Post on 18-Feb-2018
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 1/17
BIOLOGICZNE USUWANIE SPECYFICZNYCH ORGANICZNYCHZANIECZYSZCZEŃ PRZED I PO PROCESIE FENTONA
BIOLOGICAL REMOVAL OF SPECIFIC ORGANIC POLLUTANTSBEFORE AND AFTER THE FENTON PROCESS
Krzysztof Piaskowski, Renata Świderska-Dąbrowska
Politechnika Koszalińska, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska,Katedra Technologii Wody i Ścieków, Śniadeckich 2, 75-453 Koszalin
e-mail: piasek@wbiis.tu.koszalin.pl
ABSTRACT
Specific organic pollutants in industrial wastewater causes serious technological problems during their
biological treatment, due to their negative and often toxic impact on microorganisms of activated sludge.
Large variety of non-biodegradable organic compounds in the industrial wastewater has created the need
for integrated biochemical systems, combined with Advanced Oxidation Processes pretreatment, which
can provide full degradation of pollutants.
This paper represents a study on influence of wastewater containing water emulsion of polyvinyl acetate(Winacet) and water emulsion of bis(2-ethylohexil) phthalate (DEHP) on activated sludge. The
experiment was conducted by Jar test method. The susceptibility of wastewater to biological treatment,
toxicity and its influence on microorganisms activity were investigated. The Oxygen Uptake Rate test
(OUR) and analysis of total organic carbon (TOC) were performed. Possibility of wastewater treatment in
combined chemical-biological system was tested. The application of Fenton’s reagent to remove toxic
and non-biodegradable substances from wastewater allowed its further biological treatment with activated
sludge. The results of TOC concentration and influence of oxidation products on activated sludge
performance determined efficiency of proposed method.
Key words: Fenton process, Activated sludge, Oxygen Utilization Rate, PVAC, DEHP
Wprowadzenie
Wydany w 2001 roku na zlecenie Komisji
Europejskiej raport na temat zanieczyszczeń
chemicznych w ściekach i osadach
komunalnych (Final report. ICON, 2001)
wskazuje na obecność dużej ilości zwią zków
organicznych i nieorganicznych, uznanych
powszechnie za niebezpieczne dla życia
i zdrowia człowieka. Spośród zanieczyszczeń
nieorganicznych problemem są głównie metale
ciężkie (kadm, chrom (III) i (VI), miedź, rtęć,ołów, nikiel, cynk), które w procesach
oczyszczania ścieków w 40-80% są wytrą cane
i kumulowane w osadach ściekowych. Wśród
zwią zków organicznych rozpoznano ich w
ściekach surowych blisko 6 000, w znacznej
mierze podlegają cych biodegradacji, ale
również zwią zki takie jak: WWA, PCB, ftalany,
polichlorowane dibenzodioksyny PCDD
i dibenzofurany PCDF (tzw. TZO – Trwałe
Zwią zki Organiczne), które pomimo niskich
stężeń powszechnie uważa się za bardzo silne
trucizny o działaniu m.in. kancerogennym
i mutagennym (Ceprowski i Krajewski, 2003;EC “Organic…”, 2001; Final report. ICON,
2001).
Producentami tego rodzaju
zanieczyszczeń są głównie zakłady
przemysłowe, których ścieki charakteryzują się szczególną uciążliwością (np. ścieki chemiczne,
z produkcji pestycydów, z przemysłu
włókienniczego, farbiarskiego, celulozowo-
papierniczego). Ścieki te kierowane są do
kanalizacji miejskiej – najczęściej okresowo, w
różnych ilościach, o różnej toksyczności i
zazwyczaj dużym stężeniu zanieczyszczeń
organicznych trudnobiodegradowalnych.
Rozkład TZO w ściekach przebiega dość wolno
i czas potrzebny na to jest zbyt długi dla
efektywnego wyeliminowania ich ze ścieków w
procesach biologicznych. Nadmierna ilość
toksycznych zwią zków może powodować
przekroczenie granicy tolerancji biocenozy
osadu czynnego, a w rezultacie jego zatrucie.
Wystę pują ce zakłócenia w pracy oczyszczalni
to inhibicja procesów biochemicznych,
szczególnie nitryfikacji, negatywne
oddziaływanie na mikroorganizmy, powodują ce
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 2/17
200
obniżenie ich aktywności (np. oddechowej,
enzymatycznej), niekorzystne zmiany składu
mikroorganizmów i struktury osadu (rozwój
bakterii nitkowatych, gwałtowny rozpad
kłaczków osadu) ( Barbusiński i Ko ścielniak,
1995; 1997). Zaburzenia te mogą powodować
sytuację , w której duża część
trudnorozkładalnych i niebezpiecznychsubstancji nie zostaje usunię ta ze ścieków,
zanieczyszczają c tym samym wody odbiornika
lub jest kumulowana w osadach w dużych
stężeniach, stanowią c nierozwią zany problem.
Jednym z takich głównych źródeł
zanieczyszczeń wód są rozpuszczalne w wodzie
polimery syntetyczne i półsyntetyczne. Wiele z
nich (np. PVA) jest szeroko stosowana w
produkcji tworzyw, są dodawane w przemyślepapierowym, drzewnym, tekstylnym,
garbarskim i mogą one przenikać do środowiska
toksycznie oddziaływują c bą dź zakłócają c cyklżyciowy organizmów wodnych (Chiellini et al.,
2003). Półproduktem do otrzymywania PVA
(poli(alkoholu winylowego) jest polioctan
winylu (PVAC), szeroko stosowany jako
składnik klejów i farb emulsyjnych, wprzemyśle papierniczym, włókienniczym i
budownictwie, stanowią c uciążliwe dla
środowiska zanieczyszczenie (Piaskowski i
Ś widerska-Dąbrowska, 2006).
Duże zainteresowanie badaczy w
ostatnich latach budzą ftalany, które są dość
powszechnym zanieczyszczeniem w
oczyszczalniach ścieków komunalnych.
Wykorzystywane jako plastyfikatory przy
produkcji tworzyw sztucznych, w
rozpuszczalnikach, farbach, lakierach,
lekarstwach, kosmetykach oraz w artykułachdziecię cych, łatwo migrują do otaczają cego
środowiska, ponieważ nie są trwale chemicznie
zwią zane w polimerach. Ftalany mogą być
wprowadzane do wody i gleby m.in. wraz ze
ściekami poprodukcyjnymi i odciekami ze
składowisk odpadów, a nastę pnie w środowisku
naturalnym są w dużym stopniu kumulowane w
organizmach żywych. Światowa produkcja
szacowana jest na około 1-3 mln ton ftalanów
rocznie, głównie ftalanu di-(2-
etyloheksylowego) (DEHP), di-(n-butylowego)
(DBP), diizononylowego (DINP),
diizodecylowego (DIDP) i
benzylowobutylowego (BBP) ( Hulls, 1995; Jagiełło i Do ś piał, 2006; Oliver et al., 2005;
2007 ). Ze wzglę du na hydrofobowość i nisk ą rozpuszczalność w wodzie są one sorbowane
przez osad wstę pny oraz czynny w procesie
oczyszczania ścieków i częściowo
biodegradowane. Stężenie ftalanów w osadach
może wynosić od 12 do 1250 mg/kgsmo, ale
podczas przeróbki osadów przedostają się one
do wód osadowych ( Alatriste-Mondragon et al.,
2003; Gavala et al., 2003; Manhong et al.,
2008; Marttinen et al., 2004). Przykładowo
najbardziej obecny w środowisku DEHP
wystę puje w stężeniach: 0,33–97,87 µg /l w
wodach powierzchniowych, 1,74–182 µg/l
ściekach, 27,9–154 mg/kg w osadach
ściekowych ( Hammad and Jung, 2008 ). Ftalan
ten pomimo niskiej ostrej toksyczności jestpodejrzewany o działanie mutagenne i
rakotwórcze, a tak że zaburzenia
endokrynologiczne. Niektóre badania wykazują ,że DBP i DEHP są głównym składnikiem
refrakcyjnych substancji organicznych w
komunalnych ściekach i wśród innych ftalanów
mogą stwarzać wię ksze problemy w
oczyszczaniu (wię ksza masa czą steczkowa i
dłuższy łańcuch wę glowodorowy) ( Jianlong et
al., 1996).
W konwencjonalnym oczyszczalni
ścieków z osadem czynnym duża frakcjazanieczyszczeń organicznych pozostaje
niezmieniona ( Jianlong et al., 1996 ). Ze
wzglę du na różną podatność ftalanów na
rozkład biologiczny, w ostatnich latach
wprowadza się zaawansowane procesyutleniania chemicznego (ang. Advanced
Oxidation Processes - AOPs) ( Xua et al., 2009).
Poprzedzanie procesu biologicznego
chemicznym utlenianiem ścieków
przemysłowych lub innych substancji
toksycznych i nie ulegają cych biodegradacji
może być skuteczną metodą oczyszczania. W
układzie takim uzyskuje się obniżenie stężenia
substancji organicznych trudnorozkładalnych
nawet o 95-98%, przy wartościach
począ tkowych ChZT rzę du kilkuset lub nawet
kilkudziesię ciu tysię cy miligramów na litr.Wyniki takie uzyskano w licznych badaniach
nad oczyszczaniem m.in. ścieków tekstylnych, z
przemysłu elektronicznego oraz ścieków
farmaceutycznych (Fongsatitkul et al., 2004;
Lin and Jiang, 2003; 2003; Lin and Peng, 1995;
Tekin et al., 2006).
Prezentowane wyniki analiz są fragmentem laboratoryjnych badań nad
oczyszczaniem specyficznych zanieczyszczeń
organicznych (DEHP i PVAC) wystę pują cych
w ściekach i osadach komunalnych, bą dź
typowo przemysłowych. Zastosowany układ
chemiczno-biologiczny z wykorzystaniem
odczynnika Fentona i osadu czynnego pozwalana skuteczniejsze usuwanie zanieczyszczeń
organicznych, jednak że uzyskane produkty
rozkładu nie zawsze są oboję tne dla
mikroorganizmów biorą cych udział w
oczyszczaniu. Stą d też zainteresowanie autorów
skierowane zostało na kondycję osadu czynnego
w poszczególnych etapach prowadzonego
procesu.
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 3/17
201
Metodyka badań
Badania laboratoryjne przeprowadzono dla
dyspersji wodnej polimeru polioctanu winylu
PVAC o nazwie handlowej Winacet DP 50/00
firmy Dwory S.A., (podstawowy składnik do
wyrobu różnych typów klejów) i ftalanu DEHP
ftalanu bis(2-etyloheksylu) C24
H38
O4 do syntezy
firmy Merck.
Dyspersję wodną Winacetu rozpuszczano
w wodzie destylowanej do stężenia roboczego
2 g/l, natomiast ze wzglę du na właściwości
hydrofobowe ftalany przygotowano do badań w
formie wodnej emulsji. W tym celu DEHP
dodawano w ilości 0,2g/200ml wody i
homogenizowano przez 10 min przy 10 000
obr/min. Przygotowaną stężoną dyspersję i
emulsję poddano podstawowej analizie
fizyczno-chemicznej, określają c tak że ichwłaściwości fizykochemiczne (tab.1).
Tabela 1. Charakterystyka wodnej dyspersji Winacet (2g/l) i emulsji DEHP (0,2 mg/l)
Emulsja Wielkość cząstek, nm Potencjał ζ, mV pH Przewodność wł., µS/cm
Winacet 730 - 5,3 4,3 20,0
DEHP 820 - 35,5 6,0 3,2
Badania laboratoryjne przeprowadzono w
układzie dwuetapowym. W pierwszym etapieanalizowano proces chemicznego utleniania
badanych substancji odczynnikiem Fentona,
nastę pnie określano możliwości doczyszczania
pozostałych produktów utleniania w procesie
osadu czynnego. Przyję tym miernikiem
skuteczności procesu oczyszczania ze wzglę du
na możliwości analityczne był pomiar stężenia
wę gla organicznego OWO (stą d też przyję towysokie stężenie DEHP), podobnie jak w
badaniach tego typu prowadzonych przezinnych autorów (Chan et al., 2007).
Warunki prowadzenia procesu Fentona
wodnej dyspersji oraz emulsji zostały określone
we wcześniejszych badaniach, na podstawiektórych przyję to najbardziej optymalne dla
reakcji utleniania pH = 3 oraz czas trwania
procesu równy 2 godziny. Próbki po dodaniu
odczynnika Fentona (Fe + 3% H2O2) mieszano
w kolbach stożkowych z prę dkością 150
obr/min. na mieszadle magnetycznym. Stosunek
Fe: H2O2 wynosił 1:5, natomiast dawka żelaza
w postaci siarczanu żelaza Fe2SO4 ·7H2O
wyniosła 25 – 100 mg Fe/l. Po przyję tym czasie
reakcji w próbkach oznaczano stężenie OWO na
urzą dzeniu TOC/VCPH firmy Shimadzu. Część
próbki poddawano doczyszczaniu
biologicznemu z osadem czynnym bezpośrednio
po procesie Fentona, natomiast pozostałą część próbek neutralizowano Ca(OH)2 do pH 8 i po
godzinnej sedymentacji roztwór nadosadowy
mieszano z osadem czynnym.
Zastosowany osad czynny pobierano z
komunalnej oczyszczalni ścieków, nastę pnie
odwirowywano przez t = 3 min i 2 000 obr/min.
i kilkukrotnie przepłukiwano roztworem
mineralnym. Nastę pnie rozcieńczano go
roztworem pożywki mineralnej(Na2HPO4·12H2O, KH2PO4, NH4Cl,
CaCl2·6H2O, MgSO4·7H2O) i rozlewano do kolb
ustawionych na mieszadle magnetycznym. Do
próbek dodawano w różnych ilościach stężoną dyspersję polioctanu winylu oraz emulsję ftalanu i mieszano przez 24 godz. na mieszadle
magnetycznym. Po 30 min sedymentacji w
cieczy nadosadowej oznaczano stężenie OWO
oraz wybrane parametry (pH, redoks,
przewodność właściwą ), natomiast sam osadpoddawano dalszym badaniom.
Wpływ badanych substancji na
aktywność biologiczną mikroorganizmów osadu
czynnego przeprowadzono wykorzystują c testbiochemiczny PPT (ang. oxygen utilization rate
- OUR) do szybkiej oceny funkcjonowania
osadu czynnego i jego kondycji fizjologicznej.
Na tej podstawie można ocenić podatność
ścieków na biologiczne oczyszczanie
i określenie toksyczności lub inhibicji
wzglę dem poszczególnych grup funkcyjnych
drobnoustrojów osadu czynnego. Jednostkowa
prę dkość poboru tlenu PPT przez biomasę świadczy o jej fizjologicznej kondycji, zależnej
od ilości łatwo rozkładalnych substratów oraz
od obecności czynników szkodliwych
(Kosińska, 2005). W tym celu osad
przemywano wodą destylowaną orazodwirowywano. Osad umieszczano w kolbie,
dodawano ścieki preparowane oraz
napowietrzoną wodę destylowaną i przy
cią głym mieszaniu umieszczano szczelnie
elektrodę tlenową . Szybkość zużycia tlenu
wyliczano ze wzoru:
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 4/17
202
xt
C C PPT
121⋅
∆
−= [mg O2 /gos·h] (1)
gdzie:
PPT – prę dkość poboru tlenu, mg/g·h
x – stężenie zawiesin osadu czynnego w próbce, [g/l]
∆t – czas zmiany stężenia tlenu z wartości C1 do C2, [h]
C1 – stężenie tlenu począ tkowe, [mg O2 /l]
C2 – stężenie tlenu końcowe, [mg O2 /l]
Przeprowadzono również badania na osadzie
inaktywowanym roztworem HgSO4 w celu
określenia intensywności sorpcji na kłaczkach
osadu czynnego oraz zużywania wę gla
organicznego przez mikroorganizmy w
rozkładzie biochemicznym. Badania
uzupełniono analizami na rzeczywistych
ściekach z przemysłu produkcji okien,
zawierają cych w swoim składzie polioctan
winylu.
Wyniki badań
Usuwanie emulsji DEHP osadem czynnym
Badania przeprowadzone z udziałem emulsji
ftalanu DEHP w procesie osadu czynnego
wykazały bardzo dużą sorpcję hydrofobowych
czą steczek emulsji na kłaczkach osadu
czynnego (fot.1-2). Stężenie OWO w próbkach
o stężeniu począ tkowym 187,60 mg C/l w cią gu
kilku pierwszych minut zmniejszyło się do
wartości 15,51 mg C/l i w cią gu nastę pnej
godziny wyniosło zaledwie 12,80 mg C/l
(rys.1). Również w przypadku analiz wpływu
stężenia począ tkowego w zakresie od 5,90 do
285,15 mg C/l ftalany w próbkach z osadem
czynnym były usuwane w zależności od
obciążenia osadu czynnego (rys.2), które
wpływało na wzrost OWO końcowego ze
wzrostem obciążenia, jednak że wartości te były
na niskim poziomie w granicach 6 – 17 mg C/l.W badanym zakresie nie stwierdzono
negatywnego oddziaływania na
mikroorganizmy osadu czynnego, wskaźnik
kondycji tlenowej osadu PPT nie wykazywał
znaczą cych zmian.
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0
czas kontaktu, h
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
s t ę ż e n i e O W O , m g C / l
Rys. 1. Kinetyka adsorpcji ftalanu DEHP na osadzie czynnym. Stężenie osadu 1,41 g/l, stężenie
począ tkowe OWO Cp = 187,6 mg C/l
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 5/17
203
Fot. 1-2. Obraz mikroskopowy osadu czynnego z widocznymi czą steczkami emulsji ftalanu
DEHP w kłaczkach osadu (pow. 25x)
0 20 40 60 80 100 120 140 160
obciążenie osadu OWO, mgC/g os*d
0
3
6
9
12
15
18
21
24
27
m g C / l , m g O 2
/ g * h
stężenie końcowe OWO, mgC/l
PPT, mgO2 /g.h
Rys. 2. Wpływ obciążenia osadu wę glem organicznym z emulsji DEHP na usuwanie wę gla organicznego
osadem czynnym i kondycję osadu mierzoną PPT . Czas reakcji 24 godz.
Usuwanie emulsji ftalanu w wyniku sorpcji na
kłaczkach osadu potwierdzono również w
analizach stężenia OWO po równoległym
kontakcie osadu inaktywowanego. W obuprzypadkach ftalany były sorbowane na
kłaczkach osadu, bez negatywnego
oddziaływania na kondycję mikroorganizmów
przy krótkotrwałej 24-godzinnej ekspozycji.
Ze wzglę du jednak na możliwość uwalniania
zaadsorbowanego ftalanu i przechodzenia do
środowiska, przeprowadzono badania nad
wykorzystaniem procesu Fentona do rozkładu
emulsji DEHP.
Biologiczne doczyszczanie emulsji wodnej
DEHP po procesie Dentona
Proces Fentona prowadzono przy ustalonychwcześniejszymi badaniami warunkach: stos. Fe:
H2O2 = 1:5, dawka żelaza Fe = 100 mg/l
(siarczan żelaza II) i czasie reakcji 2 godz.
Część ścieków po procesie poddawano
bezpośrednio procesowi doczyszczania osadem
czynnym, natomiast drugą część neutralizowano
wapnem i dopiero po sedymentacji roztwór
nadosadowy doczyszczano biologicznie.
Podstawową charakterystyk ę ścieków na
każdym etapie przedstawia tab.2.
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 6/17
204
Tabela 2. Parametry jakościowe emulsji DEHP przed oraz po procesie Fentona i neutralizacji
Wartości
Parametr JednostkaŚcieki surowe
Ścieki po
Fentonie
Ścieki po Fentonie
i neutralizacji
pH
Przewodność wł.
Redoks
OWO
-
mS/cm
mV
mg C/l
6,2
0,0031
290
376,4
3,0
1,06
240
297,8
6,8
0,64
193
83,9
Wcześniejsze badania nad zastosowaniem
Fentona do utleniania ftalanów wykazały, żenastę puje częściowy rozkład ftalanów do
octanów: etylu i butylu, które nastę pnie mogą być utleniane do alkoholi, kwasów i prostych
alkanów (Ś widerska-Dąbrowska i in., 2008 ),
stą d też po procesie Fentona stężenie OWO jest
wysokie, jednak że może to wynikać ze zmiany
składu badanej emulsji wodnej. Skuteczność
doczyszczania biologicznego emulsji była
bardzo wysoka, pomimo wzrostu stężenia
końcowego OWO od 6 do 23,5 mg C/l wraz ze
wzrostem obciążenia osadu wę glem
organicznym od 0 do155 mg/l (rys.3). W
próbkach utrzymała się , mimo kwaśnego
odczynu ścieków po Fentonie, wartość pH po
kontakcie z osadem czynnym na poziomie
pH>6. Obniżenie skuteczności usuwania OWO
ze wzrostem obciążenia osadu łą czyło się ze
spadkiem szybkości poboru tlenu przez
mikroorganizmy PPT średnio z 15,3 do 10,1 mg
O2 /gos·h. Pogorszenie aktywności osadu
czynnego świadczy o negatywnym wpływie
składników emulsji po procesie Fentona w
wyższym stężeniu, co można też zaobserwować
przy rosną cej równolegle wartości
przewodności właściwej, bę dą cej miarą zasolenia (rys.4).
0 20 40 60 80 100 120 140 160
obciążenie osadu OWO, mgC/g *d
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
s t ę ż e n i e k o ń c o w e O
W O , m g / l
Rys. 3. Wpływ obciążenia osadu czynnego wę glem organicznym z emulsji wodnej DEHP po
procesie Fentona na stężenie końcowe OWO. Czas kontaktu 24 godz.
Emulsja poddana po procesie Fentona
neutralizacji wodorotlenkiem wapna oraz
sedymentacji charakteryzowała się zdecydowanie niższym stężeniem OWO,
wynikają cym z procesu współstrą cenia.
Tym samym uzyskano również niższe
obciążenie osadu ładunkiem organicznym.
Doczyszczanie biologiczne wodnej emulsji
ftalanów spowodowało uzyskanie dalszego
rozkładu OWO oraz zmniejszenie stężenia
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 7/17
205
wę gla organicznego do poziomu
obserwowanego w próbce kontrolnej osadu
czynnego w zakresie od 4 – 6,1 mg/l. Nie
stwierdzono również zmian pH (6,1 – 6,6) oraz
przewodności właściwej (3,96 – 4,20 mS/cm).
W badanym zakresie obciążenia nie nastą piło
obniżenie aktywności oddechowej
mikroorganizmów, które utrzymywało się w
granicach 13-16 mg O2 /gos·h.
0 20 40 60 80 100 120 140 160
obciążenie osadu OWO, mgC/g *d
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
P P T , m g O 2 / g o s * h
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
6,5
7,0
p
r z e w o d n o ś ć w
ł . , m S / c m
PPT (L) Przewodność wł. (R)
Rys. 4. Wpływ obciążenia osadu czynnego wę glem organicznym z emulsji wodnej DEHP po procesie
Fentona na zmiany wartości PPT i przewodności właściwej. Czas kontaktu 24 godz.
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60
obciążenie osadu OWO, mgC/g *d
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
m g C / l , m g O 2 / g * h
stężenie końcowe OWO, mgC/l
PPT, mgO2/g.h
Rys. 5. Wpływ obciążenia osadu czynnego wę glem organicznym z emulsji DEHP po procesie Fentona
i neutralizacji na stężenie końcowe OWO oraz zmiany wartości PPT. Czas kontaktu: 24 godz.
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 8/17
206
Usuwanie dyspersji polioctanu winylu(Winacet) osadem czynnym
Dyspersja wodna polioctanu winylu
przygotowana z Winacetu DP 50/00 usuwana
była w procesie osadu czynnego w krótkim
czasie od momentu rozpoczę cia mieszania, co
jest zjawiskiem obserwowanym w przypadkubiosorpcji, wynikają cej z elektrostatycznych lub
hydrofobowych właściwości materii organicznej
(Guellil et al., 2001). Wykonana kinetyka
sorpcji przy stężeniu począ tkowym OWO 105
mg C/l już w pierwszej godzinie kontaktu
wykazała 35% obniżenie ilości wę gla
organicznego. Dalsze prowadzenie procesu
nawet do 24 godz. pozwoliło na uzyskanie
jedynie 42% skuteczności oczyszczania (rys.6).
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
czas kontaktu, h
50
55
60
65
70
75
80
85
90
95
100
105
110
O W O , m g C / l
Rys. 6. Kinetyka adsorpcji Winacetu na osadzie czynnym. Stężenie osadu 2,6 g/l, Cp = 105 mgC/l OWO.
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250 275
obciążenie osadu OWO, mgC/g *d
20
30
40
50
60
70
80
u s u n i ę c i e O W O ,
%
Rys. 7. Wpływ wielkości obciążenia osadu wę glem organicznym z Winacetu na procentowe usunię cie
OWO osadem czynnym. Stężenie osadu 1,7 g/l. Czas reakcji 24 godz.
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 9/17
207
Analiza wpływu stężenia począ tkowego OWO i
obciążenia osadu wykazała, że w zakresie
obciążenia osadu OWO od 25,4 do 254,1
mgC/gos·d skuteczność oczyszczania obniża się w zakresie od 70 do 50% (rys.7), co świadczyło
o określonej pojemności sorpcyjnej osadu
czynnego, powyżej której usuwanie dyspersji nakłaczkach osadu nie jest skuteczne. Świadczą o
tym również badania mikroskopowe, na których
widoczne są czą stki dyspersji w kłaczkach
osadu oraz pomię dzy nimi. Jednocześnie nie
wykazano toksycznego wpływu Winacetu na
mikroorganizmy (wartość PPT nie zmieniała się w istotnym stopniu, organizmy wskaźnikowe –
wrotki nie wykazywały zaburzenia lub zatrucia)(fot.3-4).
Fot. 3-4. Obraz mikroskopowy osadu czynnego – próbka z Winacetem (pow. 25x)
Mechanizm usuwania na kłaczkach osadu
dyspersji znalazły potwierdzenie w badaniach
na osadzie inaktywowanym siarczanem rtę ci
(tab.3). Równolegle mieszane próby osadu
aktywnego oraz inaktywowanego wykazały
bardzo zbliżoną dla dwóch różnych stężeń
począ tkowych Winacetu wartość
jednostkowego usunię cia OWO na gram osadu
czynnego. Dlatego też zasadniczym
mechanizmem usuwania dyspersji była sorpcja
na kłaczkach osadu oraz w nieznacznym stopniu
biokumulacja lub biodegradacja – osad aktywny
w obu próbkach usuwał o 7-15% OWO wię cej
niż w próbkach z osadem nieaktywnym.
Tabela 3. Wyniki badań wpływu stężenia począ tkowego OWO na jego usunię cie osadem czynnym.
Stężenie osadu czynnego: osad aktywny- 1,4 g/l , osad nieaktywny- 0,95 g/l
Analizy po 24 godz.
Osad czynny
Stężenie
początkoweOWO,mg C/l
Obciążenie osadu
OWO, mg C/gos·d OWO, mg
C/lmg Cus /gos·d
PPT,
mg O2 /gos·h
Próbka kontrolna bez Winacetu 6,66 - 14,4
Aktywny 58,68
117,35
41,91
83,82
40,13
82,06
18,00
29,96
10,8
10,4
Próbka kontrolna bez Winacetu 20,57 -
Inaktywowany 58,68
117,35
61,77
123,54
63,30
113,20
16,78
26,02
0,0
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 10/17
208
Biologiczne doczyszczanie dyspersjiWinacetu po procesie Fentona
Ze wzglę du na ograniczone możliwości
oczyszczania badanej dyspersji przy
wykorzystaniu właściwości sorpcyjnych osadu
czynnego, przeprowadzono badania w układzie
chemicznego utleniania odczynnikiem Fentonaoraz doczyszczania biologicznego osadem
czynnym. Proces Fentona prowadzono przy
ustalonych wcześniejszymi badaniami
warunkach: Fe: H2O2 = 1:5, dawka żelaza = 20
mg Fe /l (siarczan żelaza (II)), czas reakcji 2
godz. Część ścieków po procesie poddawano
bezpośrednio procesowi doczyszczania osadem
czynnym, natomiast drugą część neutralizowano
wapnem i dopiero po sedymentacji roztwór
nadosadowy doczyszczano biologicznie.Podstawową charakterystyk ę ścieków na
każdym etapie przedstawia tab. 4.
Tabela 4. Parametry fizyczno-chemiczne dyspersji Winacetu przed oraz po procesie Dentona
i neutralizacji
Wartości
Parametr JednostkaŚcieki surowe Ścieki po Fentonie
Ścieki po Fentonie
i neutralizacji
pH
Przewodność wł.
Redoks
OWO
-
mS/cm
mV
mg C/l
4,3
0,020
270
530,0
3,2
0,40
490
450,5
8,0
0,31
160
65,5
Uzyskane wyniki wskazują na dość niewielki
stopień usunię cia OWO bezpośrednio po
procesie Fentona, natomiast dopiero
neutralizacja, podczas której nastą piło
współstrą cenie, spowodowała zdecydowaneobniżenie wartości wę gla organicznego.
Jednak że badania z osadem czynnym wykazały,
że po procesie Fentona mimo wysokiej wartości
OWO nastą pił rozkład do innych zwią zków,
bardziej degradowanych przez mikroorganizmy.
Badania porównawcze osadu aktywnego i
inaktywowanego wskazują , że znaczą cym
procesem usuwania OWO była tym razem
metaboliczna reakcja mikroorganizmów, wmniejszym stopniu proces sorpcji na kłaczkach
osadu czynnego. Skuteczność tego ostatniego w
usuwaniu OWO była dwukrotnie mniejsza, niż
osadu aktywnego.
Tabela 5. Wyniki badań wpływu inaktywacji osadu na usuwanie OWO z dyspersji Winacetu po procesie
Fentona. Stężenie osadu czynnego: aktywnego - 2,2 g/l , nieaktywnego - 1,5 g/l; t = 24 godz.
Analizy po 24 godz.
Osad czynny
StężeniepoczątkoweOWO, mg
C/l
Obciążenie osadu
OWO, mg C/gsm·d OWO, mgC/l
mg Cus /gos·d pHPrzewod.
mS/cm
Próbka kontrolna bez Winacetu 7,30 - 6,6 0,748
Aktywny 112,40
224,80
51,09
102,20
18,71
38,85
45,90
87,84
6,5
6,5
0,408
0,620
Próbka kontrolna bez Winacetu 50,26 - 6,4 0,104
Inaktywowany 112,40
224,80
74,93
149,87
133,62
207,40
19,36
45,11
6,2
6,1
0,351
0,600
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 11/17
209
Proces oczyszczania ścieków po utlenianiu
Fentonem wykazywał jednak że pogorszenie
kondycji osadu czynnego (rys.8) wraz ze
wzrostem obciążenia począ tkowego osadu
wę glem organicznym. W zakresie obciążenia
osadu OWO 20 – 255 mgC/gos·d wartość PPT
zmniejszyła się od 16 do 9 mgO2 /gos·h (wartości
średnie). Wzrost obciążenia w podanym
zakresie wpływał również na efektywność
usuwania OWO, które zmniejszało się od 90 do
75%. Jednak że warto zauważyć, że w próbkach
pomimo niskiego pH ścieków po Fentonie
nastę powała neutralizacja ścieków w wyniku
buforowości osadu czynnego i po 24 godz.kontaktu obserwowano w próbkach wartość pH
w granicach 6,3-6,8.
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250 275
obciążenie osadu OWO, mgC/g os*d
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
m g O 2 / g o s * d ,
% u s . O
W O
% us. OWO PPT, mgO2/gos*h
Rys .8. Wpływ obciążenia osadu czynnego wę glem organicznym z Winacetu po Fentonie na procentowe
usunię cie OWO oraz kondycję osadu mierzoną testem PPT. Stężenie osadu 1,0 – 2,5 g/l, t = 24 godz.
Skuteczniejszym sposobem na biologicznedoczyszczanie ścieków było zastosowanie po
procesie Fentona neutralizacji wodorotlenkiem
wapna do pH 8, dzię ki czemu uzyskano wysok ą ponad 80% redukcję stężenia OWO. Ścieki te
nie wpływały negatywnie na organizmy osadu
czynnego, wartość PPT utrzymywała się wzakresie obciążenia osadu 0 – 33 mgOWO/gos·d
na dość stabilnym poziomie 12-15 mgO2 /gos·h.
W tym zakresie obciążenia skuteczność
usuwania OWO w procesie osadu czynnego
wynosiła ponad 95%, stężenie końcowe OWOw próbkach było w wię kszości prób na
poziomie obserwowanym w próbkach
kontrolnych – bez dodatku dyspersji Winacetu
po Fentonie i neutralizacji (rys.9).
Wprowadzenie dodatkowo napowietrzania
drobnopę cherzykowego do prób zarówno poutlenianiu Fentonem, jak również po Fentonie i
neutralizacji nie poprawiało skuteczności
usuwania OWO.
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 12/17
210
0 5 10 15 20 25 30 35
obciążenie osadu OWO, mgC/g os*d
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
m g C / l , m g O 2 / g * h
OWO, mgC/lPPT, mgO2/g*h
Rys. 9. Wpływ obciążenia osadu czynnego wę glem organicznym z Winacetu po procesie Fentona
i neutralizacji na stężenie końcowe OWO oraz zmiany kondycji osadu PPT.
Stężenie osadu 1 – 2,5 g/l, t = 24 godz.
Badania na ściekach rzeczywistychz polioctanem winylu
Badania nad usuwaniem w procesach
chemiczno-biologicznych polioctanu winyluprzeprowadzono również na ściekach
rzeczywistych poprodukcyjnych, pochodzą cych
z fabryki okien i drzwi (klejowych). Ścieki te
powstają w wyniku mycia oraz płukania
instalacji klejowych. Odprowadzanie tych
ścieków o wysokim ładunku wę gla
organicznego do systemu kanalizacji zbiorczej
powodowało niszczenie biomasy lokalnej
oczyszczalni ścieków. Głównym składnikiemścieków były resztki kleju dyspersyjnego oraz
utwardzacza, zawierają ce m.in. polioctan
i kopolimer winylu, chlorek glinu oraz azotan
glinu. Charakteryzowały się one wysok ą lepkością oraz mleczną barwą (Piaskowski i
Ś widerska-Dąbrowska, 2006 ). Analiza
fizyczno-chemiczna wybranych parametrów
ścieków (tab.6) wskazuje na bardzo wysokie
stężenie substancji organicznych, niskie pH, a
tak że znaczną obecność azotu ogólnego
i siarczanów.
Tabela 6. Parametry jakościowe ścieków klejowych
Parametr Jednostka Wartości średnie
pH
Przewodność wł.
OWO
Azot ogólny Kj
Azotany(V)
Chlorki
Siarczany(VI)
-
mS/cm
mg C/l
mg N/l
mg N/l
mg/l
mg/l
3,8
1,70
22 780
2 700
250
100
1 588
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 13/17
211
W pierwszej fazie procesowi oczyszczania z
osadem czynnym poddano ścieki surowe, w
celu określenia wpływu stężenia począ tkowego
wę gla organicznego na jego usunię cie oraz
wpływ na kondycję osadu czynnego przy czasie
kontaktu 24 godz. Zwię kszają c obciążenie
osadu wę glem organicznym ze ścieków
klejowych obserwowano obniżenie skutecznościusuwania OWO, które zachodziło głównie w
wyniku adsorpcji na kłaczkach osadu czynnego.
Równolegle obniżała się aktywność oddechowa
mikroorganizmów mierzona testem PPT (tab.7).
W badanym zakresie stężenia począ tkowego nie
stwierdzono zdecydowanego pogorszenia
parametru, którego wartość minimalna 15,7
mgO2 /gos·h mieści się w granicach normalnej
prę dkości oddychania wyznaczonej przez zakreswartości 8 - 20 mgO2 /gos·h.
Tabela 7. Wyniki badań wpływu stężenia począ tkowego OWO ze ścieków klejowych na jego usunię cie
osadem czynnym. Stężenie osadu czynnego 1,74 g/L
Analizy po 24 godz.
OWO
Stężenie
początkowe,mgOWO/L
Obciążenie osadu,mgOWO/gos·d pH
Przewod.
mS/cm mg/L % us.*PPT,
mgO2 /gos·h
-
11,44
45,77
114,43
228,85
-
6,6
26,3
65,8
131,5
6,9
7,0
7,1
7,0
7,0
4,6
4,4
4,6
4,6
4,5
11,74
15,04
30,34
75,23
155,7
-
71,2
59,4
44,5
37,1
20,0
19,6
19,0
16,0
15,7
* od wartości OWO uzyskanej w mg/l odejmowano wartość z próbki zerowej i wyliczano usunię cie
wę gla pochodzą cego z dodanych ścieków klejowych.
Wykorzystywanie samej powierzchni sorpcyjnej
osadu czynnego nie jest skuteczne w procesie
cią głego oczyszczania tego typu ścieków,
dlatego przeprowadzono badania układu
zintegrowanego chemiczno-biologicznego.
Proces Fentona przeprowadzono przy stosunku
Fe: H2O2 = 1:5 oraz dawce żelaza 250 mg/l w
postaci siarczanu żelaza II. Po 2 godz. reakcji
ścieki poddawano procesowi neutralizacji
roztworem Ca(OH)2 oraz sedymentacji. Roztwórnadosadowy analizowano na zawartość wę gla
organicznego oraz pH i przewodność wł. Ścieki
po procesie utleniania i zachodzą cego
współstrą cenia przy neutralizacji
charakteryzowały się zdecydowanie mniejszą zawartością substancji organicznej (> 90%
usunię cia OWO). Jednocześnie nastą pił wzrost
zasolenia ścieków, bę dą cych pozostałościami
stosowania w procesie Fentona siarczanu żelaza
II oraz neutralizacji wodorotlenkiem wapnia.
Wartość przewodności właściwej wzrosła ponad
2-krotnie w stosunku do ścieków surowych(tab.8).
Tabela 8. Parametry jakościowe ścieków klejowych po procesie Fentona i neutralizacji
WartościParametr Jednostka
średnie Min-max Odchylenie std.
pH
Przewodność wł.
Redoks
OWO
-
mS/cm
mV
mg C/l
7,03
3,70
224
720,57
6,4 – 7,8
3,01 – 4,23
145 – 260
673,2 – 771,0
0,4
0,37
38
28,73
Parametry te miały znaczą cy wpływ na
skuteczność oczyszczania osadem czynnym.Przy wzrastają cym obciążeniu osadu wę glem
organicznym w zakresie od 25 do ponad 350
mgC/gos·d skuteczność usuwania OWO
zmniejszała się od 55 do 10%. Tym samym
wraz ze wzrostem stężenia końcowego wę gla
organicznego obserwowano wzrost
przewodności właściwej ścieków od 3,7 do 5,8
mS/cm oraz znaczne pogorszenie aktywnościoddechowej mikroorganizmów < 3 mgO2 /gos·h,
(przy maksymalnym obciążeniu osadu). Wzrost
przewodności właściwej korelował z
obniżeniem jednostkowego usunię cia OWO
przez osad czynny w zakresie od 40 do15
mgOWOus /gos·d (rys.10-11).
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 14/17
212
0 50 100 150 200 250 300 350
obciążenie osadu OWO, mgC/g os*d
0
10
20
30
40
50
60
% u s .
O W O , m g O 2 / g o s * h
PPT, mgO2/gos*h
Usunięcie OWO, %
Rys. 10. Wpływ obciążenia począ tkowego osadu wę glem organicznym ze ścieków klejowych po
procesie Fentona na usunię cie OWO oraz aktywność osadu PPT.
3,6 3,9 4,2 4,5 4,8 5,1 5,4 5,7 6,0
przewodność wł., mS/cm
0
10
20
30
40
50
m g O 2 / g o s * h , m g C u s
/ g o s * d
PPT, mgO2/gos*h
mg Cus/g*d
Rys. 11. Wpływ wartości przewodności wł. w ściekach klejowych po procesie Fentona na jednostkowe
usunię cie OWO przez osad czynny i na aktywność osadu PPT.
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 15/17
213
Również analiza mikroskopowa wykazała
znaczną utratę aktywności przez organizmy
wskaźnikowe – wrotki, które po kontakcie 24
godz. ze ściekami po procesie Fentona
znajdowały się w stanie zatrucia (fot.5-6).
Zmniejszenie skuteczności usuwania OWO
wraz z pogorszeniem kondycji oddechowej
mikroorganizmów mogło świadczyć
o przewadze wpływu procesu biodegradacji
bą dź biokumulacji w usuwaniu wę gla
organicznego ze ścieków. W przypadku sorpcji
na kłaczkach osadu czynnego aktywność
mikroorganizmów nie byłaby w takim stopniu
ograniczeniemooskutecznościooprocesu..
Fot. 5. Obraz mikroskopowy osadu czynnego – próbka kontrolna (pow. 15x)
Fot. 6. Obraz mikroskopowy osadu czynnego – próbka osadu po 24 godz. kontakcie z ściekami
klejowymi po procesie Fentona. Obciążenie osadu >300 mgC/gos·d (pow. 15x)
Ze wzglę du na pracę komunalnych oczyszczalniścieków w systemie wysokoefektywnego
usuwania zwią zków N i P, a tym samym
zmiennych warunków tlenowych,
przeprowadzono badania z
drobnopę cherzykowym napowietrzaniem
sprężonym powietrzem, które jednak nie
wykazało znaczą cej poprawy usuwania OWO,
natomiast przy zbyt intensywnym
napowietrzaniu powodowało pienienie ścieków
oraz częściową flotację osadu czynnego. Z tego
też wzglę du przeprowadzono badania,w których pierwsze 24 godziny ścieki po
procesie Fentona były mieszane z osadem
czynnym były, a kolejne 24 godz. próbki
napowietrzane dyfuzorem akwarystycznym.
Spodziewanego wzrostu skuteczności usuwania
OWO nie zaobserwowano (tab.9). Przedłużenie
czasu reakcji o kolejne 24 godz. poprawiło
usunię cie OWO o 10-18%, we wszystkich
próbkach, natomiast nie stwierdzono znaczą cej
pozytywnej roli napowietrzania.
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 16/17
214
Tabela 9. Wyniki badań oczyszczania ścieków klejowych po Fentonie w procesie osadu czynnego
w zmiennym układzie tlenowo/beztlenowym – 24 godz. mieszania i nastę pne 24 godz. mieszanie
z napowietrzaniem
Analizy po 24 godz. Analizy po 48 godz.Próbki
Stężenie
początkowe,
mgC/L
Obciążenie
osadu OWO,
mgC/gsm·dmgC /L
% us
OWO.*
mgC
/L
% us.*PPT,
mgO2 /gos·hMieszane
(próbka
kontrolna)
- - 9,16 - 13,44 - 11,9
Mieszane53,84
107,68
29,10
58,21
36,78
70,50
48,7
43,0
32,61
63,92
64,4
53,1
13,9
11,8
Mieszane i po
24 godz
napowietrzane
(6,5 mgO2 /l)
53,84
107,68
29,10
58,21
39,79
73,02
43,1
40,7
34,55
62,82
60,8
54,1
16,4
12,9
* od wartości OWO uzyskanej w mg/l odejmowano wartość z próbki zerowej i wyliczano usunię cie
wę gla pochodzą cego z dodanych ścieków klejowych.
Wnioski
Przeprowadzone badania nad usuwaniem
wybranych substancji organicznych w
procesach chemiczno-biologicznych pozwalają na sformułowanie nastę pują cych wniosków:
• Usuwanie z emulsji wodnej ftalanu DEHP
(>90%) oraz polioctanu winylu Winacet
(50-60%) przez osad czynny wynikało z
właściwości sorpcyjnych kłaczków osadu
czynnego oraz hydrofobowych usuwanych
substancji.
• Mimo wysokiego stężenia DEHP oraz
Winacetu nie obserwowano negatywnegooddziaływania na aktywność oddechową osadu czynnego.
• Proces Fentona zastosowany do rozkładu
ftalanu i Winacetu wpływał na zmianę składu chemicznego badanych
zanieczyszczeń i ich rozkład oraz
umożliwił w wię kszym stopniu
biodegradację niż sorpcję na kłaczkach
osadu.
• Zastosowanie chemicznego utleniania bezkońcowej neutralizacji badanych
zanieczyszczeń organicznych wpływało na
mniejszą skuteczność usuwania OWO oraz
obniżenie szybkości oddychaniamikroorganizmów.
• Doczyszczanie biologiczne po utlenianiu
chemicznym emulsji DEHP i Winacetu z
neutralizacją wapnem pozwalało na
uzyskanie bardzo niskiego i stabilnego
stężenia OWO w badanym zakresie
obciążenia osadu oraz nie wykazywało
negatywnego wpływu na aktywność osadu
czynnego.
• Badania na rzeczywistych ściekach
klejowych z PVAC wykazały możliwość
doczyszczania biologicznego po procesie
Fentona, jednak że w ograniczonym
zakresie.
• Wraz ze wzrostem obciążenia osadu
wę glem organicznym malała skuteczność
usuwania OWO od 55% do 10% przy
jednoczesnym wzroście przewodności
właściwej >5 mS/cm i obniżeniem PPT
nawet poniżej 3 mg O2 /gos ·h.
Praca naukowa finansowana ze środków na
nauk ę przez MNiSW w latach 2006-2009 jako projekt badawczy nr N207 082 31/3902.
LITERATURA
ALATRISTE-MONDRAGON F., IRANPOUR
R., AHRING B.K., 2003; Toxicity of di-(2-
ethylhexyl) phthalate on the anaerobic digestion
of wastewater sludge, Water Research, vol. 37,
No 6, pp. 1260-1269.
BARBUSI ŃSKI K., KOŚCIELNIAK H., 1995;
Influence of substrate loading intensity on floc
size in activated sludge process, Water Research, vol. 29, No 7, pp. 1703-1710.
CEPROWSKI M., KRAJEWSKI J., 2003;
Czynniki szkodliwe dla zdrowia wystę pują ce w
oczyszczalniach ścieków komunalnych,
Medycyna Pracy, vol. 54, No 1, pp. 73-80.
CHAN H. W., CHAN C. M., ANG P. O.,
WONG P. K., 2007; Integrated biosorption and
photocatalytic oxidation treatment of di(2-
7/23/2019 Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona
http://slidepdf.com/reader/full/biologiczne-usuwanie-specyficznych-organicznych-zanieczyszczen-przed-i-po-procesie 17/17
215
ethylhexyl)phthalate, Journal of Applied
Phycology, vol.19, No , pp. 745–753.
CHIELLINI E., CORTI A., D’ANTONE S.,
SOLARO R., 2003; Biodegradation of
poly(vinyl alcohol) based materials, Prog.
Polym. Sci. 28, pp. 963–1014.
FONGSATITKUL P., ELEFSINIOTIS P.,YAMASMIT A., YAMASMIT N., 2004; Use
of sequencing batch reactors and Fenton’s
reagent to treat a wastewater from a textile
industry, Biochemical Engineering Journal, No
21, pp. 213–220.
GAVALA H. N., Alatriste-Mondragon F.,
Iranpour R., Ahring B.K., 2003; Biodegradation
of phthalate esters during the mesophilic
anaerobic digestion of sludge, Chemosphere,
vol. 52, No.4, pp. 673-682.
GUELLIL A., THOMAS F., BLOCK J.,
BERSILLON J., GINESTET P., 2001; Transfer
of organic matter between wastewater and
activated sludge flocs, Water Research, vol. 35,
No 1, pp. 143-150.
HAMMAD KHAN M., JUNG J.Y., 2008;
Ozonation catalyzed by homogeneous and
heterogeneous catalysts for degradation of
DEHP in aqueous phase, Chemosphere, vol. 72,
No 4, pp. 690–696.
HULLS A.G, 1995; Final Report No DI – 160.
Jagiełło J., Dośpiał B., 2006; Sposób oznaczania
ftalanów metodą wysokosprawnej
chromatografii cieczowej z detektorem z
matrycą diodową – HPLC/DAD, Barwniki,
Ś rodki pomocnicze, No 1, pp. 1-10.
JIANLONG W., PING L., YI Q., 1996;
Biodegradation of phthalic acid esters by
acclimated activated sludge, Environmental
International, vol. 22, No 6, pp. 737-741.
KOSI ŃSKA K., 2005; Biochemical tests as a
tool for the assessment of biological treatment
processes, Ochrona Ś rodowiska i Zasobów
Naturalnych, No 28, pp. 25-40.
KOŚCIELNIAK H., BARBUSI ŃSKI K., 1997;
Wpływ zanieczyszczeń przemysłowych na
zmiany struktury osadu czynnego, in:
Współczesne problemy gospodarki wodno-
ściekowej, ed. Politechnika Koszalińska, pp.235-244.
LIN S.H., JIANG C.D., 2003; Fenton oxidation
and sequencing batch reactor (SBR) treatments
of high-strength semiconductor wastewater,
Desalination, No 154, pp. 107-114.
LIN S.H., JIANG C.D., 2003; Combined
physical, chemical and biological treatment of
wastewater containing organics from
semiconductor plant, Journal of Hazardous
Materials, vol. 97, No 1-3, pp.159-171.
LIN S.H., PENG C.F., 1995; A continuous
Fenton’s process for treatment of textile
wastewater, Environmental Technology, vol. 16,
pp. 93-699.
MANHONG H., YONGMEI L., GUOWEI G.,2008; The effects of hydraulic retention time
and sludge retention time on the fate of di-(2-
ethylhexyl) phthalate in a laboratory-scale
anaerobic–anoxic–aerobic activated sludge
system, Bioresource Technology, vol. 99, No
17, pp. 8107–8111.
MARTTINEN S., RUISSALO M., RINTALA
J. A., 2004; Removal of bis (2-ethylhexyl)
phthalate from reject water in a nitrogen-
removing sequencing batch reactor , Journal of
Environmental Management , vol. 73, No 2, pp.
103-109.
OLIVER R., MAY E., WILLIAMS J., 2007;
Microcosm investigations of phthalate behavior
in sewage treatment biofilms, Science of the
Total Environment , vol. 372, No 2-3, pp. 605-
614.
OLIVER R., MAY E., WILLIAMS J.,2005;
The occurrence and removal of phthalates in a
trickle filter STW, Water Research, vol. 39,
No18, pp. 4436-4444.
Organic contaminants in sewage sludge for
agricultural use. European Comission 2001.
PIASKOWSKI K., ŚWIDERSKA-
DĄBROWSKA R., 2006; Badania wstę pne
podatności ścieków klejowych na rozkładchemiczno-biologiczny, In ż ynieria i Ochrona
Ś rodowiska PAN , vol. 9, No 4, pp. 379-394.
Pollutants in urban wastewater and sewage
sludge. Final report. ICON, IC Consultants Ltd,
London 2001
ŚWIDERSKA - DĄBROWSKA R.,
PIASKOWSKI K., SCHMIDT R., 2008;
Zastosowanie osadów żelazowych do utleniania
ftalanów w procesie Fentona, Przemysł
Chemiczny, vol. 87, No 5, pp. 587-589.
TEKIN H., BILKAY O., ATABERK S.S.,
BALTA T.H., CERIBASI I.H., SANIN F.D.,
DILEK F.B., YETIS U., 2006; Use of Fenton
oxidation to improve the biodegradability of a
pharmaceutical wastewater, Journal of
Hazardous Materials, vol. 136, No 2, pp. 258–
265.
XUA B., GAO N.Y, CHENG H., XIA S.J., RUI
M., ZHAO D.D., 2009; Oxidative degradation
of dimethyl phthalate (DMP) by UV/H2O2
process, Journal of Hazardous Materials, vol.
162, No 2-3, pp. 954-959.