B.Quant, K. Olańczuk-Neyman, S. Fudala-Książek

WPŁYW DODATKU ODCIEKÓW ZE SKŁADOWISK ODPADÓW
KOMUNALNYCH NA EFEKTYWNOŚĆ PRACY KOMUNALNEJ
OCZYSZCZALNI ŚCIEKÓW – BADANIA MODELOWE
INFLUENCE OF LANDFILL LEACHATES ADDITIONS ON WASTEWATER
TREATMENT PROCESSES – MODEL PLANT
Bernard Quant, Krystyna Olańczuk-Neyman, Sylwia Fudala-Książek*, Aneta
Łuczkiewicz, Eliza Kulbat, Krzysztof Czerwionka
Katedra Technologii Wody i Ścieków, Wydział Inżynierii Lądowej i Środowiska
Politechnika Gdańska, ul. G. Narutowicza 11/12, 80-233 Gdańsk
*e-mail: [email protected]
ABSTRACT
The influence of landfill leachates on the municipal wastewater treatment plant performance was the main
aim of the investigation presented in the paper. The study was carried on in a laboratory scale wastewater
treatment model plant with the scheme that corresponds technologically to the system called A2/O
(simultaneous carbon, nitrogen and phosphorous removal). Model consisted of three following chambers:
anaerobic, anoxic and aerobic, with secondary clarifier at the end of the system with holding time in
chambers equal to 3.5 , 8.o and 12.5 hours respectively. Active sludge concentrention was equal to 3.5
mg of dry mass /l. Quantity of landfill leachates changed from 1% to 5% in relation to raw wastewater
(vol.). Performance of wastewater treatment model was analyzed on the base the following parameters:
total suspended solid (TSS), chemical oxygen demand (COD), biological oxygen demand (BOD5),
concentration of nitrate nitrogen (N-NO3), ammonia nitrogen (N-NH4), total Kjeldahl nitrogen (TKN) and
total nitrogen (TN), phosphorus phosphate (P-PO4) and total phosphorus (TP). It was concluded that
maximal dose of landfill leachates (5% vol.) did not decrease the effectiveness of suspended solids, COD
and BOD5 removal. The nitrogen and phosphorous removal dropped significantly and did not fulfill the
demands of Polish Standards for treated wastewater, but their removal remained on relatively high level
at the same time.
Keywords: landfill leachate, municipal wastewater, co-treatment, A2/O
WSTĘP
Jednym
z
ważniejszych
problemów
eksploatacyjnych
w
zakładach
unieszkodliwiania odpadów jest bezpieczne dla
środowiska zagospodarowanie generowanych
na składowiskach odcieków (Cecen i Aktas
2004). Wśród stosowanych metod oczyszczania
odcieków ze składowisk odpadów komunalnych
wyróżniamy:
oczyszczanie
biologiczne,
oczyszczanie
fizyko-chemiczne
oraz
współoczyszczanie odcieków ze ściekami
(Fueyo i inni 2002). Gestorzy oczyszczalni
ścieków komunalnych niechętnie nawiązują
współpracę z zakładami unieszkodliwiania
odpadów, ze względu na charakteryzujący
odcieki duży i zmienny w czasie ładunek
zanieczyszczeń, zwłaszcza związków azotu i
fosforu
(Robinson
i
inni
2005).
Obok obaw o utrzymanie na względnie stałym (i
wysokim) poziomie efektywności usuwania
związków biogennych, powszechne jest
przekonanie, że ze względu na zawartość
związków toksycznych (Slack i inni 2005),
wprowadzenie
odcieków
do
bloku
biologicznego oczyszczalni ścieków może
stanowić potencjalne zagrożenie dla biocenozy
tego układu. Należy jednak zaznaczyć, że
zarówno skład, jak i ilość odcieków zależą od
wielu czynników, z których najistotniejsze to:
opady atmosferyczne, rodzaj składowanych
odpadów, wiek składowiska (Hombach i inni
2003, Kulikowska i Klimiuk 2008). Dodatkowo
rzeczywisty stosunek objętościowy odcieków
do ścieków komunalnych dla większości
oczyszczalni nie przekracza 0,4% (V/V)
(Surmacz-Górska 2001).
W pracy analizowano wpływ dodatku
odcieków ze składowisk odpadów komunalnych
na efektywność oczyszczania ścieków z
komunalnej oczyszczalni. Badania prowadzono
w skali laboratoryjnej na przepływowym,
wielofazowym modelu oczyszczania ścieków,
znanym jako układ A2/O.
260
Wykorzystano w nich ścieki surowe pochodzące
z oczyszczalni ścieków „Wschód” w Gdańsku
oraz odcieki z Zakładu Unieszkodliwiania
Odpadów „Szadółki” w Gdańsku.
Przedmiot badań i metodyka
Badania realizowano w laboratorium Katedry
Technologii Wody i Ścieków Wydziału
Inżynierii Lądowej i Środowiska Politechniki
Gdańskiej.
Przedmiotem
badań
były
systematycznie pobierane surowe ścieki z
oczyszczalni ścieków „Wschód” w Gdańsku
(po kratach) oraz odcieki ze składowiska
odpadów Zakładu Unieszkodliwiania Odpadów
„Szadółki” w Gdańsku. Badania realizowano na
przepływowym modelu oczyszczalni ścieków,
odpowiadającym
wielofazowemu,
ścieki+odcieki
jednoosadowemu
układowi,
znanemu
w literaturze przedmiotu (Bever i inni 1997)
jako układ A2/O, pozwalającym na równoległe
usuwanie
związków
organicznych
oraz
związków biogennych (azot i fosfor). Model
składał się z trzech komór o zmiennych
warunkach tlenowych, kolejno: beztlenowej,
anoksycznej
i tlenowej. Na końcu układu umieszczony był
osadnik, z którego recyrkulowano osad do
komory beztlenowej. Dla zapewnienia usuwania
związków
azotu
zastosowano
tzw. recyrkulację wewnętrzną mieszaniny
ścieków i osadu czynnego z komory tlenowej do
komory anoksycznej. Schemat blokowy układu
technologicznego
oczyszczania
ścieków
przedstawiono na rysunku 1.
recyrkulacja wewnętrzna
komora
beztlenowa
komora
anoksyczna
komora
tlenowa
osadnik
wtórny
ścieki
oczyszczone
recyrkulacja osadu
Rys. 1. Schemat blokowy systemu A2/O zastosowanego w badaniach.
Poszczególne komory wykonane były w formie
prostopadłościennych
pojemników
z tworzywa sztucznego. Przepływ pomiędzy
komorami odbywał się grawitacyjnie, natomiast
do zasilania, recyrkulacji wewnętrznej i
recyrkulacji
osadu
stosowano
pompy
perystaltyczne
o odpowiednio
dobranej
wydajności.
Podstawą
do
przyjęcia
odpowiednich pojemności kolejnych komór
modelu, a tym samym czasów zatrzymania
ścieków w tych komorach, były obliczenia
wykonane w oparciu o wytyczne ATV nr A131,
poparte
warunkami
pracy
oczyszczalni
„Wschód”. Ostatecznie przyjęto następujące
warunki pracy modelowego układu:
- wydajność całkowita – 27 dm3 ścieków/d
- objętość komory beztlenowej – 4 dm3
- objętość komory anoksycznej – 9 dm3
- objętość komory tlenowej – 14 dm3
- stopień recyrkulacji wewnętrznej – od 300
do 600%
- stopień recyrkulacji osadu – 100%
- stężenie osadu czynnego w komorze
tlenowej – 3,5 g s.m.o./dm3
- efektywny czas zatrzymania ścieków w
komorach beztlenowej, anoksycznej i tlenowej,
odpowiednio: 12,5 , 8 i 3,5 godziny.
Ze względu na specyfikę pracy osadnika
wtórnego w warunkach laboratoryjnych
zawracano do układu (komora beztlenowa) osad
w całości i usuwając sukcesywnie nadmiar
osadu w przypadku wzrostu stężenia osadu w
układzie do wartości ≥ 4,0 g s.m.o./dm3
Istotnym
elementem
decydującym
o
efektywności pracy układu było napowietrzanie
komory tlenowej. Ze względu na stosowanie w
napowietrzaniu pompek powietrznych typu
akwaryjnego, niemożliwe było sterowanie i
mierzenie wydatku napowietrzania. Jedynym
miernikiem ilości tłoczonego powietrza było
stężenie tlenu rozpuszczonego w komorze
tlenowej (poziom 1 ± 0,5 mg O2/dm3) oraz w
komorze anoksycznej (poniżej 0,5 mg O2/dm3).
Badania nad wpływem dodatku odcieków ze
składowisk
odpadów
komunalnych
na
efektywność
oczyszczania
ścieków
z
komunalnej oczyszczalni prowadzono etapowo.
W pierwszej kolejności przeprowadzono
kilkutygodniowy cykl wpracowania układu dla
samych ścieków komunalnych. Wyniki tych
badań, przedstawione w kolejnym rozdziale,
dowiodły zasadności założeń i obliczeń.
Wpracowanie układu i ostateczne ustalenie
warunków pracy nastąpiło po około 90 dniach.
261
Po tym czasie system pracował stabilnie,
przystąpiono zatem do właściwego etapu badań,
polegającego na wprowadzeniu do strumienia
ścieków komunalnych odpowiedniego dodatku
odcieków ze składowiska odpadów „Szadółki”.
Jest to składowisko działające od 1992 r., a więc
powstające tam odcieki zaliczamy do tzw.
starych odcieków (Kulikowska i Klimiuk 2008).
Początkowa wielkość dodatku odcieków
wyniosła 1% objętości w stosunku do
strumienia
ścieków.
Po
okresie
3 tygodni, zwiększono udział do 5% objętości.
Ścieki surowe (ŚS), odcieki składowiskowe (O),
surowa mieszanina ścieków i odcieków (MŚO)
i ścieki oczyszczone (ŚO), współoczyszczona
mieszanina ścieków i odcieków (WMŚO)
systematycznie były badane w następującym
zakresie: temperatura, przewodność elektryczna,
zawiesina (ogólna, mineralna i lotna), ChZTCr,
BZT5, azot (azot azotanowy, azot amonowy,
azot ogólny), fosfor (fosfor fosforanowy, fosfor
ogólny). Dodatkowo, w ściekach surowych i
oczyszczonych, analizowano okresowo stężenie
wybranych
metali
ciężkich
(cynk, miedz, ołów, nikiel, kadm, chrom).
Analizy chemiczne wykonywano zgodnie z
Polskimi Normami (PN-EN).
Efektywność pracy modelu była analizowana w
oparciu o Rozporządzenie Ministra Środowiska
z dnia 24 lipca 2006 r. w sprawie warunków
jakie należy spełnić przy wprowadzaniu
ścieków do wód lub do ziemi, oraz w sprawie
substancji
szczególnie
szkodliwych
dla
środowiska wodnego (Dz. U. nr 137, poz. 984 z
2006r.). Uzyskane wyniki odnoszono do
wymaganych prawem (Dz. U. nr 137, poz. 984
z 2006r.) stężeń, lub stopnia redukcji
zanieczyszczeń (ChZTCr, BZT5, azot ogólny,
fosfor
ogólny,
zawiesina
ogólna)
odpowiadających
wielkości
oczyszczalni
„Wschód” w Gdańsku (powyżej 100.000 RLM).
Wyniki badań i dyskusja
Materiał badawczy
W pierwszym etapie procesowi oczyszczania
poddawane były ścieki komunalne, w drugim
etapie mieszanina ścieków i odcieków ze
składowisk odpadów. W tabeli 1 przedstawiono
uzyskane wyniki badań ścieków surowych oraz
odcieków składowiskowych, dla parametrów
odpowiadających polskim wymogom prawnym
(Dz. U. nr 137, poz. 984 z 2006r.).
Tabela 1. Średnie wartości stężeń wybranych wskaźników zanieczyszczeń badanych ścieków i odcieków
Parametr
Zawiesina ogólna
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
ChZT
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
BZT5
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Azot ogólny
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Azot amonowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Azot azotanowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Fosfor ogólny
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Fosfor fosforanowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
jedn.
mg/dm3
Surowe ścieki
Odcieki składowiskowe
343,0
57,0
382,0
458,3
25,8
471,2
665,1
134,0
772,7
3203,6
1176,1
3889,1
417,9
122,9
533,0
2296,0
872,0
2828,0
65,6
14,7
74,6
1264,7
616,4
1631,8
52,6
9,9
60,7
1000,0
337,8
1196,0
0,8
0,2
1,0
17,7
23,3
29,0
10,0
4,5
1,6
9,3
4,2
8,5
9,02
1,9
10,4
6,6
3,2
8,5
mg O2/dm3
mg O2/dm3
mg N/dm3
mg N-NH4/dm3
mg N-NO3/dm3
mg P/dm3
mg P-PO4/dm3
262
W przypadku ścieków komunalnych stężenia
zanieczyszczeń i ich zmienność w czasie
uznano za typowe dla tego rodzaju ścieków
(Dymaczewski i inni 1997). Wyniki analiz
odcieków ze składowiska odpadów są
charakterystyczne dla odcieków z tzw.
„starych”,
ustabilizowanych
składowisk
(Surmacz-Górska 2003, Salem i inni 2008).
Analizowane odcieki charakteryzowały się wysoką
zawartością azotu amonowego - średnio 1000 mg/dm3
(tabela 1). Średnia zawartość ChZTCr wynosiła około
3200 mg/dm3, BZT5 - 2296,0 mg/dm3. Podobne
wartości podawane są przez literaturę (Neczaj i
inni 2007). Stężenie fosforu ogólnego w
odciekach nie przekraczało wartości 12 mg/dm3, co
stanowi wartość zbliżoną do typowych ścieków
komunalnych (Dymaczewski i inni 1997). W
związku z powyższym, dodatek odcieków nie
powodował
wzrostu
zawartości
fosforu
ogólnego w MŚO (tabela 3).
Etap I - Oczyszczanie ścieków komunalnych
Jak wyżej zaznaczono, pierwszym etapem było
kilkutygodniowe wpracowanie układu dla
samych ścieków komunalnych. Pozwoliło to na
ustabilizowanie
pracy
systemu
i uzyskanie wysokiej efektywność oczyszczania
ścieków w odniesieniu do ChZTCr, BZT5 oraz
zawiesiny ogólnej (tabela 2). Natomiast w
przypadku azotu i fosforu nie udało się osiągnąć
wymaganych prawem (Dz. U. nr 137, poz. 984
z 2006r.) stężeń, ani stopnia redukcji tych
zanieczyszczeń – odpowiadających wielkości
oczyszczalni „Wschód” w Gdańsku (powyżej
100.000 RLM). Przekroczenia były względnie
niewielkie, ale istotne. W przypadku azotu
ogólnego średnia efektywność była na poziomie
78% przy wymaganym prawem 85%, natomiast
redukcja fosforu średnio 69% przy wymaganym
90%
(tabela
2).
Po
około
40 dniach pracy modelu stężenie fosforu
znacznie się obniżyło i osiągnęło wartości
poniżej 1 mg/dm3. Po okresie wpracowania
osadu czynnego (około 90 dni) przystąpiono do
etapu drugiego.
Tabela 2. Efektywność oczyszczania ścieków komunalnych w badaniach modelowych
Efekt. oczyszcz. %
Stęż. w ściekach oczyszcz. mg/dm3
Parametr
wart. średnia odchyl. stand. wart. Średnia odchyl. stand.
percentyl
80/100
Zawies. og.
97,4
3,8
6,25
2,81
8,2
ChZTCr
94,2
4,2
36,6
25,8
41,8
BZT5
98,9
0,9
4,4
2,9
5,9
Nog
77,9
10,8
16,6
6,9
19,0
Pog
69,0
26,2
3,25
2,80
5,19
]
30
3
35
stężęnie azotu i fosforu [mg/dm
40
25
20
15
10
5
0
0
20
40
60
80
100
czas [doby]
N ogólny
P ogólny
Rys. 1. Zmienność stężenia azotu ogólnego i fosforu ogólnego w ściekach oczyszczonych.
Etap II - Oczyszczanie mieszaniny ścieków i odcieków
Po ustabilizowaniu warunków pracy modelowej
oczyszczalni
zapoczątkowano
dodawanie
odcieków składowiskowych
do strumienia
ścieków komunalnych. Początkowy udział
objętościowy odcieków w mieszaninie ze
ściekami wynosił 1%, po około trzech
tygodniach zwiększono go do 5%. Badania z
5% dodatkiem odcieków trwały 2 tygodnie.
Wyniki badań obu części tego etapu prac
przedstawionowtabeli3.
263
5% dodatek odcieków
1% dodatek odcieków
Tabela 3. Efektywność oczyszczania mieszaniny ścieków komunalnych i odcieków składowiskowych
przy zmiennym dodatku odcieków
Parametr
jedn.
Mieszanina ścieków
Mieszanina
Efektywność
przed oczyszczeniem
ścieków po
oczyszczania
oczyszczeniu
%
Zawiesina ogólna
mg/dm3
wartość średnia
406,0
7,9
97,6
odch. stand.
185,2
2,0
0,5
percentyl 80/100
467,4
9,3
ChZT
mg O2/dm3
wartość średnia
792,5
63,7
88,1
odch. stand.
355,1
22,9
13,1
percentyl 80/100
956,1
75,2
BZT5
mg O2/dm3
wartość średnia
457,2
7,4
98,2
odch. stand.
168,5
2,2
0,6
percentyl 80/100
540,6
9,2
Azot ogólny
mg N/dm3
wartość średnia
92,7
24,3
68,9
odch. stand.
26,3
2,4
15,5
percentyl 80/100
106,4
26,2
Azot amonowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Azot azotanowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Fosfor ogólny
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Fosfor fosforanowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Zawiesina ogólna
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
ChZT
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
BZT5
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Azot ogólny
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
mg NNH4/dm3
mg NNO3/dm3
59,5
17,2
69,8
4,0
4,5
14,2
94,0
7,1
1,0
0,4
1,2
11,7
5,0
14,2
-
11,8
3,9
14,5
3,4
2,2
4,8
65,8
24,7
9,1
3,0
11,3
2,3
1,4
3,5
66,3
31,6
320,0
9,9
324,2
11,0
5,9
13,5
96,6
2,2
622,1
31,6
635,4
48,0
1,1
48,5
92,3
0,6
687,0
66,5
415,2
9,1
2,5
10,2
97,7
0,3
101,2
5,1
103,4
35,6
7,4
38,8
52,0
25,2
mg P/dm3
mg PPO4/dm3
mg/dm3
mg O2/dm3
mg O2/dm3
mg N/dm3
264
Azot amonowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Azot azotanowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Fosfor ogólny
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
Fosfor fosforanowy
wartość średnia
odch. stand.
percentyl 80/100
mg NNH4/dm3
mg NNO3/dm3
69,2
2,6
70,3
11,5
4,3
13,3
83,5
5,6
0,9
0,1
0,9
14,3
4,7
16,3
-
10,3
0,6
10,5
2,2
0,7
2,5
78,1
8,2
7,9
1,0
8,3
2,2
1,1
2,6
71,6
17,2
mg P/dm3
mg PPO4/dm3
Wyniki wskazują (tabele 1 i 3), iż w podawanej
mieszaninie ścieków i odcieków (MŚO) wyraźnie
wzrosła zawartość wskaźników organicznych.
ChZTCr przy 1% dodatku odcieków wzrosło
średnio o około 130 mg O2/dm3, BZT5 o około 40
mg O2/dm3. Przy dodatku 5% odcieków wzrost
BZT5 był na poziomie około 270 mg O2/dm3.
Natomiast w przypadku ChZTCr przy 5% dodatku
odcieków wartość średnia była niższa, niż w
ściekach surowych. Wcześniejsze wartości
ChZTCr dla odcieków surowych wahały się od
3848 do 3916 mg/dm3, natomiast w partii
odcieków, która była dodawana jako 5% dodatek
zawartość ChZTCr była na poziomie 1846
mg/dm3.
Średnia zawartość azotu ogólnego w ściekach
surowych była na poziomie około 66 mg/dm3,
natomiast po dodaniu 1% odcieków (V/V)
wzrosła
do
około
93
mg
N/dm3,
a przy zawartości 5% azot ogólny osiągnął
średnią wartość około 101 mg/dm3. W głównej
mierze na wysoką zawartość azotu ogólnego w
odciekach, wpływało wysokie stężenie azotu
amonowego, które stanowiło średnio około 79%
całkowitej zawartości azotu. Potwierdzają to dane
literaturowe (Spagni i Marsli-Libelli 2009,
Surmacz-Górska 2001). W przypadku fosforu
ogólnego dodatek odcieków nie powodował
wzrostu stężenia tego składnika.
Zmienność efektywności usuwania czterech
podstawowych wskaźników zanieczyszczeń w
laboratoryjnym
modelu
przepływowym
zestawiono na rysunkach 1 i 2. Uzyskane wyniki
badań wskazują, iż pomimo wzrastającego
dodatku odcieków do ścieków surowych
efektywność usuwania BZT5, ChZTCr oraz
zawiesiny ogólnej utrzymywała sie nadal na
wysokim, przekraczającym 90% poziomie.
Świadczyć to może o zdolności dostosowania się
pracy modelu laboratoryjnego do wzrastającej
zawartości związków organicznych (BZT5, ChZTCr)
w mieszaninie ścieków surowych i odcieków, jak
i dobrych właściwościach sedymentacyjnych
osadu czynnego. W przypadku związków fosforu,
dla których dodatek odcieków nie spowodował
wzrostu stężenia na dopływie do modelu,
efektywności oczyszczania wzrosła z 69% do
78%.
Należy jednak zaznaczyć, iż w przypadku
związków azotu, na odpływie zaobserwowano
dwukrotny (tabele 2 i 3) wzrost azotu ogólnego
do wartości 35 mg/dm3 (przy 5% dodatku
odcieków). Pogorszenie się efektywności
usuwania
związków
azotu
wynikało z
pozostawania w oczyszczonej mieszaninie
ścieków i odcieków (WMŚO) utlenionych form
azotu, co prawdopodobnie było spowodowane
niewystarczającą ilością łatwoprzyswajalnego
węgla organicznego (Surmacz-Gorska 2001). W
celu poprawy efektywności usuwania związków
azotu najprawdopodobniej należałoby zastosować
zewnętrzne źródło węgla organicznego (KocJurczyk i Jurczyk 2008).
Efektywność usuwania BZT5, ChZTCr, oraz
zawiesiny osiągnęła wartość powyżej
90%.
Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska
z dnia 24 lipca 2006 r. wskaźniki te nie
przekroczyły
najwyższych
dopuszczalnych
wartości. W przypadku azotu ogólnego wartości
były przekroczone w stosunku do wymagań
ustawodawcy dla oczyszczalni powyżej 100.000 RLM
(10 mg/dm3). Przy 1% dodatku przekroczenia były
średnio
o
około
15
mg
N/dm3,
a przy 5% dodatku odcieków o około 25 mg/dm3.
Przekroczenie w przypadku fosforu ogólnego
było o 3 mg/dm3, przy wymaganej przez
ustawodawcę
maksymalnej
wartości
1 mg/dm3. Efektywność usuwania fosforu przy
5% dodatku osiągnęła wartość 78%, natomiast
przy 1% dodatku była niższa o około 12%
(rysunek 3). Natomiast w przypadku azotu
ogólnego można zauważyć spadek efektywności
korelujący ze zwiększającym się stężeniem tego
pierwiastka w mieszaninie na wejściu do modelu.
265
70
stężenie [mg/dm 3]
60
50
40
30
20
10
0
ChZT
BZT5
ścieki
Nog
ścieki+1%odcieków
Pog
Zawiesina ogól.
ścieki+5%odcieków
Rys. 2. Porównanie stężeń czterech podstawowych wskaźników zanieczyszczeń w oczyszczonych
ściekach komunalnych oraz mieszaninach ścieków i odcieków składowiskowych.
100
90
efektywność [%]
80
70
60
50
40
30
20
10
0
ChZT
BZT5
ścieki
Nog
ścieki+1%odcieków
Pog
Zawiesina ogól.
ścieki+5%odcieków
Rys. 3. Porównanie efektywności usuwania zanieczyszczeń ze ścieków komunalnych i ich
mieszanin z odciekami.
Wysoki ładunek zanieczyszczeń organicznych i
związków biogennych (w szczególności azotu
amonowego) (Koc-Jurczyk 2008, Kulikowska
2008, Salem 2008), zawartość metali ciężkich
(Robinson i inni 2005, Salem i inni 2008) i
toksyczność (Snack i inni 2005) odcieków
powoduje, iż eksploatatorzy komunalnych
oczyszczalni
niechętnie
przyjmują
do
strumienia
dopływających
ścieków
komunalnych dodatek odcieków ze składowisk
odpadów. Problem stanowi również zmienny w
czasie eksploatacji składowiska skład odcieków
(Klimiuk i Kulikowska 2006, Spagni i MarsliLibelli 2009), co potwierdziły przeprowadzone
analizy odcieków surowych z „Szadółek”.
Zwykle objętość generowanych odcieków na
składowisku odpadów obsługującym określony
obszar nie przekracza 0,4 % objętości ścieków
wytwarzanych przez tą aglomerację (SurmaczGórska 2001). Przedstawione badania były
przeprowadzone przy znacząco większym
udziale odcieków w stosunku do objętości
266
samych ścieków (1 – 5 %). Wykazały one, że w
przebadanym
zakresie
udział
odcieków
powoduje wzrost stężenia poszczególnych
wskaźników zanieczyszczeń, na odpływie
z modelu. Nie jest to jednak wzrost znaczący,
który dyskwalifikowałby możliwość dodawania
odcieków do strumienia ścieków komunalnych
dopływających do komunalnej oczyszczalni
ścieków. Efektywność usuwania zanieczyszczeń
organicznych (BZT5, ChZTCr) obecnych
w
mieszaninie
ścieków
i
odcieków
utrzymywana była na podobnym poziomie, jak
w przypadku oczyszczania samych ścieków.
Istotne
wątpliwości
mogą
występować
w stosunku do efektywności usuwania
związków azotu. Jednak z otrzymanych
wyników można zauważyć, iż dodatek w
wysokości 1 i 5 % nie spowodował załamania
procesów biologicznych w układzie A2/O, a
jedynie
pogorszył
jakość
mieszaniny
oczyszczonych ścieków i odcieków (WMŚO).
Potwierdzają to badania Viviani i Torregrossa
(1997)
z
jedno
i dwuprocentowym udziałem odcieków.
Uzyskane dotychczas wyniki badań nasuwają
wnioski, iż przed wprowadzeniem układu do
warunków
technicznych,
należałoby
przeprowadzić modyfikacje układu A2/O w celu
intensyfikacji procesów usuwania związków
azotu i fosforu, co pozostaje kwestią otwartą dla
dalszych badań.
CECEN F., AKTAS OZGUR, 2004; Aerobic
Co-Treatment of Lanndfill Leachate with
Domestic
Wastewater,
Environmental
Engineering Science, vol. 21, No. 3, pp. 303312
Wnioski
KULIKOWSKA D., KLIMIUK E., 2008; The
effect of landfill age on muncipial leachate
composition, Bioresource Technology, vol. 99,
pp. 5981-5985
Uzyskane wyniki badań pozwalają sformułować
następujące wnioski:
- W odciekach z starych składowisk, powyżej 5
lat eksploatacji, azot amonowy stanowi główne
źródło azotu ogólnego (średnio około 79 %).
- Jedno- i pięcioprocentowy dodatek odcieków
nie
powoduje
załamania
procesów
biologicznych, a jedynie wzrost stężenia azotu
ogólnego na odpływie.
- Jedno- i pięcioprocentowy dodatek odcieków
do ścieków komunalnych pozwala osiągnąć
efektywność usuwania BZT5 i ChZTCr,
zawiesiny ogólnej na poziomie wyższym, niż 90
%.
Badania finansowane przez Ministerstwo Nauki
i Szkolnictwa Wyższego (projekt badawczy
umowa nr PB 2900/T02/2007/32).
LITERATURA
BEVER J., STEIN A., TEICHMANN H., 1997;
Zaawansowane metody oczyszczania ścieków,
Oficyna
Wydawnicza
Projprzem-EKO
Bydgoszcz.
DYMACZEWSKI Z., OLSZEWSKI J. A.,
SOZAŃSKI
M.
M.,
1997;
Poradnik
eksploatatora oczyszczalni ścieków, PZIiTS,
LEM s.c., Kraków
FUEYO G., GUTIERREZ A., BERRUETA J.,
2002; Anaerobic degradation: the effect of the
combined treatment of substrates on the
refraction fraction, Journal of Chemical
Technology and Biotechnology, vol. 77, pp.
910-916
HOMBACH S.T., OLESZKIEWICZ J.A.,
LAGASSE P., AMY L.B., ZALESKI A.A.,
SMYRSKI K., 2003; Impact of landfill leachate
on anaerobie digestation of sewage sludge;
Environmental Technology, vol. 24, pp.533-560
KLIMIUK E., KULIKOWSKA D., 2006;
Organic removal from landfill leachate and
activated sludge production in SBR reactors,
Waste Management, vol. 26, pp. 1140-1147
KOC-JURCZYK j., JURCZYK Ł., 2008;
Wpływ metanolu na efektywność denitryfikacji
w odciekach ze składowisk odpadów
komunalnych; Zeszyty naukowe, No. 10, pp.2736
NECZAJ E., KACPRZAK M., LACH E.,
OKONIEWSKA E., 2007; Effect of soniction
on combined treatment of landfill leachate and
domestic sewage in SBR reactor, Desalition,
vol. 204, pp. 207-233
ROBINSON H.D., KNOX K., BONE B.D.,
PICKEN A., 2005; Leachate quality from
landfilled MBT waste, Waste management , vol.
25, pp. 383-391
RODRIGUEZ
J.,
CASTRILLON
L.,
MARANON E., SASTRE H., FERNANDEZ
E., 2004; Removal of non-biodegradable
organic matter from landfill leacahtes by
adsorption, Water Research, vol. 38, pp. 32973303
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24
lipca 2006 r. w sprawie warunków, jakie należy
spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub
do ziemi, oraz w sprawie substancji szczególnie
szkodliwych dla środowiska wodnego (Dz. U.
Nr 137, poz. 984)
267
SALEM Z., HAMOURI K., DJEMAA R.,
ALLIA K., 2008; Evaluation of landfill leachate
pollution and treatment, Desalination, vol. 220,
pp. 108-114
SPAGNI A., MARSILI-LIBELLI S., 2009;
Nitrogen removal via nitrate in a sequencing
batch reactor treating sanitary landfill leachate,
vol. 100, pp. 609-614
SLACK R.J., GRONOW J.R., VOULVOULIS
N., 2005; Household hazardous waste in
muncipial landfills: contaminants in leachate,
Science of the Total Environment, vol. 337, pp.
119-137
Surmacz-Górska J. 2001, Degradacja związków
organicznych zawartych w odciekach z
wysypisk, PAN, Komitet Inżynierii Środowiska,
Monografie No. 5, Lublin
VIVIANIG., TORREGROSSAM., 1997; Cotreatment of domestic sewage and landfill
leachate, vol. 2, Proc. Sardinia