Inne spojrzenie na proces mieszania - Eko-DOk

modelowanie matematyczne, ADM1, tłuszcze odpadowe
Stanisław MIODOŃSKI, Krzysztof ISKRA*
MODELOWANIE MATEMATYCZNE PROCESU WSPÓLNEJ
FERMENTACJI OSADÓW ŚCIEKOWYCH ORAZ ODPADÓW
ORGANICZNYCH Z WYKORZYSTANIEM MODELU ADM1
W pracy przedstawiono możliwości wykorzystania modelowania matematycznego procesów fermentacji metanowej dla oszacowania strumienia odpadów, który można wprowadzić do komunalnej instalacji stabilizacji beztlenowej. Do symulacji wykorzystano charakterystykę komunalnych osadów
ściekowych oraz przemysłowych odpadów organicznych zawierających znaczne ilości tłuszczów.
Przeprowadzono szereg symulacji dla różnych wariantów dodatkowego strumienia odpadów. W wyniku symulacji odrzucono wariant, w którym odpady stanowiły 50% strumienia, gdyż prowadził do
załamania się procesu. W wyniku dalszych analiz odrzucono jeszcze jeden skrajny wariant
(60%/40%). Dla pozostałych wyników przeprowadzono wstępną analizę ekonomiczną kosztów eksploatacyjnych dowozu odpadów organicznych do instalacji komunalnej o pojemności komór fermentacyjnych 3000 m3.
1. WSTĘP
Jednym z produktów ubocznych pracy oczyszczalni ścieków są odpady powstające
w procesach technologicznych. Niezbędnym działaniem jest stabilizacja osadów ściekowych, aby nie stanowiły one zagrożenia dla środowiska. Powstające podczas procesu oczyszczania ścieków osady są unieszkodliwiane głównie w procesach beztlenowych (fermentacja) oraz tlenowych (stabilizacja tlenowa, rzadziej kompostowanie).
Procesy fermentacji są z powodzeniem stosowane na większości średnich i dużych
oczyszczalni ścieków w Polsce. Czasy hydraulicznego zatrzymania osadów w komorach fermentacyjnych wahają się w szerokim zakresie od 30 do 60 dób [6]. Dodatkowo procesy gospodarki osadowej często projektowane są na ilości osadów przewidywane w okresie perspektywicznym, co w warunkach rzeczywistej bieżącej
__________
* Instytut Inżynierii Ochrony Środowiska – Politechnika Wrocławska,
[email protected].
424
S. MIODOŃSKI, K. ISKRA
eksploatacji może jeszcze bardziej wydłużyć czas hydraulicznego zatrzymania osadów
w komorach fermentacyjnych. Minimalny czas pozwalający przeprowadzić proces
fermentacji metanowej w warunkach mezofilowych został określony na poziomie 10
dób [10]. Różnica pomiędzy minimalnym czasem fermentacji a czasami rzeczywistymi pozwala na podjęcie próby dociążenia komór fermentacyjnych dodatkowym materiałem organicznym. W tym celu możliwe jest wykorzystanie: osadów z innej oczyszczalni ścieków nie prowadzącej procesu stabilizacji, wprowadzenie do komór
fermentacyjnych płynnych lub półpłynnych przemysłowych odpadów organicznych
lub wykorzystanie odpowiednio spreparowanej organicznej frakcji odpadów komunalnych [1, 5, 9]. Należy mieć na uwadze, iż podczas wprowadzania dodatkowego
materiału do komór fermentacyjnych istnieje ryzyko załamania się procesu fermentacji z powodu zbyt dużego ładunku substancji organicznych lub wzrostu zawartości
substancji toksycznych, zawartych we wprowadzanych odpadach [4].
W przypadku wprowadzania do procesu fermentacji innego strumienia osadów istnieje możliwość posłużenia sie narzędziami projektowymi dla określenia procesu fermentacji z udziałem nowego strumienia osadów ściekowych. W sytuacji wprowadzania do komór fermentacyjnych odpadów przemysłowych lub organicznej frakcji
odpadów komunalnych zastosowanie obliczeń projektowych zwykle nie jest możliwe.
Alternatywą dla obliczeń projektowych jest modelowanie matematyczne procesów
fermentacji metanowej, które można z powodzeniem wykorzystywać dla określenia
parametrów pracy reaktorów oraz jako wsparcie w badaniach laboratoryjnych procesów fermentacji. W pracy przedstawiono możliwości zastosowania modelowania matematycznego dla określenia maksymalnej podaży przemysłowych odpadów organicznych do procesu fermentacji osadów ściekowych.
2. MATERIAŁY I METODY
2.1. MODEL MATEMATYCZNY
Zagadnienie modelowania matematycznego procesów fermentacji metanowej rozwijane jest od ponad 30 lat [3]. W 2002 roku w ramach podjętych działań przez IWA
(International Water Association) opracowano model matematyczny fermentacji metanowej ADM1 (Anaerobic Digestion Model 1) [2]. Model fermentacji metanowej
opisany został poprzez 32 zmienne dynamiczne biorące udział w 19 przemianach biochemicznych oraz w 3 procesach wymiany masy pomiędzy faza ciekłą i gazową.
W równaniach modelu wykorzystano ponad 100 współczynników kinetycznych i stechiometrycznych. [8]. Podstawowymi założeniami modelu jest bilans masy komponentów wejściowych oraz komponentów wyjściowych z komory fermentacyjnej. Ideowy schemat reaktora o pełnym wymieszaniu przedstawiono na rysunku 1. W pracy
wykorzystano implementację modelu ADM1 przygotowaną w języku C [7].
Modelowanie matematyczne procesu wspólnej fermentacji osadów ściekowych oraz odpadów... 425
Symulacje realizowane były dla teoretycznego reaktora o pojemność czynnej 1 m3.
Dzięki takiemu zabiegowi uzyskane wyniki można łatwo przeliczyć na instalacje
o różnej wielkości. Podstawowy czas hydraulicznego przetrzymania przyjęto na poziomie 25 dób, co dla powyższego reaktora odpowiada 40 dm3/ d materiału wsadowego. Każdy przewidziany dodatek odpadów będzie sukcesywnie skracał czas przetrzymania w reaktorze.
Faza gazowa
qin
Sin,1
...
Sin,n
Xin,1
…
Xin,n
Faza
ciekła
Vliq
Sliq,1
...
Sliq,n
Xliq,1
…
Xliq,n
Qgas
Sgas,1, pgas,1
Sgas,2, pgas,2
Sgas,3, pgas,3
Qout
Sout,1
...
Sout,n
Xout,1
…
Xout,n
Rys. 1. Graficzny opis modelu ADM1 dla reaktora o pełnym wymieszaniu
2.2. OKREŚLENIE PARAMETRÓW OSADÓW I ODPADÓW ORGANICZNYCH
Ważnym elementem przyszłych symulacji jest przekształcenie danych rzeczywistych na parametry wejściowe modelu. Do obliczeń wykorzystano osady ściekowe
oraz odpady organiczne. Podstawową charakterystykę przedstawiono w tabeli 1.
Większość danych wejściowych do modelu fermentacji stanowiły frakcje ChZT. Podstawowy podział przyjęto następująco: 10% dla ChZT frakcji rozpuszczonych oraz
90% dla ChZT frakcji nierozpuszczonych. Dalszy podział dla osadu surowego wykonano według [8]. W przypadku odpadów organicznych za wzór przyjęto materiał
tłuszczowy zawierający podobnie jak osad 10% ChZT rozpuszczonego. Przyjęto również, że odpad (zawierający 90% ChZT substancji nierozpuszczonych) zawiera 80%
tłuszczów we frakcji nierozpuszczonej oraz rozpuszczone, resztę stanowiły substancje
inertne oraz złożone.
426
S. MIODOŃSKI, K. ISKRA
Kolejnym działaniem było przygotowanie danych wejściowych do procesu modelowania dla mieszanin osadów ściekowych oraz odpadów organicznych. Symulacje
realizowano dla następujących mieszanin:
 100% osadów ściekowych, Q=40 dm3/d, T=25,0 d
 90% osadów, 10% odpadów, Q=44,4 dm3/d, T=22,5 d
 80% osadów, 20% odpadów, Q=50 dm3/d, T=20,0 d
 70% osadów, 30% odpadów, Q=57,1 dm3/d, T= 17,5
 60% osadów, 40% odpadów, Q=66,6 dm3/d, T=15,0 d
 50% osadów, 50% odpadów, Q=80 dm3/d, T=12,5 d.
Tabela 1. Charakterystyka osadów ściekowych oraz odpadów organicznych
Lp.
1
2
3
4
5
6
7
8
Oznaczenie
Sucha masa ogólna
Sucha masa organiczna
Sucha masa mineralna
ChZT
ekstrakt eterowy
LKT
pH
Zasadowość
Jednostka
g/dm3
g/dm3
g/dm3
gO2/m3
mg/g OM
gCH3COOH/m3
val/m3
Osad surowy
35,0
28,7
6,3
44 000
35,0
650
6,0
19,0
Odpad organiczny
110,0
92,4
17,6
230 000
840,0
3 000
5,0
23,0
3. WYNIKI SYMULACJI
W ramach badań przeprowadzono symulację stanu stacjonarnego dla 6 powyższych przykładów. Aby wyniki były bardziej zbliżone do sytuacji rzeczywistych zasymulowano pulsowe wprowadzanie materiału wsadowego do komór w każdej dobie.
Czas wsadu wynosił 5% doby czyli 1,2 h. Z powodzeniem przeprowadzono symulacje
dla wszystkich mieszanin z wyjątkiem wsadu zawierającego 50% osadów ściekowych
oraz 50% odpadów organicznych. Przy takim udziale w materiale wsadowym nastąpił
nadmierny spadek pH, co doprowadziło do złamania się procesu fermentacji. Dla powyższego przypadku przeprowadzono dodatkową symulację dla dopływu ciągłego,
a następnie wyznaczono stan ustalony. Wyniki stanu ustalonego także zamieszczono
w analizie, jednak należy mieć na uwadze, że taka ilość oraz jakość materiału wsadowego najprawdopodobniej w warunkach rzeczywistych doprowadziłyby także do załamania się procesu.
Potwierdzono możliwość wprowadzenia do komory dodatkowego strumienia odpadów organicznych. W kolejnych symulacjach średnia produkcja gazu fermentacyjnego wyniosła:
 100% osadów ściekowych, Qgazu=0,65 m3/d m3komory,
Modelowanie matematyczne procesu wspólnej fermentacji osadów ściekowych oraz odpadów... 427
 90% osadów, 10% odpadów, Qgazu=1,15 m3/d m3komory,
 80% osadów, 20% odpadów, Qgazu=1,71 m3/d m3komory,
 70% osadów, 30% odpadów, Qgazu=2,44 m3/d m3komory,
 60% osadów, 40% odpadów, Qgazu=3,38 m3/d m3komory.
Poza wzrostem produkcji gazu stwierdzono także wzrost nierównomierności produkcji gazu w dobie. Na rysunku 2 przedstawiono nierównomierność dobową dla
kolejnych podaży materiału wsadowego. Zagadnienie nierównomiernej produkcji
gazu w dobie także należy brać pod uwagę podczas ewentualnego rozważania ewentualnego wariantu do wdrożenia.
Rys. 1. Nierównomierność produkcji gazu
Pomimo, że uzyskano pozytywne wyniki symulacji dla wszystkich mieszanin osadów i odpadów (poza stosunkiem 50%/50%) należy symulacje przeanalizować także
pod kątem innych kryteriów. Stwierdzono obniżenie się odczynu pH w każdym z kolejnych wsadów. Taka sytuacja bierze się zapewne z dodatkowego dociążenia komory
fermentacyjnej substancjami organicznymi, a co za tym idzie także wyższą produkcją
lotnych kwasów tłuszczowych (LKT). W tabeli 2 przedstawiono podstawowe parametry osadu surowego i przefermentowanego uzyskane z modelu. Jak widać przy stosunku 60%/40% odczyn spadł poniżej wartości 7, którą w warunkach technicznych należy traktować jako dolną granicę prowadzenia procesu. Z tego powodu powyższy
428
S. MIODOŃSKI, K. ISKRA
stosunek także należy odrzucić jako zbyt ryzykowny do realizacji w warunkach rzeczywistych.
W każdej kolejnej symulacji poziom usunięcia ChZT był coraz wyższy. Dla osadu
surowego wyniósł ponad 59%, natomiast dla wsadu 50%/50% nieco ponad 74%. Po
odrzuceniu dwóch ostatnich symulacji maksymalny poziom usunięcia ChZT wyniósł
poniżej 72%.
Tabela 2. Parametry osadu surowego i przefermentowanego
100% osad
90% osad 10% odpad
80% osad 20% odpad
70% osad 30% odpad
60% osad 40% odpad
50% osad 50% odpad*
Osad surowy
ChZT
ChZT
rozpuszczone całkowite
kg/m3
kg/m3
4,40
44,00
6,26
62,60
8,12
81,19
9,98
99,80
11,84
118,40
13,65
136,95
Osad przefermentowany
ChZT
ChZT
Odczyn
rozpuszczone całkowite
pH
kg/m3
kg/m3
1,56
17,89
7,39
1,89
21,18
7,33
2,22
24,58
7,26
2,56
28,13
7,15
2,98
31,93
6,99
2,84
35,44
6,70
*wartości wyznaczone dla stanu ustalonego
4. ANALIZA EKONOMICZNA
Na podstawie powyższych danych dokonano wstępnej analizy ekonomicznej
przedsięwzięcia mającego na celu dociążenie komór fermentacyjnych. Obliczenia
wykonano dla oczyszczalni ścieków z łączną pojemnością komór fermentacyjnych
3000 m3. Uzysk z tytułu fermentacji samego osadu potraktowano jako punkt odniesienia, na tej podstawie wyznaczono teoretyczny przychód oraz wyznaczono uzysk dla
kolejnych mieszanin osadów i odpadów. W analizie pominięto zyski z tytułu opłat za
odbiór odpadów (od producenta). Na tym etapie pozycja zysków jest trudna do oszacowania. Należy przyjąć, że jakakolwiek kwota zadziała na plus wykonanej analizy
kosztów. W tabeli 3 zestawiono wyniki przewidywanych zysków. Za podstawowe
koszty przyjęto transport odpadów wozami asenizacyjnymi z zakładu produkcyjnego
do oczyszczalni ścieków. Pojemność wozu asenizacyjnego przyjęto na poziomie 8 m3.
Z powyższych założeń wyznaczono maksymalną odległość, dla której prowadzenie
procesu wspólnej fermentacji będzie na granicy opłacalności. Dla wszystkich wariantów odległości były zbliżone i wyniosły od 104 do 108 km W kosztach uwzględniono
także opłaty związane z większą ilością osadu przefermentowanego do zagospodarowania. Należy jednak pamiętać, że powyższa kalkulacja nie uwzględnia kosztów inwestycyjnych, które w jakimś stopniu także należałoby ponieść przy budowie stacji
zlewczej oraz zbiornika magazynowego na terenie oczyszczalni. Z dużą dozą bezpie-
Modelowanie matematyczne procesu wspólnej fermentacji osadów ściekowych oraz odpadów... 429
czeństwa można przyjąć, że bezpieczna odległość z której można dowozić odpady
organiczne nie powinna być wyższa niż 50-55 km (współczynnik bezpieczeństwa 0,5).
Tabela 3. Uzysk z tytułu fermentacji dodatkowego strumienia odpadów
Całkowita
Produkcja energii z
Cena
Zysk z produkcj
produkcja
uwzględnieniem
wyprodukowanej dodatkowej energazu
sprawności urządzeń*
energii**
gii elektrycznej
m3/d
kWh/d
100% osad
1 958
1 129
20 666,35 zł
90% osad 10% odpad
3 435
2 010
36 790,91 zł
16 124,56 zł
80% osad 20% odpad
5 145
3 094
56 612,69 zł
35 946,34 zł
70% osad 30% odpad
7 309
4 442
81 297,52 zł
60 631,17 zł
60% osad 40% odpad
10 137
6 201
113 480,80 zł
92 814,45 zł
50% osad 50% odpad
14 474
8 582
157 056,34 zł
136 389,99 zł
* Sprawność urządzeń do produkcji energii elektrycznej przyjęto na poziomie 85%
** Cena energii z uwzględnieniem kosztów przesyłu energii oraz zysków ze sprzedaży zielonych certyfikatów oszacowano na poziomie 0,91zł
5. PODSUMOWANIE I WNIOSKI
Z powodzeniem przeprowadzono, z wykorzystaniem modelu matematycznego
ADM1, symulacje stanu stacjonarnego dla wybranych mieszanin osadów ściekowych
oraz odpadów organicznych. Uzyskano pozytywne wyniki dla wszystkich wsadów za
wyjątkiem stosunku osadów do odpadów 50%/50%. Zgodnie z przewidywaniami
zaobserwowano znaczny przyrost gazu fermentacyjnego przy coraz wyższym udziale
odpadów organicznych. Nastąpił także nieznaczny wzrost udziału metanu w bilansie
gazu fermentacyjnego. Wykonano wstępną analizę kosztów eksploatacyjnych dla zagadnienia wprowadzania dodatkowego strumienia odpadów organicznych do procesu
fermentacji metanowej. Stwierdzono brak zróżnicowania w parametrach ekonomicznych w zależności od wielkości strumienia wprowadzanych osadów. Oznacza to, że
nie zależnie czy wprowadzamy odpady w dużej czy małej ilości uzysk będzie podobny. Taka sytuacja wynika z faktu, że podstawowy wpływ na koszty eksploatacyjne
operacji ma transport odpadów, którego wartość rośnie proporcjonalnie z ilością
transportowanego odpadu.
Zadanie współfinansowane ze środków Unii Europejskiej w ramach Europejskiego Funduszu Społecznego
430
S. MIODOŃSKI, K. ISKRA
LITERATURA
[1]
AKUNNA J.C., ABDULLAHI Y.A., STEWART N.A., Anaerobic digestion of municipal solid
wastes containing variable proportions of waste types, Water Science & Technology, 2007, Vol 56
No 8 43–149.
[2] BATSTONE, D.J., KELLER, J., ANGELIDAKI, I., KALYUZHNYI, S.V., PAVLOSTATHIS,
S.G., ROZZI, A., SANDERS, W.T.M., SIEGRIST, H., VAVILIN, V.A., Anaerobic Digestion
Model No. 1 (ADM1), IWA Publishing, London, UK 2002.
[3] BATSTONE D.J., KELLER J, STEYER J.P., A review of ADM1 extensions, applications, and
analysis: 2002–2005, Water Science & Technology, 2006, Vol 54 No 4 1–10.
[4] CHEN Y., CHENG J.J., CREAMER K.S., Inhibition of anaerobic digestion process: A review,
Bioresource Technology, 2008, Vol 99 4044–4064.
[5] DAVIDSSON A., LOVSTEDT C., LA COUR JANSEN J., GRUVBERGER C., ASPEGREN H.,
Co-digestion of grease trap sludge and sewage sludge, Waste Management, 2008, Vol 28 986–992.
[6] HEINDICH Z., WITKOWSKI, A., Urządzenia do oczyszczania ścieków, Seidel-Przywecki, Warszawa 2005, 233-236
[7] JEPPSSON, U., Investigation of Anaerobic Digestion Alternatives for Henriksdal's WWTP, Technical report no. LUTEDX/(TEIE-7225)/1-111/2007, Department of Industrial Electrical Engineering and Automation, Lund University, Sweden 2007
[8] KLEEREBEZEM R; VAN LOOSDRECHT M. C. M., Critical analysis of some concepts proposed
in ADM1, IWA Publishing, London, UK 2002. Water Science & Technology, 2006, Vol 54 No 4
51–57.
[9] SIEGRIST H., HUNZIKER W., HOFER H., Anaerobic digestion of slaughterhouse waste with UFmembrane separation and recycling of permeate after free ammonia stripping, Water Science &
Technology, 2005, Vol 52 No 1-2 531–536.
[10] TCHOBANOGLOUS G., BURTON F.L., STENSEL H.D., Wastewater engineering treatment and
reuse, Metcalf & Eddy Inc., Mc Graw Hill 2003
THE MATHEMATICAL MODELLING ANAEROBIC CO-DIGESTION OF SEWAGE SLUDGE AND
ORGANIC WASTE USING ADM1
Paper shows possibilities of mathematical modeling of anaerobic digestion process for assessing an
amount of additional batch of organic waste used to co-digestion process in wastewater treatment plant
(WWTP). As initial data used mixed sewage sludge characteristic and industrial fat reach waste and fatty
compounds. Number of experiments has been carried out, for various mixtures of sewage sludge and
industrial waste. As a result of simulation investigated that mixtures with the highest amount of organic
waste leads to inhibition of anaerobic digestion process. Thru the further analysis rejected next mixtures
with 40% content of organic waste (the second highest concentration of waste). For the rest of results
preliminary economical assessment of operating costs was conducted. Analysis papered for WWTP with
3000 m3 active volume for anaerobic digestion.