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: sksiazek@pg.gda.pl 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 (BOD 5 ), concentration of nitrate nitrogen (N-NO 3 ), ammonia nitrogen (N-NH 4 ), total Kjeldahl nitrogen (TKN) and total nitrogen (TN), phosphorus phosphate (P-PO 4 ) 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 BOD 5 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, 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. ścieki+odcieki 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 dm 3 ścieków/d - objętość komory beztlenowej 4 dm 3 - objętość komory anoksycznej 9 dm 3 - objętość komory tlenowej 14 dm 3 - stopień recyrkulacji wewnętrznej od 300 do 600% - stopień recyrkulacji osadu 100% - stężenie osadu czynnego w komorze tlenowej 3,5 g s.m.o./dm 3 - 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./dm 3 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 O 2 /dm 3 ) oraz w komorze anoksycznej (poniżej 0,5 mg O 2 /dm 3 ). 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), ChZT Cr, BZT 5, 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 (ChZT Cr, BZT 5, 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 jedn. Surowe ścieki Odcieki składowiskowe Zawiesina ogólna mg/dm 3 343,0 57,0 382,0 458,3 25,8 471,2 ChZT BZT 5 Azot ogólny Azot amonowy Azot azotanowy Fosfor ogólny Fosfor fosforanowy mg O 2 /dm 3 665,1 134,0 772,7 mg O 2 /dm 3 417,9 122,9 533,0 mg N/dm 3 65,6 14,7 74,6 mg N-NH 4 /dm 3 52,6 9,9 60,7 mg N-NO 3 /dm 3 0,8 0,2 1,0 mg P/dm 3 10,0 4,5 1,6 mg P-PO 4 /dm 3 9,02 1,9 10,4 3203,6 1176,1 3889,1 2296,0 872,0 2828,0 1264,7 616,4 1631,8 1000,0 337,8 1196,0 17,7 23,3 29,0 9,3 4,2 8,5 6,6 3,2 8,5
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/dm 3 (tabela 1). Średnia zawartość ChZT Cr wynosiła około 3200 mg/dm 3, BZT 5-2296,0 mg/dm 3. Podobne wartości podawane są przez literaturę (Neczaj i inni 2007). Stężenie fosforu ogólnego w odciekach nie przekraczało wartości 12 mg/dm 3, 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 ChZT Cr, BZT 5 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/dm 3. 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/dm 3 Parametr wart. średnia odchyl. stand. wart. Średnia odchyl. stand. percentyl 80/100 Zawies. og. 97,4 3,8 6,25 2,81 8,2 ChZTC r 94,2 4,2 36,6 25,8 41,8 BZT 5 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 stężęnie azotu i fosforu [mg/dm 3 ] 40 35 30 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 1% dodatek odcieków Tabela 3. Efektywność oczyszczania mieszaniny ścieków komunalnych i odcieków składowiskowych przy zmiennym dodatku odcieków Parametr jedn. Mieszanina ścieków przed oczyszczeniem Zawiesina ogólna ChZT BZT 5 Azot ogólny Azot amonowy Azot azotanowy Fosfor ogólny mg/dm 3 406,0 185,2 467,4 mg O 2 /dm 3 792,5 355,1 956,1 mg O 2 /dm 3 457,2 168,5 540,6 mg N/dm 3 92,7 26,3 106,4 mg N- NH 4 /dm 3 59,5 17,2 69,8 mg N- NO 3 /dm 3 1,0 0,4 1,2 mg P/dm 3 11,8 3,9 14,5 Mieszanina ścieków po oczyszczeniu 7,9 2,0 9,3 63,7 22,9 75,2 7,4 9,2 24,3 2,4 26,2 4,0 4,5 14,2 11,7 5,0 14,2 3,4 4,8 Efektywność oczyszczania % 97,6 0,5 88,1 13,1 98,2 0,6 68,9 15,5 94,0 7,1-65,8 24,7 5% dodatek odcieków Fosfor fosforanowy Zawiesina ogólna ChZT BZT 5 Azot ogólny mg P- PO 4 /dm 3 9,1 3,0 11,3 mg/dm 3 320,0 9,9 324,2 mg O 2 /dm 3 622,1 31,6 635,4 mg O 2 /dm 3 687,0 66,5 415,2 mg N/dm 3 101,2 5,1 103,4 2,3 1,4 3,5 11,0 5,9 13,5 48,0 1,1 48,5 9,1 2,5 10,2 35,6 7,4 38,8 66,3 31,6 96,6 92,3 0,6 97,7 0,3 52,0 25,2
264 Azot amonowy Azot azotanowy Fosfor ogólny mg N- NH 4 /dm 3 69,2 2,6 70,3 mg N- NO 3 /dm 3 0,9 0,1 0,9 mg P/dm 3 10,3 0,6 10,5 11,5 4,3 13,3 14,3 4,7 16,3 0,7 2,5 83,5 5,6-78,1 8,2 Fosfor fosforanowy mg P- PO 4 /dm 3 7,9 1,0 8,3 1,1 2,6 71,6 17,2 Wyniki wskazują (tabele 1 i 3), iż w podawanej mieszaninie ścieków i odcieków (MŚO) wyraźnie wzrosła zawartość wskaźników organicznych. ChZT Cr przy 1% dodatku odcieków wzrosło średnio o około 130 mg O 2 /dm 3, BZT 5 o około 40 mg O 2 /dm 3. Przy dodatku 5% odcieków wzrost BZT 5 był na poziomie około 270 mg O 2 /dm3. Natomiast w przypadku ChZT Cr przy 5% dodatku odcieków była niższa, niż w ściekach surowych. Wcześniejsze wartości ChZT Cr dla odcieków surowych wahały się od 3848 do 3916 mg/dm 3, natomiast w partii odcieków, która była dodawana jako 5% dodatek zawartość ChZT Cr była na poziomie 1846 mg/dm 3. Średnia zawartość azotu ogólnego w ściekach surowych była na poziomie około 66 mg/dm 3, natomiast po dodaniu 1% odcieków (V/V) wzrosła do około 93 mg N/dm 3, a przy zawartości 5% azot ogólny osiągnął średnią wartość około 101 mg/dm 3. 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 BZT 5, ChZT Cr 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 (BZT 5, ChZT Cr ) 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/dm 3 (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 (Koc- Jurczyk i Jurczyk 2008). Efektywność usuwania BZT 5, ChZT Cr, 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/dm 3 ). Przy 1% dodatku przekroczenia były średnio o około 15 mg N/dm 3, a przy 5% dodatku odcieków o około 25 mg/dm 3. Przekroczenie w przypadku fosforu ogólnego było o 3 mg/dm 3, przy wymaganej przez ustawodawcę maksymalnej wartości 1 mg/dm 3. 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 60 stężenie [mg/dm 3 ] 50 40 30 20 10 0 ChZT BZT5 Nog Pog Zawiesina ogól. ścieki ścieki+1% odcieków ścieki+5%odcieków Rys. 2. Porównanie stężeń czterech podstawowych wskaźników zanieczyszczeń w oczyszczonych ściekach komunalnych oraz mieszaninach ścieków i odcieków składowiskowych. efektywność [%] 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 ChZT BZT5 Nog Pog Zawiesina ogól. ścieki ścieki+1% odcieków 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 Marsli- Libelli 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 (Surmacz- Górska 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 (BZT 5, ChZT Cr ) 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. Wnioski 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 BZT 5 i ChZT Cr, 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. CECEN F., AKTAS OZGUR, 2004; Aerobic Co-Treatment of Lanndfill Leachate with Domestic Wastewater, Environmental Engineering Science, vol. 21, No. 3, pp. 303-312 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.27-36 KULIKOWSKA D., KLIMIUK E., 2008; The effect of landfill age on muncipial leachate composition, Bioresource Technology, vol. 99, pp. 5981-5985 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. 3297-3303 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 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 SPAGNI A., MARSILI-LIBELLI S., 2009; Nitrogen removal via nitrate in a sequencing batch reactor treating sanitary landfill leachate, vol. 100, pp. 609-614 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