16 pawlowska pop - wis.pol.lublin.pl

WSPÓŁFERMENTACJA ODPADÓW KOMUNALNYCH I OSADÓW
ŚCIEKOWYCH NA SKŁADOWISKU ODPADÓW
CO-DIGESTION OF MUNICIPAL SOLID WASTE AND SEWAGE
SLUDGE IN LANDFILL
Małgorzata Pawłowska, Jerzy Siepak*)
Politechnika Lubelska , Wydział InŜynierii Środowiska,
ul. Nadbystrzycka 40B, 20-618 Lublin
e-mail: [email protected]
*) Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu, Wydział Chemii,
Zakład Analizy Wody i Gruntów, ul. Drzymały 24, 60-613 Poznań
e-mail: [email protected]
ABSTRACT
A municipal solid waste landfill is a specific kind of bioreactor where digestion of an organic fraction of
the waste leads to biogas production. A concentration of the methane in the landfill gas mixture
determines the energetic potential of the biogas. The paper presents the results of many years lasting
experiment on a possibility of CH4 production enhancement in landfill conditions. Sewage sludge (raw
and aerobically stabilized) and different amount of CH3COONa were added to a waste layer and the
biogas and the landfill leachate compositions were analyzed. The results suggest that sewage sludge
addition supported by sodium acetate stabilizes CH4 concentration at the level over 30%. It allows to
uninterrupted energetic use of biogas and hastens the occurrence of methanogenic stable phase.
Keywords: methanogenesis,,co-digestion, landfill, sewage sludge, sodium acetate
WSTĘP
Skład chemiczny odpadów deponowanych na
polskich składowiskach, w którym przewaŜa
materiał podatny na rozkład biochemiczny
sprawia, Ŝe składowiska rozpatrywać moŜna
jako bioreaktory, w których w wyniku procesów
biochemicznych około 50-60% złoŜonej masy
odpadów ulega wieloetapowemu rozkładowi do
prostych
związków
organicznych
i
nieorganicznych. Wiele z tych związków ma
charakter lotny i tworzy mieszaninę gazową,
tzw. biogaz, w którego składzie przewaŜają CH4
i CO2. Zawartość CH4 decyduje o potencjale
energetycznym biogazu, stąd intensyfikacja jego
produkcji to sposób na przyśpieszenie tempa
zwrotu kosztów instalacji urządzeń do odbioru i
utylizacji biogazu. Z drugiej strony istniejący
problem zagospodarowania osadów ściekowych
powstających w biologicznych oczyszczalniach
ścieków wymusza poszukiwanie coraz to
nowych i tanich sposobów ich utylizacji.
Problem
racjonalnego
zagospodarowania
osadów pojawia się przede wszystkim w małych
oczyszczalniach ścieków, w których budowa
komór fermentacji nie jest ekonomicznie
uzasadniona. Rolnicze wykorzystanie osadów z
małych
i
duŜych
oczyszczalni
budzi
uzasadnioną niechęć, ze względu na częste
przekroczenie
dopuszczalnych
zawartości
metali cięŜkich, czy tez obecność patogenów
(bakterie chorobotwórcze, jaja i formy
przetrwalne pasoŜytów). Składowanie osadów
na składowiskach, które było, i wciąŜ pozostaje
najczęściej
praktykowanym
sposobem
unieszkodliwienia odpadów komunalnych w
Polsce jest obecnie ograniczane wymogami
prawa. Dyrektywa Rady 99/31/WE w sprawie
składowisk odpadów zabrania składowania
odpadów płynnych zawierających wodę w ilości
powyŜej 95% masy całkowitej (z wyłączeniem
szlamów) oraz w zdecydowany sposób
ogranicza składowanie odpadów zawierających
substancje
organiczne.
Krajowy
Plan
Gospodarki Odpadami 2010 zakłada redukcję
masy składowanych odpadów komunalnych
ulegających rozkładowi biologicznemu w
następujących etapach:
• Do roku 2010 - redukcja do 75%.
• Do roku 2013 - redukcja do 50%.
• Do roku 2020r. redukcja do 35%
masy odpadów wytwarzanych w 1995 roku.
192
Składowanie osadów ściekowych łącznie z
odpadami komunalnymi na składowiskach
napotyka więc na trudności. Czy jednak zawsze
powinno być zakazane? Czy nie istnieją
przesłanki ku temu, aby dopuścić taką
moŜliwość?
Według danych GUS na koniec 2007
roku na 56 polskich składowiskach odpadów
działały instalacje odgazowujące z odzyskiem
energii. Instalacja systemu do energetycznego
wykorzystania biogazu składowiskowego nie
jest tanim przedsięwzięciem. Im dłuŜszy jest
czas jej uŜytkowania i większa kaloryczność
produkowanego biogazu, tym większe zyski
moŜna na niej wypracować. Eksploatację
biogazu (głównie dla celów energetycznych) na
komunalnych składowiskach podejmuje się w
momencie, gdy zawartość CH4 w powstającym
biogazie wzrasta powyŜej 30 %. Ma to
najwcześniej miejsce w pięć lat od
zgromadzenia pryzmy odpadów. Oczywiście
powstający wcześniej biogaz jest bezpowrotnie
tracony, a ponadto wpływa na zwiększenie
efektu cieplarnianego.
Proces
fermentacji
metanowej
odpadów komunalnych zdeponowanych na
składowisku
jest
często
limitowany
wilgotnością złoŜa. Minimalna wilgotność
fermentującej masy nie moŜe być niŜsza niŜ
60% wag. (Jędrczak, 2007).) Wilgotność
odpadów komunalnych w Polsce rzadko
przekracza wartość 50%.
Według danych
Maćków i in. (2005) zawartość wody w
odpadach komunalnych Wrocławia waha się od
ok. 20% do 65% w zaleŜności od wielkości
frakcji i pory roku. Wilgotność odpadów
komunalnych zebranych w Warszawie w latach
2003/2004 wahała się w zakresie 41,7 do 50,5%
(Skalmowski,
2005).
Dodatek
osadów
ściekowych do warstwy odpadów spowoduje
wzrost ich wilgotności i przyczyni się do
intensywniejszej produkcji biogazu, nie tylko ze
względu na większa dostępność wody dla
bakterii, ale równieŜ, ze względu na wzrost
zawartości łatwo biodegradowalnej materii
organicznej zawartej w osadach ściekowych.
Zwiększenie produkcji CH4 i przyspieszenie
pojawienia się fazy metanogenezy stabilnej
niewątpliwie poprawi bilans energetyczny
składowiska.
Korzystny
wpływ
mieszania
osadów
ściekowych i organicznej frakcji odpadów
komunalnych (biofrakcji) na wydajność
produkcji
biogazu
został
wielokrotnie
potwierdzony doświadczalnie. Jak wskazują
badania Sosnowskiego i in. (2003), prowadzone
w warunkach laboratoryjnych w układach
symulujących pracę komór fermentacyjnych
oczyszczalni ścieków, kumulatywna produkcja
biogazu była ok. 2 krotnie wyŜsza w przypadku
mieszaniny osadów i biofrakcji (w proporcji
wagowej suchej masy 2:1) niŜ w samym
osadzie. Około 1,5 krotny wzrost produkcji
biogazu z jednostki masy wsadu obserwowano
takŜe w warunkach technicznych, po dodaniu do
komunalnych osadów ściekowych odpadów
organicznych z gospodarstw domowych,
zwiększając ładunek substancji organicznej o
25% (Zupancic i in., 2008). Wyniki tych badań
potwierdzają skuteczność mieszania odpadów
komunalnych z osadami ściekowymi w celu
intensyfikacji produkcji biogazu w warunkach
oczyszczalni ścieków, podczas fermentacji
mokrej. Wymaga to jednak specjalnego
przygotowania
odpadów
komunalnych
(przesiewanie, rozpulpianie). Prowadzenie
współfermeatnji odpadów i osadów w
warunkach składowiska nie wymaga ich
wstępnej obróbki i w uzasadnionych
przypadkach, np. przy braku linii do stabilizacji
bezltenowej osadów w oczyszczalni mogłoby
stanowić
rozwiązanie
problemu
zagospodarowania powstających osadów.
W pracy przedstawiono część wyników
wieloletniego eksperymentu prowadzonego w
skali technicznej, dotyczącego moŜliwości
utylizacji osadów ściekowych (surowych i
przefermentowanych), jak równieŜ wody
nadosadowej
z
oczyszczalni
ścieków
komunalnych na składowisku odpadów innych
niŜ
niebezpieczne.
Osady
ściekowe
wprowadzane do warstwy odpadów polepszają
warunki procesu fermentacji metanowej,
przyspieszając
pojawienie
się
fazy
metanogenezy stabilnej, co zostało wcześniej
stwierdzone i opisane w literaturze (Pleczyński i
in. 2002; Pawłowska i Siepak, 2006).
Wprowadzenie wody nadosadowej wraz z
określonym dodatkiem CH3COONa do warstwy
odpadów
stanowi
dodatkowy
czynnik
intensyfikujący
proces
metanogenezy.
Wprowadzenie na składowisko odpadów
komunalnych niewielkich porcji osadów
ściekowych przykrywanych bezpośrednio po
wprowadzeniu warstwą odpadów nie stwarza
zagroŜenia dla środowiska. Badania mają
zarówno charakter poznawczy, jak i utylitarny,
a ich wyniki posłuŜą do sformułowania zasad
racjonalnego
wykorzystania
osadów
ściekowych oraz przyspieszenia eksploatacji
biogazu na składowiskach komunalnych, na
których działają elektrownie biogazowe.
METODYKA BADAŃ
Charakterystyka badanego obiektu
Badania prowadzono w skali technicznej na
Składowisku Odpadów Komunalnych m.
Poznania w Suchym Lesie, na eksploatowanej
193
od 1994r. kwaterze P-l, charakteryzującej się
następującymi parametrami:
− powierzchnia 7,0 ha:
− miąŜszość zdeponowanych, zagęszczonych
odpadów komunalnych – 7-9m (stan w 2007r)
− system drenaŜu odcieków wykonany z rur
fińskich DUO
Ø 200/176 mm z
odprowadzeniem 5 rurociągami do 2
zbiorników retencyjnych typu grawitacyjnego
− 24 studnie odgazowujące Ø P 600 mm
prowadzone od dna kwatery
Kwatera
jest
nawadniania
koncentratem
powstającym
w
wyniku
oczyszczania odcieków składowiskowych.
Odcieki powstające na składowisku są od 1996
roku oczyszczane w specjalnie wybudowanej
oczyszczalni
opartej
na
technologii
membranowej (odwrócona osmoza). Koncentrat
pozostały po oczyszczaniu (odpad płynny)
gromadzony jest w szczelnym zbiorniku o
objętości 57 m3, opróŜnianym przeciętnie po 20
dniach i następnie rozsączany na kwaterze P-l.
Od grudnia 1994 roku w najstarszej
zrekultywowanej
części
składowiska
o
powierzchni 11 ha i miąŜszości odpadów 24 m
funkcjonuje elektrownia biogazowa. Biogaz
doprowadzony jest z 30 wierconych studni
odgazowujących do instalacji wytwarzającej
energię elektryczną, dostarczaną bezpośrednio
do krajowej sieci energetycznej. Składowisko
dysponuje wynikami badań:
- składu biogazu z lat 1994, 1996, 1997, 19992007, ze studni odgazowujących (Tab. 1, 2,
3),
- składu odcieków z lat 1994, 1995, 1996,
1998, 1999-2007, ze zbiorników retencyjnych
koncentratu z lat 1996, 1997, 1998, 1999 2007 z oczyszczalni odcieków.
Procedura badawcza
Z powierzchni kwatery P-1 wydzielono 4
poletka (3 doświadczalne i 1 kontrolne) o
wymiarach 8 x 30m. Na kaŜdym poletku
doświadczalnym wykonano dwa ciągi rowów o
szerokości 1,0 m i głębokości 2,0 m na długości
30 m. W marcu 2007 roku rowy wypełniono
osadami ściekowymi i wodą nadosadową (taką
samą
ilością
na
kaŜdym
poletku
doświadczalnym) oraz przykryto 2 metrowej
miąŜszości warstwą odpadów i osadem
przefermentowanym,
celem
minimalizacji
dostępu powietrza atmosferycznego [Pleczyński
i in., 2002].
Do
wypełnienia
rowów
na
pojedynczym poletku wykorzystano:
− surowe osady ściekowe i osady po stabilizacji
beztlenowej (przefermentowane) zmieszane w
proporcji 1:1, w ilości ok. 500 m3, dowiezione
z oczyszczalni ścieków w Poznaniu przy ul.
Wilczak wozami asenizacyjnymi,
− wody nadosadowe w ilości 30 m3 dostarczane
równieŜ z w/w oczyszczalni ścieków wozami
asenizacyjnymi
Wszystkie
poletka,
łączenie
z
poletkiem kontrolnym, były nawadniane
koncentratem
z
oczyszczalni
odcieków
składowiskowych w Suchym Lesie, w ilości 20
m3. Na poletku kontrolnym, na które nie
wprowadzano Ŝadnych dodatków, utworzono
dwa stanowiska pomiarowo-badawcze słuŜące
do analizy wpływu zmian wilgotności odpadów
na przebieg procesu metanogenezy.
Na
poletka
doświadczalne
wprowadzono (wraz z wodą nadosadową) róŜne
ilości CH3COONa, mającego przyspieszyć
i stabilizować proces tworzenia metanu. Na
poletko 1 wprowadzono 50 kg, na poletko 2 250 kg, a na poletko 3 - 500 kg tego związku.
Analizowano
skład
powstającego
biogazu na wszystkich poletkach przez 8
miesięcy od wprowadzenia dodatków do
warstwy odpadów. Próbki biogazu analizowano
za pomocą wielofunkcyjnego analizatora gazów
firmy Brid, model MX6 [Standard Methods
18H],
W pracy przedstawiono takŜe wyniki
badań odcieków oraz wód podziemnych
pobranych z piezometrów umieszczonych
wokół składowiska..
ANALIZA WYNIKIÓW
Skład ilościowy biogazu powstającego na
poszczególnych poletkach badawczych w
okresie od kwietnia do listopada 2007 roku
przedstawiono w Tabelach 1, 2 i 3. Zawartość
CH4 w gazie wzrastała w tym okresie na
wszystkich poletkach doświadczalnym, bez
względu na ilość dodanego CH3COONa.
Praktycznie po dwóch miesiącach (maj 2007)
od chwili rozpoczęcia eksperymentu poziom
stęŜenia CH4 wzrósł do wartości umoŜliwiającej
efektywne i ciągłe działanie generatora spalań w
celu uzyskania energii elektrycznej z biogazu
Proces
produkcji
biogazu
na
składowisku przebiega poprzez wielofazową
fermentację metanową [Rosik-Dulewska, 2007;
Malej, 2007]. W pierwszej fazie bakterie
hydrolityczne rozkładają materię organiczną do
kwasów tłuszczowych, alkoholi i amoniaku. W
drugiej fazie fermentacji kwaśnej powstają
proste związki: H2S, CH3NH2, (CH3)2NH,
(CH3)3N, NH4, H2, CH3COOH, CH3CH2COOH.
Te proste związki są substratem dla bakterii
metanowych heterotroficznych (CH3COOH) i
autotroficznych (H2, CO2). Końcowymi
produktami metabolizmu bakterii metanowych
są: CH4, CO2 i H2O (para wodna).
194
Zawartość substancji organicznej w odpadach
na poletkach doświadczalnych wynosiła ponad
40%, co gwarantuje zwiększoną intensyfikację
produkcji biogazu stabilizowaną CH3COONa.
Wcześniejsze badania nad wpływem dodatku
osadów ściekowych do warstwy odpadów
złoŜonych na składowisku [Pleczyński i in.,
2002, Pawłowska i Siepak, 2005] bez
zastosowania CH3COONa wskazywały na
większe wahania składu ilościowego biogazu.
W opisywanym eksperymencie uzyskano
wzrost stęŜenia metanu w biogazie i stabilizację
w czasie produkcji biogazu o parametrach
jakościowych umoŜliwiających wykorzystania
energetycznego. Niski poziom siarkowodoru ok.
0,2 – 0,24% obj. wskazuje prawdopodobnie na
wiązanie metali w siarczki i unieruchomienie
tych nierozpuszczalnych związków w warstwie
odpadów.
Tabela 1. Skład biogazu na poletku doświadczalnym nr 1 z 25 kg CH3COONa
(data załadunku złoŜa 7.03.2007)
Parametr [% obj.]
2.04.2007
2.05.2007
2.06.2007
4.09.2007
CH4
18 (2)
28,9
b.d
44,9
CO2
56 (62)
54
49
43
H 2S
0,02 (0, 01)
0,08
0,1
0,1
H 2O
0,60 (0,90)
0,30
0,20
0,15
para wodna
O2+N2
1,8 (3,6)
2,0
2,4
2,6
powietrze
(..) wartości zmierzone na poletku kontrolnym
6.11.2007
46,9 (2,0)
40,5 (60)
0,20(0,01)
0,18(0,80)
3,1(3,5)
Tabela 2. Skład biogazu na poletku doświadczalnym nr 2 z 250 kg CH3COONa
(data załadunku złoŜa 7.03.2007)
Parametr [% obj.]
2.04.2007
2.05.2007
2.06.2007
4.09.2007
6.11.2007
CH4
20
34
39,9
47,9
52,3
CO2
52
50
46
39
42,8
H 2S
0,04
0,09
0,14
0,18
0,22
H 2O
0,50
0,25
0,15
0,10
0,16
para wodna
O2 + N2
1,9
2,4
2,6
2,9
3,5
powietrze
Tabela 3. Skład biogazu na poletku doświadczalnym nr 3 z 500 kg CH3COONa
(data załadunku złoŜa 7.03.2007)
Parametr [% obj.]
2.04.2007
2.05.2007
2.06.2007
4.09.2007
6.11.2007
CH4
25
39
45
50,1
56,0
CO2
50
46
40
36
40,0
H 2S
0,06
0,1
0,18
0,22
0,24
H 2O
0,40
0,20
0,10
0,08
0,12
para wodna
O2 + N2
2,2
2,8
3,0
3,5
3,8
powietrze
Wzrost ilości CH3COONa wprowadzonego na
poletko
doświadczalne
wpływał
na
przyspieszenie procesu metanogenezy. Po
miesiącu od chwili rozpoczęcia eksperymentu
stęŜenie CH4 w biogazie wytworzonym na
poletku 1 wynosiło - 18%, na poletku 2 - 20%,
zaś na poletku 3 - 25% (Rys. 1).
Dziesięciokrotny wzrost ilości octanu (z 25 na
250 kg) spowodował przyrost stęŜenia CH4
jedynie o 11%. Zwiększenie dawki z 250 na
500kg spowodowało wyraźniejszy przyrost
stęŜenia CH4 w biogazie (o 25%). Przyrost
stęŜenia tego gazu nie jest więc proporcjonalny
do wielkości zastosowanej dawki octanu.
195
StęŜenie CH 4 [% obj.]
60
50
40
30
20
poletko 1 (25 kg octanu sodu)
10
poletko 2 (250 kg octanu sodu)
poletko 3 (500 kg octanu sodu)
0
2.04.2007
2.05.2007
2.06.2007
4.09.2007
6.11.2007
Rys. 1. Wpływ wielkości dawki octanu sodu na zawartość CH4 w biogazie
Z wyników zebranych w Tabeli 4 wynika, Ŝe
odcieki wypływające z składowiska w 2007
roku
charakteryzowaniu
się
wysokimi
wartościami
zanieczyszczeń,
charakterystycznymi raczej dla początkowych
faz rozkładu odpadów na składowisku. Od
chwili rozpoczęcia eksperymentu w 1996 roku
złoŜe składowiska obniŜyło się o 5 metrów, a
opady
atmosferyczne
wymywają
zanieczyszczenia z juŜ zagęszczonej warstwy
nasypu, co moŜe wpływać na wzrost
zanieczyszczeń (Tabela 4). Jednak z czasem
zanieczyszczenie odcieków powinno się
obniŜać, a nie wzrastać. Z porównania
przeprowadzonego przez Christnesen’a i in.
(2001) wraz z wiekiem składowiska wartości
BZT, ChZT obniŜają w związku z przemianami
zachodzącymi
w
trakcie
rozkładu
nagromadzonych
odpadów.
Jak
podają
Kulikowska i Klimiuk (2008), przytaczając
dane literaturowe (Chen, 1996), ChZT
odcieków z młodych składowisk moŜe sięgać
powyŜej 10 000mg/l, starych zaś, mających
ponad 10 lat, jest niŜsze niŜ 3000 mg/l.
Tabela 4. Wyniki badań odcieków składowiskowych odpadów komunalnych Suchy Lesie w 2007 r.
21.06.07 25.07.07 21.08.07 19.09.07 28.10.07 14.11.07 12.12.07
Parametr
BZT5 [mg/l]
910.0
3300.0
6700.0
7100.0
780.0
2500.0
1990.0
CHZTCr [mg/l]
2850.0
9600.0
27000.0 9600.0
1560.0
36000.0 12900.0
NH4 [mg/l]
190.0
1100.0
1400.0
560.0
620.0
1700.0
999.0
NO3 [mg/l]
2.5
7.0
6.0
0.2
1.5
2.5
3.0
N-org. [mg/l]
60.0
56.0
49.0
28.0
31.0
48.0
55.0
1.4
1.6
2.2
6.7
12.0
10.0
9.0
H2S (siarczki) [mg/l]
SO4[mg/l]
90.0
220.0
680.0
700.0
400.0
350.0
300.0
Cl [mg/l]
1900.0
1600.0
3300.0
2700.0
2600.0
3100.0
3200.0
PO4 [mg/l]
4.2
4.4
4.8
5.0
5.1
5.2
5.5
K [mg/l]
480.0
490.0
900.0
1200.0
1300.0
1450.0
1300.0
Na [mg/l]
960.0
1600.0
2400.0
3100.0
3600.0
3500.0
3400.0
Pb [mg/l]
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0.5
0.4
Cd [mg/l]
0.15
0.20
0.30
0.40
0.55
0.60
0.55
fenole [mg/l]
4.0
4.5
5.5
6.0
5.0
5.0
4.5
detergenty anion. [mg/l] 0.5
0.6
0.5
0.6
0.5
0.6
0.4
OWO [mg/l]
800.0
750.0
1250.0
1400.0
170.0
1600.0
1500.0
subst. rozp. [mg/l]
5200.0
5400.0
6700.0
7100.0
8100.0
9900.0
7900.0
subst. ekstrach. [mg/l]
65.0
120.0
130.0
140.0
160.0
170.0
120.0
azot ogólny Kjeldahla
[mg/l]
210.0
240.0
300.0
310.0
400.0
460.0
500.0
196
Chemiczne zapotrzebowanie na tlen odcieków
ze składowiska w Suchym Lesie w roku 2007
wahało się w szerokim zakresie od 2850 do
36 000 mg/l. Wysokie wartości ChZT świadczą
o zachodzeniu procesów charakterystycznych
dla fazy zakwaszenia, co wiąŜe się z
wprowadzeniem nowej porcji substancji
organicznej wraz z osadem. DuŜa zmienność
wartości ChZT obserwowana w poszczególnych
miesiącach moŜe wynikać z rozcieńczania się
odcieków na skutek opadów.
Bardzo waŜnym wskaźnikiem stopnia
biodegradowalności substancji organicznej
zawartej w odcieku, zmieniającym się w czasie i
świadczącym
o
stanie
chemicznym
składowiska, jest proporcja BZT5/ChZT. W
fazie zakwaszenia osiąga ona wartości 0,5-0,6, z
czasem wartość jej spada, osiągając w starych
składowiskach wartości <0,1 (Christensen i in.,
2001). W przypadku składowiska w Suchym
Lesie BZT5/ChZT w roku 2007 wahało się w
szerokim zakresie od 0,07 (listopad) do 0,74
(wrzesień).
Analiza wód gruntowych pobrana z
piezometrów wokół kwatery P-1 wskazuje na
stały wzrost zanieczyszczeń wokół składowiska
(Tabela 5), świadczący o przedostawaniu się
odcieków do otaczającego gruntu. Wartości
zanieczyszczeń mierzone w 2007 roku
wielokrotnie
przekraczają
dopuszczalne
wskaźniki jakości wód podziemnych. Według
standardów zawartych w Rozporządzeniu
Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004
(Dz.U. 2004 nr 32 poz. 284, status:
nieobowiązujące, ale brak aktualnego) pod
wieloma względami zaliczyć je moŜna do klasy
V, czyli wód najgorszej jakości.
Tabela 5. Zanieczyszczenie wód podziemnych przez składowisko. Podano wartości minimalne
i maksymalne zmierzone ciągu roku w latach 1991, 1996 i 2007.
Fe
Mn
Zn
Pb
Cr
Cd
pH Siarczki
NH4
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
ROK
1991 r. 1,6- 1,0 12,0- 3,0 0,7- 0,4 15,4- 4,0 4,75- 1,0 0,05- 0,01 0,012- 0,010 9,2
1996 r. 8,1- 8,0 18,0- 4,4 1,6- 0,4 95,0- 90,0 2,0- 1,1 0,1- 0,05 0,11- 0,02 9,3
2007 r. 10,2- 2,0 22.0- 6,0 3,0- 0,9 120,0- 102,0 2,6- 1,4 0,2- 0,1
0,19- 0,04 9,4
PODSUMOWANIE
Eksperyment prowadzony w skali technicznej
na składowisku odpadów w Suchym Lesie
wskazuje, Ŝe prowadzenie wspólnej fermentacji
odpadów komunalnych (bez wstępnego
przygotowania) z porcją osadów ściekowych
pochodzących
z
oczyszczalni
ścieków
komunalnych jest skuteczną metodą poprawy
jakości
powstającego
biogazu
oraz
przyśpieszenia
pojawienia
się
fazy
metanogenezy stabilnej. Ma to wymierne skutki
praktyczne, gdyŜ zapewnia ciągłość pracy
urządzeń produkujących energię z biogazu oraz
wzrost ilości uzyskanej w ten sposób energii.
Testowany w eksperymencie dodatek octanu
sodu rozpuszczonego w wodzie nadosadowej, w
ilościach 25, 250 i 500 kg na poletko
doświadczalne, w wyraźny sposób przyczynia
się do wzrostu wydajności produkcji biogazu.
Przyrost stęŜenia CH4 w biogazie nie jest jednak
proporcjonalny do wielkości dawki octanu. Nie
obserwowano wzrostu zawartości H2S w
biogazie w trakcie prowadzenia eksperymentu.
Wadą wprowadzania osadów ściekowych do
warstwy odpadów jest jednak wzrost
zanieczyszczeń odcieków, co uwidacznia się
wysokimi wartościami BZT5, CHZT i innych
parametrów
chemicznych
odcieku.
W
porównaniu z danymi literaturowymi wartości
te w przypadku odcieków pochodzących ze
1,10- 2,2
1,05- 3,3
1,80- 4,0
starego składowiska powinny być wielokrotnie
niŜsze.
Praca finansowana ze środków na naukę,
realizowana w ramach projektu badawczego
zamawianego MEiN Nr 3/2/2006 „InŜynieria
procesów ograniczania emisji oraz utylizacji
gazów szkodliwych i cieplarnianych”.
LITERATURA
CHEN P.H., 1996, Assessment of leachates
from sanitary landfills: impact of age, rainfall
and treatment, Environ. Int. 22, 225-237.
CHRISTENSEN T.H, KJELDSEN P., BJERG
P.L., JENSEN
D.L., CHRISTENSEN
J.B., BAUN
A., ALBRECHTSEN
H.J., HERON G., 2001, Biogeochemistry of
landfill leachate plumes, Applied Geochemistry,
Vol.16, No. 7, pp. 659-718.
DYREKTYWA RADY 1999/31/EC z dn.
26.04.1999r. w sprawie ziemnych składowisk
odpadów.
GUS, Ochrona Środowiska 2008, Warszawa
2008.
JĘDRCZAK A, Ko-fermentacja bioodpadów i
osadów ściekowych, w: Materiały VI
Międzynarodowego
Forum
Gospodarki
197
Odpadami „Efektywność gospodarowania
odpadami”, Poznań Licheń Stary, Maj/Czerwic
2005, pp. 221-232.
JĘDRCZAK
A.,
2007,
Biologiczne
przetwarzanie odpadów, Wyd. Naukowe PWN
2007.
KULIKOWSKA D. KLIMIUK, E., 2008, The
effect of landfill age on municipal leachate
composition, Bioresource Technology, Vol. 99,
No. 13, pp. 5981-5985.
Krajowy Plan Gospodarki Odpadami 2010,
załącznik do uchwały Rady Ministrów Nr 233, z
dnia 29 grudnia 2006 r.
MAĆKÓW I., MAŁYSA H., SEBASTIAN M.,
SZPADT R., Zmienność składu i właściwości
odpadów komunalnych miasta Wrocławia w
latach
1992-2004,
w:
Materiały
VI
Międzynarodowego
Forum
Gospodarki,
„Efektywność Gospodarowania Odpadami”,
Poznań –Licheń Stary Maj/Czerwiec 2005, pp.
585-594.
MALEJ J., Gaz Wysypiskowy. Znaczenie
ekologiczne i ekonomiczne, Wyd. Politechniki
Koszalińskiej, Koszalin 2007.
PAWŁOWSKA M., SIEPAK J., 2005,
Intensyfikacja procesu metanogenezy na
składowiskach odpadów poprzez dawkowanie
osadów ściekowych, w: Materiały z II Kongresu
InŜynierii Środowiska, Lublin, 4-7.09.2005,
pp.1221-1228
PAWŁOWSKA M., SIEPAK J., 2006,
Enhancement of Methanogenesis at a Municipal
Landfill Site by Addition of Sewage,
Environmental Engineering Sciences, Vol. 23,
No. 4, 673-679.
PLECZYŃSKI J., SIEPAK J., ZERBE J.,
WESOŁEK J., MAGDZIAREK M., 2002,
MoŜliwości wykorzystania osadów ściekowych
i koncentratu z odcieków do intensyfikacji
produkcji biogazu na składowiskach odpadów
komunalnych, Ekologia i Technika, Vol. 10, No.
2, pp. 53-57.
ROSIK-DULEWSKA
CZ.,
Podstawy
Gospodarki Odpadami, Wyd. Naukowe PWN,
Warszawa 2007.
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dn.
11.02.2004r. w sprawie klasyfikacji dla
prezentowania stanu wód powierzchniowych i
podziemnych oraz sposobu interpretacji
wyników i prezentacji stanu tych wód (Dz.U.
2004 nr 32 poz. 284,
SKALMOWSKI
K.,
Właściwości
technologiczne odpadów komunalnych w
Warszawie, w: Materiały VI Międzynarodowego
Forum Gospodarki Odpadami „Efektywność
gospodarowania odpadami”, Poznań Licheń
Stary, Maj/Czerwic 2005, pp. 1-16 (wkładka).
SOSNOWSKI,
P.;
WIECZOREK,
A.;
LEDAKOWICZ, S., 2003, Anaerobic codigestion of sewage sludge and organic fraction
of municipal solid wastes, Advances in
Environmental Research, Vol. 7, No. 3, pp. 609616.
Standard Methods for the Examination of Water
and Wastewater, eds. Arnold E. Greenberg,.
Lenore S. Clesceri, Andrew D. Eaton, 18th
Edition, Washington 1992.
ZUPANCIC G.D., URANJEK-ZEVART N.,
ROS M., 2008, Full-scale anaerobic codigestion of organic waste and municipal
sludge, Biomass and Bioenergy, Vol. 32, No. 2,
pp. 162-167.