прикладная экология, 2022.- № 4.- С.39-42.

3. О состоянии окружающей среды Кировской области в 2022 году: Региональный доклад /Под общей редакцией А.В. Албеговой. — Киров: ООО «Типография «Старая Вятка», 2022. -185 с.

4. Лукашевич О.Д., Патрушев Е.И. Обезжелезивание подземных вод //Водоснабжение и санитарная техника, 2005.- № 4.- с.16-20.

5. Гидродинамическая кавитация как метод интенсификации процесса озонирования в пищевых технологиях /Ф.М. Гимранов, А.Н. Беляев, И.В.

Флегентов, А.С. Суслов //Вестник Казанского технологического ун-та. — 2022.- № 8. — с.292-295.

6. Мачинский, А.С. Кавитационные смесители: тем. обзор / А. С. Мачинский, О. В. Козюк, Д. Н. Шишлов -М.:ЦНИИТЭнефтехим, 1990. — 52 с.

7. Оценка возможности использования комплексных методов обеззараживания воды в пищевой промышленности /Ф.М. Гимранов, А.Н. Беляев, И.В. Флегентов, А.С. Суслов //Вестник Казанского технологического ун-та. — 2022.- № 8. — с.289-292.

8. Способ обеззараживания воды синергетическим воздействием: пат. 2209772 Рос. Федерация

/Флегентов И.В., Дегтерев Б.И., Беляев А.Н. —

№ 2001112045/12. заявл. 03.05.01, опубл. 10.08.03.

9. Краткий справочник физико-химических величин. Издание девятое /Под ред. А.А.Равделя и А.М.Пономаревой. — СПб.: Специальная Литература, 1998. — 232 с.: ил.

10. Мачинский А.С. Кавитационные аппараты для очистки сточных вод. Тематический обзор

/А.С.Мачинский, Н.А.Яхова, Н.Н.Марутовская. — М.: ЦНИИТЭнефтехим, 1991. — 41 с.

11. Перечень рыбохозяйственных нормативов: предельно допустимых концентраций (ПДК) и ориентировочно безопасных уровней (ОБУВ) вредных веществ для воды водных объектов, имеющих рыбохозяйственное значение».- М.: ВНИРО, 1999 г.

© Ф. М. Гимранов — д-р техн. наук, проф., зав. каф. промышленной безопасности КНИТУ, prombez@kstu.ru; А. Н. Беляев -канд. техн. наук, доц. каф. промышленной экологии и безопасности Вятского гос. ун-та, belyaev71@list.ru; И. В. Флегентов -д-р техн. наук, проф., зав. каф. промышленной экологии и безопасности Вятского гос. ун-та, flegentov42@gmail.com; Т. А. Мусихина — канд. геог. наук, доцент каф. технологии защиты биосферы Вятского гос. ун-та, mta_mta@mail.ru; Д. С. Лысов — зав. лаб. каф. промышленной экологии и безопасности Вятского гос. ун-та, htpe@rambler.ru.

-□ □-

У роботi були проведет дослгдження процепв електро-хiмiчного окиснення амонхю в двокамерному електролiзерi в залежностъ вiд складу вихгдних розчитв — анолхту i като-лхту, щтьностх струму, часу електролъзу. Показано, що електрохiмiчне окиснення амонхю у водних розчинах сульфату амонхю проходить iз швидтстю 14-55 мг/(дм3^год) при щтьностъ струму 86,2-172,4 А/м2 i вихгдних концентрациях за даним юном 10-120 мг/дм3. Швидтсть окиснення амонхю за даних умов зростае iз тдвищенням вихгдних концентраций амонхю та iз збшьшенням щтьностъ струму.

Вихiд окисненого амонхю за струмом та питома витра-та електрики на очищення води вiд амонхю також визнача-ються концентращями даного юну та щЫьтстю струму i зростають при збшьшенш концентрацп амонхю та зни-женш щльностг струму.

Швидтсть окиснення амонхю зростае в 1,66рази в розчинах сульфату амонхю (^Н4 ]=90 мг/дм3, j = 172,4 А/м3) у водопровгднхй водi в порiвнянт iз дистильованою водою. Це обумовлено наявтстю у водопровгднхй водi хлоридiв, ят вiдiграють роль каталiзатора при окиснент амонхю за рахунок промiжного утворення активного хлору. В даних умовах вiдмiчено повне окиснення амонхю в порiвнянт з роз-чинами в дистильованхй водi, де залишковi концентрацп амонхю сягають 1-3 мг/дм3.

Показано, що наявтсть хлоридiв у католхтъ в концентрацп 30 мг/дм3 практично не призводить до прискорення процесу окиснення амонхю.

Вроботi показано, що у втх випадках при окиснент амонхю рН розчитв знижуеться до 6,1-2,0, що обумовлено окис-ненням амонхю до нхтратъв та тдкисленням води утворени-ми азотною та трчаною кислотами.

З наведених результатъв можна зробити висновок, що електрохiмiчний метод е найбтьш перспективним методом для вилучення ютв амонхю з води. З його допомогою можна досягти 100 % очищення води

Ключовi слова: юни амонхю, електродiалiз, окислювально-вiдновт процеси, анодне окиснення, питома електропровгд-

тсть, вихгд речовини по току -□ □-

UDC 628.161.2: 628.31: 628.16.094:621.359.7

DOI: 10.15587/1729-4061.2022.140549

REMOVAL OF AMMONIUM IONS FROM AQUEOUS SOLUTIONS USING ELECTRODIALYSIS

А. Pe tryc henko

Junior Researcher* Е-mail: Petalig33@gmail.com I. Makarenko PhD, Senior Researcher* Е-mail: dsts@i.ua I. Radovenchyk PhD, Associate Professor* E-mail: r.yar@ukr.net T. Shabliy Doctor of Technical Sciences, Professor* E-mail: dsts1@ukr.net *Department of Ecology and Technology of Plant Polymers National Technical University of Ukraine «Igor Sikorsky Kyiv Polytechnic Institute» Peremohy ave., 37, Kyiv, Ukraine, 03056

1. Introduction

Nitrogen-containing compounds in surface waters are in the dissolved, colloidal, and suspended state. Under the influence of physical-chemical and biochemical factors, these compounds can transfer from one state to another. The average concentration of total nitrogen in natural waters varies over a significant range and depends on the eutrophy of an aqueous object. For example, for oligotrophic waters, the content of total nitrogen varies within 0.3-0.7 mg/dm3; for mesotrophic waters, this indicator is 0.7-1.3 mg/dm3; for eutrophic water environments, 0.8-2.0 mg/dm3.

The ratio of different forms of nitrogen in water can serve the identifier of pollution time. Elevated concentrations of ions of ammonium and nitrites in water indicate fresh contamination, while a high content of nitrates in water confirms pollution over earlier period. The elevated concentrations of all forms of nitrogen in water indicate the permanent pollution of reservoirs with sewage waters.

In natural waters, ammonia forms as a result of the decomposition of nitrogen-containing organic substances of

both the natural and anthropogenic origin. It is well soluble in water with the formation of ammonium hydroxide.

The concentration of ammonium ions in non-contaminated surface waters is negligible and varies in the range of 10-200 mg/dm3 (recalculated for nitrogen). The presence of these ions in water is explained by the processes of biochemical degradation of protein substances, deamination of amino acids, decomposition of urea under the action of urease.

The main sources that deliver ammonium ions to water are the industrial-household sewage, agricultural waste water (cattle-breeding complexes, ammonia fertilizers), as well as sewage water from enterprises in several industries (chemical, food processing, coke-chemical, timber-chemical). The content of ammonium ions in industrial waste water reaches 1 mg/dm3, in household waste water — 2-7 mg/dm3. The industrial-household waste waters daily deliver to sewer systems up to 10 g of ammonium nitrogen per person.

The elevated content of ammonium ions in water can serve the indicator that points to the deterioration in the state of natural waters under the influence of anthropogenic load.

© А

The maximum permissible concentration of ammonium in water of reservoirs for household water use is 2.6 mg/dm3.

Based on the requirements from the World Health Organization, the concentration of ammonium ions in drinking water is not standardized as the harmful effect of a given ion on human health is not determined. It is noted, however, that its content exceeding 1.5 mg/dm3 worsens the smell of water, and at concentrations larger than 35 mg/dm3 there is deterioration in the taste of water.

The content of ammonium in drinking water is not standardized in the USA. However, in the EU states, the concentration of ammonium ions in drinking water is limited to the value of 0.5 mg/dm3.

DSanPiN 2.2.4-171-10 [1] establishes that the content of ammonium in tap water should not exceed 0.5 mg/dm3.

Therefore, at present, one of the tasks on ensuring the standards of quality of drinking water for people implies the efficient removal of ions of ammonium from natural and waste waters. Specifically, at the first stage, this involves the selection of a method for purification, and at the second stage -establishing the optimal parameters for purification processes.

2. Literature review and problem statement

Depending on the output characteristics of water and the requirements to its quality, in order to remove ammonium ions from water, they use reagent [2, 3], sorption [4, 5], ion-exchange [6, 7], and biological [8] methods. All these methods have their advantages and disadvantages. For example, the ion-exchange methods are effective to remove ammonium at a complete desalination of water [7] and are ineffective in the presence of ions of hardness.

Biological methods are appropriate to be applied for sewage purification under certain concentrations of biogen-ic substances and micro elements [9]. In recent years, the ANAMMOX technologies have been very popular [10]. The most significant advantages of this technology [11] is a reduction in the emission of carbon dioxide into the atmosphere, by 85-90 %, in comparison with traditional technologies, as well as the low cost of the process [12]. However, the mentioned processes proceed very slowly and remain ineffective under low ammonium concentrations. That is why biological methods are almost not employed to clean natural waters.

The reagent method should be used for the purification of wastewater containing high concentrations of ammonium compounds. To remove ammonium ions from the anaero-bically treated wastewater, magnesite is used as a source of magnesium ions [13]. It is also appropriate to use when treating the regeneration solutions containing ammonium and phosphates [14]. The result of such a water treatment [15] is struvite MgNH4PO4-6H2O, which can be used as a mineral fertilizer [16] However, a given process is accompanied by significant consumption of reagents and a partial secondary pollution of water [17].

The application of natural sorbents in order to remove ammonium using a sorption method has a number of limitations. For example, duration of the process, low sorption capacity at small concentrations of ammonium ions in water, low efficiency of purification under dynamic conditions. To improve efficiency of the sorption process, it is proposed to use the modified ceramic adsorbents to remove ammonium ions with the subsequent utilization of used sorbents as fertilizers [18]. An alternative method of water purification from ammonium

compounds might be biosorption [19]. However, these methods are inefficient at low concentrations of ammonium.

When applying the reverse osmosis and electrodialy-sis [20], selectivity is not high enough, and there occurs a task on processing the concentrates obtained.

Based on an analysis of the scientific literature, we can conclude that at present there is a lack of actually effective methods for extracting ammonium ions from water.

Above all, most such methods as biological, reagent, sorption, are quite complex, long, and do not provide for the required level of water purification at low concentrations of ammonium. Insufficiently effective as well are the destructive, baro-membrane methods and electrodialysis methods. In general, the methods considered here do not provide for the required reliability of water purification from ammonium impurities.

Much more prospects are offered by the processes of electrochemical oxidation of ammonium. First of all, when using inert anodes (titanium, covered with ruthenium oxide, platinum, etc.), the water is not added with foreign substances. In addition, regardless of the concentration of ammonium, it is oxidized to nitrogen or nitrates. Nitrogen is an inert substance. Permissible concentration of nitrates, even in drinking water, reaches 45 mg/dm3, whereas for ammonium this level for bottled water is 0.5 mg/dm3. And the most important aspect is the simplicity and reliability of the method. The proper selection of process parameters ensures complete destruction of ammonium ions regardless of the composition of water.

3. The aim and objectives of the study

The aim of this work was to design a highly effective process of electrochemical oxidation of ammonium compounds in a two-chamber electrolyzer, to determine a dependence of the process efficiency on the electrolysis parameters (current density, electrolysis duration), taking into consideration the composition of water and composition of the catholyte used.

To accomplish the aim, the following tasks have been set:

— to determine a dependence of the process parameters of ammonium ions oxidation in the anode region of a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) (degree of conversion, process intensity, output for current) on current density (voltage and current strength, respectively) and duration of electrolysis;

— to estimate effect of the water environment composition on oxidation efficiency of the ammonium sulfate solutions;

— to determine influence of chloride-anion concentration in catholyte on ammonium oxidation efficiency in the anode region.

4. Materials and methods to study the oxidation of ammonium from aqueous solutions of ammonium sulfate

In this work, we used the two-chamber electrolyzer with an anion-exchange membrane MA-41 (Ukraine, Russia), which employed the cathode made from stainless steel (Sk=0.12 dm2) and the titanium anode covered with ruthenium oxide (Sa=0.12 dm2) (Fig. 1). The anode chamber contained model solutions of ammonium sulfate with the ammonium ions concentration from 10 to 120 mg/dm3. Model solution were prepared both in distilled and tap water. The cathode chamber contained 0.1 N of alkaline solution;

for some experiments, in a mixture with chlorides at a concentration of 30 mg/dm3.

During experiments, over an equal period, we determined the residual concentration of ammonium ions and pH in anolyte. All indicators of water quality were determined according to the procedures given in [21].

The output for current (B, %) was calculated as the ratio of the determined amount of ammonium removed from solution to its theoretically estimated amount:

B = ^ 100 = .100,

(1)

where qp is the amount of electricity that is actually spent to transport a gram-equivalent of the substance; qt is the theoretically calculated amount of electricity, which is needed to transport a gram-equivalent of the substance; mj is the amount of actually transported substance, g; mt is the theoretically estimated amount of the transported substance, g.

The theoretical amount of the transported substance was derived from formula:

mT = KE ■ I ■ t,

(2)

where KE is the electrochemical equivalent (0.03731 [g-equiv./ (A-h)]); I is the current strength, A; t is time, h.

Л r

/

— 2 — 5

Fig. 1. Schematic of a two-chamber electrolyzer: 1 — body, 2 — membrane MA-41, 3 — anode, 4 — cathode, 5 — model solution of ammonium sulfate, 6 — alkaline solution

The actual amount of the transported substances was calculated from formula:

Mf = (Cc-Co,

(3)

where Vp is the volume of solution, dm3; C0 is the starting concentration of ions in solution, g/dm3; Q is the concentration of ions in the x-th sample upon sorption, g/dm3.

Specific electric conductivity (%, Ohm-1-m-1) was calculated as the product of current strength and the distance between electrodes divided by the product of voltage and anode:

X =

I ■ l

U ■ S ‘

(4)

where I is the current strength, A; l is the distance between electrodes, m; U is voltage, V; S is the area of the anode, m2.

5. Results of research into electrochemical oxidation of ammonium ions

It is known that in the presence of chlorides in anolyte there is the formation of active chlorine, which affects the process of ammonium oxidation. However, it is unknown whether ammonium would oxidize in the absence of chlorides. Therefore, in this work we investigated the processes of electrochemical oxidation of ammonium sulfate. Fig. 2 shows that in this case there is also the degradation of ammonium ions.

Obviously, a reduction in the concentration of ammonium ions in electrolyzer occurred as a result of oxidation of ammonium nitrogen with oxygen that forms on the anode:

NH 1.5O2^NO- 2H H2O, N0- 0.502^ NO3.

(5)

(6)

At the first stage of experiments we used solutions of ammonium sulfate in the range of concentrations 10-40 mg/dm3 (Fig. 2, 3).

Fig. 2. A change in the concentration of ammonium ions (1, 2, 3, 4) and pH (5, 6, 7, 8) in the anolyte of a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) during electrolysis at a current density of 86.2 A/m2 (1, 2, 5, 6) and 172.4 A/m2 (3, 4, 7, 8) at starting concentrations of ammonium ((NH4)2SO4) in a solution of distilled water, mg/dm3: 10 (1, 5), 20 (2, 6), 30 (3, 7), 40 (4, 8)

3

1

9 8 7 6

S

, 5

CO

G J……./fea -.^O»…….D»

/ AI /

X /

I V /

,o

‘g, •B-

………Fl-

C]

rvH

/A/ v ^

/// «

in

-A-

0.14 0.12 0.10

■ 0.08 -E

■ 0.06 S ■s

o

—°.°4 ^ 0.02

0.00

0 20 40 60 80 100 120

-«—1 -*—2 -♦-3 «♦—4 -O» 5,6,8 G 7 t, min

Fig. 3. Dependence of the output for current (1, 2, 3, 4) and specific electrical conductivity (5, 6, 7, 8) at the ammonium ions oxidation in a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) on duration of electrolysis at a current density of 86.2 A/m2 (1, 2, 5, 6) and 172.4 A/m2 (3, 4, 7, 8) at the starting concentrations of ammonium ((NH4)2SO4) in a solution of distilled water, mg/dm3: 10 (1, 5), 20 (2, 6), 30 (3, 7), 40 (4, 8)

Fig. 2 shows that the oxidation of ammonium ions proceeds quite intensely. Over 30 minutes, at a current density of 86.2 A/m2, at the starting concentration of ammonium ions of 10 mg/dm3, the content of ammonium ions in the sample reduces by 7.0 mg/dm3. Under the same conditions, but at the starting concentration of ammonium ions of 20 mg/dm3, the concentration decreases by 8 mg/dm3.

At a higher current density of 172.4 A/m2 and the consumption of electricity of 1.42 A-h/dm3, at the initial concentrations of ammonium ions of 30 mg/dm3 and 40 mg/dm3, over 30 minutes, 11.2 mg/dm3 and 12 mg/dm3 are oxidized, respectively.

In all cases (Fig. 2), there is a decrease in pH of the environment in the process of electrolysis. Note that the output for current at ammonium oxidation is low and does not exceed 9 % (Fig. 3).

Electrical conductivity of the solution varies insignificantly over time.

The oxidation of ammonium in anolyte from solutions of ammonium sulfate, prepared on tap water, at concentrations of 10-40 mg/dm3, proceeds faster than that from solutions prepared on distilled water (Fig. 4, 5), which is apparently due to the catalytic action of chlorides present in tap water.

Fig. 4 shows that the complete oxidation of ammonium occurs over 45-90 minutes at a current density of 86.2 A/m2. The output for current of the oxidized ammonium is low, though it is higher than that in distilled water (Fig. 5). Note that the output for current increases with increasing the concentration of ammonium ions while the consumption of electricity in this case is declining (Table 1). No significant increase in the electrical conductivity of solutions in tap water, compared with distilled water, observed.

Fig. 4. A change in the concentration of ammonium ions (1, 2, 3, 4) and pH (5, 6, 7, 8) in the anolyte of a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) during electrolysis at a current density of 86.2 A/m2 at the starting concentrations of ammonium ((NH4)2SO4) in a solution of tap water, mg/dm3: 10 (1, 5), 20 (2, 6), 30 (3, 7), 40 (4, 8)

11 10

9 8 7

£ 6 m

5 ■

4 -3 ■

2

1 H

о

/ <£’

• птиЩ,

X—А-

|V-

…..

/О….. …….-0……….

/

y ….. …….-o…..

/ ——

A—

о.

-в»

»

к

0.18 0.16 0.14 0.12

0.10 S

~ё л

о

0.06 Ä

0.08

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 -»-1 -Лг-2 -9—3 -Ф—4 ••□••5 Д — 6 — О-7 ••❖••8

0.04 0.02 0.00 t, min

Fig. 5. Dependence of the output for current (1, 2, 3, 4) and specific electrical conductivity (5, 6, 7, 8) at the oxidation of ammonium ions in a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) on electrolysis duration at a current density of 86.2 A/m2 at the starting concentrations of ammonium ((NH4)2SO4) in a solution of tap water, mg/dm3: 10 (1, 5), 20 (2, 6), 30 (3, 7), 40 (4, 8)

Table 1

Dependence of electricity consumption for the oxidation of ammonium ((NH4)2SO4) on electrolysis duration and composition of the solution

t, min Electricity consumption, kW-h/g-equiv.

[NH4 ] mg/dm3, distilled water [NH4 ] mg/dm3, tap water

0 10 50 90 10 90

15 39.75 7.73 4.31 25.30 13.76

30 31.80 12.14 5.63 24.61 4.13

45 45.43 13.34 5.20 30.36 4.53

60 59.37 16.19 5.97 — 5.07

75 74.21 — 8.53 — 5.98

90 89.05 — 11.14 — 8.20

105 103.89 — 14.47 — 14.25

120 118.73 — 20.01 —

When performing the electrolysis of solutions of ammonium sulfate (50-120 mg/dm3 for NH ) in distilled water in a two-chamber electrolyzer, the complete oxidation of ammonium is achieved at a current density of 172.4 A/m2 over 1-2.5 hours (Fig. 6). In this case, the output for current of the oxidized ammonium reaches 8-31 % (Fig. 7).

Ammonium sulphate in tap water with a concentration of 90 mg/dm3 oxidizes for ammonium significantly faster than in the case of a solution in distilled water (Fig. 6, 8). In this case, the output for current reaches 6.6-16.2 % (Fig. 9). In addition, a solution of ammonia in tap water has a higher electrical conductivity than the ammonium solution in distilled water.

Fig. 6. A change in the concentration of ammonium ions (1, 2, 3) and pH (4, 5, 6) in the anolyte of a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) during electrolysis at a current density of 172.4 A/m2 at the starting concentrations of ammonium ((NH4)2SO4) in a solution of distilled water, mg/dm3: 50 (1, 4), 90 (2, 5), 120 (3, 6)

35 30 25

» 20

r

15 10 5

O

A~> / % I t I

O…..O……o

O……Q

‘A®,

»t’A

i-.uA >v

■ I »

it « »

a I

hI »I

«I •*

« L*

«a..

□……a

«a,

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

-2 -«»3 ••□••4 — A 5 -0-6

0.45

0.40

0.35

Cb 0.30 _ S

■ 0.25

S

0.20 o

p5

0.15

0.10 0.05 0.00 t, mill

Fig. 7. Dependence of the output for current (1, 2, 3) and specific electrical conductivity (4, 5, 6) at the ammonium ions oxidation in a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) on electrolysis duration at a current density of 172.4 A/m2 at the starting concentrations of ammonium ((NH4)2SO4) in a solution of distilled water, mg/dm3: 50 (1, 4), 90 (2, 5), 120 (3, 6)

Fig. 8. A change in the concentration of ammonium (1, 2) and pH (3, 4) in the anolyte of a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) during electrolysis at a current density of 172.4 A/m2 at the starting concentrations of ammonium ((NH4)2S04) in a solution of tap water, mg/dm3: 50 (1, 3), 90 (2, 4)

20 n

15 ■ A-

^ 10 ■

5 ■

0

a…….a-

«A-

-A

.12;

Q/-

■MD a

0.50

0.45

0.40

0.35

[J 0.30 T

0.25 «y js

0.20 O

f5

0.15 0.10 h 0.05 0.00

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130

-«-l-*»2 — E3″3 vA-4 t, min

Fig. 9. Dependence of the output for current (1, 2) and specific electrical conductivity (3, 4) at the ammonium oxidation in two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) on electrolysis duration at a current density of 172.4 A/m2 at the starting concentrations of ammonium ((NH4)2SO4) in a solution of tap water, mg/dm3: 50 (1, 3), 90 (2, 4)

Next, in our study, we comprehensively investigated the influence of water quality (distilled, tap water) and the presence of chlorides in the catholyte on the the oxidation process of ammonium sulfate (Fig. 10, 11). Fig. 10 shows that the presence of chlorides (C = 30 mg/dm3) in catholyte promotes a certain acceleration of the process of ammonium oxidation. In this case, the amount of chlorides in the system is sufficient for the catalysis of ammonium oxidation process.

The results reported here demonstrate that there is almost no difference between the rate of oxidation of ammonium ions in the solutions of distilled or tap water. Changes in pH of solutions (Fig. 10) and in the output of the oxidized ammonium for current (Fig. 11) are almost the same both in tap and distilled water.

55

50

45 ■

40

cr

E 35 130 25 H

— 20 —

15 —

10 —

s A

EL..

a.

w.

v ■■

■BJ.

-a-

V

15 30 45 60 75 90 105 120 135 150

-♦-I —A—2 «0-3 -A -4 t, min

Fig. 10. A change in the concentration of ammonium (1, 2) and pH (3, 4) in the anolyte of a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) during electrolysis at a current density of 172.4 A/m2 in a solution of distilled water (1, 3) and tap water (2, 4), ([(NH4)2SO4] = 50 mg/dm3 for ammonium), at [Cl-] = 30 mg/dm3 in the catholyte

6. Discussion of results of the electrochemical oxidation of ammonium ions in solutions of ammonium sulfate

Based on the results obtained during the electrodialysis of solution of ammonium sulfate in a two-chamber electrolyzer with membrane MA-41, one can draw the following conclusion.

Electrochemical oxidation of ammonium ions in aqueous solutions of ammonium sulfate proceeds rather actively and without the presence of chlorides in anolyte. However, under the same conditions (0.5 hours, a current density of 86.2 A/m2), the concentration of ammonium ions in samples reduces disproportionately relative to the starting concentrations. Thus, at the starting ammonium concentration of 10 mg/dm3, under the specified conditions, 70 % of ammonium present in water are oxidized (C/=3 mg/dm3). At the initial 8 concentration of ammonium of 20 mg/dm3, its amount reduces by 40 % (C/= 12 mg/dm3) 7 (Fig. 2). This relates to the consumption of electricity, which in both cases was 0.71 A-h/dm3 6 (Fig. 3). Therefore, at the same consumption of electricity one receives almost the same 5 amount of the oxidized ammonium — 7 and 8 mg/dm3.

4PH The maxima along curves in Fig. 3,5, 7, 9,11 emerge due to an increase in the output for j current at the initial stage, which is associated with a higher concentration of ammonium ions in the solution at the beginning of the process with its subsequent reduction over electrolysis duration. Greater conversion of ammonium ions in the second case is explained by the higher initial concentration of ammonium in solution and the higher output for current of the oxidized ammonium (Fig. 3).

When increasing all output parameters:

El 2

7 -,

6 ■

3 ■

2 ■

1 ■

0

A…

A

■ 0.35

A 0.30

……………..VJB»——……..

0.25

0.20 S ~s

0.15 g

fS

0.10

■ 0.05

0.00

0

15 30

45

105

A- 4

120 135

150 t, min

60 75 90 -B»l-i»2-0″3-Fig. 11. Dependence of the output for current (1, 2) and specific electrical conductivity (3, 4) at the ammonium oxidation in a two-chamber electrolyzer (membrane MA-41) on electrolysis duration at a current density of 172.4 A/m2 in a solution of distilled water (1, 3) and tap water (2, 4), ([(NH4)2SO4] = 50 mg/dm3 for ammonium), at [Cl-]=30 mg/dm3 in the catholyte

current density to 172.4 A/m2, consumption of electricity to 1.42 A-h/dm3, starting concentrations of ammonium ions to 30 mg/dm3 and 40 mg/dm3, a larger amount of the substance is oxidized. It is obvious that an increase in the concentration of ammonium leads to a certain increase in the output for current, although this indicator decreases with an increase in current density (Fig. 3).

Lowered pH of the environment in the anolyte during electrolysis (Fig. 2) is predetermined by the decay of ammonium and transition of sulfuric acid into solution. Formation of nitrogen dioxide is not ruled out as well, which also leads to the acidification of water. Electrical conductivity of solutions in all cases is low, which is due to a low concentration of salts in anolyte and alkali in catholyte.

The use of solutions of ammonium sulfate in tap water greatly affects the rate and efficiency of the process of electrochemical oxidation of ammonium ions (Fig. 4, 5). The tap water in Kyiv, Ukraine, is characterized by the following parameters: [Ca2 ] = 3.1-3.3 mg-equiv./dm3, [Mg2 ] = 0.8-1.2 mg-equiv./dm3, [HCO-] = =3.9-4.5 mg-equiv./dm3, [SOj-]=15-50 mg/dm3, [Cl-] = 10-37 mg/dm3. Hydro carbonate-ions ensure neutral pH values in the starting solutions of ammonium sulfate. However, during

electrolysis, values of pH for anolytes reduce to 6.1-2.0 (Fig. 4). Ions of calcium and magnesium do not affect the redox processes in anolyte. The acceleration in the process of oxidation is probably associated with the presence of chloride ions in tap water and oxidation of the latter in acidic and weakly-acidic environment. It should be emphasized that in distilled water the residual concentration of ammonium is 1.2-2.5 mg/dm3 while in tap water it is possible to completely remove ammonium ions.

The efficiency of ammonium oxidation in distilled water increases with an increase in the starting concentration of solutions. Thus, at a current density of 172.4 A/m2, over 1-2.5 hours, in a two-chamber electrolyzer, the concentration of ammonium ions decreases from 50-120 mg/dm3 for ammonium to zero. An increase in the intensity of ammonium oxidation is due to a concentration factor and an increase in the electrical conductivity of solutions. Curves in Fig. 7 describe a change in voltage in the process of electrolysis. The chart demonstrates distinct regions of the increased conductivity and reduced voltage. This is due to an increase in the number of ions in anolyte at the beginning of the process and a decrease in the concentration of ions at its end, which is associated both with the oxidation of ammonium ions and a possible removal of nitrogen oxides from water.

The process of oxidation of ammonium sulfate (90 mg/dm3 for ammonium) proceeds even faster in the case of preparing solutions on tap water (Fig. 6, 8, 9).

It should be noted that the consumption of electricity for the oxidation of ammonium ions decreases with an increase in the concentration of ammonium in the solution, although there is no significant difference when using tap or distilled water (Table 1). If we assume that it is the insignificant concentration of chloride ions in anolyte that catalyzes the process of ammonium oxidation, then it is possible, in order to gradually dose chlorides into the anode chamber, to add chloride-ions to the catholyte. From the catholyte, chlorides together with hydroxide-anions would pass the anion membrane into the anode chamber.

It is possible that the formation of oxidized compounds of chlorine contributes to the acceleration of the complex processes of ammonium oxidation. And an increase in the starting concentration of sulfates slightly slows at the same time the degradation of ammonia. That could be explained by the progress of a side reaction — formation of persulfate-anions on the anode. Persulfate almost do not oxidize ammonium, and this leads to a certain slowdown in the process of degradation of ammonia by electrolysis.

Further studies (Fig. 10, 11) have shown that chlorides in catholyte in a concentration of 30 mg/dm3 lead to a certain acceleration of the process of ammonium oxidation. Such indicators of the process as changes in pH of solutions and outputs of the oxidized ammonium for current are almost indistinguishable for both distilled and tap water. This is predetermined by a sufficient concentration of chlorides in both cases. The advantage of the process of electrochemical oxidation of ammonium in tap water is the higher electrical

conductivity of the system that helps reduce energy consumption for its oxidation.

In general, it should be noted that a given method is promising for conditioning the water for household purposes and preparation of bottled water. This relates, first of all, to conditioning the artesian waters, which are quite often contaminated with ammonium although the content of the latter is low. It is the application of electrolysis that would safely purify water from ammonium with no significant negative impact on water quality. In this case, even in the presence of chlorides in water in small concentrations (up to 15-20 mg/dm3) the ammonium oxidation process proceeds efficiently. In the case of total absence of chloride ions, the intensification of the process can be achieved by adding chlorides to catholyte. During treatment in the anode area, water will be purified not only from ammonium, but it would be disinfected at the expense of forming atomic oxygen, peroxide compounds and microquantities of active chlorine or chlorine dioxide. These substances form at the anode. The processes of cleaning and disinfection of water are easily controlled by adjusting current density and water flow rate through the anode chamber.

7. Conclusions

1. It is shown that the efficiency of electrochemical oxidation of ammonium in solutions of ammonium sulfate in the anode region of a two-chamber electrolyzer depends both on the concentrations of ammonium and current density. The intensity of oxidation (the amount of decomposed NH ) increases with increasing concentrations of ammonium and with increasing current density current. Specific consumption of electricity ((kW-h/g-equiv.) decreases with increasing ammonium concentration and decreasing current density. In all cases, we observed a decrease in pH of the environment with an increase in the degree of conversion of ammonium (to 6.1-2.0) at the expense of formation of oxides of nitrogen and sulphuric acid.

2. It was established that during electrolysis in solutions of ammonium sulfate in tap water at the starting concentration of ammonium of 90 mg/dm3 at a current density of 172.4 A/m2, the rate of ammonium oxidation process is 1.66 times larger compared to the solution on distilled water. The acceleration in the process of oxidation is obviously due to the presence of chlorides in tap water and the catalytic effect of these ions. In this case, in distilled water, the residual ammonium concentration is 1-3 mg/dm3, while in tap water its complete removal is achieved.

3. It is shown that in the presence of chlorides in catho-lyte at a concentration of 30 mg/dm3, there is almost the disappearance of the dependence of rate and efficiency of the oxidation of ammonium on environment — tap water or distilled water, which is predetermined by a sufficient concentration of chlorides in both cases: in the process of electrolysis, chlorides would enter the anolyte through the anion membrane together with hydroxide-anions.

References

1. DSanPiN 2.2.4-171-10. Derzhavni sanitarni normy ta pravyla «Hihienichni vymohy do vody pytnoi, pryznachenoi dlia spozhyvan-nia liudynoiu». Kyiv, 2022. 25 p.

2. Modeling assessment for ammonium nitrogen recovery from wastewater by chemical precipitation / Zhang T., Li Q., Ding L., Ren H., Xu K., Wu Y., Sheng D. // Journal of Environmental Sciences. 2022. Vol. 23, Issue 6. P. 881-890. doi: https:// doi.org/10.1016/s1001-0742(10)60485-8

3. Patel I. A., Desai H. H. Ammonium Removal from Landfill Leachate by Chemical Precipitation // International Journal of Innovative Research and Development. 2022. Vol. 3, Issue 7. P. 116-126.

4. Removal of ammonium from greywater using natural zeolite / Widiastuti N., Wu H., Ang H. M., Zhang D. // Desalination. 2022. Vol. 277, Issue 1-3. P. 15-23. doi: https://doi.org/10.1016/j.desal.2022.03.030

5. Kinetic and equilibrium studies of the removal of ammonium ions from aqueous solution by rice husk ash-synthesized zeolite Y and powdered and granulated forms of mordenite / Yusof A. M., Keat L. K., Ibrahim Z., Majid Z. A., Nizam N. A. // Journal of Hazardous Materials. 2022. Vol. 174, Issue 1-3. P. 380-385. doi: https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2009.09.063

6. Concentration of ammonium from municipal wastewater using ion exchange process / Malovanyy A., Sakalova H., Yatchyshyn Y., Plaza E., Malovanyy M. // Desalination. 2022. Vol. 329. P. 93-102. doi: https://doi.org/10.1016/j.desal.2022.09.009

7. Gomelya M., Trokhymenko G., Shabliy T. Low-waste ion exchange technology of extraction of nitrogen compounds from water // Eastern-European Journal of Enterprise Technologies. 2022. Vol. 3, Issue 10 (81). P. 18-23. doi: https://doi.org/10.15587/ 1729-4061.2022.72328

8. Mousavi S. A., Ibrahim S., Aroua M. K. Effect of carbon source on acclimatization of nitrifying bacteria to achieve high-rate partial nitrification of wastewater with high ammonium concentration // Applied Water Science. 2022. Vol. 7, Issue 1. P. 165-173. doi: https://doi.org/10.1007/s13201-014-0229-z

9. Pretreatment of contaminated raw water by a novel double-layer biological aerated filter for drinking water treatment / Han M., Zhao Z., Cui F., Gao W., Liu J., Zeng Z. // Desalination and Water Treatment. 2022. Vol. 37, Issue 1-3. P. 308-314. doi: https:// doi.org/10.1080/19443994.2022.661287

10. Nozhevnikova A. N., Simankova M. V., Litti Y. V. Application of the microbial process of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) in biotechnological wastewater treatment // Applied Biochemistry and Microbiology. 2022. Vol. 48, Issue 8. P. 667-684. doi: https://doi.org/10.1134/s0003683812080042

11. Combination of ion exchange and partial nitritation/Anammox process for ammonium removal from mainstream municipal wastewater / Malovanyy A., Plaza E., Trela J., Malovanyy M. // Water Science & Technology. 2022. Vol. 70, Issue 1. P. 144. doi: https:// doi.org/10.2166/wst.2022.208

12. Su J.-J., Chang Y.-C., Huang S.-M. Ammonium reduction from piggery wastewater using immobilized ammonium-reducing bacteria with a full-scale sequencing batch reactor on farm // Water Science & Technology. 2022. Vol. 69, Issue 4. P. 840. doi: https:// doi.org/10.2166/wst.2022.787

13. Applying a chemical equilibrium model for optimizing struvite precipitation for ammonium recovery from anaerobic digester effluent / Jia G., Zhang H., Krampe J., Muster T., Gao B., Zhu N., Jin B. // Journal of Cleaner Production. 2022. Vol. 147. P. 297-305. doi: https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2022.01.116

14. Study of using the anionites in low-waste processes of water purification from phosphates / Gomelya N., Petrychenko A., Trokhi-menko A., Martyniuk Y. // Eastern-European Journal of Enterprise Technologies. 2022. Vol. 3, Issue 10 (87). P. 36-41. doi: https:// doi.org/10.15587/1729-4061.2022.101400

15. Treatment of high-strength wastewater from ammonium and phosphate ions with the obtaining of struvite / Tulaydan Y., Malovanyy M., Kochubei V., Sakalova H. // Chemistry & Chemical Technology. 2022. Vol. 11, Issue 4. P. 463-468. doi: https:// doi.org/10.23939/chcht11.04.463

16. Recovery of nitrogen from saponification wastewater by struvite precipitation / Huang H., Xiao X., Yang L., Yan B. // Water Science & Technology. 2022. Vol. 61, Issue 11. P. 2741. doi: https://doi.org/10.2166/wst.2022.060

17. Struvite precipitation for ammonium removal from anaerobically treated effluents / Escudero A., Blanco F., Lacalle A., Pinto M. // Journal of Environmental Chemical Engineering. 2022. Vol. 3, Issue 1. P. 413-419. doi: https://doi.org/10.1016/j.jece.2022.01.004

18. Adsorption of high ammonium nitrogen from wastewater using a novel ceramic adsorbent and the evaluation of the ammonium-adsorbed-ceramic as fertilizer / Zhao Y., Yang Y., Yang S., Wang Q., Feng C., Zhang Z. // Journal of Colloid and Interface Science. 2022. Vol. 393. P. 264-270. doi: https://doi.org/10.1016/jjcis.2022.10.028

19. Chemical precipitation and biosorption treating landfill leachate to remove ammonium-nitrogen / Chen Y., Liu C., Nie J., Luo X., Wang D. // Clean Technologies and Environmental Policy. 2022. Vol. 15, Issue 2. P. 395-399. doi: https://doi.org/10.1007/ s10098-012-0511-4

20. A novel electrochemical reactor for nitrogen and phosphorus recovery from domestic wastewater / Ren S., Li M., Sun J., Bian Y., Zuo K., Zhang X. et. al. // Frontiers of Environmental Science & Engineering. 2022. Vol. 11, Issue 4. doi: https://doi.org/10.1007/ s11783-017-0983-x

21. Novikov Yu. V., Lastochkina K. O., Boldina Z. N. Metody issledovaniya kachestva vody / A. P. Shickova (Ed.). Moscow: Medicina, 1990. 339 p.