Acta Innovations, ISSN 2300-‐5599, nr 13, 2014 5 Łukasz

Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 Łukasz Abramczyk Politechnika Łódzka, Katedra Inżynierii Bioprocesowej, 90-­‐924 Łódź, ul. Wólczańska 213, [email protected] Agnieszka Domińczyk Politechnika Łódzka, Katedra Inżynierii Bioprocesowej, 90-­‐924 Łódź, ul. Wólczańska 213, [email protected] Radosław Ślęzak Politechnika Łódzka, Katedra Inżynierii Bioprocesowej, 90-­‐924 Łódź, ul. Wólczańska 213, [email protected]
Robert Artur Cichowicz Politechnika Łódzka, Instytut Inżynierii Środowiska i Instalacji Budowlanych 90-­‐924 Łódź, Al. Politechniki 6, [email protected] WPŁYW AKTYWNOŚCI MIKROORGANIZMÓW NA PROCES BIOSUSZENIA Streszczenie 3
Badanie procesu biosuszenia przeprowadzono w bioreaktorze o objętości 240 dm . Do badań wykorzystano osad przefermentowany z oczyszczalni ścieków oraz frakcję organiczną stałych odpadów komunalnych. Podczas procesu biosuszenia oznaczano suchą masę, suchą masę organiczną, temperatury oraz indeks oddychania su-­‐
szonego materiału. W wyniku prowadzenia procesu biosuszenia odpadów przez 10 dni, ilość usuniętej wilgoci wyniosła 51,7%. Największa aktywność mikroorganizmów w odpadach była w 4 dniu procesu, gdy temperatura osiągnęła maksymalną wartość 58°C w górnej warstwie odpadów w środkowej części bioreaktora. Słowa kluczowe Indeks oddychania, biosuszenie, kompostowanie Wstęp Co roku na świecie powstaje ogromna ilość odpadów organicznych. Dotyczy to wszystkich krajów, w tym rów-­‐
nież państw w UE i stanowi to duży problem związany z zagospodarowaniem odpadów. Dlatego z punktu widzenia nowoczesnej gospodarki odpadowej należy jak najefektywniej wykorzystać właściwości od-­‐
padów. Dyrektywa Rady 1999/31/WE z dnia 26 kwietnia 1991 r. w sprawie składowania odpadów zobowiązała państwa członkowskie Unii Europejskiej do ograniczenia deponowania odpadów ulegających biodegradacji na składowiskach [1]. Odpady organiczne mogą być przetworzone w procesie kompostowania, fermentacji beztle-­‐
nowej oraz w procesie spalania. Wartość opałową odpadów organicznych można zwiększyć poprzez zmniejszenie w nich zawartości wody. Najbardziej efektywnym pod względem energetycznym sposobem usuwania wilgoci z odpadów organicznych jest proces biosuszenia. Jest on procesem podobnym do kompostowania, podczas którego zachodzi mineraliza-­‐
cja i humifikacja (mineralizacja to utlenienie substancji organicznych do CO2, CH4, azotanów, siarczanów, fosforanów i innych składników na najwyższym stopniu utlenienia, natomiast humifikacja to proces syntezy wielkocząsteczkowych związków humusowych z materii organicznej, która uległa częściowemu rozkładowi) [2, 3]. Niezbędnym czynnikiem podczas procesu biosuszenia i kompostowania jest obecność tlenu w przestrzeni między odpadami. Jego stężenie wewnątrz pryzmy nie powinno być mniejsze od 5% obj. [4]. Podczas rozkładu materii organicznej w warunkach tlenowych generowane jest ciepło (proces autotermiczny), które ułatwia usuwanie wilgoci z odpadów. Podczas rozkładu jednego mola glukozy w osadzie tlenowym wy-­‐
dziela się aż 850 kJ ciepła [5]. 5 Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 Różnica pomiędzy procesem kompostowania i biosuszenia polega na tym, że w procesie kompostowania do-­‐
dawana jest woda w celu zapewnienia odpowiedniej wilgotności kompostu. Natomiast w procesie biosuszenia dąży się do usunięcia wody z odpadów organicznych. Zmniejszenie zawartości wilgoci w odpadach, powoduje generowanie mniejszych ilości ciepła w wyniku niskiej aktywności mikroorganizmów. Optymalna zawartość wilgoci w odpadach wynosi od 45 do 65% [6]. Natomiast gdy wilgotność odpadów jest poniżej 15% następuje zatrzymanie procesów biologicznych [7, 8]. Wilgotność powyżej 65% prowadzi do powstawania stref anaero-­‐
bowych ze względu na utrudniony przepływ powietrza i utrudnioną dyfuzję tlenu. Największa szybkość pobierania tlenu przez mikroorganizmy występuje, gdy wilgotność odpadów wynosi 60% [4]. Tematyką związaną z biosuszeniem odpadów organicznych zajmują między innymi tacy autorzy jak: Adani i wsp. [9], Domińczyk i wsp. [10, 11], Grillia i wsp. [12], Ragazzi i wsp. [13], Sugni i wsp. [14], Tambone i wsp. [15], Velis i wsp. [16, 17], Wagland i wsp. [18], Zawadzka i wsp. [19], Zhang i wsp. [20, 21]. W prowadzonych dotychczas badaniach nie określano jednak zmian aktywności biologicznej biomasy poprzez pomiar indeks oddychania (AT4). Do oznaczenia aktywności biologicznej biomasy można wykorzystać indeks oddychania (AT4), iloraz oddechowy (RQ) oraz specyficzną szybkość pochłaniania tlenu (SOUR). W niniejszym artykule do oceny aktywności biolo-­‐
gicznej osadu pofermentacyjnego z oczyszczalni ścieków wraz z organiczną frakcją stałych odpadów komunalnych posłużono się indeksem oddychania (AT4) [22]. Celem niniejszego artykułu było określenie wpływu aktywności biologicznej biomasy na proces biosuszenia osadu pofermentacyjnego z oczyszczalni ścieków wraz z organiczną frakcją stałych odpadów komunalnych oraz wyznaczenie zależności pomiędzy wpływem temperatury i wilgotności na aktywność biologiczną odpadów organicznych. Materiały i metody Odpady organiczne były suszone w poziomym bioreaktorze, zaizolowanym 6 cm warstwą pianki poliuretano-­‐
wej, aby zmniejszyć możliwe straty ciepła do otoczenia. Pojemność całkowita bioreaktora 3
o szerokości 45 cm oraz długości 145 cm wynosiła 240 dm . Badany materiał organiczny umieszczony został na perforowanej, poliwęglanowej płycie, mającej 387 otworów o średnicy 0,5 cm. Wysokość warstwy odpadów w bioreaktorze wynosiła ok. 20 cm. Bioreaktor do suszenia odpadów organicznych posiadał wentylatory: (a) doprowadzający powietrze pod płytę perforowaną, na której znajdowała się materia organiczna (wentylator wlotowy) oraz (b) wentylator odprowa-­‐
dzający powietrze z górnej części bioreaktora, które przepłynęło przez warstwę badanego materiału (wentylator wylotowy). Po załadunku bioreaktora badaną biomasą, przez pierwsze cztery godziny wprowadza-­‐
3
no powietrze o temperaturze 35°C z szybkością 86 m /h. W kolejnych godzinach procesu, wydajność wentylatorów była regulowana w zależności od wilgotności wylotowej powietrza z bioreaktora. Średnie szybko-­‐
ści napowietrzania w poszczególnych dniach przedstawiono na rys. 1. Algorytm pracy wentylatorów opisano w pracy Dominczyk i wsp. [11]. Biosuszenie odpadów prowadzono przez 10 dni. W pracy Adani i wsp. [9] zaob-­‐
serwował, że prowadzenie procesu biosuszenia powyżej 10 dni z mniejszą szybkością jest nieuzasadnione, gdyż następuję większy rozkład materii organicznej zawartej w biomasie. 6 Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 Średnia szybkość napowietrzania
3
(m /h)
12
10
8
6
4
2
0
0
2
4
6
8
10
Czas [dni]
Rys. 1. Średnie szybkości napowietrzania odpadów Źródło: opracowanie własne Bioreaktor został wyposażony w sześć czujników do pomiaru temperatury (T1 – T6) badanej materii znajdującej się wewnątrz bioreaktora. Czujniki zostały rozmieszczone na wlocie, wylocie oraz w środkowej części bioreakto-­‐
ra, w górnej i dolnej warstwie biomasy. Oznaczenia poszczególnych punktów pomiarowych przedstawiono nam rys. 2. Zapis danych oraz sterowanie wydajnością wentylatorów odbywały się za pośrednictwem programu komputerowego AdcantechGeniDAQ Development seria 4.11.000. T1
T4
T2
T5
T3
T6
Wentylator
wylotowy
Nagrzewnica
odpady organiczne
Wentylator
wlotowy
Ry. 2. Uproszczony schemat budowy bioreaktora Źródło: opracowanie własne Do przeprowadzenia badań wykorzystano osad pofermentacyjny z Grupowej Oczyszczalni Ścieków w Łodzi oraz frakcję organiczną świeżych stałych odpadów komunalnych o modelowym składzie. Skład morfologiczny organicznej frakcji stałych odpadów miejskich był następujący: warzywa – 40% wag., owoce – 10% wag. i inne (kawa, herbata, makaron, kasze, mąka itp.) – 50% wag.. Całkowita masa wsadu wynosiła 30 kg i była przygoto-­‐
wana bezpośrednio przed załadunkiem bioreaktora. Masa pofermentacyjna stanowiła 20% całkowitej masy wsadu. Mieszanina powyższych odpadów była rozdrobniona na ok. 2 – 3 cm kawałki. Bioreaktor był umieszczony w laboratorium, w którym temperatura wynosiła około 23°C i ciśnienie wynosiło w przybliżeniu 994 hPa. Podczas prowadzenia procesu biosuszenia próbki, były pobierane do analiz przed załadunkiem bioreaktora, w 3 oraz 7 dniu procesu, jak również po rozładunku bioreaktora. W pobranych próbkach biomasy oznaczano: suchą masę (SM), suchą masę organiczną (SMO) oraz indeks oddychania (AT4). Suchą masę i suchą masę organiczną wykonano według norm PN-­‐EN 12880:2004 oraz PN-­‐EN 12879:2004 odpowiednio. Badanie indeksu oddychania 3
(AT4) przeprowadzono w OXITOP firmy WTW o objętości 1 dm zgodnie z normą ÖNORM S 2027-­‐1:2004 (Stabi-­‐
7 Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 litätsparameterzurBeurteilung von mechanisch-­‐biologischvorbehandeltenAbfällen -­‐ Teil 1: Atmungsaktivität (AT4)). Wyniki i dyskusja Usunięcie wilgoci z odpadów było określane poprzez zmierzenie suchej masy. Zawartość suchej masy odpadów umieszczanych w bioreaktorze na początku procesu wynosiła 59,7% (rys. 3). W trzecim dniu trwania procesu poziom wilgoci w suszonym materiale zmniejszył się o 14,5%. Pomiędzy trzecim, a siódmym dniem suszenia odpadów, szybkość usuwania wilgoci była największa. Po siedmiu dniach procesu zawartość wilgoci zmniejszyła się o 47,6% względem wartości początkowej. Po zakończeniu procesu biosuszenia sucha masa wynosiła 80,5%, a zawartość wilgoci w odpadach zmniejszyła się o 51,7% względem wartości początkowej. Adani i wsp. [9] oraz Sugni i wsp. [14] w badaniach nad procesem biosuszenia odpadów uzyskali wynik bardzo zbliżony (ok. 50%). Czas napowietrzania biomasy w badaniach Adani i wsp. [9] wynosił 17 dni, a w badaniach Sugni i wsp. [14] 9 dni. Porównanie uzyskanych wyników z innymi autorami jest utrudnione ze względu na różnorodny skład od-­‐
padów, ilość odpadów w bioreaktorze, rozdrobnienie odpadów, budowę bioreaktora, szybkość napowietrzania. 80
Sucha masa (%)
75
70
65
60
0
2
4
6
8
Czas [dni]
Rys. 3. Zmiany zawartości suchej masy podczas biosuszenia odpadów Źródło: opracowanie własne 10
Sucha masa organiczna była oznaczana w celu określenia ilości rozłożonych odpadów organicznych podczas procesu biosuszenia. Rozkład zbyt dużej ilości węgla organicznego zawartego w odpadach do dwutlenku węgla nie jest wskazany ze względu na zmniejszenie wartości opałowej suszonego materiału. Na początku procesu zawartość suchej masy organicznej wynosiła 91,3%. Największy ubytek suchej masy występował pomiędzy 3, a 7 dniem prowadzenia procesu biosuszenia (rys. 4). Po 10 dniach trwania procesu zawartość suchej masy organicznej w odpadach wyniosła 85,9%, a ubytek suchej masy organicznej odpadów był równy 5,9%. W pracy tej uzyskano mały ubytek materii organicznej w suszonej biomasie w porównaniu z danymi literaturowymi. W badaniach Sugni i wsp. [14] i Adani wsp. [14] ubytek suchej masy organicznej wynosił odpowiednio od 4,3 do 25,5% oraz 16,2%. 8 Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 Sucha masa organiczna (%)
92
90
88
86
0
2
4
6
8
10
Czas [dni]
Rys. 4. Zmiana wartości suchej masy organicznej podczas biosuszenia odpadów Źródło: opracowanie własne Wyniki uzyskanych temperatur w górnej i dolnej warstwie suszonej biomasy przedstawiono na rys. 5. Pomiary temperatury suszonej biomasy dokonywano w 6 punktach zaznaczonych na rys. 2. Wzrost temperatury podczas procesu biosuszenia był związany ze zwiększeniem aktywności organizmów znajdujących się w odpadach orga-­‐
nicznych. Zaobserwowano zależność, która wskazała, że im była wyższa temperatura, tym procesy mikrobiologiczne były bardziej intensywne. Temperatura biosuszenia nie może być jednak zbyt wysoka (powy-­‐
żej 60°C) gdyż nastąpi zniszczenie mikroorganizmów. Z uzyskanych wyników temperatur biomasy wynika, że szczytowa aktywność mikroorganizmów została osiągnięta w 4 dniu prowadzenia procesu biosuszenia. Najwyż-­‐
sza temperatura była w warstwie górnej suszonych odpadów w części środkowej bioreaktora (T2) i wyniosła 58°C. W tym samym przekroju bioreaktora, lecz w dolnej warstwie suszonej biomasy temperatura (T5) osiągnęła wartość o 10°C mniejszą. Wyższe temperatury osiągano zwykle w górnej warstwie suszonej bio-­‐
masy. Najniższe temperatury zaobserwowano w dolnej warstwie suszonej biomasy przy wylocie powietrza z bioreaktora (T6). Sugni i wsp. [14] uzyskał podobny rozkład temperatur, w jednej serii badawczej, w której odpady nie były przerzucane w bioreaktorze. góra-wlot (T1)
dół-wlot (T4)
góra-środek (T2)
dół-środek (T5)
góra-wylot (T3)
dół-wylot (T6)
60
55
o
Temperatura [ C]
50
45
40
35
30
25
20
15
0
2
4
6
8
10
Czas [dni]
Rys. 5. Zmiany temperatury w górnych i dolnych warstwach suszonego materiału Źródło: opracowanie własne 9 Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 Wyższe temperatury w górnej warstwie były spowodowane mniej zbitą strukturą biomasy, co powodowało, że tlen łatwiej docierał do przestrzeni między odpadami. Większe ilości tlenu powodowały, że mikroorganizmy prowadziły szybszy rozkład materii organicznej, w wyniku czego produkowały więcej ciepła. Maksymalne war-­‐
tości temperatur suszonej biomasy uzyskane przez Zawadzka i wsp. [19] oraz Sugni i wsp. [14] były zbliżone do wyników osiągniętych w tej pracy. Adani i wsp. [9] uzyskała w jednej serii badawczej maksymalna temperaturę suszonego materiału powyżej 70°C. W celu oceny aktywności biologicznej odpadów organicznych, wyznaczono indeks oddychania dla badanego materiału. Na początku biosuszenia wartość jego wynosiła 8,01 gO2/kgSM (rys. 6). Podczas pierwszych trzech dni biosuszenia, zaobserwowano istotne zmniejszenie indeksu oddychania do wartości 2,89 gO2/kgSM, co mogło być spowodowane przez zmiany zawartości wilgoci w badanym materiale. W kolejnych czterech dniach biosuszenia nastąpiło nieznaczne obniżenie indeksu oddychania do wartości 2,28 gO2/kgSM. Szybki ubytek wilgoci w odpadach oraz wzrost ich temperatury spowodował powolne zmniejszanie indeksu oddycha-­‐
nia pomiędzy 3, a 7 dniem procesu biosuszenia. W ostatnim dniu procesu, wartość indeksu oddychania zmniejszyła się do wartości 0,31 gO2/kgSM. Zmniejszenie wartości indeksu oddychania pomiędzy 7, a 10 dniem było spowodowane przez zmniejszenie wilgoci i temperatury suszonych odpadów. Odpady organiczne są biologicznie stabilne, gdy wartość indeksu oddychania jest poniżej 4,0 gO2/kgSM [23]. Uzyskane wyniki wskazują, że po 10 dniach biosuszenia badany materiał był ustabilizowany. Indeks oddychania (gO2/kg SM)
8
6
4
2
0
0
2
4
6
8
10
Czas [dni]
Rys. 6. Zmiana wartości indeksu oddychania podczas biosuszenia odpadów Źródło: opracowanie własne Podsumowanie Z przeprowadzanych badań wynika, że proces biologicznego suszenia umożliwia usunięcie 51,7% wilgoci w badanym materiale. Oprócz usuwanej wilgoci z odpadów organicznych, usuwany był również węgiel w postaci CO2. Ubytek suchej masy organicznej podczas biosuszenia odpadów organicznych wynosił 5,9%. Naj-­‐
większą szybkość usuwania wilgoci z odpadów organicznych zaobserwowano podczas wysokich temperatur odpadów. Aktywność mikroorganizmów zmniejszała się, gdy wilgotność badanego materiału była poniżej 30%. Indeks oddychania badanego materiału po 10-­‐dniowym procesie biosuszenia uzyskał wartość 0,31 gO2/kgSM, która może świadczyć o spadku aktywności mikroorganizmów. Końcowy produkt ze względu na małą wilgot-­‐
ność (19,4%), może zostać wykorzystany jako paliwo alternatywne. Podziękowania Chcielibyśmy złożyć podziękowania Panu prof. Dietmarowi Heinz z Hochschule Merseburg (Niemcy) za możliwość przeprowadzenia badań związanych z oznaczaniem indeksu oddychania. 10 Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 Bibliografia [1] Dyrektywy Rady 1999/31/WE z dnia 26 kwietnia 1999 r. w sprawie składowania odpadów (Dz. Urz. WE L 182 z 16.07.1999, str. 1). [2] J. Bernreuter, R. Stessel, A review of aerobic bio cell research and technology, Draft report by Columbia University for the SWANA Aerobic Sub-­‐committee, Earth Engineering centre, New York, 1999. [3] C. Rosik-­‐Dulewska, Podstawy gospodarki odpadami, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, 2008. [4] A. Jędrczak, Biologiczne przetwarzanie odpadów, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, 2007. [5] H.-­‐J. Jördening, J. Winter, Environmental Biotechnology, Wiley-­‐VCH Verlag GmbH & Co. KGaA, Weinheim, Germany, 2005. [6] C. Campman, A. Yates, Bioreactor Landfills: An Idea whose time has come,MSW Management, 2002. [7] A.D. Read, M. Hudgins, S. Harper, P. Phillips, J. Morris, The successful demonstration of aerobic landfilling: the potential for a more sustainable solid waste management approach?, Resour. Conserv. Recy.32 (2001) 115-­‐
146. [8] M.C. Zanetti, Aerobic biostabilization of old MSW landfills,Am. J. Eng. Appl. Sci. 1 (2008) 393-­‐398. [9] F. Adani, D. Baido, E. Calcatera, P. Genevini, The influence of biomass temperature on biostabilization-­‐
biodrying of municipal solid waste, Bioresource Technol. 83 (2002) 173-­‐179. [10] A. Dominczyk, L. Krzystek, S. Ledakowicz, Biologiczne suszenie mieszaniny stałych odpadów przemysłu papierniczego oraz organicznej frakcji stałych odpadów komunalnych, Inż. Ap. Chem.51(2012) 115-­‐116. [11] A. Dominczyk, L. Krzystek, S. Ledakowicz, Biodrying of organic municipal wastes and residues from the pulp and paper industry, Dry. Technol. 32 (2014). [12] S. Grillia, A. Giordanob, A. Spagnia, Stabilisation of biodried municipal solid waste fine fraction in landfill bioreactor, Waste Manage.32 (2012) 1678-­‐1684. [13] M. Ragazzi, E.C. Rada, D. Antolini, Material and energy recovery in integrates waste management systems: an innovative approach for the characterization of the gaseous emissions from residual MSW bio-­‐drying, Waste Manage. 31 (2011) 2085-­‐2091. [14] M. Sugni, E. Calcatera, F. Adani, Biostabilization-­‐biodrying of municipal solid waste by inverting air-­‐flow, Bioresource Technol. 96 (2005) 1331-­‐1337. [15] F. Tambone, B. Scaglia, S. Scotti, F. Adani, Effect of biodrying process on municipal solid waste properties, Waste Manage. 102 (2011) 7443-­‐7450. [16] C. Velis, P. Longhurst, G.H. Drew, R. Smith, S. Pollard, Biodrying for mechanical-­‐biological treatment of wastes: a review of process science and engineering, Bioresource Technol. 100 (2009) 2747-­‐2761. [17] C. Velis, S. Wagland, P. Longhurst, B. Robson, K. Sinfield, S. Wise, S. Pollard, Solid recovered fuels: influence of waste stream composition and processing on choline content and fuel quality, Environ. Sci. Technol. 46 (2012) 1923-­‐1931. [18] S.T. Wagland, A.R. Godley, S.F. Tyrrel, Investigation of the application of an enzyme-­‐based biodegradability test method to a municipal solid waste biodrying process, Waste Manage. 31 (2011) 1467-­‐1471. [19] A. Zawadzka, L. Krzystek, P. Stolarek, S.Ledakowicz, Biodrying of organic fraction of municipal solid wastes, Dry. Technol. 28 (2010) 1220-­‐1226. 11 Acta Innovations, ISSN 2300-­‐5599, nr 13, 2014 [20] D.Q. Zhang, P.J. He, T.F. Jin, L.M. Shao, Bio-­‐drying municipal solid waste with high water content by aeration procedures regulation and inoculation, Bioresource Technol. 99 (2008) 8796-­‐8802. [21] D.Q. Zhang, H. Zhang, C.L. Wu, L.M. Shao, P.J. He,. Evolution of heavy metals in solid waste during bio-­‐drying and implications of their subsequent transfer during combustion, Waste Manage. 31 (2011) 1790-­‐
1796. [22] J. Villasenor, M. A. Perez, F. J. Fernandez, C. M. Puchalski, Monitoring respiration and biological stability during sludge composting with a modified dynamic respirometer, Bioresource Technol. 102 (2011) 6562-­‐6568. [23] M. Ritzkowski, K.-­‐U. Heyer, R. Stegmann, Fundamental processes and implications during in situ aeration of old landfills, Waste Manage.26 (2006) 356-­‐372. INFLUENCE OF MICROBIAL ACTIVITY ON THE BIODRYING PROCESS Abstract 3
The examination of the biodrying process was performed in a bioreactor with working volume 240 dm . In the studies used the digested sludge from sewage treatment plants and the organic fraction of municipal solid waste. During the biodrying process were determined: dry matter, organic dry matter, temperature of material and respiration activity. As a result of the process of drying the waste by 10 days the amount of moisture re-­‐
moved was 51.7%. The highest microbial activity was on day 4 of the process when the temperature has reached the maximum 58°C in the upper layer of the waste at the middle of the bioreactor. Key words respiration index, biodrying, composting 12