Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona

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: [email protected]

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



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.



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:



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



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.



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



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


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


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.



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


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.



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



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



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


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.



210

0 5 10 15 20 25 30 35


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



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).



212

0 50 100 150 200 250 300 350


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.



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.



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-



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.

Documents

Biologiczne Usuwanie Specyficznych Organicznych Zanieczyszczen Przed i Po Procesie Fentona