E C O L O G IC A L C H E M IS T R Y A N D E N G IN E E R IN G S

Vol. 16, No. 3

2009

Dorota KULIKOWSKA

*

CHARAKTERYSTYKA ORAZ METODY USUWANIA

ZANIECZYSZCZEŃ ORGANICZNYCH Z ODCIEKÓW

POCHODZĄCYCH Z USTABILIZOWANYCH SKŁADOWISK

ODPADÓW KOMUNALNYCH

CHARACTARIZATION OF ORGANICS AND METHODS TREATMENT

OF LEACHATE FROM STABILIZED MUNICIPAL LANDFILLS

Abstrakt: Przedstawiono charakterystykę zanieczyszczeń organicznych występujących w odciekach
pochodzących ze składowisk odpadów komunalnych z uwzględnieniem związków uznawanych za
niebezpieczne, w tym BTEX, WWA (PAH) i związków chloroorganicznych. Omówiono zależność pomiędzy
wiekiem składowiska a rodzajem i stężeniem zanieczyszczeń organicznych występujących w odciekach.
Dokonano przeglądu piśmiennictwa dotyczącego oczyszczania odcieków pochodzących ze składowisk
ustabilizowanych

z

zastosowaniem

najczęściej

wykorzystywanych

metod

fizykochemicznych,

tj. koagulacji/flokulacji, adsorpcji, pogłębionego utleniania oraz metod membranowych.

Słowa kluczowe: odcieki składowiskowe, związki organiczne, BTEX, WWA, koagulacja/flokulacja,

adsorpcja, pogłębione utlenianie, metody membranowe

Wprowadzenie

Konsekwencją składowania odpadów jest powstawanie odcieków, których

charakterystyczną cechą jest zróżnicowany skład chemiczny zmieniający się w czasie
i zależny od rodzaju deponowanych odpadów i sposobu eksploatacji składowiska.
Powoduje to, że pomimo iż badania nad unieszkodliwianiem odcieków są prowadzone
od wielu lat, to opracowanie wysoko sprawnych metod oczyszczania pozostaje nadal
otwartym problemem.

Wybór metody oczyszczania w dużej mierze zależy od składu chemicznego odcieków

oraz podatności na biodegradację występujących w nich związków organicznych.
W przypadku odcieków ze składowisk młodych polecane są metody biologiczne, a do
oczyszczania odcieków ze składowisk ustabilizowanych, zawierających związki

*

Katedra Biotechnologii w Ochronie Środowiska, Wydział Ochrony Środowiska i Rybactwa, Uniwersytet

Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, ul. Słoneczna 45G, 10-907 Olsztyn-Kortowo, tel. [phone],
email: [e-mail]

Dorota Kulikowska

390

refrakcyjne, metody fizykochemiczne. W wielu przypadkach duże stężenia
zanieczyszczeń organicznych, w tym refrakcyjnych, powodują, że w celu uzyskania
odpływu o bardzo dobrej jakości konieczne jest stosowanie połączonych metod
fizykochemicznych i biologicznych, czyli tzw. układów wielostopniowych.

W niniejszej pracy dokonano przeglądu literatury, dotyczącej charakterystyki

odcieków, ze szczególnym uwzględnieniem zawartości związków organicznych oraz
przedstawiono najczęściej stosowane metody ich usuwania.

Wpływ wieku składowiska na rodzaj i stężenie
zanieczyszczeń organicznych występujących w odciekach

Podczas

deponowania

odpadów

na

składowiskach

zachodzą

procesy

biochemicznego rozkładu, którym towarzyszą zmiany w składzie jakościowym oraz
ilościowym odcieków. Produktami typowymi dla fazy fermentacji kwaśnej są głównie
lotne kwasy tłuszczowe, alkohole oraz inne małomolekularne związki organiczne, które
są łatwo wymywalne ze złoża składowiska.

Rodzaj i stężenie występujących w odciekach kwasów lotnych może się zmieniać

w zależności od rodzaju składowanych odpadów, wieku składowiska czy warunków jego
eksploatacji [1-3].

Harmsen [3] podaje, że w odciekach pochodzących ze składowiska w fazie kwaśnej

dominowały kwasy octowy i masłowy, a ich stężenia wynosiły odpowiednio
11 000

i

9890

mg/dm

3

.

Zawartość

kwasów

heksanowego,

propionowego

i walerianowego kształtowała się odpowiednio na poziomie: 5770, 3760 i 2510 mg/dm

3

,

podczas gdy etanolu była znacznie mniejsza - 277 mg/dm

3

. Z wcześniejszych badań

Burrows i Rowe [1] wynika natomiast, że w odciekach pochodzących z kilkuletniego
składowiska odpadów komunalnych kwas masłowy stanowił 87%, podczas gdy kwasy
walerianowy i propionowy występowały w ilościach stanowiących zaledwie 7 i 6%
całkowitej zawartości kwasów lotnych.

Lotne kwasy tłuszczowe ze względu na małe masy molekularne (poniżej 120 Da)

należą do związków łatwo ulegających biodegradacji [4].

Przemiany związków organicznych znajdujących się w masie składowiska prowadzą

do powstawania związków makromolekularnych, głównie substancji humusowych, które
mogą stanowić nawet 60% rozpuszczalnego węgla organicznego (RWO) [5]. Masy
molekularne substancji humusowych w odciekach wahają się od kilkuset do
kilkudziesięciu tysięcy Da [6], przy czym ich wartość oraz udział procentowy
poszczególnych frakcji zależą od wieku składowiska. Potwierdzają to badania Calace
i współprac. [7], którzy porównali wartości mas molekularnych związków organicznych
w odciekach pochodzących ze składowiska ustabilizowanego (> 10 lat eksploatacji) oraz
ze składowiska młodego, 4-letniego. Autorzy wykazali, że w odciekach ze składowiska
starego dominowały związki o dużych masach molekularnych, z czego związki
o masie > 100 kDa oraz w przedziałach 50÷100 kDa i 30÷50 kDa stanowiły
odpowiednio 19, 20 i 17%. W odciekach ze składowiska młodego prawie 70% stanowiły
związki o masie < 0,5 kDa, w przedziale 0,5÷10 kDa występowało 12%, zaś molekuły
o masach powyżej 10 kDa stanowiły 18%. Badania Kang i współprac. [8] wykazały, że
w odciekach występują głównie substancje humusowe, których masy molekularne
mieszczą się w przedziale 10÷100 kDa, zaś molekuły o mniejszych masach (do 1 kDa)

Charakterystyka oraz metody usuwania zanieczyszczeń organicznych z odcieków …

391

stanowią 15÷19%. Podobnie Wu i współprac. [9] odnotowali, że w odciekach
pochodzących z ustabilizowanego składowiska odpadów komunalnych (stosunek
BZT

5

/ChZT ok. 0,06) ponad 50% stanowiły związki organiczne o masach molekularnych

większych niż 10 kDa, natomiast związki o masach poniżej 1 kDa obejmowały niespełna
20%.

Powszechnie uważa się, że odcieki zawierają związki organiczne uznawane za

niebezpieczne, w tym pestycydy, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne
(WWA), oraz aromatyczne związki zawierające chlor [10], pestycydy, głównie MCPP
i atrazynę [11], benzenosulfoniany i naftalenosulfoniany [12]. Badania przeprowadzone
przez Paxéusa [13] na 3 starych składowiskach odpadów komunalno-przemysłowych
wykazały, że wśród analizowanych 209 związków odnotowano obecność 39 potencjalnie
niebezpiecznych substancji organicznych, w tym związków chloroorganicznych:
chlorobenzen (0,1÷62

µ

g/dm

3

), dichlorobenzen (0,1÷57

µ

g/dm

3

), trichlorofenol

(0,3÷1,0

µ

g/dm

3

), tetrachlorofenol (0,0÷0,1

µ

g/dm

3

), pentachlorofenol (0,1÷0,2

µ

g/dm

3

),

chloroanilina (0,0÷5,0

µ

g/dm

3

); alkilowych węglowodorów aromatycznych: toluen

(1÷17

µ

g/dm

3

),

etylobenzen

(0,2÷179

µ

g/dm

3

),

ksylen

(0,3÷310

µ

g/dm

3

);

wielopierścieniowych

węglowodorów

aromatycznych

(WWA):

naftalen

(0,4÷400

µ

g/dm

3

), fenantren (0,6÷52

µ

g/dm

3

), fluoranten (1,0÷6,0

µ

g/dm

3

), piren

(3

µ

g/dm

3

)

oraz

ftalanów:

dietyloftalan

(0,0÷4,0

µ

g/dm

3

),

dibutyloftalan

(0,0÷2,0

µ

g/dm

3

).

Shridharan i Didier (wg [14]) podają, że w odciekach zakresy stężeń benzenu i jego

alifatycznych pochodnych mogą zmieniać się w szerokim przedziale od 1 do
1630

µ

g/dm

3

(benzen), 1÷1680

µ

g/dm

3

(etylobenzen), 1÷11 800

µ

g/dm

3

(toluen),

9,4÷240

µ

g/dm

3

(ksylen). Spośród WWA acenaften występował w stężeniu

13,9÷21,3

µ

g/dm

3

, fluoren - 219÷32,6

µ

g/dm

3

, naftalen - 4,6÷186

µ

g/dm

3

, fenantren -

8,11 220

µ

g/dm

3

. Buniak i współprac. [15] w odciekach ze składowiska odpadów

komunalnych w Maślicach odnotowali obecność 16 rodzajów WWA, których stężenie
wynosiło łącznie 7966

µ

g/dm

3

, w tym 70% stanowił acenaftylen.

Klimiuk i Kulikowska [16] wykazały, że w odciekach ze składowiska odpadów

komunalnych w Wysiece koło Bartoszyc stężenie BTX wyniosło 175,8

µ

g/dm

3

. Wśród

nich największe stężenia odnotowano w przypadku ksylenu (82,7

µ

g/dm

3

), a najmniejsze

- benzenu (0,6

µ

g/dm

3

). Stężenie związków chlorowcoorganicznych wyniosło

55,7

µ

g/dm

3

, z czego prawie 98% stanowił chloroform. Średnie stężenie chlorobenzenów

było niewielkie - 0,75

µ

g/dm

3

. Wśród WWA występował naftalen, acenaftalen,

acenaften,

fluoren,

fenantren,

antracen,

fluoranten,

piren,

benzo[a]antracen,

chryzen,

benzo[b]fluoranten,

benzo[k]fluoranten,

benzo[a]piren

oraz

indeno[1,2,3-c,d]piren, w przypadku PCB odnotowano jedynie niewielkie stężenie
2,2’,3,4,4’,5-heksachlorobifenylu (PCB 138).

Pomimo dużej złożoności składu chemicznego odcieków, większość autorów jako

miarę zawartości związków organicznych wykorzystuje wskaźniki BZT

5

i ChZT. Wraz

z rosnącym wiekiem składowiska notuje się spadek zawartości związków organicznych
wyrażonych jako BZT

5

i ChZT oraz zmniejszenie proporcji BZT

5

/ChZT, co związane

jest z faktem, że w ogólnej puli związków organicznych maleje udział kwasów lotnych
i innych małomolekularnych związków organicznych zaliczanych do łatwo

Dorota Kulikowska

392

rozkładalnych. Uważa się, że stosunek BZT

5

/ChZT stanowi miarę zachodzących na

składowisku przemian biochemicznych.

Dane literaturowe wskazują, że w odciekach ze składowisk młodych występują

związki organiczne charakteryzujące się stosunkowo dużą podatnością na biodegradację,
czego potwierdzeniem jest duża (przekraczająca 0,5) wartość stosunku BZT

5

/ChZT

[17-22]. Wraz z wiekiem składowiska następuje obniżenie podatności na biodegradację
związków organicznych oraz spadek stosunku BZT

5

/ChZT [23-28].

Obniżenie wartości stosunku BZT

5

/ChZT w odciekach wraz z wiekiem składowiska

potwierdzają badania Gau i współprac. [29], którzy wykazali, że w pierwszych
miesiącach eksploatacji stosunek BZT

5

/ChZT wynosił 0,6÷0,8, zaś po 5 latach zmalał do

0,2÷0,4. Podobnie Kang i współprac. [8] wykazali, że wraz ze wzrostem wieku
składowiska maleje ilość substancji organicznych wyrażonych zarówno BZT

5

, jak

i ChZT oraz stosunek BZT

5

/ChZT. Autorzy analizowali odcieki pochodzące ze

składowisk różniących się wiekiem (< 5 lat, 5-10 lat, > 10 lat) i wykazali, że w odciekach
ze składowiska młodego stosunek BZT

5

/ChZT wynosił 0,79, a w odciekach ze

składowiska o wieku > 10 lat był ponad 7-krotnie mniejszy (0,11).

Jednakże zdaniem Chen [30], rozkład biodegradowalnej materii organicznej na

składowiskach może zachodzić w znacznie krótszym czasie. Na podstawie badań
9 różnych składowisk odpadów komunalnych na Tajwanie autor wykazał, że
najintensywniejsze przemiany następują w ciągu pierwszych 18 miesięcy eksploatacji,
a następnie osiągana jest faza stabilizacji, czego odzwierciedleniem jest małe stężenie
związków organicznych wyrażonych jako BZT

5

(poniżej 100 mg/dm

3

) oraz ChZT

(ok. 1000 mg/dm

3

). Zdaniem Reinhart i Al-Yousfi [31], na skrócenie czasu potrzebnego

do uzyskania stabilizacji z kilkudziesięciu do 2-3 lat ma wpływ recyrkulacja odcieków.
Potwierdzają to badania Chugh i współprac. [32], którzy odnotowali znaczne obniżenie
produkcji metanu oraz zawartości związków organicznych ChZT w odciekach, kiedy
objętość recyrkulowanych odcieków wynosiła 30% początkowej objętości złoża
składowiska. Podobne spostrzeżenia poczynili Aziz i współprac. [33] oraz Rodriguez
i współprac. [34], którzy wykazali, że nawet w odciekach pochodzących z młodych
składowisk stężenie związków organicznych wyrażonych jako ChZT jest małe.

Metody oczyszczania odcieków

Do oczyszczania odcieków składowiskowych stosowane są metody biologiczne,

fizykochemiczne oraz łączone. Wybór metody oczyszczania w dużej mierze zależy od
podatności na biodegradację występujących w odciekach związków organicznych.

Metody biologiczne zwykle stosowane są do odcieków pochodzących z młodych

składowisk, charakteryzujących się dużym stosunkiem BZT

5

/ChZT. Z przeglądu

piśmiennictwa wynika, że efektywność usuwania związków organicznych metodami
biologicznymi ulega znacznemu zmniejszeniu wówczas, gdy odcieki pochodzą ze starych
składowisk i zawierają głównie nierozkładalne substancje organiczne. Jako przykład
można podać badania Barbusińskiego i współprac. [35], którzy podczas oczyszczania
metodą osadu czynnego odcieków pochodzących z 50-letniego składowiska odpadów
przemysłowych (ChZT 1050 - 1500 mg/dm

3

) uzyskali efektywność usunięcia związków

organicznych na poziomie 7,5%. W trakcie badań odnotowali spadek aktywności
oddechowej mikroorganizmów oraz stopniową stabilizację i mineralizację osadu.

Charakterystyka oraz metody usuwania zanieczyszczeń organicznych z odcieków …

393

W takich przypadkach bardziej skuteczne okazują się metody fizykochemiczne,

takie jak koagulacja/flokulacja, adsorpcja, pogłębione utlenianie, oraz metody
membranowe [36-43].

Koagulacja/flokulacja

Procesy koagulacji/flokulacji są szeroko stosowane do oczyszczania odcieków

pochodzących z ustabilizowanych składowisk odpadów komunalnych jako oczyszczanie
wstępne przed metodami biologicznymi lub technikami membranowymi (np. odwróconą
osmozą) lub jako ostatni etap oczyszczania odcieków tzw. doczyszczanie. Zastosowanie
koagulacji do oczyszczania odcieków prowadzi do usunięcia z nich przede wszystkim
substancji o dużych masach molekularnych, czyli głównie substancji humusowych. Jako
koagulanty stosowane są najczęściej sole żelaza(III) i sole glinu oraz Ca(OH)

2

, przy

czym dane literaturowe wskazują, że najbardziej efektywne są sole żelaza. Amokrane
i współprac. [44] przy dawce siarczanu glinu wynoszącej 0,035 mola/dm

3

uzyskali 42%,

a przy takiej samej dawce chlorku żelaza ok. 55% redukcję ChZT. Diamadopoulos [45]
wykazał, że efektywność usuwania związków organicznych (ChZT = 5690 mg/dm

3

)

wynosiła 56% przy zastosowaniu FeCl

3

(0,8 g/dm

3

) oraz 39% przy zastosowaniu

Al

2

(SO

4

)

3

(0,4 g/dm

3

).

Głównymi parametrami wpływającymi na efektywność procesu są dawka

koagulantu, odczyn oraz obecność substancji wspomagających.

Ze względu na fakt, że odcieki pochodzące z różnych składowisk charakteryzują się

różną zawartością refrakcyjnych związków organicznych, dawka koagulantu powinna
być określona doświadczalnie. Podobnie jest z odczynem, optymalna wartość pH
koagulacji zmienia się w zależności od składu odcieków, dawki koagulantu oraz rodzaju
koagulowanych cząstek.

W celu uzyskania dużych, łatwo sedymentujących kłaczków, w procesie koagulacji

stosowane są substancje wspomagające, m.in. bentonit, pylisty węgiel aktywny,
krzemionka, zeolity oraz flokulanty. Substancje wspomagające mogą być zarodkami do
powstawania nowych kłaczków bądź obciążnikami ułatwiającymi ich sedymentację.
Obciążnik może pełnić funkcję substancji przyspieszającej proces sedymentacji (kłaczki
są większe i cięższe) lub stanowić adsorbent, na którego powierzchni adsorbują się
rozpuszczone substancje [46].

Procesy koagulacji są polecane nie tylko do usuwania makromolekularnych

związków organicznych, ale też do usuwania metali. Jak podają Urase i współprac. [47],
efektywność usuwania metali z zastosowaniem FeCl

3

(0,3 g/dm

3

) wynosiła 95÷98% dla

Zn(II), Cd(II) oraz Pb(II), a dla miedzi(II), niklu(II) i chromu(VI) była nieco mniejsza
(74÷87%). Wadą procesu koagulacji jest wrażliwość na zmiany pH, duża ilość
powstających osadów pokoagulacyjnych (nawet ok. 0,45 dm

3

osadu/dm

3

odcieków) [44]

oraz możliwość ich rozpuszczenia przy przedawkowaniu koagulantów [48].

Adsorpcja

W wyniku procesów adsorpcji z odcieków usuwane są trudno rozkładalne

zanieczyszczenia organiczne, w tym substancje humusowe oraz chlorowane
węglowodory. Procesy adsorpcji mogą być prowadzone w warunkach przepływowych
(np. z zastosowaniem kolumn) lub statycznych. Adsorpcja statyczna polega na

Dorota Kulikowska

394

tzw. adsorpcji porcjowej w kąpieli, tzn. dozowaniu adsorbentu do określonej porcji
roztworu i mieszaniu całości [46].

Jako adsorbenty stosowane są najczęściej węgiel aktywny, zeolity oraz żywice,

a efektywność procesu w dużej mierze zależy od rodzaju zastosowanego adsorbentu oraz
jego dawki.

Kargi i Pamukoglu [49] porównywali efektywność adsorpcji zanieczyszczeń

organicznych z odcieków składowiskowych na pylistym węglu aktywnym (PAC) oraz
pylistym zeolicie. Autorzy wykazali, że przy dawkach adsorbentów wynoszących
2 g/dm

3

efektywność usuwania zanieczyszczeń organicznych wynosiła odpowiednio 87%

(PAC) i 77% (zeolit). Rodriguez i współprac. [50] do usuwania substancji humusowych
z odcieków zastosowali węgiel aktywny oraz żywice (XAD-8, XAD-4 oraz IR-20).
Z badań autorów wynika, że największą efektywność procesu i stężenie ChZT
w odpływie na poziomie 200 mg/dm

3

uzyskano przy zastosowaniu węgla aktywnego.

W przypadku żywic sprawność procesu była dużo mniejsza, a stężenie związków
organicznych w odpływie pozostawało na poziomie o ChZT > 600 mg/dm

3

.

Zależność między efektywnością procesu adsorpcji a dawką adsorbentu

potwierdzają badania Rivas i współprac. [51]. Autorzy, stosując do usuwania
zanieczyszczeń organicznych z odcieków (ChZT 3500 mg/dm

3

) węgiel Norit

0,8, uzyskali w odpływie stężenie ChZT o wartości 2170 mg/dm

3

(dla dawki 5 g/dm

3

),

1330 mg/dm

3

(dla dawki 15 g/dm

3

) oraz 525 mg/dm

3

(dla dawki 30 g/dm

3

), co

odpowiadało sprawności na poziomie odpowiednio 38%, 62% oraz 85%.

Adsorbenty pyliste często są wprowadzane do komór osadu czynnego. Z badań

Kargi i współprac. [52] wynika, że ponad 80% efektywność usuwania zanieczyszczeń
organicznych z odcieków składowiskowych można uzyskać, stosując metodę osadu
czynnego, wspomaganą adsorpcją na pylistym węglu aktywnym (PAC). Autorzy
wykazali, że w zależności od dawki PAC wprowadzanej do komory osadu czynnego,
efektywność usuwania zanieczyszczeń organicznych zmieniała się od 76% (przy dawce
0,25 g/dm

3

) do 87% (przy dawce 5 g/dm

3

). Jednocześnie autorzy wykazali, że

w odciekach poddanych wyłącznie procesom adsorpcji redukcja ChZT wynosiła od
17 do 50% (odpowiednio dla dawek węgla 0,25 i 5 g/dm

3

).

Stosowanie adsorbentów pylistych wymaga procesów umożliwiających ich usunięcie

z roztworu, np. filtracji, dlatego wielu autorów stosuje granulowany węgiel aktywny.
Rivas i współprac. [51] zastosowali do usuwania zanieczyszczeń organicznych
z odcieków węgiel granulowany Chemiviron AQ40 oraz Picacarb 1240. Uzyskana przez
autorów efektywność procesu kształtowała się na poziomie od 45% (Chemviron AQ40,
10 g/dm

3

) do 55% (Chemviron AQ40, 30 g/dm

3

) oraz od 20% (Picacarb 1240, 5 g/dm

3

)

do 40% (Picacarb 1240, 15 g/dm

3

).

Szybkość procesów adsorpcji z roztworów zależy od rozmiarów cząstek adsorbentu

- im cząstki są mniejsze, tym szybciej zachodzą procesy adsorpcji. Z tego powodu czas
potrzebny do uzyskania stężenia równowagowego w przypadku adsorbentów pylistych
jest dużo krótszy niż przy zastosowaniu adsorbentów granulowanych, charakteryzujących
się większymi rozmiarami cząstek.

Granulowany węgiel aktywny jest też często stosowany do oczyszczania odcieków

w układach przepływowych. Z badań Morawe i współprac. [53] wynika, że w kolumnie,
której wypełnienie stanowił węgiel granulowany Calgon Filtrasob 400, efektywność
usuwania ChZT kształtowała się na poziomie 90%, a przebicie kolumny nastąpiło

Charakterystyka oraz metody usuwania zanieczyszczeń organicznych z odcieków …

395

po 48 d. Znaczną (60%) redukcję zanieczyszczeń organicznych w kolumnie
z wypełnieniem z granulowanego węgla aktywnego (PHO 8/35 LBD) uzyskali
Kurniawan i współprac. [22].

Pogłębione utlenianie

Procesy pogłębionego utleniania stosowane są do rozkładu refrakcyjnych, tj. trudno

usuwalnych związków organicznych, a ich istotą jest wytworzenie silnie reaktywnych
rodników hydroksylowych

•

OH o potencjale 2,8 V. Rodniki te działają nieselektywnie,

szybko reagują z wieloma związkami organicznymi, tworząc rodniki organiczne (R

•

,

ROO

•

i inne), które, będąc produktami przejściowymi procesu utleniania, inicjują dalsze

łańcuchowe reakcje utleniania i degradacji [54].

Do wytwarzania rodników hydroksylowych stosuje się takie substancje chemiczne,

jak ozon, nadtlenek wodoru, i takie czynniki fizyczne, jak promieniowanie UV,
promieniowanie γ czy ultradźwięki. Dodatkowo można stosować katalizatory, np. TiO

2

,

Mn

2+

, Fe

2+

, Fe

3+

.

Chemiczne przemiany substancji przebiegające w trakcie utleniania prowadzą do

zmniejszenia ich masy molekularnej oraz prawie zawsze do zwiększenia ich podatności
na rozkład biologiczny.

Dane literaturowe wskazują, że do oczyszczania odcieków często wykorzystywany

jest odczynnik Fentona (Fe(II):H

2

O

2

). Efektywność usuwania substancji organicznych za

pomocą odczynnika Fentona badali Barbusiński i współprac. [35]. W przypadku dawek
od 2 do 5 g H

2

O

2

/dm

3

uzyskali 54,6% zmniejszenie ChZT, co odpowiadało stężeniu

związków organicznych w odpływie na poziomie ChZT = 721 mg/dm

3

. Po utlenieniu

odczynnikiem Fentona nastąpiła zmiana proporcji BZT

5

/ChZT z 0,05 (odcieki surowe)

do 0,2 (odcieki oczyszczone), z czego wynika, że uzyskane produkty utleniania były
bardziej podatne na rozkład biochemiczny w porównaniu ze związkami organicznymi
występującymi w odciekach surowych.

Procesy pogłębionego utleniania są bardziej efektywne przy niskim odczynie,

mieszczącym się zazwyczaj w zakresie pH od 2,5 do 4 [43, 55]. Wzrost odczynu
powoduje spadek efektywności procesu, gdyż powstający Fe(OH)

3

nie reaguje

z nadtlenkiem wodoru [56]. Zhang i współprac. [43] wykazali, że przy odczynie pH 2,5
reakcja Fentona przebiegała najefektywniej, a szybkość wytwarzania jonów żelaza(III)
była największa. Podobnie Surmacz-Górska i współprac. [40] wykazali wpływ pH na
efektywność procesu. Autorzy, stosując odczynnik Fentona w środowisku obojętnym,
uzyskali efektywność usunięcia zanieczyszczeń organicznych (ChZT) na poziomie
36÷38%. Procesowi degradacji towarzyszyło powstawanie dużych kłaczków osadów
chemicznych. Oczyszczone odcieki były bezbarwne i klarowne i zdaniem autorów
nadawały się do dalszego biologicznego oczyszczania. Korekta odczynu do pH 3
spowodowała zwiększenie efektywności oczyszczania do ok. 75÷78%, ale nie
następowała koagulacja, a oczyszczone odcieki charakteryzowały się intensywną
pomarańczową barwą.

Z danych literaturowych wynika, że w przypadku reakcji Fentona bardzo ważna jest

proporcja Fe(II):H

2

O

2

. Ustalenie optymalnej proporcji pozwala na uniknięcie

niepożądanych reakcji wolnorodnikowych, jakie mogą mieć miejsce przy nadmiarze obu

Dorota Kulikowska

396

reagentów, a powstające rodniki OH

•

są wykorzystywane głównie do utlenianie

substancji organicznych [57].

Wielu autorów wskazuje na możliwość poprawienia efektywności usuwania

zanieczyszczeń organicznych stosując metody fotochemiczne, czyli np. stosowania
odczynnika Fentona oraz promieniowania UV. Kim i współprac. [58] wykazali, że
szybkość rozkładu związków organicznych występujących w odciekach (ChZT 1150
mg/dm

3

, OWO [ogólny węgiel organiczny] 350 mg/dm

3

, BZT

5

3÷5 mg/dm

3

) zależała od

dawki H

2

O

2

i Fe(II) oraz intensywności napromieniowywania. W optymalnych

warunkach (dawka Fe(II) 1,0

×

10

–3

mola/dm

3

, pH = 3, stosunek molowy ChZT:H

2

O

2

1:1,

natężenie promieniowania 80 kW/m

3

) uzyskano ponad 70% redukcję ChZT.

Do oczyszczania odcieków często polecana jest metoda ozonowania. Ozon jest

silnym utleniaczem, reagującym w temperaturze otoczenia z większością związków
organicznych bezpośrednio albo pośrednio poprzez wytworzenie rodników. Ozon jest
reaktywny względem związków aromatycznych z podstawnikami elektronodonorowymi
(-OH, -NH

2

, -OCH

3

) oraz związków alifatycznych z podwójnym wiązaniem.

Proces ozonowania do oczyszczania odcieków składowiskowych (ChZT

ok. 3100 mg/dm

3

, BZT

5

ok. 130 mg/dm

3

, stosunek BZT

5

/ChZT 0,05) zastosowali Bila

i współprac. [27]. Przy dawkach ozonu wynoszących 0,5, 1,5 oraz 3,0 g O

3

/dm

3

efektywność usuwania związków organicznych wynosiła odpowiednio 0÷8%, 9÷15%
i 25÷50%, a stosunek BZT

5

/ChZT wzrósł do 0,1÷0,14 (0,5 g O

3

/dm

3

), 0,17÷0,25

(1,5 g O

3

/dm

3

) oraz 0,2÷0,3 (3,0 g O

3

/dm

3

).

Ze względu na fakt, że ozon łatwo reaguje ze związkami zawierającymi podwójne

wiązanie, trudniej natomiast z alifatycznymi związkami węgla, często przeprowadza się
aktywację tych związków za pomocą promieniowania ultrafioletowego. W wyniku tego
procesu powstają związki podatne na utlenianie ozonowe. Układ ozon/UV uważany jest
za jeden z bardziej skutecznych do rozkładu substancji, które praktycznie nie ulegają
degradacji przy użyciu wyłącznie ozonu [59].

Wu i współprac. [9] badali efektywność oczyszczania odcieków, stosując procesy

pogłębionego utleniania z zastosowaniem O

3

, O

3

/H

2

O

2

oraz O

3

/UV. Stężenia związków

organicznych wyrażonych za pomocą ChZT i BZT

5

wynosiły odpowiednio

6500 i 500 mg/dm

3

. Utlenianie zostało poprzedzone procesem koagulacji, stosując

chlorek żelaza (FeCl

3

) w stężeniu 900 mg/dm

3

, co pozwoliło na zmniejszenie wartości

ChZT do 2500 mg/dm

3

i wzrost stosunku BZT

5

/ChZT do 0,1. Zastosowanie, jako

kolejnego stopnia oczyszczania, procesów utleniania (przy dawce ozonu 1,2 g/dm

3

)

spowodowało wzrost podatności na biodegradację zanieczyszczeń organicznych,
wyrażający się wzrostem stosunku BZT

5

/ChZT do 0,5.

Leitzke [39] opisał schemat instalacji oraz podał wyniki oczyszczania odcieków

metodą WEDECO - fotochemicznego utleniania na mokro za pomocą kombinowanej
metody O

3

/UV. Proces fotochemicznego utleniania, z zastosowaniem obiegów -

wodnego i gazowego - odbywał się pod ciśnieniem min. 5 bar abs. i temperaturze
0÷40°C. Przy czasie zatrzymania odcieków 4,3 h oraz dawce ozonu w ilości 480 g O

3

/h

lub 686 g O

3

/m

3

uzyskał zmniejszenie wartości ChZT z 377 g O

2

/m

3

do 77 g O

2

/m

3

. Przy

czasie zatrzymania 7,5 h oraz dawce ozonu 560 g O

3

/h lub 1400 g O

3

/m

3

ChZT

w odciekach oczyszczonych zmniejszyło się do 32 g O

2

/m

3

. Z badań tego autora wynika

też, że obecność amoniaku w odciekach powoduje zwiększenie niezbędnej dawki ozonu.
Wzrost koniecznej dawki ozonu ma miejsce w przypadku odcieków niepoddanych

Charakterystyka oraz metody usuwania zanieczyszczeń organicznych z odcieków …

397

uprzednio oczyszczeniu biologicznemu bądź w odciekach po biologicznym
oczyszczeniu, ale o niedostatecznym stopniu nitryfikacji.

Metody membranowe

Procesy membranowe polegają na rozdzieleniu składników mieszaniny w wyniku jej

przepływu przez przepuszczalną membranę, a czynnikiem decydującym o stopniu
zatrzymywanych/przepuszczanych cząstek jest rozmiar ich porów. Siłą napędową
wywołującą przepływ przez membranę może być różnica ciśnień lub różnica potencjałów
chemicznych po obu jej stronach. Do oczyszczania odcieków ze składowisk odpadów
komunalnych stosowane są głównie ciśnieniowe procesy membranowe, tj. odwrócona
osmoza, nanofiltracja oraz ultrafiltracja.

Zastosowanie odwróconej osmozy pozwala na uzyskanie dużej efektywności

usuwania związków organicznych. Stępniak [60] metodą odwróconej osmozy uzyskał
w skali technicznej redukcję ChZT z 7300 do 15 mg/dm

3

, a BZT

5

z 2100 do 5 mg/dm

3

.

Peters [61] w celu usunięcia zanieczyszczeń z odcieków składowiskowych (ChZT
ok. 1800 mg/dm

3

) zastosował dwustopniowy układ odwróconej osmozy. Proces

prowadzony był w temperaturze otoczenia i pod ciśnieniem 3,6÷6 MPa. Stężenie
związków organicznych ChZT po pierwszym i drugim stopniu wynosiło odpowiednio
382 i 20 mg/dm

3

, co odpowiadało sprawności procesu w całym układzie na poziomie

99,2%.

Do zalet odwróconej osmozy należy zaliczyć możliwość bardzo dużej (ponad 99%)

efektywności usunięcia substancji organicznych oraz metali ciężkich. Z badań Bilstada
i Madlanda [62] wynika, że przy zastosowaniu odwróconej osmozy można uzyskać
prawie 100% efektywność usuwania zawiesin organicznych i chromu, 99% usunięcie
ż

elaza, miedzi, cynku i fosforu oraz 97,1% ubytek OWO.

Poważną wadą odwróconej osmozy jest powstawanie koncentratu, stanowiącego od

20 do 25% wyjściowej objętości odcieków, w którym występują wszystkie zatrzymane
substancje w niezmienionej formie chemicznej.

Nanofiltracja jest stosowana do usuwania z odcieków zanieczyszczeń o masie

molekularnej większej niż 300 oraz metali. Trebouet i współprac. [63] zastosowali
proces nanofiltracji do oczyszczania odcieków, w których stężenie związków
organicznych wyrażonych za pomocą ChZT i BZT

5

wynosiło odpowiednio 500

i 7,1 mg/dm

3

. Autorzy przetestowali 2 membrany: MPT-20 oraz MPT-31. Zastosowanie

membrany MPT-20 umożliwiło uzyskanie 74% redukcji zanieczyszczeń organicznych
wyrażonych jako ChZT i 85% jako BZT

5

, zaś w przypadku membrany MPT-31

uzyskano odpowiednio 80 i 98% redukcję tych zanieczyszczeń.

Wielostopniowe układy oczyszczania odcieków

W wielu przypadkach, gdy pojedyncze procesy oczyszczania nie są wystarczająco

efektywne w usuwania zanieczyszczeń organicznych zawartych w odciekach, stosuje się
układy wielostopniowe, w których łączy się procesy fizyczne, chemiczne i biologiczne.
W przypadku metod fizykochemicznych najczęściej stosowane jest łączenie metod
pogłębionego utleniania z koagulacją i adsorpcją.

Kurniawan i współprac. [22] porównali efektywność usuwania zanieczyszczeń

organicznych metodą ozonowania oraz ozonowania z adsorpcją na granulowanym węglu

Dorota Kulikowska

398

aktywnym. W wyniku ozonowania (przy dawce 3 g O

3

/dm

3

) uzyskano 35% redukcję

ChZT z odcieków o początkowym stężeniu tego wskaźnika wynoszącym 8000 mg/dm

3

.

Połączenie metod doprowadziło do obniżenia ChZT o 86% oraz zwiększenia stosunku
BZT

5

/ChZT z 0,09 do 0,47.

Silva i współprac. [64] do usuwania związków organicznych z odcieków

pochodzących z ustabilizowanego składowiska odpadów komunalnych (ChZT
3460 mg/dm

3

, BZT

5

/ChZT = 0,04) zastosowali koagulację/flokulację oraz ozonowanie.

Autorzy wykazali, że w wyniku koagulacji uzyskano 70% efektywność w usuwaniu
barwy i jedynie 23÷27% efektywność mierzoną jako ChZT usuwania związków
organicznych. W wyniku ozonowania uzyskano dalszą 50% redukcję związków
organicznych, ale wymagało to zastosowania dużej dawki ozonu (3 g O

3

/dm

3

).

Yoon i współprac. [65] porównali efektywność usuwania zanieczyszczeń organicznych

z odcieków przy zastosowaniu odczynnika Fentona oraz koagulacji. Podczas utleniania
odczynnikiem Fentona dawka H

2

O

2

wynosiła 1 g/dm

3

, a ilość FeSO

4

⋅

7H

2

O stanowiła

1,25 masy dawki H

2

O

2

. Jako koagulant zastosowano FeCl

3

(w dawce 800÷1000 mg/dm

3

).

W celu regulacji odczynu do pH 5 użyto H

2

SO

4

. Z badań autorów wynika, że podczas

koagulacji usunięto od 59 do 73% substancji organicznych o masie molekularnej powyżej
500 i tylko 18% substancji o masie poniżej 500. Przy zastosowaniu odczynnika Fentona
efektywność usuwania substancji organicznych o masie powyżej i poniżej 500 wyniosła
odpowiednio 72÷89% i 43%.

Zamora i współprac. [66] porównali efektywność usuwania związków organicznych

z odcieków przy użyciu metod:
I - koagulacji-flokulacji (1

°

) i adsorpcji na węglu aktywnym (2

°

),

II - utleniania odczynnikiem Fentona (1

°

) i adsorpcji na węglu aktywnym (2

°

).

Zdaniem autorów, w przypadku oczyszczania odcieków korzystniejsza była druga

metoda, w której uzyskano prawie dwukrotnie lepsze usunięcie barwy oraz sprawność
usuwania ChZT większą o 30÷50%, w porównaniu z koagulacją-flokulacją połączoną
z adsorpcją na węglu aktywnym.

Monje-Ramirez i Valesquez [26] ozonowali odcieki (ChZT 3250 mg/dm

3

,

BZT

5

/ChZT 0,006) po koagulacji roztworem FeCl

3

. W wyniku procesu koagulacji przy

dawce FeCl

3

równej 2,4 mg/dm

3

stężenie zanieczyszczeń organicznych zmniejszyło się

o 67%. Połączenie procesów ozonowania (1,7 mg O

3

/mg ChZT) i koagulacji

(2,4 mg FeCl

3

/dm

3

) pozwoliło na 78% redukcję ChZT.

Chemiczne przemiany substancji organicznych przebiegające podczas procesów

pogłębionego utleniania prowadzą do zwiększenia ich podatności na biochemiczny
rozkład [9, 22, 27, 35]. Stąd w przypadku usuwania związków organicznych z odcieków
jest celowe łączenie metod biologicznych z chemicznymi.

Bila i współprac. [27] badali efektywność oczyszczania odcieków (ChZT

ok. 3100 mg/dm

3

, BZT

5

ok. 130 mg/dm

3

, stosunek BZT

5

/ChZT 0,05) w układzie

wielostopniowym z zastosowaniem koagulacji/flokulacji (przy użyciu Al

2

(SO

4

)),

ozonowania (dawki ozonu: 0,5; 1,5; 3,0 g/dm

3

) oraz metody osadu czynnego. W wyniku

połączenia

tych

metod

osiągnięto

redukcję

ChZT

na

poziomie

33÷38%

(koagulacja/flokulacja + ozonowanie, dawka ozonu 0,5 g O

3

/dm

3

+ metoda osadu

czynnego), 54÷74% (koagulacja/flokulacja + ozonowanie, dawka ozonu 1,5 g O

3

/dm

3

+

metoda osadu czynnego) oraz 62÷84% (koagulacja/flokulacja + ozonowanie, dawka
ozonu 3,0 g O

3

/dm

3

+ metoda osadu czynnego).

Charakterystyka oraz metody usuwania zanieczyszczeń organicznych z odcieków …

399

Lin i Chang [66] do oczyszczania odcieków pochodzących ze składowiska

eksploatowanego dłużej niż 5 lat zastosowali układ trójstopniowy, w którym pierwszy
stopień stanowiła koagulacja z użyciem PAC-u i polimerów, drugi - utlenianie
elektrochemiczne wspomagane odczynnikiem Fentona oraz trzeci - oczyszczanie
biologiczne metodą osadu czynnego w reaktorach SBR. Stężenie związków organicznych
ChZT w odciekach wynosiło 1941 mg/dm

3

, a stosunek BZT/ChZT kształtował się na

poziomie 0,1. Po procesie koagulacji usunięcie związków organicznych ChZT wyniosło
ok. 55% (przy pH 5 i poniżej oraz dawce PAC 200 mg/dm

3

). Po 2 stopniu oczyszczania

nastąpił dalszy spadek stężenia związków organicznych do 295 mg/dm

3

(dawka H

2

O

2

750 mg/dm

3

, czas reakcji 23 min). Odcieki po 2 stopniu oczyszczania mieszano ze ściekami

miejskimi w proporcji 1:3. Sprawność usuwania związków organicznych w mieszaninie
odcieków i ścieków miejskich w reaktorze SBR wyniosła ok. 70%, co odpowiadało ich
stężeniu ChZT w odpływie na poziomie 80÷90 mg/dm

3

.

Jans i współprac. [37] oczyszczali odcieki w układzie: beztlenowy reaktor UASB

i odwrócona osmoza. Oczyszczaniu poddano odcieki o zawartości związków
organicznych wyrażonych jako ChZT od 25000 do 35000 mg/dm

3

. W odpływie

z reaktora UASB uzyskano stężenie związków organicznych o ChZT w zakresie od
3000 do 5000 mg/dm

3

. Układ do odwróconej osmozy składał się z dwóch sekcji.

W sekcji pierwszej znajdowały się moduły z membranami rurowymi o wewnętrznej
ś

rednicy 1 cm. Ich zadaniem było zatrzymanie substancji występujących w fazie

zawiesin. W sekcji drugiej znajdowały się moduły z membranami spiralnymi, które
zatrzymywały substancje rozpuszczone. Proces prowadzono w temperaturze 30÷33°C.
W odpływie po odwróconej osmozie ChZT odcieków wyniosło 5÷8 mg/dm

3

.

Podsumowanie

Skład chemiczny odcieków ze składowisk odpadów komunalnych oraz stężenia

zawartych w nich zanieczyszczeń są zróżnicowane i zależą od wielu czynników, m.in.
wieku składowiska. W początkowym etapie eksploatacji w odciekach znajdują się
produkty typowe dla fermentacji kwaśnej - kwasy lotne oraz inne małomolekularne
związki organiczne, zaliczane do łatwo rozkładalnych. Wraz z wiekiem składowiska
w ogólnej puli związków organicznych maleje udział ww. substancji na rzecz związków
makromolekularnych, głównie kwasów humusowych. Cechą charakterystyczną składu
odcieków jest również występowanie związków organicznych uznawanych za
niebezpieczne.

Złożoność składu chemicznego odcieków jest powodem, że do ich oczyszczania

stosowane są zarówno metody fizykochemiczne, jak i biologiczne, przy czym do
usuwania trudno rozkładalnych zanieczyszczeń organicznych z odcieków ze składowisk
ustabilizowanych polecane są głównie metody fizykochemiczne, m.in. adsorpcja,
pogłębione utlenianie czy metody membranowe. Należy jednak zwrócić uwagę na fakt,
ż

e w celu uzyskania bardzo dobrej jakości odpływu konieczne jest stosowanie układów

wielostopniowych.

Literatura

[1] Burrows W.D. i Rowe R.S.:

Ether soluble constituents of landfill leachate. J. Water Pollut. Control

Federation 1975,

47(5), 921-923.

Dorota Kulikowska

400

[2] Chian E.S.K.: Stability of organic matter in landfill leachates. Water Res., 1977, 11, 225-232.
[3] Harmsen J.:

Identification of organic compounds in leachate from a waste tip. Water Res., 1983,

17(6),

699-705.

[4] Ehrig H. J.: Treatment of sanitary landfill leachate: biological treatment. Waste Manage. Res., 1984, 2

131-152.

[5] Artiola-Fortuny J. i Fuller W.H.:

Humic substances in landfill leachates: I. Humic acid extraction and

identification. J. Environ. Qual., 1982,

11, 663-669.

[6] Bolea E., Gorriz M.P., Bouby M., Laborda F., Castillo J.R. i Geckeis H.: Multielement characterization

of metal-humic substances complexation by size exclusion chromatography, asymmetrical flow
field-flow fractionation, ultrafiltration and inductively coupled plasma-mass spectrometry detection:
A comparative approach. J. Chromatogr., 2006, A1129, 236-246.

[7] Calace N., Liberatori A., Petronio B.M. i Pietroletti M.: Characteristic of different molecular weight

fractions of organic matter in landfill leachate and their role in soil sorption of heavy metals. Environ.
Pollut., 2001, 113, 331-339.

[8] Kang K., Shin H.S. i Park H.: Characterization of humic substances present in landfill leachates with

different landfill ages and its implications. Water Res., 2002, 36, 4023-4032.

[9] Wu J.J., Wu C.-C., Ma H.-W. i Chang Ch.-Ch.: Treatment of landfill leachate by ozone-based advanced

oxidation processes. Chemosphere, 2004, 54, 997-1003.

[10] Murray H. E. i Beck J. N.: Concetrations of synthetic organic chemicals in leachate from a municipal

landfill. Environ. Pollut., 1990, 67, 195-203.

[11] Rügge K., Bjerg P. L., Mosbaek H. i Christensen T. H.: Fate of MCPP and atrazine in an anaerobic

landfill leachate plume (Grindsted, Denmark). Water Res., 1999, 33(10), 2455-2458.

[12] Riediker S., Suter M.J.-F. i Giger W.: Benzene - and naphthalenesulfonates in leachates and plumes of

landfills. Water. Res., 2000, 34(7), 2069-2079.

[13] Paxéus N.:

Organic compounds in municipal landfill leachates. Water Sci. Technol., 2000,

42(7-8),

323-333.

[14] Andreottola G. i Cannas P.:

Chemical and biological characteristics of landfill leachate. [In:]

Landfilling of waste: leachate. Elsevier Applied Science. London and New York 1992,

65-88.

[15] Buniak W., Jagiełło-Rymaszewska E. i Szymańska-Pulikowska A.: Zawartość wielopierścieniowych

węglowodorów aromatycznych oraz metali ciężkich w odciekach z wysypiska odpadów komunalnych.
V Konf. Nauk.-Techn. Gospodarka odpadami komunalnymi. Koszalin-Kołobrzeg 1997, 189-197.

[16] Klimiuk E. i Kulikowska D.: Effectiveness of organics and nitrogen removal from municipal landfill

leachate in single and two-stage SBR systems. Polish J. Environ. Stud., 2004, 13(5), 525-532.

[17] Robinson H. D. i Maris P. J.:

The treatment of leachates from domestic wastes in landfills I. Aerobic

biological treatment of a medium - strength leachate. Water Res., 1983, 17(11), 1537-1548.

[18] Henry J.G., Prasad D. i Young H.:

Removal of organics from leachates by anaerobic filter. Water Res.,

1987, 21(11), 1395-1399.

[19] Robinson H.D. i Grantham G.: The treatment of landfill leachates in on-site aerated lagoon plants:

experience in Britain and Ireland. Water Res., 1988,

22(6), 733-747.

[20] Chang J-E.:

Treatment of landfill leachate with an upflow anaerobic reactor combining a sludge bed

and a filter. Water Sci. Technol., 1989,

21, 133-143.

[21] Timur H. i Özturk I.:

Anaerobic treatment of leachate using sequencing batch reactor and hybrid bed

filter. Water Sci. Technol., 1997,

36(6-7), 501-508.

[22] Kurniawan T.A., Lo W.-H. i Chan G.Y.S.: Degradation of recalcitrant compounds from stabilized

landfill leachate using a combination of ozone-GAC adsorption treatment. J. Hazard. Mater., 2006,
B137, 443-455.

[23] Knox K.: Leachate treatment with nitrification of ammonia. Water Res., 1985, 19(7), 895-904.
[24] Albers H. i Krückeberg G.:

Combination of aerobic pre-treatment, carbon adsorption and coagulation.

[In:] Landfilling of waste: leachate. Elsevier applied science. London and New York 1992., 305-312.

[25] Welander U., Henrysson T. i Welander T.:

Nitrification of landfill leachate using suspended-carrier

biofilm technology. Water Res., 1997,

31, 2351-2355.

[26] Monje-Ramirez I. i Orta de Velasquez M.T.: Removal and transformation of recalcitrant organic matter

from stabilized saline landfill leachates by coagulation-ozonation coupling processes. Water Res.,
2004, 38, 2358-2366.

[27] Bila D.M., Montalvão A.F., Silva A.C. i Dezotti M.: Ozonation of andfill leachate: evaluation of toxicity

removal and biodegradability improvement. J. Hazard. Mater., 2005, B117, 235-242.

Charakterystyka oraz metody usuwania zanieczyszczeń organicznych z odcieków …

401

[28] Fan H.-J., Chen I.-W,. Lee M.-H. i Chiu T.: Using FeGAC/H

2

O

2

process for landfill leachate treatment.

Chemosphere, 2007, 67, 1647-1652.

[29] Gau S.H., Chiang P.C. i Chang F.S.: A study on the procedure of leachate treatment by Fenton method.

Proc. 16th Conf. on Wastewater Treatment Technology in Republic of China, Taiwan, 1991, 527-537.

[30] Chen P.H.: Assessment of leachates from sanitary landfills: Impact of age, rainfall, and treatment.

Environ. Int., 1996, 22, 225-237.

[31] Reinhart D.R. i Al-Yousfi A.B.: The impact of leachate recirculation on municipal solid waste

operating characteristics. Waste Manage. Res., 1996, 14, 337-346.

[32] Chugh S., Clarke W., Pullammanappallil P. i Rudolph V.: Effect of recirculated leachate volume on

MSW degradation. Waste. Manage. Res., 1998, 16, 564-573.

[33] Aziz H.A., Alias S., Adlan M.N., Faridah, Asaari A.H. i Zahari M.S.: Colour removal from landfill

leachate by coagulation and flocculation processes. Biores. Technol., 2007, 98, 218-220.

[34] Rodriguez J., Castrillón L., Marañón E., Sastre H. i Fernàndez E.: Removal of non-biodegradable

organic matter from landfill leachates by adsorption. Water Res., 2004, 38, 3297-3303.

[35] Barbusiński K., Kościelniak H. i Majer

M.: Oczyszczanie wód podziemnych zalegających pod

składowiskiem odpadów przemysłowych. V Ogólnopol. Sympoz. Nauk.-Techn. „Biotechnologia
Ś

rodowiskowa” 1997, 219-225.

[36] Hosomi M., Matsusige K., Inamori Y., Sudo R., Yamada K. i Yoshino Z.:

Sequencing batch reactor

activated sludge processes for the treatment of municipal landfill leachate: removal of nitrogen and
refractory organic compounds. Water Sci. Technol., 1989,

21, 1651-1654.

[37] Jans J. M., van der Schroeff A. i Jaap A.:

Combination of UASB pre - treatment and reverse osmosis.

[W:] Landfilling of waste: leachate. Elsevier Applied Science, London and New York 1992, 313- 321.

[38] Weber B. i Holz F.: Combination of activated sludge pre-treatment and reverse osmosis. [In:]

Landfilling of waste: leachate. Elsevier Applied Science. London and New York 1992., 203-210.

[39] Leitzke O.: Obróbka ścieków z wysypisk metodą fotochemicznego utleniania na mokro. Roczn. PZH,

1996, 1/47, 125-134.

[40] Surmacz-Górska J., Miksch K., Kierońska T. i Kita M.:

Chemiczne i biologiczne utlenianie

zanieczyszczeń występujących w odciekach wysypiskowych. V Ogólnopol. Sympoz. Nauk.-Techn.
„Biotechnologia Środowiskowa”, 1997,

239-247.

[41] Ince N.H.:

Light - enhanced chemical oxidation for tertiary treatment of municipal landfill leachate.

Water Environ. Res., 1998,

70(6), 1161-1169.

[42] Chianese A., Ranauro R. i Verdone N.:

Treatment of landfill leachate by reverse osmosis. Water Res.,

1999,

33(3), 647-652.

[43] Zhang H., Choi H. J. i Huang Ch-P.: Optimization of Fenton process for the treatment of landfill

leachate. J. Hazard. Mater., 2005, B125, 166-174.

[44] Amokrane A., Comel C. i Veron

J.: Landfill leachates pretreatment by coagulation - flocculation. Water

Res., 1997, 31(11), 2775-2782.

[45] Diamadopoulos E.: Characterization and treatment of recirculation-stabilized leachate. Water Res.,

1994, 2439-2445.

[46] Anielak A.M.: Chemiczne i fizykochemiczne oczyszczanie ścieków. WN PWN, Warszawa 2000.
[47] Urase T., Selequzzaman M., Kobayashi S., Matsuo T., Yamamoto K. i Suzuki N.: Effect of high

concentration of organic and inorganic matters in landfill leachate on the treatment of heavy metals in
very low concentration level. Water Sci. Technol., 1997, 36, 349-356.

[48] Rosik-Dulewska C.: Podstawy gospodarki odpadami. WN PWN, Warszawa 2000.
[49] Kargi F. i Pamukoglu M.Y.: Adsorbent supplemend biological treatment of pre-treated landfill leachate

by fed-batch operation. Biores. Technol., 2004, 94, 285-291.

[50] Rodriguez J., Castrillón L., Marañón E., Sastre H. i Fernàndez E.: Removal of non-biodegradable

organic matter from landfill leachates by adsorption. Water Res., 2004, 38, 3297-3303.

[51] Rivas F.J., Beltrán F., Gimeno O., Acedo B. i Carvalho F.: Stabilized leachates: ozone-activated carbon

treatment and kinetics. Water Res., 2003, 37, 4823-4834.

[52] Kargi F. i Pomukoglu M.Y.: Powdered activated carbon added biological treatment of pre-treated

landfill leachate in a fed-batch reactor. Biotechnol. Lett., 2003, 25, 695-699.

[53] Morawe B., Ramteke D.S. i Vogelpohl A.: Activated carbon column performance studies of biologically

treated landfill leachate. Chem. Eng. Process., 1995, 34, 299-303.

[54] Biń A.K. i Wąsowski J.: Procesy zaawansowanego utleniania chemicznego w uzdatnianiu wód

podziemnych. Wyd. PW, Warszawa 1996.

Dorota Kulikowska

402

[55] Chou S. i Huang C.:

Effect of Fe

2+

on catalytic oxidation in a fluidized bed reactor. Chemosphere, 1999,

39, 1997-2006.

[56] Liu Y. i Tay J-H.: Strategy for minimization of excess sludge production from the activated sludge

process. Biotechnol. Advances, 2001, 19, 97-107.

[57] Lopez A., Pagano M., Volpe A. i di Pinto A.C.: Fenton’s pre-treatment of mature landfill leachate.

Chemosphere, 2004, 54, 1005-1010.

[58] Kim S.-M., Geissen S.- U. i Vogelpohl A.:

Landfill leachate treatment by a photoassisted Fenton

reaction. Water Sci. Technol., 1997,

35(4), 239-248.

[59] Biń A.K.: Procesy pogłębionego utleniania wody i ścieków. Materiały konferencyjne „Kompleksowe

i szczegółowe problemy inżynierii środowiska”, Ustronie Morskie 1997.

[60] Stępniak S.: Oczyszczanie odcieków. Ekoprofit, 1998, 1, 35-39.
[61] Peters T.A.: Purification of landfill leachate with reverse osmosis and nanofiltration. Desalitation,

1998, 119, 289-293.

[62] Bilstad T. i Madland M.V.: Leachate minimization by reverse osmosis. Water Sci. Technol., 1992,

25(3), 117-120.

[63] Trebouet D., Schlumpf J.P., Jaouen P. i Quemeneur F.: Stabilized landfill leachate treatment by

combined physicochemical-nanofiltration process. Water Res., 2001, 35, 2935-2942.

[64] Silva A.C., Dezotti M. i Sant’Anna Jr. G.L.: Treatment and detoxification of a sanitary landfill leachate.

Chemosphere, 2004, 55, 207-214.

[65] Yoon J., Cho S. i Kim S.:

The characteristics of coagulation of Fenton reaction in the removal of

landfill leachate organics. Water Sci. Technol., 1998,

38(2), 209-214.

[66] Zamora R.M.R., Moreno A.D, Orta de Velasquez M.T. i Ramirez I.M.:

Treatment of landfill leachates

by comparing advanced oxidation and coagulation-flocculation processes coupled with activated
carbon adsorption. Water Sci.Technol., 2000,

41(1), 231-235.

[67] Lin S.H. i Chang Ch.C.: Treatment of landfill leachate by combined electro-Fenton oxidation and

sequencing batch reactor method. Water Res., 2000, 34, 4243-4249.

CHARACTARIZATION OF ORGANICS AND METHODS TREATMENT

OF LEACHATE FROM STABILIZED MUNICIPAL LANDFILLS

Faculty of Environmental Sciences and Fisheries, University of Warmia and Mazury in Olsztyn

Abstract: The characteristic of organic substances in municipal landfill leachate was presented and the
influence of landfill age on organics concentrations was discussed. The occurrence of hazardous compounds
like BTEX, polyaromatic hydrocarbons (PAH) and chlorinated compounds were analysed. Moreover, the most
popular physico-chemical methods treatment was reviewed. A particular focus was given to
coagulation/flocculation, adsorption, advanced oxidation processes and membrane processes.

Keywords: landfill leachate, organic substances, BETX, PAH, coagulation/flocculation, adsorption, advanced

oxidation processes, membrane processes