242

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

Jacek Leszczyński

pODczySzczANie ODcieków ze SkłADOwiSkA

ODpADów StAłych metODą kOAgulAcJi

Streszczenie. Badano skuteczność podczyszczania odcieków pochodzących z ustabilizowanego skła-

dowiska odpadów stałych metodą koagulacji. Odcieki przeznaczone do badań technologicznych cha-

rakteryzowały się wartością pH 8,24, niewielką mętnością 45 NTU, wysoką barwą 5150 mgPt/dm

3

,

stężeniem ChZT 2205 mgO

2

/dm

3

i BZT

5

310 mgO

2

/dm

3

. Koagulację prowadzono z wykorzystaniem

polichlorku glinu, chlorku żelaza(III), oraz wapna w postaci 5% roztworu CaO. Wymagana dawka

wapna, niezbędna do uzyskania pH 11,5 wynosiła 750 mg/dm

3

. Spośród wybranych koagulantów

najwyższą efektywność w odniesieniu do ChZT 54 % oraz barwy 75% uzyskano stosując polichlo-

rek glinu w dawce 390 mgAl

3+

/dm

3

. Wysoki efekt usunięcia ChZT i barwy uzyskano również w

procesie koagulacji wapnem.
Słowa kluczowe: odcieki składowiskowe, koagulacja, koagulacja wapnem.

WproWadzenie

Składowiska wciąż pozostają podstawową formą składowania i przechowywania

odpadów stałych. [1] W trakcie składowania odpady podlegają wielu fizyko-chemicz-

nym i biologicznym przemianom. W wyniku degradacji części organicznej odpadów

powstają zanieczyszczenia, które migrują wraz z wodami opadowymi i roztopowymi

tworząc tzw. odcieki, zawierające wiele rozpuszczonych związków mineralnych i orga-

nicznych. [2,3] W odciekach zidentyfikowano łącznie ponad 200 indywidualnych

związków organicznych zawierających jedno i dwupierścieniowe węglowodory aroma-

tyczne w stężeniach od ilości śladowych do blisko 100 �/dm

3

. [4]

Jednym z najbardziej istotnych zagadnień związanych z oddziaływaniem

składowiska na środowisko jest ochrona wód gruntowych przed odciekami. W celu

zapewnienia odpowiedniego postępowania z odciekami oraz zminimalizowania ich

szkodliwego wpływu na środowisko konieczne jest poznanie mechanizmów ich for-

mowania oraz fizycznych i chemicznych właściwości. Skład i stężenie zanieczysz-

czeń zawartych w odciekach kształtuje wiele czynników, najważniejsze spośród nich

to czas składowania odpadów, wielkość i zmienność opadów atmosferycznych oraz

rodzaj zgromadzonych odpadów. Jednakże w największym stopniu skład odcieków

kształtuje „wiek” składowiska. [5]

Jacek LESZCZyńSKI – Politechnika Białostocka, Katedra Technologii w Inżynierii i Ochro-
nie Środowiska

243

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

Generalnie odcieki z młodych składowisk znajdujących się w fazie kwaso-

gennej charakteryzują się wysokimi wartościami BZT

5

(3 do 13 g/dm

3

), ChZT

(30 – 60 g/dm

3

) i jonu amonowego (0,5 – 2 g N-NH

4

+

/dm

3

) oraz stosunkiem

BZT

5

/ ChZT równym 0,4 ÷ 0,7. [6,7,8]

Jednocześnie z upływem lat funkcjonowania składowiska w wyniku prze-

mian biochemicznych następuje rozkład biodegradowalnych frakcji materii orga-

nicznej, co prowadzi do stabilizacji składu odcieków, które wykazują znacznie niż-

sze wartości ChZT poniżej 3 mgO

2

/dm

3

oraz charakteryzują się stosunkiem

BZT

5

/ChZT poniżej 0,1. Jednocześnie zwiększa się stężenie azotu amonowego,

zwykle powyżej 0,4 gN-NH

4

/dm

3

. W tego typu składowiskach przeważają również

związki organiczne o większej masie cząsteczkowej. [9,10,11]

W zakresie stosowanych metod oczyszczania lub częściowego podczyszczania

odcieków oraz w zależności od charakteru i składu odcieków stosowane są procesy

fizyczno-chemiczne i biologiczne. Procesy biologiczne przeznaczone są głównie do

podczyszczania odcieków charakteryzujących się wyższym stosunkiem BZT/ChZT.

Natomiast zastosowanie procesów fizyczno-chemicznych, pozwala nie tylko na czę-

ściowe usunięcie zanieczyszczeń, lecz równocześnie może prowadzić do zwiększe-

nia udziału biodegradowlnej frakcji materii organicznej, co umożliwia ich oczysz-

czanie na drodze biochemicznej. Spośród fizyko-chemicznych procesów do

oczyszczania odcieków wykorzystuje się koagulację, sorpcję, chemiczne utlenianie

oraz metody membranowe. [12,13,14]

Koagulacja i flokulacja okazuje się bardzo skuteczną metodą oczyszczania od-

cieków zwłaszcza pochodzących z ustabilizowanych składowisk. [5] Często stoso-

wana jako forma podczyszczania odcieków przed procesami biologicznymi lub me-

todami membranowymi. Najczęściej jako koagulanty stosowane są sole glinu

i żelaza głównie w postaci siarczanu glinu, polichlorku glinu, siarczanu żelaza(III),

chlorku żelaza(III) lub ich wzajemne połączenia. [15,16].

meTodyka badań

Odcieki przeznaczone do badań pochodziły ze składowiska zlokalizowanego

w województwie podlaskim, przyjmującego odpady z Białegostoku oraz okolicznych

miejscowości i gmin. Składowisko przyjmuje odpady komunalne stałe oraz odpady

stałe przemysłowo-nietoksyczne, które nie wymagają opracowania specjalnej tech-

nologii składowania. Wydzielone w trakcie składowania odpadów odcieki groma-

dzone są w zbiornikach retencyjnych o konstrukcji ziemnej, uszczelnionej geomem-

braną. Do badań pobrano łącznie ok. 40 dm

3

odcieków w różnych punktach

zbiorników retencyjnych, następnie odcieki zmieszano, uzyskując w ten sposób ujed-

noliconą próbkę przeznaczoną do badań analitycznych i technologicznych. W tak

przygotowanych odciekach oznaczono: pH, przewodność elektrolityczną właściwą,

zasadowość ogólną, barwę, mętność, zawartość substancji organicznych jako ChZT

244

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

i OWO, azot ogólny Kjeldahla i amonowy, fosfor ogólny oraz suchą pozostałość

ogólną.

W części zasadniczej badania prowadzono z wykorzystaniem polichlorku gli-

nu, chlorku żelaza(III), oraz wapna w postaci 5% roztworu CaO. W trakcie badań

określono i kontrolowano parametry procesu koagulacji, takie jak dawka, czas kon-

taktu, intensywność mieszania w odniesieniu do każdego reagenta. Po procesie zba-

dano właściwości i ustalono objętość powstających osadów oraz określono efektyw-

ność usuwania wybranych wskaźników zanieczyszczenia.

Polichlorek glinu dozowano w zakresie 40, 90, 140, 190, 240, 340, 390 mgAl

3+

/dm

3

,

chlorek żelaza(III) dawkowano w ilości 40, 90, 140, 190, 240, 340, 390 mgFe

3+

/dm

3

,

natomiast dawkę wapna ustalono doświadczalnie w oparciu o założoną wartość odczy-

nu. Do uzyskania wymaganej wartości pH 11,5 w próbce odcieków dawka mleka wa-

piennego w postaci CaO wynosiła 750 mg/dm

3

.

Koagulację prowadzono w zlewkach cylindrycznych o objętości próbki odcie-

ków 1 dm

3

w układzie klasycznym obejmującym etapy szybkiego i wolnego miesza-

nia, sedymentacji, filtracji i dekantacji. W pierwszej fazie procesu odcieki wraz

z reagentem mieszano szybko przez 30 sekund z intensywnością 110 obr./min, na-

stępnie wolno przez 30 minut (20 obr./min.). Po procesie flokulacji próbki pozosta-

wiono przez 4 godziny celem sedymentacji wytworzonej zawiesiny, następnie od-

dzielono od osadów warstwę cieczy sklarowanej. Ze względu na wysoką wartość pH

odcieków po koagulacji wapnem, w próbkach sklarowanych przeprowadzono rekar-

bonizację dwustopniową z pośrednią sedymentacją wytrąconych osadów. W tym ce-

lu odcieki neutralizowano gazowym CO

2

podawanym z butli wysokociśnieniowej

przez dyfuzor ceramiczny w pierwszej kolejności do pH 9,5, a po oddzieleniu osa-

dów do pH ok. 7,2. W próbkach uzyskanych po koagulacji z zastosowaniem poszcze-

gólnych reagentów oznaczono: pH, przewodność elektrolityczną, BZT

5

, ChZT, OWO

azot ogólny Kjeldahla, Fosfor ogólny, barwę oraz suchą pozostałość ogólną.

W wybranych próbkach oznaczono dodatkowo koncentrację osadu oraz okre-

ślono jego zdolność do sedymentacji poddając 1 dm

3

skoagulowanej próbki odcie-

ków sedymentacji w lejach Imhoffa w czasie 10, 20 ,30, 60, 120, 180 minut oraz 24 h

określając objętość oddzielonego osadu w cm

3

/dm

3

. W próbkach po 24 godzinach

sedymentacji wykonano dodatkowo oznaczenie koncentracji osadu zagęszczonego.

Oznaczenia analityczne barwy, ChZT, azotu amonowego, azotu ogólnego Kjel-

dahla oraz fosforu ogólnego wykonano wg procedury Hach handbook. [17] Pozosta-

łe analizy fizyczno-chemiczne przeprowadzono zgodnie z procedurą APHA. [18]

Do oznaczenia pH i przewodności wykorzystano pH-metr Hach session 4, BZT

5

ze-

staw Oxitop, mętność oznaczono nefelometrem WTW, metale ciężkie spektrome-

trem ASA.

245

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

Wyniki badań i dySkuSja

Wstępne badania analityczne odcieków wskazują na ich wyraźnie zróżnicowa-

ny skład fizyczno-chemiczny uwarunkowany głównie warunkami atmosferycznymi

panującymi w okresie poprzedzającym pobór próbek. Wartości minimalne, maksy-

malne oraz średnie badanych wskaźników przedstawiono w tabeli 1. wg badań od-

cieki charakteryzowały się lekko alkalicznym odczynem, wysoką wartością prze-

wodności elektrolitycznej, co wskazuje na dużą zawartość rozpuszczonych soli.

Zawierały ponadto wysokie stężenia zanieczyszczeń wyrażonych jako ChZT oraz

związków azotowych, głównie w postaci jonu amonowego. W badanych odciekach

nie zaobserwowano natomiast wysokich stężeń metali ciężkich. Zarówno wartości

stężeń poszczególnych zanieczyszczeń, zwłaszcza ChZT i BZT

5

oraz ich wzajemne

proporcje oscylujące w granicach BZT

5

/ChZT od 0,09 do 0,2 wskazują na rodzaj

składowiska ustabilizowanego, zgodnie z przyjętymi wskaźnikami opracowanymi

przez Kang i współprac.[19] W takim przypadku do oczyszczania odcieków należy

zastosować procesy fizyczno-chemiczne, jak np. koagulacja-flokulacja, gdyż bezpo-

średnie zastosowanie procesów biologicznych może okazać się nieskuteczne. [5]

Tabela 1. Parametry fizyczno-chemiczne badanych odcieków z 12 próbek

Table 1. Physicochemical parameters of leachate. (avarage of 12 samples)

Badany parametr

Jednostka

Wartość oznaczenia

min

max

średnia

pH

-

7,81

8,68

8,29

Przewodność elektrolityczna

ms/cm

9,13

23,02

18,51

Cu

mg/dm

3

0,01

0,186

0,115

Zn

mg/dm

3

0,212

0,741

0,368

Pb

mg/dm

3

0,01

0,023

0,019

Cd

mg/dm

3

0,003

0,021

0,014

Zawiesina ogólna

mg/dm

3

30

550

260

BZT

5

mgO

2

/dm

3

165

1420

495

ChZT

mgO

2

/dm

3

1815

5830

3755

Azot ogólny Kjeldahla

mgN/dm

3

957

1821

1275

Azot amonowy

mgN-NH

4

+

/dm

3

605

951

810

Fosfor ogólny

mgP/dm

3

1,5

11,0

6,95

Odcieki przeznaczone do badań technologicznych charakteryzowały się warto-

ścią pH 8,24, niewielką mętnością 45 NTU, wysoką barwą 5150 mgPt/dm

3

,

ChZT 2205 mgO

2

/dm

3

, BZT

5

310 mgO

2

/dm

3

, OWO 725 mg/dm

3

, stężeniem azotu

ogólnego Kjeldahla 980 mgN/dm

3

, oraz fosforu ogólnego 10,1 mgP/dm

3

. Zawartość

substancji wyrażonych jako sucha pozostałość ogólna wynosiła 5850 mg/dm

3

, nato-

miast przewodność elektrolityczna 8,84 mS/cm.

Efektywność usuwania barwy, ChZT, BZT

5

, OWO oraz azotu ogólnego Kjel-

dahla uzyskaną po procesie koagulacji z wykorzystaniem, polichlorku glinu, chlorku

246

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

żelaza(III) i wapna przedstawiono na rysunkach 1-5. W próbkach odcieków po ko-

agulacji najmniejszą dawką polichlorku glinu tj. 40 mgAl

3+

/dm

3

zawartość zanie-

czyszczeń wyrażonych jako ChZT zmniejszyła się o 16%, stężenie OWO o 9%, nato-

miast efekt usunięcia barwy wynosił 37%. W porównaniu do ChZT i OWO obniżenie

BZT

5

po koagulacji było stosunkowo wysokie i wynosiło 31%. Koagulacja chlorkiem

żelaza(III) również przy najmniejszej dawce reagenta (40 mgFe

3+

/dm

3

) pozwoliła na

obniżenie ChZT i OWO jedynie o 8%, barwy o 12 % i BZT

5

o 7%. Natomiast efekt

usunięcia azotu ogólnego i fosforu ogólnego był w obydwu przypadkach zbliżony

i wynosił odpowiednio 6 i 27% po zastosowaniu polichlorku glinu oraz 5 i 28% po

koagulacji chlorkiem żelaza(III). Podobnie wyższą skuteczność w odniesieniu do

polichlorku glinu odnotowano w zakresie największych stosowanych dawek koagu-

lantów. Przy czym wraz ze wzrostem dawki różnice w efektywności usuwania

w odniesieniu do ChZT i OWO były większe na korzyść polichlorku glinu.

I tak przy największej zastosowanej dawce polichlorku glinu tj. 390 mgAl

3+

/dm

3

efekt usunięcia barwy wynosił 75%, ChZT 54%, BZT

5

70 % oraz OWO 43%. Nato-

miast po zastosowaniu koagulantu żelazowego, również w największej dawce

390 mgFe

3+

/dm

3

redukcja barwy wynosiła 38%, ChZT 44%, BZT

5

53% oraz OWO

36%. W próbkach po koagulacji polichlorkiem glinu odczyn wynosił 6,44 pH, a po

zastosowaniu chlorku żelaza(III) 6,68 pH.

W zakresie przyjętych dawek reagentów i ich rodzaju nie zaobserwowano wyż-

szej skuteczności usuwania zanieczyszczeń koagulantem żelazowym w porównaniu

do polichlorku glinu, na co wskazują badania przeprowadzone przez Amokrane

i współpracowników [15]. W tym przypadku przy początkowym stężeniu ChZT

4100 mg/dm

3

oraz dawce koagulantu (0,035 mola/dm

3

Fe

3+

oraz Al

3+

) efekt usunięcia

ChZT po zastosowaniu soli glinu wynosił 42%, natomiast przy takiej samej dawce

soli żelaza 55%. Podobne rezultaty po zastosowaniu koagulacji do oczyszczania od-

cieków o stężeniu ChZT 5690 mg/dm

3

i pH 4,8 opisano w pracy Diamadopoulos,

gdzie skuteczność usuwania ChZT z odcieków bez korekty pH z zastosowaniem

FeCl

3

w dawce 0,8 g/dm

3

wynosiła 56% natomiast przy dawce 0,4 Al

2

(SO

4

)

3

g/dm

3

efekt kształtował się na poziomie 39%. [20] Generalnie mniejszą skuteczność ko-

agulantów zawierających glin w przypadku koagulacji ścieków i odcieków wiąże się

z depolimeryzacją produktów jak np. Al

13

O

4

(OH)

24

7+

powstających w procesie hydro-

lizy polichlorku glinu w wyniku obecności substancji organicznych w wysokich stę-

żeniach. [21,22]

Koagulacja przeprowadzona za pomocą wapna przy dawce 750 mgCaO/dm

3

okazała się skuteczna praktycznie w zakresie usuwania wszystkich badanych wskaź-

ników zanieczyszczenia. Po koagulacji wapnem oraz dwustopniowej rekarbonizacji

efekt usunięcia barwy wynosił 89%, ChZT 59%, BZT

5

88 % oraz fosforu ogólnego

82%. Jednocześnie w próbkach po procesie zaobserwowano obniżenie przewodności

elektrolitycznej, co świadczy również o zmniejszeniu ogólnego stężenia rozpuszczo-

nych soli. W porównaniu do koagulacji solami glinu i żelaza, proces z wykorzysta-

247

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

niem wapna charakteryzował się szczególnie wysokim obniżeniem zawartości azotu

ogólnego Kjeldahla 57%, co może wynikać z częściowej przemiany jonu amonowe-

go w amoniak gazowy po alkalizacji próbek wapnem do pH 11,5 i jego desorpcją.

W przypadku pozostałych badanych wskaźników zanieczyszczenia, porównywalny

efekt usunięcia np. ChZT po koagulacji wapnem uzyskano dopiero przy dawce poli-

chlorku glinu 340 mgAl

3+

/dm

3

.

Zastosowanie koagulacji zarówno z wykorzystaniem związków glinu, żelaza

jak i wapna prowadzi praktycznie do całkowitego usunięcia fosforu, przy stosunko-

wo niewielkim usunięciu azotu ogólnego, gdyż w procesie tym usuwane są głównie

frakcje związków azotowych jak proteiny występujące w postaci koloidalnej. Może

to w konsekwencji utrudnić oczyszczanie odcieków po koagulacji metodami biolo-

gicznymi. Aby procesy biologiczne przebiegały prawidłowo, krytyczny stosunek

BZT

5

:N:P po koagulacji powinien oscylować w granicach 100:5:1. [23]

rys 1. Efekt usunięcia ChZT w zależności od dawki i rodzaju koagulantu

Fig. 1. Effect of diffrent coagulants with various dosages on COD removal

rys 2. Efekt usunięcia BZT

5

w zależności od dawki i rodzaju koagulantu

Fig. 2. Effect of diffrent coagulants with various dosages on BOD removal

248

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

rys 3. Efekt usunięcia barwy w zależności od dawki i rodzaju koagulantu

Fig. 3. Effect of diffrent coagulants with various dosages on colour removal

rys 4. Efekt usunięcia OWO w zależności od dawki i rodzaju koagulantu

Fig. 4. Effect of diffrent coagulants with various dosages on TOC removal

rys 5. Efekt usunięcia azotu Kjeldahla w zależności od dawki i rodzaju koagulantu

Fig. 5. Effect of diffrent coagulants with various dosages on total nitrogen removal

249

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

WnioSki

Uzyskane wyniki badań wskazują na możliwość podczyszczania odcieków

z ustabilizowanego składowiska odpadów stałych metodą koagulacji z zastosowa-

niem polichlorku glinu, chlorku żelaza(III) oraz wapna, przy czym wyższą efektyw-

ność uzyskano po zastosowaniu polichlorku glinu. Równie skuteczna okazuje się

koagulacja wapnem, jednakże proces wymaga dodatkowej rekarbonizacji, dlatego

też zastosowanie wapna jest uzasadnione w przypadku usuwania amoniaku przez

odpędzanie.

Założoną efektywność redukcji ChZT (ok. 50%) uzyskano przy dawce

290 mgAl

3+

/dm

3

. Zwiększenie dawki do 390 mgAl

3+

/dm

3

nie wpłynęło w sposób

istotny na wzrost efektywności procesu. Natomiast zwiększa się w tym przypadku

wyraźnie ilość wytworzonych osadów, co może utrudniać sedymentację i dekantację

odcieków podczyszczonych. W próbkach po procesie koagulacji i flokulacji dawką

polichlorkiem glinu 390 mgAl

3+

/dm

3

stężenie zawiesiny wynosiło 3,7 g/dm

3

, nato-

miast objętość zawiesiny w leju Imhoffa po 4 h sedymentacji stanowiła 70% próbki.

Pomimo znacznego usunięcia barwy oraz zanieczyszczeń wyrażonych jako

ChZT i OWO odcieki wymagają dalszego oczyszczania z wykorzystaniem np. che-

micznego utleniania, adsorpcji lub procesów membranowych.

BiBLioGraFia

1. El-Fadel M., A.N. Findikakis and Leckie J.O., 1997. Environmental impacts of solid waste land-

filling. J. Environ. Manage., 50: 1-25.

2. Kurniawan T., A., Lo, W., Chan, G., Y., 2006. Physico-chemical treatment for removal of recalci-

trant contaminants from landfill leachate, J. Hazard. Mater., B129, 80-100.

3. Qasim S.R. and Chiang W., 1994. Sanitary landfill leachate: Generation, Control and Treatment.

Technomic Publishing, Lancaster, PA.

4. Paxeus N., 2000. Organic compounds in municipal landfill leachate, Wat, Sci, Tech., 42, 323-

333.

5. Silva A.C., M. Dezotti, Jr Sant’Anna G.L., 2004. Treatment and detoxification of a sanitary land-

fill leachate. Chemosphere, 55: 207-214.

6. Hector Alvarez-Vazquez, Bruce Jefferson, J. Simon Judd, 2004. Membrane bioreactors vs co-

nventional biological treatment of landfill leachate: a brief review. Journal of chemical technolo-

gy and biotechnology, 79: 1043-1049.

7. Borzacconi L., I. Lopez, M. Ohanian and Vianas M., 1999. Anaerobic aerobic treatment of mu-

nicipal solid waste leachate. Environ. Techno., 20: 211-217.

8. Inanc B., B. Calli and Saatci A., 2000. Characterization and anaerobic treatment of sanitary

landfill leachate in Istanbul. Water Sci. Technol., 41: 223-230.

9. Zouboulis A.I., M.X. Loukidou and Christodoulou K., 2001. Enzymatic treatment of sanitary

landfill leachate. Chemosphere, 44: 1103-1108.

10. Morais J.L. and Zamora P.P., 2005. Use of advanced oxidation process to improve the biodegrad-

ability of mature landfill leachate. J. Hazard. Mater., 123: 181-186.

250

Inżynieria Ekologiczna Nr 25, 2011

11. Weis M., G. Abbt-Barun and Frimmel F.H., 1989. Humic-like substances from landfill leachate

characterization and comparison with terrestrial and aquatic humic substances. Sci. Total Envi-

ron., 81/82: 343-352.

12. Forgie D.J.L., 1988. Selection of the most appropriate leachate treatment methods, Part 2: a re-

view of recirculation, irrigation and potential physicochemical treatment methods. Water Pollut.

Res. J., 23: 329-340.

13. Wu C.C., H.W. Ma and Chang C.C., 2004. Treatment of landfill leachate by ozone based advan-

ced oxidation processes. Chemosphere, 54: 997-1003.

14. Chianese A., R. Rolando and N. Verdone, 1999. Treatment of landfill leachate by reverse osmo-

sis. Water Res., 33: 647-652.

15. Amokrane A., C. Comel and J. Veron, 1997. Landfill leachates pretreatment by coagulation-

flocculation. Water Res., 31: 2775-2782.

16. Zouboulis A., X. Chai, I. Katsoyiannis, 2004. The application of bioflocculant for the removal of

humic acids from stabilized landfill leachates. Journal of Environmental Management, 70: 35-41.

17. HACH Handbook, 2003. Hach Company, Loveland, CO, USA.

18. APHA, 2005. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 21st edition,

American Public Health Association, Washington D.C., USA.

19. Kang K., Shin K., Park H., 2002. Characterization of humic substances present in landfill le-

achates witch landfill ages and its implications, Water Research, 36, 4023-4032.

20. Dimadopoulos E., 1994. Characterization and treatment of recirculation stabilized leachate. Wa-

ter Res., 28(12): 2439-2445.

21. Duan J., Gregory j., 2003. Coagulation by hydrolyzing metal sals.Adv.in Colloid Interface Sci.,

100-102: 475-502.

22. Gan Chin Heng G.C., Elmolla e.S., Chaudhuri M., 2009. Physicochemical Pretreatment of Land-

fill Leachate. International Conference on Engineering Technology, Kuala Lumpur 2009 – 8-10.

23. Aguilar M.I., J. Saez, M. Liorens, A. Soler and J.F. Ortuno, 2002. Nutrient removal and sludge

production in the coagulation-flocculation process. Water Res., 36: 2910-2919.

Pretreatment of stabilized landfill leachate
using coagulation-flocculation

Abstract. The objective of the research was to study coagulation-flocculation pretreatment a stabi-

lized landfill leachate. The average characteristics of samples were: pH 8,24, NTU 45, color

5150 mgPt/dm

3

, COD 2205 mgO

2

/dm

3

, BOD 310 mgO

2

/dm

3

. The coagulation of landfill leachate

samples was accomplished by addition of different coagulants including poly-aluminum chloride,

ferric chloride and lime in various dose. Lime coagulation process the results show that the pH of

leachate can be adjusted to 11,5, after putting in 750 mgCaO /dm

3

. Results of these tests showed that

among uses coagulants the best for treatment of the leachate is poly-aluminum chloride. Maximum

COD and color removal rates for 54% and 75% had been achieved by addition of 390 mg/m

3

of poly-

aluminum chloride as Al

3+

respectively. Therefore coagulation-flocculation is not sufficient for treat-

ment of this leachate and for further treatment some other methods such as chemical oxidation, GAC

adsorption and membrane filtration should be applied.
Keywords: landfill leachate, coagulation-flocculation, lime coagulation process.