POLITECHNIKA GDAŃSKA

Transkrypt

POLITECHNIKA GDAŃSKA
STUDIUM DOKTORANCKIE
PRZY WYDZIALE CHEMICZNYM
Sebastian Wersocki
BADANIA DOSTĘPNOŚCI TLENU W HIGIENIZACJI
OSADU CZYNNEGO NADMIERNEGO
Z WYKORZYSTANIEM TRZCINY Miscanthus
JAKO MATERIAŁU STRUKTUROTWÓRCZEGO
Rozprawa doktorska
Katedra Technologii Chemicznej
Promotor:
Prof. dr hab. inż. Jan Hupka
GDAŃSK 2008
Składam serdeczne podziękowania:
Panu prof. dr hab. inż. Janowi Hupce za przyjęcie mnie do zespołu przy Katedrze
Technologii Chemicznej Politechniki Gdańskiej, poświecony czas oraz stworzenie dogodnych
warunków, które umożliwiły pracę i rozwinięcie moich zainteresowań naukowych
Panu mgr inż. Stanisławowi Cytawie z Spółki Wodno-Ściekowej "Swarzewo" za
udostępnienie próbek osadu, kompostu i trzciny pospolitej potrzebnych w moich badaniach
oraz za wszelkie udzielone porady i życzliwość
Panu dyrektorowi mgr inż. Maria Antoni Hikiert z Ośrodka Badawczo Rozwojowego
Przemysłu Płyt Drewnopochodnych za udostępnienie i dostarczenie próbek trzciny
Miscanthus
Dr inż. Michałowi Strankowskiemu z Katedry Technologii Polimerów za umożliwienie
przeprowadzenia badań rozdrabniania i wytrzymałościowych dla trzciny oraz służenie radą i
pomocą
Panu Witoldowi Graffowi za pomoc udzieloną mi podczas prowadzenia badań oraz
stworzenie miłej atmosfery
Dziękuję dyplomatce mgr inż. Bożenie Maliszewskiej za wkład włożony podczas realizacji
badań nad właściwościami trzciny Miscanthus. Dziękuję także wszystkim pracownikom i
doktorantom Katedry Technologii Chemicznej Politechniki Gdańskiej, którzy służyli mi radą
i pomocą podczas wykonywania niniejszej pracy a w szczególności dr inż. Marcie
Chrzanowskiej, dr inż. Marcinowi Janczarkowi, mgr inż. Łukaszowi Szewczulakowi.
Szczególne podziękowania składam moim rodzicom.
Sebastian Wersocki
SPIS TREŚCI
SPIS TREŚCI
1.
WPROWADZENIE ......................................................................................................... 5
2.
OMÓWIENIE LITERATURY ....................................................................................... 7
2.1 POWSTAWANIE OSADÓW PODCZAS BIOLOGICZNEGO OCZYSZCZANIA
ŚCIEKÓW ...................................................................................................................... 7
2.2 SPOSOBY POSTĘPOWANIA Z OSADAMI NADMIERNYMI ............................... 11
2.2.1 Przerób osadów nadmiernych ............................................................................... 11
Zagęszczanie i odwadnianie ......................................................................................... 11
Kondycjonowanie ......................................................................................................... 12
Stabilizacja i dezynfekcja.............................................................................................. 13
Procesy termiczne ......................................................................................................... 16
2.2.2 Przyszłościowe kierunki wykorzystania osadów nadmiernych............................ 16
Składowanie .................................................................................................................. 19
Wykorzystanie energetyczne ......................................................................................... 19
Ceramika budowlana.................................................................................................... 20
Wykorzystanie przyrodnicze ......................................................................................... 20
Kompostowanie ............................................................................................................ 24
2.2.3 Podsumowanie ...................................................................................................... 27
2.3 AUTOTERMICZNA TERMOFILOWA HIGIENIZACJA OSADU......................... 29
2.3.1 Istota problemu ..................................................................................................... 29
2.3.2 Podstawy prowadzenia procesu ............................................................................ 29
2.3.3 Przenikanie tlenu .................................................................................................. 31
Metoda osadu czynnego ............................................................................................... 31
Złoża biologiczne .......................................................................................................... 32
Teoria biofilmów .......................................................................................................... 33
Podobieństwa i różnice................................................................................................. 34
Podsumowanie .............................................................................................................. 34
2.3.4 Instalacja ............................................................................................................... 35
2.3.5 Odory .................................................................................................................... 36
2.3.6 Przyjęta koncepcja działania ................................................................................ 37
2.4 MATERIAŁY POROTWÓRCZE ................................................................................ 38
Rodzaje stosowanych materiałów strukturotwórczych ................................................. 41
2.4.1 Charakterystyka trzciny Miscanthus .................................................................... 42
Uprawa i jej aspekty ekologiczne ................................................................................. 44
Właściwości energetyczne ............................................................................................ 44
Rozdrabnianie............................................................................................................... 46
Zastosowanie Miscanthus Giganteus ........................................................................... 48
2.4.2 Podsumowanie ...................................................................................................... 48
2.5 PODSUMOWANIE ..................................................................................................... 49
3. CEL I ZAKRES PRACY ............................................................................................... 51
2
SPIS TREŚCI
4.
CZĘŚĆ DOŚWIADCZALNA ....................................................................................... 53
4.1 PARAMETRY FIZYKOCHEMICZNE OSADU NADMIERNEGO ........................ 53
4.1.1 Właściwości powierzchniowe .............................................................................. 53
Metodyka badawcza ..................................................................................................... 53
Wyniki i dyskusja ....................................................... Błąd! Nie zdefiniowano zakładki.
4.1.2 Chłonność ............................................................................................................. 56
Metodyka badawcza ..................................................................................................... 57
Wyniki i dyskusja .......................................................................................................... 59
4.1.3 Podsumowanie ...................................................................................................... 60
4.2 WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNE TRZCINY MISCANTHUS ..................... 61
4.2.1 Metodyka badawcza ............................................................................................. 61
Oznaczenie wilgotności ................................................................................................ 61
Rozkład granulometryczny ........................................................................................... 61
Gęstość właściwa.......................................................................................................... 62
Gęstość nasypowa ........................................................................................................ 62
Ściśliwość złoża ............................................................................................................ 62
Wytrzymałość na zgniatanie i na zginanie ................................................................... 63
Zmiany wytrzymałości na zginanie próbek po symulacji warunków higienizacji ........ 64
Oznaczenie składu elementarnego................................................................................ 64
Oznaczenie zawartości SiO2 ......................................................................................... 65
Oznaczenie ciepła spalania .......................................................................................... 65
Właściwości powierzchniowe trzciny Miscanthus ........................................................ 66
4.2.2 Wyniki i dyskusja ................................................................................................. 67
Zawartość wody ............................................................................................................ 67
Rozkład granulometryczny ........................................................................................... 67
Gęstość właściwa.......................................................................................................... 69
Gęstość nasypowa ........................................................................................................ 69
Ściśliwość ..................................................................................................................... 70
Wytrzymałość na zgniatanie ......................................................................................... 75
Wytrzymałość na zginanie ............................................................................................ 77
Zmiany wytrzymałości na zginanie próbek po symulacji warunków higienizacji ........ 78
Skład elementarny......................................................................................................... 82
Oznaczenie zawartości SiO2 ......................................................................................... 82
Ciepło spalania ............................................................................................................. 83
Właściwości powierzchniowe trzciny Miscanthus ........................................................ 84
4.2.3 Podsumowanie ...................................................................................................... 85
4.3 WPŁYW WILGOTNOŚCI I POROWATOŚCI ORAZ SKŁAD GAZÓW
ODLOTOWYCH .......................................................................................................... 88
4.3.1 Wpływ wilgotności ............................................................................................... 89
Układ badawczy............................................................................................................ 89
4.3.2 Wpływ porowatości .............................................................................................. 95
3
SPIS TREŚCI
5.
Układ badawczy............................................................................................................ 95
4.3.3 Skład gazów odlotowych .................................................................................... 100
Układ badawczy.......................................................................................................... 102
Wyniki i dyskusja ........................................................................................................ 103
4.3.4 Podsumowanie .................................................................................................... 108
WNIOSKI ...................................................................................................................... 110
6.
LITERATURA ............................................................................................................. 112
7.
STRESZCZENIE ......................................................................................................... 117
8.
ZAŁĄCZNIKI .............................................................................................................. 119
4
WPROWADZENIE
1. WPROWADZENIE
Wraz ze zmianą sposobu bytowania człowieka i postępem cywilizacji istotnym
problemem do rozwiązania stało się oczyszczanie ścieków. Z pośród metod biologicznych
najważniejsza jest metoda osadu czynnego. Polega ona na wykorzystaniu zagęszczonych
mikroorganizmów występujących w przyrodzie, odpowiedzialnych za samooczyszczanie się
wód powierzchniowych. Przy biologicznym oczyszczaniu ścieków metodą osadu czynnego,
w wyniku przyrostu mikroorganizmów na skutek usuwania ze ścieków zanieczyszczeń
rozpuszczonych i koloidalnych, powstaje osad nadmierny.
Wraz ze wzrostem liczby oczyszczalni zrozumiano, że osady nadmierne powstające w
tych instalacjach są odpadem, którego wcześniej nie brano pod uwagę. Według ustawy o
odpadach [Dz.U.01.62.628] przez odpady rozumie się wszystkie przedmioty oraz substancje
stałe, a także nie będące ściekami substancje ciekłe powstałe w wyniku prowadzonej
działalności gospodarczej lub bytowania człowieka i nieprzydatne w miejscu lub czasie, w
którym powstały. Za odpady uważa się również osady ściekowe.
Skład elementarny osadów nadmiarowych suchych to: 50-55% C, 6-10% H, 25-35% O,
10-15% N, 1-3% P, 0,5-1,5% S [Matach, 1977; Orhon, Artan, 1994]. W zależności od
sposobu prowadzenia procesu oczyszczania zawierają one 30-50% substancji mineralnych
[Match, 1977]. Osady o bardzo długim wieku zawierają więcej substancji mineralnych ze
względu na możliwość ich zaadsorbowania na powierzchni kłaczka oraz kumulacji wewnątrz
kłaczka. Węgiel zawarty w osadzie czynnym ma charakter organiczny, na który składa się:
30÷40 % białka, 5÷12 % tłuszczów, 5÷15 % celulozy, cukry (skrobia, sacharoza, pektyna,
chemiceluloza) i ligniny oraz inne. Pod względem składu elementarnego jest on bardzo
podobny do torfu , dlatego też próby jego zagospodarowania były prowadzone w tym właśnie
kierunku.
Przy poprawnie prowadzonym procesie i stałym składzie ścieków ustala się pewna
równowaga pomiędzy poszczególnymi grupami mikroorganizmów. Na podstawie obserwacji
mikroskopowych można ocenić, czy praca oczyszczalni jest poprawna, albo stwierdzić jakie
niekorzystne warunki wynikły w procesie. Dla każdej oczyszczalni równowaga ta jest różna,
dlatego każdy osad jest wyjątkowy i charakterystyczny dla niej [Herman 1993, Kempa 1995].
Jest to spowodowane faktem różnorodności ścieków pod względem składu (np. obecność
substancji
szkodliwych
dla
pewnych
grup
mikroorganizmów)
oraz
wielkości
i
przyswajalności ładunku jaki ze sobą niosą. Drugim bardzo ważnym czynnikiem jest sama
5
WPROWADZENIE
technologia oczyszczania. Istotnymi parametrami mającymi wpływ na skład osadu są stężenie
tlenu w komorze nitryfikacji oraz wiek osadu. Na przykład, osady o bardzo długim wieku
charakteryzuje występowanie wrotek [Buraczewski, 1994].
Ze względu na różnorodność dopływających ścieków osady nadmiarowe mogą zawierać
wiele substancji szkodliwych oraz być skażone bakteriologicznie i parazytologicznie. Stwarza
to ograniczenia przy zagospodarowaniu lub utylizacji tego odpadu oraz groźbę zakażenia
ludzi bądź zwierząt w przypadku niepoprawnego postępowania z nim.
Jedną z grup substancji szkodliwych są metale ciężkie, które pochodzą ze ścieków i są
adsorbowane na powierzchni kłaczka osadu.
Oprócz metali ciężkich występują też o wiele niebezpieczniejsze substancje organiczne,
które w głównej mierze pochodzą ze ścieków przemysłowych, są to też produkty rozkładu
detergentów, kosmetyków itp. Niebezpieczne jest także skażenie bakteriologiczne i
parazytologiczne (jaja pasożytów). Stwarza to niebezpieczeństwo zakażenia się między
innymi takimi groźnymi chorobami jak gruźlica, tyfus, zapalenie opon mózgowych,
salmonelloza i wiele innych. Jaja pasożytów, takich jak na przykład tasiemca, glisty, motylicy
wątrobowej, które mogą występować w osadach, są niebezpieczne zarówno dla ludzi jak i
zwierząt. W przypadku wprowadzenia do gruntu osadu nie zhigienizowanego przeżywalność
niektórych drobnoustrojów kształtuje się następująco:
-
Salmonnella 7÷500 dni w glebie, 5÷40 dni na roślinach;
-
prątki gruźlicy do kilku miesięcy;
-
laseczki wąglika powyżej 50 lat;
-
pałeczki Brucella do 174 dni;
-
jaja glisty ludzkiej do 6 lat;
-
jaja tasiemców do 2 lat w glebie, do 1 roku na warzywach [Łomotowski, 1997].
Wszystkie wyżej wymienione czynniki wskazują, że o dalszej obróbce będą decydować skład
chemiczny i biologiczny. Aby móc wykorzystać osad nadmierny do celów nawozowych
niezbędna jest jego higienizacja. Przedmiotem obecnej pracy jest Autotermiczna Higienizacja
Tlenowa (ATH).
6
OMÓWIENIE LITERATURY
2. OMÓWIENIE LITERATURY
2.1
POWSTAWANIE OSADÓW PODCZAS BIOLOGICZNEGO OCZYSZCZANIA
ŚCIEKÓW
Ze względu na ochronę środowiska, właściwości sanitarne ścieków odprowadzanych do
gruntów, wód powierzchniowych, morskich, przybrzeżnych czy śródlądowych istnieje
potrzeba ich oczyszczania. Stopień oczyszczenia jest ściśle określony rozporządzeniem
Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z dnia 24 lipca 2006 roku
[Dz.U.2006.137.984]. W tabeli 1 przedstawiono przykładowe wartości wybranych
parametrów ścieków oczyszczonych.
Tabela 1. Kryteria i dopuszczalne stężenia zanieczyszczeń w ściekach oczyszczonych odprowadzanych do wód i
do ziemi dla oczyszczalni poniżej 2000RLM i powyżej 100000RLM
Wskaźnik
ChZT
BZT5
Zawiesiny
N ogólny
P ogólny
*
lub 90% redukcji
Jednostka
[mg O2/dm3]
[mg O2/dm3]
[mg/ dm3]
[mg Ncałk./ dm3]
[mg Pog/ dm3]
**
Wartość
<2.000RLM
150
40
50
30
5
lub 75% redukcji
***
Wartość
>100.000RLM
15*
125**
35*
10***
1*
lub 85% redukcji
Zanieczyszczenia obecne w ściekach występują zasadniczo w dwóch formach, a mianowicie
rozpuszczonej i koloidalnej oraz zawieszonej. W zależności od ścieków są do wyboru
następujące metody ich oczyszczania:
-
mechaniczno-biologiczne;
-
mechniczno-chemiczno-biologiczne;
W przypadku oczyszczania mechaniczno-biologicznego stopień mechaniczny, w którym
usuwane są zanieczyszczenia nierozpuszczalne, jest wstępnym etapem umożliwiającym
prowadzenie następnego - biologicznego. W przypadku tego etapu usuwane są tylko
zanieczyszczenia rozpuszczalne i koloidalne przyswajalne przez mikroorganizmy oraz
częściowo zawiesiny przez zaadsorbowanie się ich na powierzchni kłaczka. Druga z metod
jest stosowana zarówno do ścieków przemysłowych jak i bytowo-gospodarczych. W tym
przypadku etap chemiczny może następować na różnych etapach procesu w zależności od
technologii oraz rodzaju ścieków. W przypadku ścieków bytowo-gospodarczych etap
chemiczny polega na wytrącaniu trudno rozpuszczalnych osadów fosforanów, i może to
7
występować na początku procesu tzw. wstępne usuwanie (dodatek koagulanta do osadnika
wstępnego), w czasie etapu biologicznego (symultaniczne, do komory napowietrzania), przed
osadnikiem wtórnym lub równocześnie przed osadnikami wstępnym i wtórnym.
Z punktu widzenia chemicznego ścieki zawierają szereg mniej lub bardziej złożonych
związków organicznych, w których budowę wchodzą takie pierwiastki jak: C, O, N, P, H, S.
Pochodzą one głównie z produktów przemiany materii w naszych organizmach, odpadków
wyrzucanych do kanalizacji (ścieki bytowo-gospodarcze) oraz ługów poprodukcyjnych
(ścieki przemysłowe). Zawierają one także związki mineralne takie np. jak piasek, sole metali
ciężkich a w przypadku ścieków przemysłowych inne substancje szkodliwe dla człowieka i
środowiska przyrodniczego. Podstawą oczyszczania ścieków jest wstępne pozbycie się
substancji nierozpuszczalnych (oczyszczanie mechaniczne np. kraty, sita), następnie
rozpuszczalnych w procesie biologicznym, w przypadku ścieków przemysłowych przed
stopniem biologicznym następuje obróbka chemiczna (usunięcie substancji toksycznych dla
mikroorganizmów, bądź hamujących ich pracę), a następnie odprowadzenie ich do gruntu
bądź wód powierzchniowych.
Głównymi składnikami rozpuszczalnymi których się trzeba pozbyć są związki biogenne,
niezbędne do wzrostu roślin. Należą do nich związki azotu i fosforu, dlatego oczyszczanie
ścieków polega na przekształceniu związków zawierających te pierwiastki w biomasę, w
przypadku metod z osadem czynnym jest to osad nadmierny.
Azot w ściekach występuje głównie w postaci azotu amonowego powstałego z rozkładu
azotu organicznego (amonifikacja), w przypadku ścieków przemysłowych występować on
może w różnych formach. Azot amonowy jest wykorzystywany przez mikroorganizmy do
syntezy biomasy lub jest utleniany w procesie nitryfikacji do azotanów przez bakterie
Nitrosomonas i Nitrobacter. Wykorzystują one energię utlenienia oraz związki węgla zawarte
w ściekach. Nitryfikację można przedstawić reakcjami [Wojnowska-Baryła, 1997]:
2NH4+ +3O2 = 2NO2- + 4H+ + 2H2O (Nitrosomonas)
2NO2- + O2 = 2NO3- (Nitrobacter)
Następnym
etapem
jest
proces
denitryfikacji.
Część azotu
azotanowego
jest
wykorzystywana na przyrost biomasy, reszta zaś przez bakterie denitryfikacyjne. Proces ten
jest beztlenowy i polega na zdolności niektórych bakterii do korzystania z tlenu wchodzącego
w skład cząsteczki NO3-. Schematycznie można to przedstawić (jako źródło węgla przyjęto
metanol) [Wojnowska-Baryła, 1997]:
8
6NO3- + 5CH3OH = 5CO2 + 3N2 + 7H2O + 6OHInnym znanym procesem usuwania azotu amonowego i azotanowego (III) w warunkach
beztlenowych jest Anammox [Bąkowska i inni, 2006]. W procesie tym biorą udział bakterie
Anammox (np. Candidatus B. anammoxidans, Brocadia anammoxidans, Kuenenia
stuttgartiensis). Chemicznie najprostszym równaniem tego procesu jest:
NH4+ + NO2- = N2 + 2H2O
Podobnym procesem jest Ammonox. Polega na utlenieniu azotu amonowego jonami
azotanowymi (V) w warunkach beztlenowych przy udziale bakterii Ammonox. Chemicznie
można to ująć równaniem [Garuti i inni, 1992]:
5NH4 + + 3NO3- = 4N2 + 9H2O + 2H+ (Ammonox)
W przypadku fosforu jest on wbudowywany w komórki mikroorganizmów występujących
w osadzie czynnym. Stanowi on 0,6÷1,5% s.m. W metabolizmie wykorzystywany jest tylko
fosfor w formie ortofosforanów. W przypadku pewnych bakterii tlenowych możliwa jest
synteza polifosforanów i w takim przypadku zawartość P w s.m. dochodzi do 7%. Uzyskuje
się to w wyniku tzw. stresu tlenowego [Nicholls, Osborn, 1979]. Osad wstępnie napowietrza
się, przez co następuje wbudowanie fosforu w komórki, następnie osad wprowadzany jest do
komory beztlenowej gdzie następuje uwolnienie fosforanów oraz pobieranie pokarmu
(produkty kwaśnej fermentacji obecne w dopływających ściekach). Po tym procesie bakterie
fosforanowe ponownie umieszczone w warunkach tlenowych zaczynają wbudowywać fosfor
w swoje komórki korzystając z zapasów węgla pobranych w etapie beztlenowym, w ten
sposób możliwe jest wbudowanie większej ilości P [Danesh, Oleszkiewicz, 1997].
W przypadku bardzo dużej ilości fosforanów w ściekach (stosunek BZT5:P mniejszy od
20) konieczne jest stosowanie chemicznego strącania fosforanów. Najczęściej wykorzystuje
się do tego sole Fe3+, Al3+. W zależności od miejsca dozowania koagulantu osad fosforanu
jest obecny w osadzie nadmiernym lub nie [Hansen, 2002].
Podczas biologicznych procesów usuwania biogenów wiązany jest węgiel organiczny. W ten
sposób następuje przyrost biomasy, w skład której wchodzą [Buraczewski, 1994]:
-
bakterie;
9
-
mikroorganizmy nitkowate;
-
pierwotniaki (wiciowce, korzenionóżki, orzęski);
-
tkankowce (nicienie, wrotki).
Przyrasta ona w ilości 0,2÷0,8 kg suchej masy (s.m.) na kilogram usuniętych BZT5 [Kowalik,
1998]. RLM to równoważna liczba mieszkańców, czyli jednostka zanieczyszczeń przeliczona
na liczbę mieszkańców, która wytworzyłaby daną ilość ścieków, wg jednostkowego
przelicznika (60 g BZT5/d przypadająca na mieszkańca). W skali roku daje to około 500
tysięcy ton s.m., a dla osadów uwodnionych, w formie w jakiej pierwotnie powstają,
kilkanaście milionów ton rocznie. W roku 1995 w krajach Unii Europejskiej powstało około 7
mln ton s.m. osadu ze ścieków komunalnych [Karlson, 2000]. W Polsce w 2005 roku
powstało 486,1 tyś ton s.m. osadów [Eurostat, 2007], prognozy przewidują że w 2015 roku
będzie go ok. 642 tyś ton s.m [Bień, Wystalska, 2005].
10
SPOSOBY POSTĘPOWANIA Z OSADAMI NADMIERNYMI
2.2
2.2.1
Przerób osadów nadmiernych
Zagospodarowanie osadów jest powiązane z metodą wcześniejszej ich przeróbki. Surowy
osad nadmiarowy bez wcześniejszej przeróbki nie powinien być wykorzystywany. Na
przykład, celem rekultywacji gruntów osad wstępnie musi być zagęszczony, odwodniony i
zhigienizowany. Nawet składowanie musi być poprzedzone odwadnianiem. Podstawowe
kierunki przerobu osadów omówiono wyczerpująco w kilku monografiach, poradnikach i
artykułach przeglądowych [Bień 1998, Bień, Wystalska, 2005; Oleszkiewicz, 1998; Fytili,
Zabaniotou, 2008].
Zagęszczanie i odwadnianie
Osady powstające w wyniku biologicznego oczyszczania ścieków są wielofazowymi
układami polidyspersyjnymi, gdzie fazą rozpraszającą jest ciecz nadosadowa (woda z
rozpuszczonymi w niej substancjami). Do wstępnej obróbki zaliczane jest zagęszczanie i
odwadnianie osadu. Ma ono na celu zmniejszenie zawartości wody, co prowadzi do bardzo
dużej redukcji objętości, a zatem też zmniejszeniu kosztów dalszej przeróbki bądź
składowania. Woda w osadach ściekowych występuje jako [Bień, Bień, 2003]:
-
woda wolna, zajmuje przestrzeń między cząstkami osadu;
-
woda półzwiązana fizycznie, znajduje się wewnątrz kłaczków osadu;
-
woda związana w koloidach siłami elektrycznymi występującymi na granicy faz;
-
woda kapilarna, związana siłami adhezji i kohezji;
-
woda związana chemicznie, wbudowana w cząsteczki związków chemicznych;
-
woda związana biologicznie, występująca w komórkach mikroorganizmów;
Podczas odwadniania można usunąć wodę wolną oraz częściowo wodę półzwiązaną fizycznie
i związaną w koloidach. Na rysunku 1 przedstawiono zmianę objętości osadu w funkcji
uwodnienia. Zależność tą możemy opisać równaniem (1):
V2 =
V1 ⋅ (100 − U 1 )
100 − U 2
(1)
gdzie:
V1, V2 – objętość [m3]
U1, U2 – uwodnienie [%]
11
1
WZGLĘDNA ZMIANA OBJĘTOŚCI
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
99 98 97 96 95 94 93 92 91 90 89 88 87 86 85 84 83 82 81 80 79 78 77 76 75
UWODNIENIE [%]
Rysunek 1. Zmiany objętości osadu w funkcji końcowego uwodnienia [Łomotowski, 1997]
Jest to typowy przykład operacji przebiegającej według funkcji hiperbolicznej w tym
przypadku 1\x. Do ok 5% zawartości s.m. objętość osadu szybko maleje, dalej spadek jest już
nieznaczny. Wstępne zagęszczanie osadu realizowane jest najczęściej grawitacyjnie w
specjalnie wydzielonych osadnikach o odpowiedniej konstrukcji zwanych zagęszczaczami,
gdzie czas zatrzymania wynosi ok. 24 godzin. Jest szereg innych metod i urządzeń służących
do tego procesu jak na przykład zagęszczacze szczelinowe. Dalsze odwadnianie prowadzi się
w [Fytili, Zabaniotou 2008]:
-
wirówkach sedymentacyjnych wykorzystujących do odwadniania siły odśrodkowe;
-
zagęszczaczach filtracyjno-prasowych opartych na tych samych zasadach i procesach
jednostkowych jak w prasach filtracyjno-taśmowych;
-
zagęszczaczach bębnowych lub bębnowo-ślimakowych.
Zasadniczą jednak różnicą między zagęszczaniem a odwadnianiem mechanicznym jest fakt
używania koagulantów podczas tzw. kondycjonowanie osadów. Dlatego urządzenia te
dodatkowo muszą być wyposażone w stację dozowania koagulantu oraz zbiornik do
mieszania osadów z roztworem koagulantu. Najczęściej wykorzystywane są prasy filtracyjne
taśmowe, wirówki, a w niewielkich oczyszczalniach gminnych - workownice.
Kondycjonowanie
W kondycjonowanie osadów pozwala na szybsze i bardziej skuteczne usunięcie zawartej
w nim wody. Poza metodami typowo fizycznymi takimi jak: wysoka lub niska temperatura,
12
wysoka temperatura połączona z wysokim ciśnieniem, ultradźwięki, najczęściej stosowane są
preparaty chemiczne (koagulanty i flokulanty) [Mortimer, 1991; Chmielewski, 2002; Fytili,
Zabaniotou 2008].
Koagulacja polega na zneutralizowaniu ładunków elektrycznych znajdujących się na
powierzchni cząstek osadu (w podwójnej warstwie elektrycznej) i poprzez zmniejszenie lub
zlikwidowanie warstwy dyfuzyjnej stworzenie warunków do łączenia się cząstek osadu
między sobą, czyli spowodowanie flokulacji. Wykorzystuje się tu makrocząsteczki
polielektrolitu
(jest
także
koagulantem),
które
posiadają
zdolność
adsorbowania,
równocześnie kilku cząstek koloidalnych. W ten sposób powstają duże agregaty, które łatwiej
sedymentują. Ze względu na różnorodność mikroorganizmów w osadach, dawka i rodzaj
polielektrolitu jest inna dla każdej oczyszczalni i pory roku [Mortimer, 1991; Chmielewski,
2002].
Stabilizacja i dezynfekcja
Wszystkie metody stabilizowania osadów mają na celu doprowadzenie do znacznej
redukcji masy organicznej oraz powstania nowych bardziej trwałych form związków
organicznych odpornych na rozkład biologiczny bez wydzielania odorów oraz związków
szkodliwych dla środowiska. Dezynfekcja polega na unieszkodliwieniu organizmów
chorobotwórczych. Na ogół oba te procesy zachodzą jednocześnie. Stabilizacja i dezynfekcja
mogą być uzyskane w następujących procesach [Fytili, Zabaniotou 2008]:
-
biologicznych (fermentacja metanowa, tlenowa stabilizacja, kompostowanie)
-
chemicznych (wapnowanie osadów),
-
procesach termicznych (termokondycjonowanie, mokre spalanie, piroliza, spalanie
osadów.
Stabilizacja beztlenowa inaczej zwana fermentacją metanową polega na beztlenowym
rozkładzie związków organicznych przy czym wydzielany jest głównie metan, a w
mniejszych ilościach także siarkowodór i amoniak. Metoda głównie stosowana jest dla
uzyskania metanu, który jest gazem energetycznym. Musi on być oczyszczony z
siarkowodoru i innych zanieczyszczeń, aby mógł zostać wykorzystany. Wydajność procesu to
ok. 15 to 36 ml CH4/gChZT. Proces ten zalecany jest dla oczyszczalni o przepływie powyżej
10000 m3 ścieków na dobę [Cui, Jang, 1998]
Stabilizacja tlenowa polega na doprowadzeniu powietrza lub tlenu technicznego do
wydzielonych otwartych lub zamkniętych komór z osadem nadmiarowym, która dzieli się na
kilka rodzajów [Bartoszewski, Oleszkiewicz, 1998; Borowski, Szopa, 2007]:
13
-
klasyczna tlenowa stabilizacja osadu (KTSO);
-
autotermiczna termofilowa stabilizacja tlenowa (ATST);
-
wstępna autotermiczna termofilowa stabilizacja tlenowa (WATST);
-
stabilizacja symultaniczna, prowadzona równolegle z oczyszczaniem ścieków w
procesie osadu czynnego.
Proces ten polega na utlenianiu masy organicznej i na wytworzeniu po dłuższym czasie
równowagi pomiędzy biomasą obumierającą a przyrastającą.
W przypadku klasycznej i symultanicznej stabilizacji tlenowej proces ten jest prowadzony w
temperaturze otoczenia. W trakcie wydziela się ditlenek węgla, który uchodzi do atmosfery
jako obojętny dla środowiska [Bartoszewski, Oleszkiewicz, 1998; Borowski, Szopa, 2007].
Wstępna autotermiczna stabilizacja jest prowadzona powyżej 50°C w zbiornikach
zamkniętych, ze względu na fakt wydzielania się NH3. Oprócz tego wydziela się, CO2 oraz
odory. Jest stosowana jako wstępny etap przed mezofilną fermentacją metanową. Ma ona na
celu usunięcie patogenów, prowadzi do częściowej lizy bakterii oraz korzystnie wpływa na
ilość wydzielonego biogazu i stopień ustabilizowania osadu [Bartoszewski, Oleszkiewicz,
1998].
Autotermiczna termofilowa stabilizacja tlenowa w bardzo dużym stopniu przypomina
WATST z tą różnicą, że najczęściej jest to proces dwuetapowy. Ponadto czas przebywania
reaktorze jest dłuższy i wprowadza się tam większą ilość tlenu, ponieważ nie przeszkadza
tutaj zjawisko utleniania lotnych kwasów tłuszczowych (pomagają w usuwaniu patogenów)
[Bartoszewski, Oleszkiewicz, 1998].
Kompostowanie ma na celu wytworzenie kompostu, który będzie wykorzystany w
celach rolniczych, bądź rekultywacji gruntów zdegradowanych. Kompost taki musi spełniać
odpowiednie warunki pod względem zawartości metali ciężkich oraz bakteriologicznym i
parazytologicznym [Bartoszewski, Oleszkiewicz, 1998].
Utlenianie chemiczne polega na wprowadzeniu czynnika utleniającego do osadu.
Czynnikiem takim jest często ozon, stosuje się także wodę w stanie nadkrytycznym. Woda w
warunkach nadkrytycznych (374°C, 22 MPa) stanowi szczególnie korzystne środowisko dla
prowadzenia reakcji utleniania. Oksydacja w warunkach nadkrytycznych jest procesem
kosztownym. Po raz pierwszy do likwidacji osadu nadmiernego zaproponowano ją w Japonii,
gdzie wybudowano przy jednej z oczyszczalni ścieków instalację pilotującą o wydajności 10
m3/dzień [Murakami, 1998]. Zaletą utleniania w warunkach nadkrytycznych są proste
produkty rozkładu osadów, jak woda, ditlenek węgla, azot (z rozkładu związków
14
organicznych) oraz kwasy, sole lub tlenki pochodzące ze związków nieorganicznych. W
porównaniu do spalania metodą tradycyjną produkty spalania w warunkach nadkrytycznych
nie zawierają NOx, ani SOx. Zarówno eksperymenty prowadzone w małej skali jak i
laboratoryjnej dowiodły, że najlepsze wyniki uzyskuje się prowadząc proces w temperaturze
650°C. W temperaturze tej następuje całkowity rozkład substancji organicznych w ciągu 10s
[Murakami, 1998].
Dezynfekcje osadu uzyskuje się przez [Fytili, Zabaniotou 2008]:
-
napromieniowanie;
-
korektę pH (m.in. przez wapnowanie);
-
pasteryzację;
Napromieniowanie polega na umieszczeniu osadu w wiązce wysokoenergetycznych
elektronów (elektrony delta) lub promieniowania, z Co-60 lub Cs-137 [Kałuska, 2005].
Stosowane jest dla osadów po fermentacji, gdy osad odpowiada pod względem dopuszczalnej
zawartości metali ciężkich i może być wykorzystany do celów rolniczych i tylko do takich
osadów metoda ta jest proponowana [Chmielewski, Kalisz, 1995].
Zwiększenie pH zawiesiny osadu do około 12,5 powoduje zniszczenie form
przetrwalnikowych parazytów oraz bakterii chorobotwórczych. Najczęściej stosuje się mleko
wapienne Ca(OH)2, którego zawiesina mieszana jest z osadem nadmiarowym, po czym
wymagany jest jeszcze trzymiesięczny okres składowania dla uzyskania pożądanego efektu
higienizacji.
Metoda odkażania wapnem palonym CaO polega na wykorzystaniu ciepła (1160 kJ/kg
CaO) wywiązującego się podczas hydratacji tlenku wapnia wodą zawartą w osadzie
ściekowym wg równania reakcji:
CaO + H2O = Ca(OH)2 ΔH= -65,3kJ/mol
W zależności od stosunku reagentów, uzyskuje się zwykle temperaturę w granicach 55-75°C.
Temperaturę tą należy utrzymywać przez około dwie godziny, co zapewnia całkowitą
dezynfekcję [Boost, Poon, 1998].
Pasteryzacja to proces termiczny jaki polega na ogrzewaniu osadu do temperatury poniżej
100°C, ale powyżej 65°C przez okres do 30 minut w zależności od temperatury. Przy
temperaturze powyżej 80°C czas jest krótszy niż 10 minut. Problemem technicznym jest tutaj
równomierne ogrzanie osadu [Kosarwicz, 1999].
15
Procesy termiczne
Suszenie osadów polega na odparowaniu wody w suszarkach, wirówkach suszących,
prasach filtracyjno-taśmowych z suszeniem. Drugą grupę stanowią metody gdzie
wykorzystuje się naturalne procesy parowania. Służyły to tego celu tzw. poletka i laguny
osadowe, gdzie wprowadzano osady nie odwadniane. W pierwszej fazie następowało
zagęszczanie grawitacyjne, a następnie w miarę warunków pogodowych, odparowywanie
wody na skutek promieniowania słonecznego [Bartoszewski, 1998; Oleszkiewicz, 1998;
Fytili, Zabaniotou 2008]. Obecnie bardzo propagowana jest metoda suszenia szklarniowego
opracowana w Politechnice Warszawskiej.
Spopielanie osadów prowadzi do pełnego utlenienia związków organicznych w
temperaturze od 800°C do 1100°C. Wykorzystuje się tu piece obrotowe, półkowe, fluidalne
oraz przy wspólnym spalaniu osadów z odpadami miejskimi - piece rusztowe. Jest ono
korzystne, gdy wartość opałowa osadu wynosi powyżej 8.000 kJ/kg. Spalanie może nastąpić,
gdy osady są odwodnione, tj. gdy zawartość s.m. w osadzie jest wyższa niż 30% . Produktem
końcowym spalania jest popiół oraz gazy spalinowe. Gaz spalinowy zawiera pyły, NOx, SO2,
CO2, metale ciężkie. Przed wprowadzeniem do atmosfery wymaga on oczyszczenia. Popiół
stanowi około 20% s.m. osadu surowego. Może być on składowany na wysypiskach lub
wykorzystywany po przerobie [Fytili, Zabaniotou 2008].
Piroliza oznacza odgazowanie materiału w procesie gdzie jest brak tlenu. W wyniku pirolizy
wysuszonego osadu otrzymuje się produkty gazowe i ciekłe (kondensat) zawierające
składniki palne, fazę wodną z rozpuszczonymi w niej fenolami oraz koks. W zależności od
zastosowanej technologii proces prowadzi się w temperaturze od 450 do 850°C [Bandosz,
Block, 2006]
W badaniach ustalono [Blickwedel i inni, 1986], że najkorzystniejszą temperaturą do
prowadzenia procesu jest 600°C. W takich warunkach uzyskuje się odpowiednią ilość
destruktu, który swym składem przypomina ropę naftową. Produkty gazowe zawierające H2,
CO, CO2 i węglowodory do C4 są nośnikiem energii o wartości opałowej 21 MJ/m3, bądź
mogą zostać wykorzystane do syntezy organicznej. Powstający w podczas pirolizy koksik
stanowi przyjazne środowisku paliwo stałe o zawartości popiołu do 50% masowych.
2.2.2
Przyszłościowe kierunki wykorzystania osadów nadmiernych
Ze względu na różnorodność procesów technologicznych oczyszczania ścieków przy
pomocy osadu czynnego oraz charakterystykę ścieków odpad technologiczny jakim jest osad
16
nadmiarowy jest specyficzny dla danego obiektu. Z faktem tym wiąże się decyzja o metodzie
unieszkodliwiania czy zagospodarowania. Wstępnym etapem doboru metody przerobu jest
charakterystyka osadu, aby ostatecznie zdecydować, która z metod przeróbki jest
najodpowiedniejsza pod względem zarówno ekonomicznym jak i technicznym. W chwili
obecnej możemy wyróżnić następujące metody postępowania przedstawione na rysunku 2.
Najbardziej uzasadnionym jest wykorzystanie przyrodnicze, czyli zawracanie do obiegu w
przyrodzie takich pierwiastków jak: C, N, H, P, O oraz innych pierwiastków występujących w
osadach w bardzo małych ilościach. Ze względu na fakt, iż niektóre ścieki zawierają dużą
ilość tzw. zanieczyszczeń refrakcyjnych (zanieczyszczenia chemiczne nie podlegające, bądź
w bardzo minimalnym stopniu rozkładowi biologicznemu przez mikroorganizmy obecne w
osadzie czynnym) niewskazane jest ich zagospodarowanie przyrodnicze [Zarzycki,
Wielgosińska, 2003].
Bardzo ważnym warunkiem wyboru metody zagospodarowania jest też wielkość
oczyszczalni, z czym wiąże się ilość wytwarzanego osadu. Nieekonomiczne jest dla małej
oczyszczalni budowanie instalacji do pirolizy, ale alternatywą jest tu na przykład wapnowanie
i wykorzystanie przyrodnicze, bądź składowanie. Składowania dla dużej oczyszczalni, ze
względów ekonomicznych i dostępności odpowiedniego terenu nie praktykuje się.
SKŁADOWANIE
INNE
OSAD
WYKORZYSTANIE
ENERGETYCZNE
BUDOWNICTWO
WYKORZYSTANIE
PRZYRODNICZE
Rysunek 2. Metody zagospodarowania i unieszkodliwiania osadów nadmiarowych
Polityka Unii Europejskiej w sprawie gospodarki osadami zaleca następującą gradację
priorytetów [Dyrektywa 91/156/EWG]:
1. zapobieganie ich powstawaniu,
2. powtórne stosowanie,
3. recykling,
17
4. spalanie z odzyskiem energii,
5. składowanie w formie przetworzonej .
50
45
40
35
%
30
25
20
15
10
5
0
2000
2001
2002
2003
2004
Kompostowanie
7,1
6,9
6,1
4,4
6,2
2005
5,6
Zag. rolnicze
14,1
12,4
15,4
13,1
14,1
13,6
Składowanie
42,1
50,0
44,2
36,9
34,2
31,0
Spalanie
1,6
1,7
1,6
1,4
0,0
1,3
Inne
35,0
28,9
32,8
44,2
45,2
48,5
Rysunek 3 Zmiany w sposobach zagospodarowania osadów w latach 2000-2005 w Polsce [Eurostat, 2007]
Na rysunku 3 przedstawiono diagram obrazujący zmianę kierunków zagospodarowania
osadów w latach 2000-2005 w Polsce. Kierunki zmian są odmienne w stosunku do Unii
Europejskiej.
W Unii dąży się do spalania i rolniczego wykorzystania, Polska nadal jednak dużą część
osadów składuje, chociaż co jest pozytywne, z roku na rok udział procentowy maleje
[Eurostat, 2007]. Na następnym rysunku przedstawiono prognozę zmian do 2014 roku. Jak
można zauważyć w Polsce przewiduje się rolnicze wykorzystanie po wcześniejszym
kompostowaniu.
Rysunek 4 Prognoza kierunków zmian zagospodarowania osadów do 2014 roku [Monitor Polski, 2003]
18
Składowanie
Metoda ta może być wykorzystywana tylko w uzasadnionych przypadkach w niektórych
oczyszczalniach. Jest to dobre rozwiązanie dla małych oczyszczalni, gdzie w osadzie zawarte
są substancje szkodliwe w ilościach przekraczających wymaganiom dla wykorzystania
przyrodniczego. Ogólnie składowanie można podzielić na [Oleszkiewicz, 1998; Fytili,
Zabaniotou 2008]:
-
składowanie tymczasowe osadów ze względów techniczno-technologicznych przed
dalszą obróbką przez określony czas;
-
składowanie osadów jednorodnych na specjalnie przygotowanym składowisku przez
czas nieokreślony;
-
składowanie odpadów łącznie ze stałymi odpadami komunalnymi na składowiskach
komunalnych (na wysypiskach śmieci).
Tymczasowe składowanie na miejscach specjalnie do tego celu przygotowanych może
być uzasadnione względami technologicznymi na przykład podczas higienizacji mlekiem
wapiennym, gdzie wymagany jest trzymiesięczny okres składowania.
Osady zdeponowane na składowiskach ulegają humifikacji przez okres 3-5 lat. W okresie
tym ulegają higienizacji, są bezpieczne sanitarnie i mogą być wykorzystane przyrodniczo pod
warunkiem spełnienia norm na zawartość substancji toksycznych.
Zgodnie z ustawą o odpadach z 2001 roku ( z późniejszymi poprawkami), osady ściekowe
w pierwszej kolejności powinny być zagospodarowane, a w następnej składowane.
Osady kierowane na składowiska odpadów komunalnych powinny być [Dz.U.99.72.813]:
-
odwodnione;
-
ustabilizowane;
-
pozbawione częściowo organizmów chorobotwórczych;
-
tak przygotowane, aby nie powodowały niebezpiecznych odcieków.
Z punktu widzenia ekonomii osady składowane powinny być jak najbardziej odwodnione,
ponieważ opłaty za składowanie odnoszą się do masy odpadu.
Wykorzystanie energetyczne
Ta metoda ma na celu odzyskanie energii zawartej w biomasie poprzez bezpośrednie
uzyskanie energii cieplnej podczas przeróbki lub na uzyskaniu surowca energonośnego.
Odzysk ciepła wydzielającego się podczas przeróbki osadów ma miejsce podczas:
-
autotermicznej termofilowej stabilizacji tlenowej;
19
-
mokrego spalania;
-
spopielania.
Wszystkie te metody wykorzystują zjawisko utleniania materii organicznej zawartej w
osadzie czynnym, której ciepło spalania wynosi ~21,4 MJ/kg [Matsch, Drnevich, 1977; Trim,
1999; Stover, 1999; Fytili, Zabaniotou 2008].
Druga z metod opiera się na odzysku energii w postaci produktów energonośnych. W
procesach tych pozyskuje się węglowodory lub koksik. Do metod tych zaliczamy fermentację
metanową, zgazowanie wysuszonej biomasy osadu i pirolizę.
Ceramika budowlana
Osady ściekowe wykorzystywano do zwiększenia porowatości cegieł, a także jako
dodatek do agregatów betonowych, nawierzchni bitumicznych, podsypki pod budowę dróg i
różnych elementów konstrukcyjnych. Ilość osadu w masie stanowiła 16÷50% v/v „Bio-cegły”
zawierające osad w ilości do 30% v/v pierwotnej masy nieznacznie różnią się od cegieł
produkowanych metodą tradycyjną zwiększoną porowatością (niekorzystnie wpływa na
nasiąkliwość i wytrzymałość mechaniczną). Korzystną stroną tej metody jest wykorzystanie
trudno separowalnej wody zawartej w osadzie ściekowym [Prouty, 1980].
Istnieje także możliwość stosowania osadów jako dodatków do spoiw ceramicznych, przede
wszystkim ze względu na stosunkowo dużą zawartość krzemionki i innych składników
mineralnych. Zawartość tych składników przedstawiono w tabeli 2 (osady ze ścieków
miejskich i częściowo przemysłowych).
Tabela 2 Zawartość składników mineralnych w osadach ściekowych [Kordashia, Kluczewska, 2000]
Składnik
Zawartość
[%]
Si2O3
Fe2O3
Al2O3
CaO
MgO
K2O+Na2O
30,08
19,5
16,25
19,25
6,25
8,5
Z uwagi na trudności wymieszania składników konsystencja, osadu powinna pozostać raczej
półpłynna. Natomiast koszt transportu uwarunkowuje zastosowanie metody dla zakładów
budowlanych położonych w pobliżu oczyszczalni [Prouty, 1980; Weng, 2003].
Wykorzystanie przyrodnicze
Nawożenie osadami ściekowymi przysparza wielu korzyści, gdyż w odróżnieniu od
nawozów mineralnych substancje odżywcze zawarte w osadzie występuje w formie związanej
wolno uwalniającej się. Osad polepszają strukturę gleby [Jędrczak, 1998; Fytili, Zabaniotou
2008]. Poza wieloma zaletami istnieją też problemy:
20
-
ze względu na wysokie koszty transportu tereny nawożone nie mogą być zbyt
oddalone od oczyszczalni;
-
osady produkowane są przez cały rok, a użytkować można je w ograniczonych
okresach czasu;
-
ograniczenia ze względu na ilość osadów wprowadzanych do gleby;
-
szereg analiz, które trzeba przeprowadzić, aby uzyskać zgodę na wykorzystanie
przyrodnicze [Jędrczak, 1998].
Osady ściekowe zawierają szereg składników nawozowych. Analizy chemiczne 178
próbek osadów ze 162 komunalnych oczyszczalni ścieków pozwoliły na określenie średniej
zawartości składników nawozowych osadów, który przedstawia tabeli 3.
Tabela 3 Przeciętna zawartość składników nawozowych osadach nadmiernych [Maćkowiak, 2000]
Składniki nawozowe
Zawartość w osadzie [%]
N
P2O5
K2O
CaO
MgO
3,53
3,01
0,31
3,31
0,72
Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i
Leśnictwa [Dz.U.99.72.813] osady ściekowe, które mają być wykorzystane przyrodniczo
powinny się charakteryzować następującymi parametrami:
-
sposób wykorzystywania nie spowoduje uciążliwości dla ludzi, zwierząt i środowiska,
a w szczególności pogorszenia jakości wód powierzchniowych i podziemnych;
-
pod względem sanitarnym w osadach ściekowych stosowanych w rolnictwie i do
rekultywacji gruntów na potrzeby rolnicze nie wyizolowano bakterii z rodzaju
Salmonella;
-
liczba żywych jaj pasożytów jelitowych Ascaris sp., Trichuris sp., Toxocara sp. w kg
suchej masy (s.m.) osadów ściekowych stosowanych:
a) w rolnictwie - jest nie większa niż 10,
b) do rekultywacji gruntów na potrzeby rolnicze oraz na potrzeby nierolnicze jest nie większa niż 300
-
pod względem zawartości metali ciężkich (tabela 4 zawiera przykład osadów z kilku
oczyszczalni) powinny odpowiadać normom przedstawionym w tabeli 5 .
21
Wykorzystany w badaniach osad charakteryzował się dużo niższą zawartością metali ciężkich
(Załącznik 2) w odniesieniu do osadów przedstawionych w tabeli 4, oraz dużo poniżej
maksymalnych zawartości przedstawionych w tabeli 5.
Tabela 4. Przykładowe zawartości metali ciężkich w osadach [Meyer i inni, 1991; Kowalik, 1996; Maćkowiak,
1999]
ZAWARTOŚĆ [mg/kg s.m.]
METAL
Cr
Zn
Cd
Cu
Ni
Pb
GDYNIA
DĘBOGÓRZE
GDAŃSK
WSCHÓD
320
3.686
27
277
39
128
42
1.146
15
130
25
110
POLSKA
(1993-1999)
5÷491
126,1÷2426
0,2÷10
3÷634
1,7÷90
5÷315
ŚREDNIA DLA
22 OCZYSZCZALNI W POLSCE
(1977÷1980)
Z OCZYSZCZALNI
W RFN – 6800 PRÓB
8÷17075
1150÷2800
8÷562
14÷1250
3÷230
58÷2970
91
1318
3,8
330
29
158
Tabela 5. Ilość metali ciężkich dla osadów wykorzystywanych w celach rolniczych [Dz.U99.72.813]
METAL
Ołów (Pb)
Kadm (Cd)
Chrom (Cr)
Miedź (Cu)
Nikiel (Ni)
Rtęć (Hg)
Cynk (Zn)
Ilość metali ciężkich w mg/kg suchej masy osadu
nie większa niż:
Przy stosowaniu osadów w
Przy stosowaniu osadów do uprawy
rolnictwie, do rekultywacji gruntów roślin przeznaczonych do produkcji
na potrzeby rolnicze oraz do
kompostu oraz do roślinnego
kompostowania
utrwalania powierzchni gruntów
500
1500
10
50
500
2500
800
2000
100
500
5
25
2500
5000
Bardzo kłopotliwa przy tej metodzie zagospodarowania jest zawartość organizmów
chorobotwórczych, ponieważ istnieje możliwość zarażenia się nimi przez ludzi. W tabeli 6
zastawione są najbardziej typowe organizmy i choroby wywoływane przez nie. W praktyce
dla osadów bada się tylko zawartość jaj pasożytów jelitowych, w załączniku 2 przedstawiono
przykładowe wyniki badań dla osadu wykorzystywanego do badań.
22
Tabela 6. Choroby wywoływane przez organizmy obecne w osadach [Mizgajska, 2000; Kosarewicz, 1999]
Organizm
Wywołana choroba
Escherichia coli
Salmonella typhi
Salmonella paratyphi
Pozostałe Salmonelle
Shigella dysenteriae
Shigella flexnerii i inne
Glostridium botulinum
Glostridium perfringens
Vibrio cholerae
Vibrio parahaemolyticus
Inne typy Vibrio
Leptospira sp.
Mycobacterium tuberculosis
Versinia enterocalitica
Klebsiella pseudomoniae
Zapalenie jelit
Tyfus (dur brzuszny)
Paratyfus (para dur)
Zapalenie jelit
Biegunka
Biegunka
Batulizm
Zapalenie jelit
Zapalenie jelit
Cholera
Zapalenie jelit
Leptospiroza
Gruźlica
Zapalenie jelit, Artretyzm
Choroby dróg oddechowych
Enterovirus (67 typów)
Rotavirus
Parvovirus
Wirus Hepatitis A
Adenowirusy (31 typów)
Biegunki, zaburzenia w pracy serca, zapalenie opon mózgowych
Biegunki
Biegunki
Infekcyjne zapalenie wątroby
Choroby układu oddechowego, pokarmowego i błon śluzowych
Bakterie
Wirusy
Pierwotniaki
Balonitidium coli
Entamoeba histolytica
Giardia lamblea
Balantidioza
Pełzakowica
Lamblioza
Robaki pasożytnicze
Nicienie:
Ankylostoma dnodenale
Ascaria lumbricoides
Necator americanus
Entorobius vermicularis
Strongyloides stercoralis
Texocara
Trichuris Trichiura
Tasiemce:
Taenia solium
Taeniorhynchus saginatus
Hymenolepsis nana
Eichionococcus granulosus
Diphyllobothrium latuni
Przywry:
Schistomoma haemotobium
Opisthorchts
Dicrocoalium
Paragonimus westermani
Fasciola hepatica
Glonorchts
Fasciolapsis
Ankylostomatoza
Askarydoza ludzka
Ankylostomaloza
Owsica
Węgorzczyca
Glistnica psia lub kocia
Nieżyt przewodu pokarmowego
Wągrzyca mięśni
Tasiemczyca
Hyinenolopidoza
Bąblowica
Difilobotrioza
Bilharcioza
Opistorchidoza
Schorzenia dróg żółciowych
Paragonimoza
Motylica wątrobowa
Apistorchidoza
Fascjolipsidoza
23
Stawiane są też wymagania glebom, które mają być nawożone, co do zawartości w nich
metali ciężkich [Dz.U.99.72.813]. Gleba nawożona osadami nie może posiadać pH
mniejszego od 6. Bardzo istotnym parametrem są też dawki i częstotliwość stosowania osadu
jako nawozu. Uwarunkowane jest to przede wszystkim zapotrzebowaniem roślin na azot i
fosfor. Dla każdego gruntu i każdej partii osadu dawka dobierana jest indywidualnie, przy
czym ilość metali ciężkich wprowadzonych do gruntu wraz z osadem w ciągu 10 lat średnio
nie może przekroczyć wartości podanych w Dz.U.99.72.813.
Ponadto dawka osadu nie może przekraczać 10 ton s.m. na hektar nawożonego gruntu w
ciągu 5 lat. W przypadku rekultywacji gruntów na potrzeby rolnicze i nierolnicze ilości te są
odmienne. Różna jest też częstotliwość stosowania tych zabiegów co szczegółowo opisane
jest w Dz.U.99.72.813.
Ponadto oprócz metali ciężkich mogą występować mikrozanieczyszczenia szkodliwymi
związkami organicznymi. Obecności tych substancji w osadach stanowi duże zagrożenie dla
zdrowia kiedy spożywane są produkty uprawiane na glebach nawożonych takimi osadami
ściekowymi bądź innymi materiałami z nich produkowanymi. W osadach zidentyfikowano
ponad 100 związków organicznych w stężeniach powyżej 0,01 mg/kg s.m. (m.in. pozostałości
pestycydów, fenole i chlorofenole, heksachlorobenzen, polichlorowane bifenyle) [Zarzycki,
Wielgosińska, 2003].
Kompostowanie
Kompostowanie jest jedną z metod rozwiązania gospodarki osadowej zarówno dla
pojedynczych oczyszczalni bądź tez ich grup (np. kompostownia dla kilku oczyszczalni
gminnych). Kompostowanie osadów jest naśladownictwem procesów występujących w
przyrodzie podczas tworzenia się gleb a mianowicie jest to biotermiczny proces rozkładu
substancji organicznych (mineralizację a następnie humufikację) głównie przy udziale
drobnoustrojów (w mniejszym stopniu udział biorą pleśnie i grzyby – głównie w fazie
końcowej, które wytwarzają substancje działaniu antybiotycznym, wspomagającym
higienizacje) [Hassouneh, 1999]. Procesy te są intensyfikowane poprzez rozwiązania
techniczne, które stwarzają korzystniejsze warunki dla przemian metabolicznych flory
bakteryjnej (podobnie jak ma to miejsce w metodzie osadu czynnego). Proces kompostowania
składa się z trzech faz biotermicznych [Hoilink i inni, 1993, Cooperband, 2002]:
24
Faza gorąca - termofilna. W tej fazie przy udziale bakterii termofilowych następuje bardzo
intensywny rozkład substancji organicznych (utlenianie komórek osadu i dodatków), który
powoduje wzrost temperatury kompostowanej masy do 60÷75°C,
Faza mezofilna w której następuje dalszy intensywny, słabnący z czasem procesu, rozkład
substancji organicznych, co powoduje sukcesywny spadek temperatury do 30÷40°C,
Faza zimna (tzw. wygaszanie) spowolnienie procesu rozkładu substancji organicznych i
spadek temperatury do poziomu temperatury otoczenia.
W trakcie kompostowania 2/3 węgla zostaje zmetabolizowane przez florę bakteryjną na
energię i CO2. Celem jest uzyskanie kompostu, który w stosunku do osadu charakteryzuje się
polepszonymi cechami organoleptycznymi jak zapach, barwa, granulacja oraz wartość
nawozowa, następuje także redukcja wilgotności. Podwyższona temperatura procesu
prowadzi do częściowej lub pełnej higienizacji. Kompost używany jest do nawożenia,
rekultywacji lub jako materiał strukturotwórczy (polepszanie właściwości gleb). Stanowi on
naturalną rezerwę składników pokarmowych (N, P, K), uruchamianą w momentach
występowania ich deficytu w glebie [Cofta, 1998]. Wartość nawozowa kompostów jest
podwyższona poprzez zawarte w nim mikroelementy, które w homogenicznej masie
kompostowej, są rozmieszczone równomiernie i nie powodują miejscowego przedawkowania,
wpływającego szkodliwie na rośliny. Zaletami kompostu jest:
-
pozytywny wpływ na żyzność gleby;
-
polepszenie struktury gleby (rozluźnia strukturę gleb ciężkich, wiąże gleby lekkie i
piaszczyste);
-
zmniejszenie zamulenia gleby (zwiększa pojemność wodną i cieplną);
-
ciągłe dostarczanie substancji biogennych;
-
wspomaganie rozwoju życia w glebie oraz aktywności biologicznej;
-
polepszenie natleniania gleby.
Istnieją niezbędne wymagania technologiczne, które muszą być spełnione, aby proces
kompostowania przebiegał prawidłowo. Literatura mówi o następujących warunkach [Siuta,
Wasiak, 1991]:
25
-
duża zawartość części organicznych i określony stosunek osadu do materiałów
uzupełniających (strukturotwórczy, nośnik węgla organicznego, zaszczepiającego
florę bakteryjna);
-
stosunek w mieszaninie C:N = 25÷65,
-
temperatura kompostowania 55÷60°C,
-
wilgotność w mieszaninie kompostowej 50÷60%,
-
dobre doprowadzenie powietrza, 300 m3/t s.m.·h, w czasie największej aktywności i
temperaturze 60°C; średnią wartość podaje się 90÷160 m3/t s.m.·h,
-
jako skuteczny czas kompostowania przyjmuje się minimum 21 dni (czasami 30 dni),
-
długość okresu dojrzewania – 10÷30 dni,
-
zapotrzebowanie tlenu dla kompostu ustabilizowanego winno być mniejsze od 1,0÷1,5
g O2/kg s.m.·d.
W celu uzyskania produktu zhiginizowanego o dobrych parametrach konieczne jest
stosowanie dodatków zawierających węgiel organiczny (nośnika węgla organicznego).
Zarazem jest to też materiał strukturotwórczy (porotwórczy) oraz w końcowej fazie pozwala
na wzrost grzybów i pleśni. Jako dodatki stosuje się słomę zbóż, trzcinę, odpady drewna itp.
Stosowanie różnych materiałów strukturotwórczych powoduje powstawanie kompostu o
odmiennej strukturze. Dodatek trzciny Miscanthus ogiformis (pochodzi z tej samej rodziny co
Miscanthus Giganteus) do materiału strukturotwórczego (słoma pszenicy i lub konopi
siewnej) powoduje tworzenie złoża o większej porowatości i spadek oporów przepływu dla
powietrza [Dresbøll, Thorup-Kristensen, 2005].
Proces można prowadzić w pryzmach (stosach) lub urządzeniach mechanicznych
(reaktorach różnej konstrukcji). W przypadku reaktorów może to być metoda statyczna lub
dynamiczna (mechaniczne przerzucanie kompostowanej masy). Doprowadzenie tlenu może
być naturalne lub wymuszone (dodatkowe źródło sprężonego powietrza wprowadzanego
rożnymi metodami do kompostowanej masy) [Hassouneh, 1999].
Najczęściej stosowaną metodą jest kompostowanie w pryzmie z dodatkami w otwartym
terenie. Pryzmy usypywane są z osadu zmieszanego z materiałem strukturotwórczym oraz
okresowo przerzucane w celu napowietrzania i stworzenia warunków aby cała masa
przebywała w strefie gorącej. Przebieg procesu kontrolowany jest najczęściej tylko przez
pomiar temperatury, w niektórych przypadkach też przez pomiar zmian wilgotności materiału
w pryzmie. Korzystna byłaby analiza składu gazów w pryzmie aby zapobiegać powstawaniu
26
stref beztlenowego rozkładu substancji organicznej, co prowadzi do powstawania
nieprzyjemnych zapachów i obniża jakość kompostu. Wadami tej technologii są:
-
duże zapotrzebowanie terenu;
-
wydzielanie się odorów;
-
zależność od warunków atmosferycznych; szczególnie okres jesienno-zimowy
(deszcze i niska temperatura) powoduje problemy z utrzymaniem temperatury i
pożądanej wilgotności.
Małe obiekty produkują kompost, który jest niepewny pod względem sanitarnym.
Powodem są zbyt małe pryzmy (większa wrażliwość na deszcz i niską temperaturę w
niewielkiej pryzmie) w których panują nieodpowiednie warunki dla flory bakteryjnej
[Hassouneh, 1999].
Ze względu na uciążliwość zapachową w kompostowniach otwartych (zdarzają się
zaburzenia procesu – często powodem tego jest pogoda) oraz usprawnienia technologii
mieszania ostatnio skłania się coraz częściej ku kompostowaniu w reaktorach zamkniętych.
Ważnym aspektem praktycznym jest strona ekonomiczna tej technologii. Analiza kosztów
powinna uwzględniać zagadnienia:
-
inwestycyjne kompostowni;
-
eksploatacyjne kompostowni;
-
ewentualnego transportu osadu do instalacji kompostowania;
-
dodatków stosowanych przy kompostowaniu;
-
badań jakości kompostu;
-
marketingu;
-
transportu kompostu do odbiorcy.
2.2.3
Podsumowanie
Najbardziej korzystną dla środowiska metodą zagospodarowania osadów nadmiernych
jest ich wykorzystywanie przyrodnicze. Warunkiem jednak jest ich bezpieczeństwo
chemiczne (zawartość metali ciężkich oraz substancji organicznych) i biologiczne. W
przypadku rolniczego wykorzystania nie jest generowany odpad. W przypadku osadów
skażonych chemicznie najlepszym rozwiązaniem jest ich unieszkodliwienie termiczne.
Obserwując zmiany kierunków zagospodarowania i ich prognozy możemy zauważyć taką
właśnie tendencję. Najlepszą kombinacją metody oczyszczania ścieków i zagospodarowania
27
osadów jest metoda osadu czynnego z rolniczą aplikacją (poprzedzoną higienizacją).
Skuteczną metodę stanowi kompostowanie, ale niewątpliwe zalety posiada autotermiczna
higienizacja tlenowa osadów o dużej zawartości suchej masy. Zaletami higienizacji
autotermicznej jest zachowanie w osadzie co najmniej 75% węgla organicznego, krótki czas
procesu, a zarazem pełna higienizacja.
28
2.3
AUTOTERMICZNA TERMOFILOWA HIGIENIZACJA OSADU
2.3.1
Istota problemu
Trendy światowe higienizacji osadów zmierzają do termofilnej, tlenowej stabilizacji i
higienizacji osadów równocześnie. Jest to proces samorzutny po dostarczeniu tlenu do
uwodnionych osadów nadmiarowych, w których rozwijają się drobnoustroje termofilne
kosztem innych, a temperatura może dochodzić nawet do 80°C. Higienizacja może być
stabilizacją, choć nie musi, bo efektywność higienizacji zależy głównie od temperatury, z
którą ściśle związany jest czas jej trwania. W urządzeniach do stabilizacji i higienizacji w
początkowym okresie zachodzą te same procesy. Zaletą tlenowej termofilnej obróbki osadu
nadmiernego jest to, że można zakończyć ją na etapie higienizacji i nie doprowadzać do
dalszej utraty masy organicznej osadu. Osad taki można bezpośrednio użyć do rolniczego
zagospodarowania, lub poddać kompostowaniu. Według doświadczeń amerykańskich
stwierdza się, że dla jaj pasożytów czas potrzebny do ich całkowitego zniszczenia wynosi 2
godziny przy 55°C, a dwa dni w temperaturze 45°C [Mizgajska, 2000]. W związku z tym
przy planowaniu procesu trzeba określić temperaturę oraz zdecydować czy stabilizacja ma
zachodzić czy nie, wiąże się z tym czas zatrzymania, a co najważniejsze - wielkość
(pojemność) aparatu.
2.3.2
Podstawy prowadzenia procesu
Autotermiczna higienizacja tlenowa polega na utlenianiu materii organicznej powstałej z
obumarłych mikroorganizmów przez bakterie termofilowe, żyjące w temperaturze powyżej
45°C, lecz poniżej 65°C. Z punktu widzenia chemicznego reakcję tę można przedstawić
uproszczonym równaniem wychodząc od hipotetycznej materii organicznej C5H7NO2
reprezentującej osad czynny [Matsch, Drnevich, 1977; Trim, 1999; Stover, 1999]:
C5H7NO2 + 5O2 = 5CO2 + 2H2O + NH3 + energia
Jak widać z powyższego równania, podczas procesu wydziela się amoniak, który trzeba
absorbować. Jest to bardzo ważne podczas projektowania i konstruowania instalacji.
Według wielu prac [Matsch, Drnevich, 1977; Trim, 1999; Jewell, Kabrick, 1980; Kelly i inni,
2001; Stover, 1999; Denny, 1991; Bartoszewski, Oleszkiewicz, 1998, Borowski, Szopa,
29
2007] w przypadku osadów o dużym stopniu uwodnienia (95%), jednym z najważniejszych
parametrów, oprócz przenikania tlenu, jest intensywność mieszania.
Warunkiem, aby zaszła samoistnie reakcja jest dostarczenie odpowiedniej ilości tlenu.
Przyjmuje się stosunek 1,4÷4,2 kg O2 na kg usuniętych lotnych substancji organicznych
(LSO). W tabeli 7 zestawiono zalecany stosunek tlenu do usuniętych lotnych substancji
organicznych.
Tabela 7. Zalecany udział tlenu do lotnych substancji organicznych
Zalecany udział tlenu
Źródło literaturowe
kg O2/kg LSO
[Matsch, Drnevich, 1977]
1,4÷1,98
[Trim, 1999]
3,3÷4,2
1,42
[Stover, 1999]
[Sastry i inni, 1995]
1,7÷2,0
1,6÷1,8
[Gould, Raymond, 1978]
Co do osadu to powinien on pochodzić z oczyszczalni gdzie jego obciążenie jest na
poziomie 0,1÷0,15 kg BZT5/kg s.m. [Denny, 1991]. Ważnym jest też, aby osad posiadał jak
najmłodszy wiek bowiem kłaczki osadu o długim wieku zaadsorbowały na swojej
powierzchni znacznie więcej zanieczyszczeń nieorganicznych. Ciepło powstające podczas
procesu jest związane z utlenianiem materii organicznej, której ciepło spalania wynosi około
21,4 MJ/kg [Matsch, Drnevich, 1977; Trim, 1999]. Według większości autorów, higienizacja
jest pełna pod warunkiem utrzymywania temperatury na poziomie powyżej 50°C.
Dodatkowym korzystnym czynnikiem wpływającym na higienizację jest pH w granicach 8-9.
ATH osadów o zawartości s.m. na poziomie 20% jest procesem podobnym do
kompostowania. Zasadnicza różnicą jest czas i stopień humifikacji. W przypadku
kompostowania odchodów z chlewni z różnymi materiałami strukturotwórczymi [Barrington i
inni, 2003], przedstawia równania opisujące wzrost oporów przepływu w złoża oraz wpływ
rodzaju materiału na transfer tlenu. Określa także wpływ napowietrzania wymuszonego na
uzyskane temperatury. Wiadomo też, iż wzrost wilgotności masy zwiększa opory
przenoszenia tlenu, wzrost porowatości polepsza te warunki wymiany O2. Wzrost temperatury
powoduje zwiększoną emisję NH3 i CO2. Metoda, w której stosuje się deficyt potasu, wpływa
na mniejszą redukcję suchej masy przy tym samym efekcie cieplnym [Lapara i inni, 2003].
30
2.3.3
Przenikanie tlenu
Ze względu na złożony układ jakim jest napowietrzana masa osadu z materiałem
strukturotwórczym, ocena efektywności przenikania tlenu wymaga głębszej analizy. W skład
układu wchodzą: faza stała (materiał strukturo i porotwórczy), faza ciekła (woda kapilarna i
konstytucyjna - osad stanowią bakterie otoczone biofilmem cieczy) i faza gazowa (nośnik
tlenu). Wszystkie fazy biorą udział w mechanizmie przenoszenia tlenu do bakterii. Fazę stałą
należy rozpatrywać jako czynnik porotwórczy i jako element, na którym zostaje rozwinięta
powierzchnia (przyleganie osadu do cząstek materiału strukturotwórczego). Materiał
strukturotwórczy także wnosi do układu swoją florę bakteryjną i grzybową.
Fazą gazową może być powietrze atmosferyczne, powietrze wzbogacone tlenem, bądź czysty
tlen. Podczas przepływu gazu przez mieszaninę kompostową tlen przenika do komórki
bakteryjnej przez fazę wodną (cienki biofilm). Jednocześnie woda przechodzi do fazy
gazowej. W wyniku reakcji utleniania powstają gazy, które przenikają przez warstewkę
cieczy do fazy gazowej.
Mechanizm przenikania tlenu możemy podzielić na dwa etapy:
-
Etap przepływu nośnika tlenu przez warstwę porowatą masy higienizowanej (osadu i
materiału porotwórczego);
-
Transport tlenu przez biofilm otaczający komórki bakteryjne;
Metoda osadu czynnego
Ze względu na brak modelu opisującego zjawisko przenikania tlenu podczas
kompostowania, a tym bardziej autotermicznej higienizacji w pryzmie należy odnieść się do
innych, które po części odwzorowują ten proces. Podczas napowietrzania osadu czynnego
występuje zawiesina o zawartości suchej masy poniżej 1%. Rozpuszczalność tlenu w takiej
zawiesinie kształtuje się na poziomie 85-95% rozpuszczalności tlenu w wodzie. Rozbieżność
ta wynika z rodzaju i stężenia zanieczyszczeń występujących w ściekach.
Dostarczanie tlenu do komórek osadu czynnego limitowane jest szybkością utleniania
substratów organicznych. Zawartość tlenu w warstwie cieczy przylegającej do komórek musi
zawierać się w przedziale 0,1-2 mg O2/dm3, przy czym najbardziej korzystne są 2 mg O2/dm3
[Matson, Characklis, 1976].
Modeli przenoszenia tlenu w tym układzie jest kilka, a dwa najważniejsze to:
-
model przenoszenia (wnikania) masy, tzw. model chemisorpcji;
-
warstewkowy.
31
W przypadku pierwszego modelu rezultaty badań wykazują różnice 10-12% z wartościami
obliczonymi.
Najlepiej jest dopracowany model dwuwarstewkowy (rysunek 5). Wynika z niego, iż
bezpośredni wpływ na siłę napędową przenoszenia tlenu ma efekt turbulencji fazy ciekłej.
Powoduje on zwiększenie minimalnej zawartości tlenu w warstwie przylegającej do osłony
komórki do 1 mg/dm3.
Bez turbulencji
Z turbulencją
powierzchnia
międzyfazowa
powierzchnia
międzyfazowa
tlen
CS
woda
CS
tlen
wiry
woda
wiry
CL
CL
warstwa
graniczna
cieczy
warstwa
graniczna
cieczy
przerwana
Rysunek 5 Model dwuwarstewkowy [Buraczewski, 1994]
Szybkość uzupełniania deficytu tlenu rozpuszczonego w otoczeniu bakterii opisuje poniższe
równanie (2) [Buraczewski, 1994]:
dC
= K L a (C s '−C a ) − M s
dΘ
(2)
KL – współczynnik przenikania tlenu [h ]
a – stosunek rozwiniętej powierzchni międzyfazowej do objętości cieczy (A/V) [m-1]
Cs’ – zawartość tlenu rozpuszczonego w stanie nasycenia [mg O2/dm3]
Ca – zawartość tlenu rozpuszczonego [mg O2/dm3]
Ms – ilość tlenu zużywana do wzrostu komórek [mg O2/dm3]
-1
Złoża biologiczne
Przebieg przenoszenia tlenu w reaktorach z osadem czynnym i przy oczyszczaniu ścieków
metodą złóż biologicznych jest podobny. Oczyszczanie w złożu polega na przepuszczaniu
32
ścieków przez złoże wypełnione materiałem porowatym (kamienie, koks, żużel, pierścienie)
pokrytym błoną biologiczną, w skład której wchodzą mikroorganizmy występujące w osadzie
czynnym. Po błonie spływa cienka warstewka oczyszczanych ścieków, przez którą
transportowane są składniki odżywcze dla mikroorganizmów (zanieczyszczenia) oraz
wprowadzana i odprowadzana jest faza gazowa. W fazie gazowej dostarczany jest tlen z
powietrza, odprowadzane są gazy pochodzące z przemian metabolicznych flory błony.
Powietrze i ścieki wprowadzane są od góry złoża.
Teoria biofilmów
Skupiska bakterii wytwarzają cienką warstewkę ochronną oddzielającą je od środowiska
zewnętrznego. Warstewka jest wodnym roztworem biopolimerów wytwarzanych przez
komórki bakteryjne i jest jednocześnie barierą ochronną jak też miejscem, przez które
bakterie pobierają tlen. Biofilmy zawierają ponad 90% wody [Lewandowski, 2000]. Aby
określić intensywność przenoszenia tlenu wykorzystuje się mikroelektrody tlenowe,
umieszczając je w biofilmie i badając stężenie tlenu w funkcji grubości biofilmu oraz w
zależności od prędkości przepływu tlenu. W ten sposób otrzymuje się profil tlenowy (rysunek
6).
Rysunek 6 Przykład profilu tlenowego dla różnych prędkości przepływu tlenu A 0,0078 m/s B 0,064 m/s [Disrk
de Beer, 1996]
Na podstawie takich badań można wyznaczyć zależność przenoszenia tlenu od grubości
warstewki biofilmu oraz prędkości przepływu tlenu. W celu jednak sprawdzenia poprawności
uzyskanych wyników buduje się układy modelowe. Pozwalają one m.in. kalibrować
mikroelektrody oraz sprawdzenie metodyki pomiarów [Rasmussen, Lewandowski, 1998].
Wykorzystuje się też inne metody kalibracji mikroelektrod np. z wykorzystaniem
współogniskowej mikroskopii skaningowej (CSLM) [Xia i inni, 1998].
33
Badanie koncentracji masy w biofilmie dla substancji odżywczych polega na obróbce zdjęć
mikroskopowych. Najczęściej badania takie prowadzone są dla glukozy i bakterii
Pseudomonas aeruginosa, Pseudomonas fluorescens, i Klebsiella pneumoniae. Otrzymane
zdjęcia obrabia się komputerowo i na ich podstawie odczytuje się stężenie glukozy w
biofilmie [Beyenal, Lewandowski, 2000; Yang i inni, 2000, 2001].
Podobieństwa i różnice
Zasadniczą różnicą opisywanych procesów z autotermiczną termofilową higienizacją jest
podwyższona temperatura procesu. Różne są także szczepy bakterii, a co się z tym wiąże,
także produkty przemian metabolicznych. Ze względu na brak wolnej fazy ciekłej w
przypadku ATH cienki film cieczy obecny na skupiskach bakterii nie jest odnawiany jak ma
to miejsce przy oczyszczaniu ścieków obiema metodami.
Różny jest także charakter substancji rozpuszczonych w fazie ciekłej, której w przypadku
oczyszczania ścieków metodą osadu czynnego jest ponad 99%, a w przypadku ATH jest
około 80%, przy czym cała woda jest uwięziona w bakteriach i pomiędzy nimi. Faza ciekła
podczas ATH jest fazą stacjonarną, powietrze zaś fazą ruchomą.
Podczas ATH, podobnie jak w przypadku złóż zraszanych, mamy do czynienia z
rozwinięciem powierzchni poprzez zastosowanie dodatkowych środków, z uwzględnieniem
faktu iż przy higienizacji spełniają one dodatkowe funkcje.
Podsumowanie
Wstępny etap napowietrzania i jego efektywność jest limitowana porowatością złoża, a
więc jego strukturą. Przenikanie tlenu przebiega zgodnie z modelem warstewkowym. Ilość
tlenu przenikającego do bakterii będzie maleć wobec:
-
wysokiej temperatury, która zmniejsza rozpuszczalność tlenu w cieczy, również w
warstewce granicznej;
-
obecności innych gazów (CO2, NH3) w warstewce granicznej cieczy;
-
substancji powstających podczas metabolizmu bakterii termofilowych oraz podczas
lizy komórek obumierających bakterii, które zmniejszają rozpuszczalność tlenu;
-
spadku porowatości złoża, na co ma wpływ rodzaj użytego materiału strukturo
i porotwórczego oraz jego postaci (rozdrobnienie, kształt ziaren);
-
wzrostu wilgotności całej masy.
34
2.3.4
Instalacja
W większości opublikowanych prac higienizacje osadów o dużym uwodnieniu
prowadzono wielostopniowo. Osad po stabilizacji charakteryzuje się bowiem lepszymi
zdolnościami do koagulacji i flokulacji (zmniejszenie zapotrzebowania na polielektrolity)
oraz zmniejszenie pienienia się [Murthy i inni, 2000]. Aparaty są najczęściej cylindryczne,
wyposażone w elementy napowietrzające (napowietrzanie drobnopęcherzykowe) oraz
mieszadła. Nietypowa jest konstrukcja niemiecka [Deeny i inni, 1991], w której zastosowano
mechaniczne wtłaczanie powietrza do reaktora. Każdy z autorów wspomina o potrzebie
dobrej izolacji reaktora, co jest jednym z warunków, aby proces był autotermiczny.
Według własnych obliczeń przy dobrej izolacji cieplnej oraz zastosowaniu osadu o
zawartości suchej masy 4% (80% lotnych substancji organicznych) po przeprowadzeniu
bilansu energii dla dwóch mediów napowietrzających, a mianowicie powietrza i tlenu
technicznego o zawartości 95% O2. otrzymano wyniki bilansowe przedstawione w tabeli 8.
Przy użyciu prawie czystego tlenu proces biegnie jeszcze autotermicznie. Dla powietrza jest
to niemożliwe. Jednak stosując wymienniki i odzyskując ciepło zawarte w gazach odlotowych
oraz osadzie opuszczającym instalację można ten proces przeprowadzić autotermicznie z
powietrzem jako nośnikiem tlenu [Deeny i inni, 1991].
W większości przypadków medium dostarczającym był tlen lub wzbogacone powietrze.
Najlepsze jednak wyniki uzyskali autorzy niemieccy [Deeny i inni, 1991] oraz [Bartoszewski,
Oleszkiewicz, 1998] którzy dodatkowo proponowali odzysk ciepła.
Tabela 8. Bilans termiczny procesu ATH [Gould, Raymond, 1978]
Źródła i straty ciepła
Źródła:
Mieszanie
Utlenianie materii organ.
Suma
Straty:
Emisja do otoczenia
Ogrzanie osadu
Odparowanie wody
Ogrzanie gazu
Suma
Czynnik utleniający
95 % tlen [106 kJ/d]
Powietrze [106 kJ/d]
0,52
16,4
~17,0
0,49
16,4
~17,0
1,36
14,7
0,37
0,074
~16,4
1,36
14,7
6,8
1,57
~24,3
35
Po przeanalizowaniu bilansu (tabela 8) można stwierdzić iż należy ograniczyć do
minimum ilość medium napowietrzającego, ze względu na bardzo duże straty związane z
ogrzewaniem czynnika natleniającego.
Często aparatura jest dwustopniowa, przy czym pierwszy stopień pracuje w zakresie
mezofilowym, a drugi w termofilowym. Poszczególni autorzy zalecają różny czas
zatrzymania, wiąże się z tym bardzo ważny czynnik, a mianowicie wielkość instalacji. W
tabeli 9 zestawiono wyniki badań poszczególnych autorów oraz podstawowe parametry
prowadzenia procesu.
Tabela 9. Zestawienie wyników badań nad ATST wg różnych autorów
Źródło literturowe
Stęż.
[%]
Liczba
stopni
Uzyskana temp.
[°C]
pH
Czas zatrzymania
[doby]
[Matsch, Drnevich,
1977]
2,45/3,26
2
50/52*
54/50*
-
1,3/3,0*
2,3/5,0*
[Trim, 1999]
3,7
2
66
-
4
[Jewell, Kabrick,
1980]
5
1
44,5
7-7,8
3-8
[Kelly i inni, 2001]
4,1
2
Max. 66
-
7
[Stover, 1999]
-
1
55
7-8,5
-
[Denny, 1991]
4÷6
2
35-50
50-65
7,2
>8
5-6
[Bartoszewski,
Oleszkiewicz, 1998]
5÷7
2
35-50
50-65
7,2
>8
5-6
Medium
napowietrzające
Tlen 95%
1,6 kg/kg s.m.o.
Tlen
3,6 kg/kg s.m.o.
Tlen
Powietrze
0,5÷2 v/v h
20%
Tlen
+
powietrze
1,42 kg/kg s.m.o.
Powietrze
4dm3/h⋅m3 reaktor
Powietrze
4dm3/h⋅m3 reaktor
* - w układzie dwustopniowym
2.3.5
Odory
ATH towarzyszy wydzielanie się znacznych ilości amoniaku tj. 300÷500 mg NH3/m3
odprowadzanych gazów, który jest absorbowany w skruberach z wodą bądź rozcieńczonymi
kwasami. Odczyn pH=8 sprzyja wydzielaniu się amoniaku, dodatkowo sprzyjającym
czynnikiem jest też podwyższona temperatura. Oprócz NH3 w wyższych temperaturach
następuje intensyfikacja emisji odorów. Jest to bardzo poważny problem, ze względu na
potrzebę zbudowania dodatkowych biofiltrów absorpcji w roztworach kwaśnych lub adsorpcji
na węglu aktywowanym [Deeny i inni, 1991; Bartoszewski, Oleszkiewicz, 1998]. Innym
rozwiązaniem jest utlenianie np. przy pomocy O3, bądź maskowanie nieprzyjemnych
zapachów [Sastry i inni, 1995].
36
Gama zapachów jest duża, ale najmniej korzystny jest fakt, iż próg wyczuwalności jest
bardzo niski (tabela 10). Należy zwrócić uwagę na szczelność instalacji oraz wziąć pod
uwagę dodatkowe urządzenie do neutralizacji zapachów. Wstępne napowietrzanie w
warunkach mezofilowych powoduje zmniejszenie uciążliwości zapachowej podczas obróbki
termofitowej [Murthy i inni, 2000].
Tabela 10. Granice wyczuwalności dla związków obecnych w gazach odlotowych [Sastry i inni, 1995]
Związek
Rozkładająca się kapusta
Zjełczały tłuszcz
Fekalny (kału)
Zgniłe jajka
Rozkładające się rośliny
Czosnku
Ryb (śledzi)
Potu
Potu
0,0011
0,0100
0,00014
0,0470
0,0010
0,00062
Woń
Wzór
Merkaptan etylowy
Merkaptan krotylowy
Skatol
Granica
wyczuwalności
[mg/dm3]
0,00032
0,00003
0,0012
C2H5-SH
CH3CH=CHCH2SH
N
Siarkowodór
Siarczek dimetylu
Siarczek diallilu
Dimetyloamina
Kwas masłowy
Kwas walerianowy
2.3.6
H2S
(CH3)2S
(CH2CH=CH2)2S
(CH3)2NH
CH3(CH2)2COOH
CH3(CH2)3COOH
Przyjęta koncepcja działania
Autotermiczność procesu higienizacji można zwiększyć m.in. przez zwiększenie
zawartości
suchej
masy
osadu.
Mankamentem
jest
pogarszająca
się
możliwość
ujednorodniania składu (nieefektywne mieszanie). Przyjętym rozwiązaniem w części
doświadczalnej dysertacji jest zwiększenie zawartości suchej masy do 30%. W takiej sytuacji
reaktor zmienia się z kolumny barbotażowej na komorę podobną do komory kompostowej. O
ile w kolumnie osad cyrkulował w wodzie, o tyle w złożu faza wodna w kapilarach i
komórkach jest stacjonarna, zaś faza gazowa przepływa w wolnych przestrzeniach.
Szczególnie ważnego znaczenia nabiera więc dobór materiału strukturotwórczego. Obok
odpowiedniej wytrzymałości na zgniatanie w stanie mokrym musi jeszcze zabezpieczyć
utrzymanie w złożu wody kapilarnej.
Funkcją celu przeprowadzonych badań jest jak najszybsza, pełna higienizacja osadu.
Założono, że osad zhigienizowany może zostać przekazywany rolnikom, przy przestrzeganiu
wymagań dotyczących zawartości metali ciężkich w glebie.
37
MATERIAŁY POROTWÓRCZE
2.4
Podczas ATH (pryzma, reaktor) zachodzi potrzeba dodawania do przetwarzanych osadów
tzw. nośnika węgla organicznego. Ma to na celu dostarczenie łatwo przyswajalnego węgla,
wytworzenia odpowiedniego porowatego złoża (umożliwia to zachowanie odpowiednich
stosunków wodno-powietrznych w pryzmie), regulację stosunku C:N (jeden z podstawowych
warunków procesu), polepszanie właściwości otrzymanego materiału oraz często także
wprowadzenie dodatkowej flory bakteryjnej lub umożliwienie jej rozwoju. W zależności od
rodzaju użytego materiału strukturotwórczego zmienna jest szybkość procesu.
Jako nośnik węgla można stosować słomę, trzcinę, trociny, wióry, korę, zrębki drewna,
część organiczną sortowanych odpadów komunalnych, a nawet węgiel brunatny. Wybór
materiału porotwórczego uzależniony jest głównie od jego dostępności. Nie wszędzie istnieją
sortownie odpadów komunalnych, czy też trzcinowiska. W przeważającej części są to
materiały odpadowe. Jednak ze względu na rosnące zapotrzebowanie na materiały
strukturotwórcze do innych celów niż higienizacja, należy szukać nowych źródeł. Większość
wykorzystuje się jako paliwa, zaś odpady drewna są surowcem do produkcji płyt
drewnopodobnych. Ze względu na wysoką cenę tradycyjnych materiałów opałowych i
zubożenie społeczeństwa poszukuje się nowych, poprzez nowatorskie konstrukcje kotłów
pozwalających spalać cenne nośniki węgla organicznego. Popyt na nie staje się tak duży, że
odpady osiągają znaczną wartość rynkową, która jest zbyt wysoka dla zakładów zajmujących
się higienizacją. Nośniki stają się zbyt drogie, aby higienizacja była opłacalna.
Istnieje duże zapotrzebowanie na nowe materiały porotwórcze. Idealną sytuacją byłoby
gdyby zakład przetwarzania odpadów był samowystarczalny pod tym względem. Taką
możliwość stwarza trzcina Miscanthus, którą można uprawiać w oczyszczalniach
korzeniowych, bądź na poletkach osadowych. W przyjętej koncepcji oczyszczalni
produkowana jest trzcina, która będzie wykorzystywana jako materiał strukturotwórczy
podczas higienizacji osadu nadmiernego.
Za nadanie złożu odpowiedniej struktury odpowiedzialne są przede wszystkim większe
frakcje materiału strukturotwórczego, które zapewniają dobry dostęp powietrza i właściwe
natlenienie całej objętości higienizowanej masy.
Odpowiednie rozdrobnienie dodatku strukturotwórczego jest szczególnie ważne w
przypadku drewna oraz zdrewniałych części roślin. W procesie higienizacji wpływa to na:
-
zwiększenie podatności materiału strukturotwórczego na rozkład mikrobiologiczny,
-
lepsze wymieszanie składników wchodzących w skład higienizowanej masy,
38
-
zwiększenie i uśrednienie dostępności powietrza do całej objętości przerabianych
osadów.
Rozdrabnianie drewna i zdrewniałych części roślin powinno polegać na ich pocięciu,
a następnie na zmiażdżeniu i poszarpaniu, dzięki czemu zwiększa się powierzchnia
aktywności mikrobiologicznej [Siuta, Wasiak, 2000]. Na rysunku 7 przedstawiono przykład
rozwłóknionego drewna.
Rysunek 7 Fragment rozwłóknionego drewna [Siuta, Wasiak, 2000]
Bardzo ważnym warunkiem prowadzenie procesu higienizacji jest zapewnienie
odpowiedniego stosunku C:N. Zbyt niski stosunek tych pierwiastków, poniżej 20, powoduje
produkcję niestabilnego produktu, natomiast zbyt wysoki (powyżej 80) – nie pozwala na
wzrost temperatury do wymaganego poziomu. W celu zapewnienie prawidłowego przebiegu
procesu ATH stosunek C:N powinien zawierać się w granicach 25-60:1, przy czym najlepsze
efekty uzyskuje się gdy wynosi on 30:1. W stosowanych materiałach strukturotwórczych
wartość ta kształtuje się na różnym poziomie, przykłady przedstawiono w tabeli 11.
Tabela 11 Przykłady stosunku C:N w wybranych materiałach strukturotwórczych [Oleszkiewicz , 1998]
Materiał
Odpady komunalne
Wióry drewniane
Trociny
Słoma
Słoma z pszenicy
Świeże liście
Stosunek C:N
20-80
270 i więcej
442
80
128
40-80
39
Przy doborze odpowiedniego materiału strukturotwórczego należy pamiętać o tym,
że w osadach ściekowych również występują węgiel i azot:
-
osad wstępny – C:N = 11
-
osad nadmierny – C:N = 6,3.
Odpowiednią ilość i rodzaj materiału strukturotwórczego można dobrać na podstawie
zakładanego końcowego uwodnienia mieszaniny oraz gęstości osadu i gęstości materiału
strukturotwórczego. W tabeli 12 przedstawiono przykładowe obliczenia dla surowego osadu
odwodnionego o gęstości 980kg/m3, gęstości materiału strukturotwórczego 474kg/m3
i końcowego uwodnienia mieszaniny 40%. W literaturze źródłowej brak wytycznych
przygotowania mieszaniny kompostowej, stąd korzystano w tym zakresie w części
doświadczalnej z Poradnika decydenta – Gospodarka osadami ściekowymi.
Tabela 12 Przykład obliczenia ilości materiału strukturotwórczego [Oleszkiewicz , 1998]
Zawartość s.m.
placka osadu [%]
16
20
26
20
20
Zawartość s.m.
Stosunek mieszaniny
materiału
m3 materiału/m3
strukturotwórczego [%]
placka
55
3,30
55
2,75
55
1,92
45
8,33
60
2,08
Ważnym parametrem przy doborze materiału strukturotwórczego jest jego wilgotność.
Najszybciej wymaganą temperaturę higienizacji (55-60 oC) i wyższą maksymalną temperaturę
procesu (nawet ponad 77 oC) uzyskuje się stosując materiały strukturotwórcze o zawartości
suchej masy powyżej 50%. Stosowanie materiałów o zbyt wysokiej wilgotności uniemożliwia
osiągnięcie temperatur wymaganych dla prawidłowego przebiegu procesu higienizacji.
Dodatkową zaletą jest możliwość recyklingu raz wykorzystanego materiału co wykazały
badania przeprowadzone dla zrębków topolowych. W wyniku doświadczeń stwierdzono, że
mogą być one wykorzystane jeszcze przynajmniej dwa razy bez pogorszenia ich właściwości
jako materiału strukturotwórczego [Hupka i inni, 2003].
Pozyskanie łatwo dostępnego materiału strukturotwórczego posiadającego wszystkie
wymagane cechy staje się obecnie problemem, wymagającym poszukiwania nowych
rozwiązań. Odpowiedzią na te poszukiwania może być trzcina Miscanthus x Giganteus, która
40
posiada wiele walorów wskazujących na możliwość wykorzystania jej jako materiału
porotwórczego.
Rodzaje stosowanych materiałów strukturotwórczych
Podczas kompostowania oraz autotermicznej tlenowej higienizacji osadów niezbędne jest
stosowanie materiału strukturotwórczego. Pełni on bardzo ważną funkcję zarówno jako
materiał kształtujący strukturę złoża jak i nośnik łatwo przyswajalnego węgla organicznego.
Rolę materiałów strukturotwórczych w kompostowaniu mogą pełnić: słoma, trzcina, trociny,
wióry, kora, zrębki, frakcja organiczna odpadów komunalnych, rozdrobnione gałęzie z
podcinania drzew, liście świeże i wysuszone, sucha i świeża trawa, granulat z utylizacji opon
(rzadziej stosowany), nawóz z hodowli niektórych zwierząt oraz odpadowa masa roślinna,
węgiel brunatny i inne [Monitor Polski, 2003]. Najczęściej stosowane są trociny i zrębki,
odpady zielone i frakcja organiczna odpadów komunalnych oraz trzcina pospolita. Trzcina
pospolita Phragmites Australis, charakteryzuje się bardzo dobrymi właściwościami w
stosunku do innych materiałów strukturotwórczych. Używana jest najczęściej na
oczyszczalniach gdzie stosuje się doczyszczanie korzeniowe lub zbiera zimą z zamarzniętych
jezior.
Jako materiał strukturotwórczy można wykorzystać słomę wszystkich gatunków zbóż,
rzepaku oraz gryki. Słoma zbóż charakteryzuje się raczej stałym składem elementarnym w
odniesieniu do: C, O, H, N, P, K, Ca i Mg. W procesie higienizacji szczególnie ważne
są związki węgla, azotu, fosforu i potasu, które są składnikami próchnicotwórczymi
i nawozowymi. Stosunek C:N zależy od gatunku i odmiany rośliny oraz rodzaju
i intensywności nawożenia nawozami azotowymi gleby, na której wzrastała. Słoma
charakteryzuje się dodatkowo wysoką zawartością suchej masy (około 85%) [Rozmej, 1955].
Jej dotychczasowe powszechne zastosowanie w chowie zwierząt gospodarskich maleje, co
jest związane z wprowadzaniem tzw. chowu w systemie bezściółkowym. Zwiększa się więc
możliwość wykorzystania jej do innych celów.
Drewno jako dodatek strukturotwórczy może być wykorzystane pod wieloma postaciami,
do których m.in. należą zrębki (z pnia, pniaka, całego drzewa, gałęzi, odpadów tarcicy),
tarcica, kora, odpady z cięcia piłą, odpady produkcji mebli. Większość gatunków drewna
zawiera 47-50% węgla i poniżej 0,1% azotu, co daje bardzo dużą wartość stosunku C:N
wynoszącą ok. 500. Wyjątkiem mogą być odpady przemysłu drzewnego, gdzie do obróbki
tego materiału stosuje się żywicę mocznikowo-formaldehydową (do klejenia płyt
wiórowych), w których stosunek C:N wynosi około 11 [Siuta, Wasiak, 2000].
41
Odpady zieleni miejskiej, w tym roślinność trawników, listowie drzew, gałęzie z podcinania
drzew i krzewów charakteryzują się zawartością masy organicznej ponad 90% s.m., niską
zawartością azotu od 1,2 do 1,7%. Węgiel brunatny, podobnie jak odpady zieleni miejskiej,
zawiera ponad 90% części organicznych i podobnie jak drewno bardzo niską zawartość azotu.
2.4.1
Charakterystyka trzciny Miscanthus
Trzcina chińska (miskant olbrzymi, rys. 8, 9 i 10), czyli Miscanthus Sinensis Giganteus
jest jednym z 20 gatunków rodzaju Miscanthus, pochodzi z Azji, (Japoni, Kurylia Płd., Rosja,
Chiny). Miscanthus Giganteus jest krzyżówką dwóch gatunków: Miscanthus Sachariflorus i
Miscanthus Sinensis. Do niedawna w naszej części świata była traktowana jako roślina
ozdobna. Około 15 lat temu w Europie (Dania, Niemcy) zwrócono na nią uwagę ze względów
energetycznych.
Jest rośliną wieloletnią niewytwarzającą nasion, o silnie rozbudowanych podziemnych
kłączach i rozległym systemie korzeniowym (nawet do 2,5m w głąb) zapobiegającym erozji
gleb. Charakteryzuje się szczególną formą fotosyntezy, metabolizmem C-4. W naszym
klimacie u większości roślin fotosynteza przebiega wg schematu C-3, w którym podczas
asymilacji węgla przez roślinę podczas fotosyntezy 1/5-1/3 CO2 jest wydalana do atmosfery
podczas oddychania (respiracji). W przypadku metabolizmu C-4 respiracja nie występuje
[Oniśko, 1996]. Powoduje to szybki przyrost biomasy oraz tworzenie tkanki o większej
zawartości węgla. Ponadto jest niewymagająca, jeśli chodzi o wartości odżywcze. Sadzonki
uzyskuje się przez produkcję in vitro lub z kłączy, które pokazano na rysunku 8 (zapobiega to
niepożądanemu rozrostowi i mieszaniu się gatunków oraz daje gwarancje jednorodności
otrzymanych plonów) [Scurlock, 1999; Kozak, 2006].
Rysunek 8 System korzeniowy [Scurlock, 1999]
42
Rysunek 9 Miscanthus Sinensis Giganteus [Scurlock, 1999]
Rysunek 10 Młoda plantacja trzciny [Scurlock, 1999]
Maksymalny czas użytkowania plantacji sięga 10-12 lat. Już w pierwszym roku uprawy z
1 ha można uzyskać do 8 ton suchej masy. W kolejnych latach plony sięgają 25-45 ton
s.m./ha [Scurlock, 1999; Kozak, 2006, Danalatos, 2007] co jest co najmniej 10 krotnie więcej
w porównaniu z biomasą pozyskiwaną z uprawy 1ha lasu [Oniśko, 1996].
43
Uprawa i jej aspekty ekologiczne
Miscanthus dobrze adaptuje się w polskim klimacie, można uprawiać go na terenie całego
kraju. Jest to roślina odporna na suszę, długotrwały brak wilgoci może jednak wpłynąć na
obniżenie plonów. Przy normalnych warunkach pogodowych (400 - 600 dm3 opadów na 1m2
powierzchni i temperaturach ujemnych do -18 °C w okresie zimowym) uzyskuje się wysoką
odporność sadzonek, a tym samym, wydajność upraw. Dodatkową zaletą jest odporność na
szkodniki i choroby. W chwili obecnej znana jest tylko jedna choroba wirusowa powodująca
zahamowanie wzrostu i chlorozę (wrodzona lub nabyta choroba, w której wyniku następuje
niedorozwój lub brak chlorofilu, co objawia się żółknięciem, występowaniem jasnych plam
na liściach.). Choroba ta jednak nie przenosi się z rośliny na roślinę, a jedynym jej źródłem są
zakażone sadzonki [Kozak, 2006].
Analizowanie zużycia odnawialnych zasobów energii musi przebiegać w aspekcie oceny
jej oddziaływania na środowisko, aby odnieść to do możliwości rozwoju rolnictwa, nie tylko
w Europie, ale w innych regionach gdzie takie rośliny mogłyby być uprawiane. W Portugalii
oszacowano możliwości produkcji Miscanthusa przez zastosowanie kryteriów bilansu
energetycznego, emisji gazów cieplarnianych i gazów powodujących kwaśne deszcze, bilansu
składników w glebie i wody oraz erozji powierzchni ziemi [Fernando, Santos Oliviera 2002].
Zastosowana metodologia oceny produkcji Miscanthusa w Portugalii pokazała pozytywne
aspekty dla środowiska.
Podsumowując, wysoki zysk energetyczny wskazuje, że Miscanthus jest dobrym
alternatywnym źródłem energii odnawialnej oraz pozwala zaoszczędzić kopalne źródła
energii. Ostateczny bilans emisji gazów spalinowych był także korzystny, przyczyniający się
do redukcji globalnego efektu cieplarnianego i kwaśnych deszczów. Nadmiar N i K może
przyczynić się do wzbogacenia gleby w te składniki odżywcze, ale również może stanowić
zagrożenie związane z zanieczyszczeniem wód i gleby przez wypłukiwanie i rozproszenie
pyłu. Lepsze wyniki mogłyby być otrzymywane, jeśli nawozy zostałyby stosowane w
odpowiednich dawkach. Najwyższe ryzyko erozji występują przed wzrostem, kiedy
występuje brak pokrycia ziemi przez rośliny [Fernando, Santos Oliviera, 2002].
Właściwości energetyczne
W związku z zaostrzającymi się wymaganiami w zakresie ochrony powietrza
atmosferycznego, tradycyjne paliwa zostają zamieniane na gaz i olej opałowy. Jednak, z
powodu rosnących cen konwencjonalnych paliw oraz cen transportu węgla i koksu rośnie
44
zainteresowanie biopaliwami dostępnymi w najbliższym otoczeniu. Takimi paliwami mogą
być odpady drzewne, odpady domowe i przemysłowe, ale może to być również słoma, rośliny
energetyczne typu trzcina Miscnathus, wierzba.
Szczególnym wielkim atutem roślin energetycznych jest ich duży przyrost roczny oraz
wysoka wartość opałowa, porównywalna, nawet wyższa od drewna. Stosunek wartości
opałowej węgla do biopaliw wynosi w przybliżeniu 1,5:1.
Emisja SO2 i NOx podczas spalania jest mniejsza w porównaniu z tradycyjnymi paliwami
kopalnymi takimi jak na przykład węgiel brunatny czy kamienny. Wynika to z faktu niskiej
zawartości siarki i azotu. Skład elementarny wybranych paliw ujęto w tabeli 13. Trzcina pod
względem składu elementarnego i wartości opałowej podobna jest do słomy pszennej.
Tabela 13 Właściwości wybranych paliw [Rozmej, 1955; Score, 1997; Alakangas, 2000; Hurter, Nonwood,
2006; Jenkins, Lord i inni, 2007]
Zawartość [% wag.]
Składniki
Trzcina
Trzcina
Drewno
pospolita Miscanthus iglaste
Słoma
pszenna
Torf
wysoki
Węgiel
kamienny
Węgiel
40,4
53,31
49,9
48,1
55
68-95
Tlen
37,2
41,59
42,9
43,0
36,5
2,5-18
Wodór
4,9
4,63
6,2
6,1
5,4
2,5-5,5
Azot
0,3
0,21
do 1
1,2
1,5
do 1,0
Siarka
0,05
0,11
-
0,28
0,3
0,5-1,2
Krzemionka
2
3,12-3,46
3,86
1,8
0,8
-
Woda
14,5
14
15-20
15
40
1-12
Popiół
2,6-3
4,7-4,9
0,2-6
4
4
5-20
Podobnie jak dla słomy pszennej, zawartość popiołu dla trzciny Miscanthus jest mniejsza w
porównaniu z węglem kamiennym. Porównując średnie wartości opałowe przedstawiane w
tabeli 13 dla węgla i trzciny Miscanthus możemy obliczyć, że aby otrzymać tą samą ilość
ciepła jak z tony węgla, musimy spalić ~1,5 tony trzciny, przy czym emisja gazów i popiołu
będzie niższa dla trzciny Miscanthus [Score, 1997].
Oprócz korzyści w ochronie środowiska wynikających z emisji gazów, zapobiegamy
także powstawaniu odpadów organicznych typu trzcina, słoma itp. Materiały te mogą zostać
spalone lub wykorzystane w inny sposób np. jako materiał strukturotwórczy.
45
Tabela 14 Wartość opałowa wybranych paliw stanie suchym [Score, 1997, Alakangas 2000, Szlachta 2006]
Biopaliwo
Wartość opałowa
[MJ/kg]
Słoma pszenna
17,3
Słoma jęczmienna
16,1
Drewno opałowe
19,0
Torf
21,6
Węgiel kamienny
16,5-29,3
Węgiel brunatny
7,5-21
Trzcina Miscanthus
18
Rozdrabnianie
W wyniku rozdrabniania, ze względu na budowę kłącza i jego właściwości (twardość,
kruchość), w stanie suchym otrzymujemy proste drzazgowate cząstki o ostrych zakończeniach
oraz oddzieloną tkankę miękiszową ze środka kłącza [Oniśko, 1996]. Sam proces możemy
podzielić na dwie fazy: wstępną i właściwą, przy zaznaczeniu iż może występować od razu
druga. Metody rozdrabniania możemy podzielić na dwie grupy w zależności od sposobu
zbioru. Do pierwszej grupy zaliczamy wszystkie metody, w których materiał jest
rozdrabniany po zbiórce i powiązaniu w snopy bądź sprasowany. Trzcina jest ścinana i
wiązana w snopki lub formowana w baloty przy użyciu prasy podobnej do urządzenia
wykorzystywanego w rolnictwie do zbiórki słomy [Kozak, 2006], rys. 11.
W tej grupie mają zastosowanie: rębaki (np. do gałęzi), młyny nożowe przeróżnej
konstrukcji, młyny młotowe, urządzenie przypominające budową sieczkarnie. Młyny mogą
być stosowane do rozdrabniania całych roślin, bądź wstępnie rozdrobnionych np. w rębaku.
Najlepsze wyniki pod względem stałości wielkości uziarnienia uzyskuje się w młynach
tnących z podwójnie ukośnymi krawędziami tnącymi [Kursawe, 2000].
46
Rysunek 11 Prasowanie trzciny w Niemczech [Scurlock, 1999]
Druga metoda polega na ścinaniu połączonym z jednoczesnym rozdrabnianiem. W tej
metodzie zastosowanie mają urządzenia, które konstrukcyjnie stanowią połączenie rębaka z
kombajnem (np. kombajnu do zbioru kukurydzy na kiszonkę) [Kozak, 2006], rys 12. Jest to
najczęściej stosowana metoda wstępnego rozdrabniania, wyjątkiem jest sytuacja, kiedy trzeba
pozyskać materiał o konkretnej granulacji.
Rysunek 12 Zbiór trzciny w Niemczech za pomocą rozdrabniarki o przystosowanej konstrukcji [Scurlock, 1999]
47
Zastosowanie Miscanthus Giganteus
W Polsce Miscanthus po raz pierwszy pojawił się w ogrodach jako roślina ozdobna.
Mimo ubogich kwiatostanów stanowi piękną ozdobę ogrodów, szczególnie jesienią (rysunek
9). Roślina ta może być wykorzystywana w przemyśle meblowym, chemicznym,
celulozowym, budownictwie, ogrodnictwie, energetyce, likwidacji rozlewów olejowych.
Może ona służyć do produkcji, na przykład, płyt wiórowych, papieru, w produkcji polimerów
podlegających biodegradacji oraz jako surowiec energetyczny. W Danii i Niemczech
powstały elektrociepłownie, korzystające z trzciny jako paliwa. Masa roślinna spalana może
być bezpośrednio lub przetworzona w procesach gazyfikacji lub pirolizy. Ze 100kg biomasy
otrzymujemy 20,5kg koksiku, 20,5kg fazy olejowej oraz 10kg gazów [Bridgwater,
Peacocke, 2000].
Miscanthus ze względu na wysoką zawartość celulozy i ligniny stanowi surowiec
stosowany przy produkcji materiałów budowlanych. Obecnie można wyróżnić trzy
podstawowe kierunki wykorzystania trzciny w budownictwie [Kursawe, 2000]
1. produkcja materiałów budowlanych – masa zarobowa, cegła niewypalana, zaprawa
tynkarska, cegła szamotowa – dodatek trzciny Miscanthus poprawia właściwości
tłumiące, izolacyjne, odporność na zginanie i nacisk i podatność na tworzenie się rys i
pęknięć
2. płyty wiórowe– izolacyjne [Oniśko, 1996] np. podkłady pod tynk, na podbicia
dachowe
3. gont z trzciny chińskiej – domy wczasowe, stajnie dla koni, zadaszenie i ozdoba
balkonów
Wysoka zawartość celulozy stwarza możliwość wykorzystana trzciny Miscanthus
do produkcji papieru. Po oddzieleniu liści i gąbczastego wnętrza łodyg uzyskuje się bogaty
we włókna materiał, który rozwłókniany jest metodą termomechaniczną (środowisko
alkaliczne lub zbliżone do obojętnego) [Oniśko, 1996].
Jako materiał strukturotwórczy w higienizacji osadów ściekowych trzcina Miscanthus
zastosowana została po raz pierwszy w niniejszej pracy.
2.4.2
Podsumowanie
Trzcina Miscanthus Giganteus posiada właściwości, które sugerują, że może nadawać się
jako materiał strukturotwórczy. Badania nad trawą Miscanthus ogiformis, która jest z tej
samej rodziny wykazują dobre właściwości strukturotwórcze w kompostowaniu [Dresbøll,
48
Thorup-Kristensen, 2005]. Brak jest danych wytrzymałościowych w stanie suchym i mokrym.
Brak jest także doniesień na temat badań wytrzymałości struktury przestrzennej na
odkształcenia. Trzcina Miscanthus jest materiałem przyjaznym środowisku z tego względu, że
wysycha nawet do 80-85% suchej masy (zbiór zimą w okresie mrozów) [Kordashia i inni,
1991; Huisman, 1994]. Mniejsza wilgotność wpływa na zmniejszenie kosztów transportu oraz
jest korzystna dla osadów trudniej odwadnianych, co ma znaczenie podczas ustalania składu
złoża.
2.5
PODSUMOWANIE
Technologie oczyszczania ścieków oraz technologie przeróbki osadów nadmiernych są
szeroko i wyczerpująco omówione w literaturze źródłowej, monografiach, poradnikach jak i
też w Internecie. Istnieje szereg metod zagospodarowania osadów nadmiernych, lecz sposób
ich wykorzystania jest głównie uzależniony od właściwości (głównie skład chemiczny i
podatność na higienizację) a także od wielkości oczyszczalni ścieków. Dla osadów nie
zawierających związków szkodliwych (metale ciężkie, substancje organiczne), bądź
zawierających je w niższych stężeniach (poziom stężenia jest wskazany w rozporządzeniach i
ustawach) najbardziej korzystna jest aplikacja doglebowa, oczywiście po uprzedniej
higienizacji. Jedną z częściej stosowanych jest higienizacja przez kompostowanie. Wadą tej
metody jest jednak długi czas osiągnięcia efektu (do kilku miesięcy). Podobnym procesem
pozbawionym tej wady jest, proponowana w niniejszej dysertacji, autotermiczna tlenowa
higienizacja osadów o zawartości suchej masy powyżej 8-10%. Proces ten nie został
dotychczas omówiony w literaturze.
Literatura opisuje metodę autotermicznej tlenowej higienizacji osadów nadmiernych, lecz
proces ten jest prowadzony tylko dla osadów nadmiernych o zawartości s.m. poniżej 5%. W
literaturze nie opisano przenoszenia tlenu w układach zawierających osad o większej
zawartości suchej masy niż 3-5%, brak jest opisu wpływu poszczególnych właściwości złoża
(np. porowatość, wilgotność) na proces higienizacji (temperatura, skład gazów). Dostarczenie
dodatkowego powietrza jest celowe, lecz w literaturze jest brak wskazań technologicznych
jak kontrolować i jak dozować powietrze aby proces był efektywny.
W ATH wymagane jest dodawanie materiału strukturotwórczego. Literatura opisuje
szereg różnych materiałów, które mogą pełnić ich rolę. Szereg z nich jest bardzo dobrze
scharakteryzowana po względem właściwości fizykochemicznych. Brak jest natomiast takiej
analizy dla trzciny Miscanthus Gigantheus, w tym pod względem właściwości
49
energetycznych, składu chemicznego i wysokości plonów. Porównując z innymi materiałami
strukturotwórczymi można założyć, że trzcina będzie dobrym materiałem strukturotwórczym.
Brak jest jednak doniesień na temat wykorzystania trzciny Miscanthus Gigantheus jako
materiału strukturotwórczego w higienizacji osadów zaproponowaną metodą. W tym
odniesieniu w części eksperymentalnej dysertacji przedstawiono m.in. wyniki szeregu badań
fizykochemicznych trzciny Miscanthus Giganteus w odniesieniu do trzciny pospolitej
Phragmites Australis. Istotnym elementem nowości wykonanych badań jest ocena
wytrzymałości trzciny w stanie suchym i mokrym.
50
CEL I ZAKRES PRACY
3. CEL I ZAKRES PRACY
Celem pracy było zaproponowanie parametrów procesowych dla autotermofilowej
higienizacji tlenowej (ATH) osadów nadmiernych o zawartości suchej masy powyżej 8%, a
tym
samym
umożliwienie
rolniczego
zagospodarowania
osadów
nadmiernych
z
biologicznego oczyszczania ścieków komunalnych i przemysłowych, przy czym założono, że
proces higienizacji tlenowej nie musi być połączony z kompostowaniem. Opracowując
technologię autotermicznej higienizacji tlenowej przy wysokiej zawartości suchej masy,
wzięto pod uwagę maksymalne skrócenie czasu zatrzymania osadu w reaktorze, a tym samym
zmniejszenie rozmiarów urządzeń. Zadanie to realizowane było poprzez:
-
Charakterystykę fizykochemiczną i fizykochemiczną powierzchni wysuszonych
osadów nadmiernych;
-
Charakterystykę fizykochemiczną trzciny Miscanthus
-
Określenie przydatności trzciny Miscanthus jako materiału strukturotwórczego i
nośnika węgla w autotermicznej tlenowej higienizacji osadów nadmiernych;
-
Określenie wpływu właściwości złoża na przenoszenie tlenu przez wyznaczenie
krzywych temperaturowych oraz krzywych zmian zawartości CO2 i NH3 w gazach
odlotowych;
-
Opracowanie metodyki pomiarowej oznaczania zawartości CO2 i NH3.
Omówiony w pracy sposób kompostowania z wykorzystaniem trzciny Miscanthus Giganteus
jako materiału strukturotwórczego charakteryzuje się:
-
stosowaniem materiału strukturotwórczego o pożądanym rozwinięciu powierzchni;
-
wysoką zawartością suchej masy osadu nadmiernego;
-
krótkim czasem higienizacji;
-
skorelowaniem właściwości złoża ze składem gazów odlotowych;
-
uwzględnieniem właściwości wytrzymałościowych materiału strukturotwórczego
suchego i mokrego.
Część badawcza została podzielona na kilka niezależnych rozdziałów. Każdy rozdział
stanowi zamknięty cykl badań z opisaną metodyką badawczą, układem badawczym i dyskusją
wyników wraz z podsumowaniem. Na taki układ pracy zdecydowano się gdyż metodyki
badawcze substratów procesu higienizacji (tzw. osadu i trzciny) są odmienne. Dalszą część
51
CEL I ZAKRES PRACY
dysertacji stanowią badania procesowe. Są to trzy części, w których omówiono właściwości
osadu, właściwości trzcin oraz efektywność higienizacji z wykorzystaniem trzciny
Miscanthus jako materiału strukturotwórczego.
52
CZĘŚĆ DOŚWIADCZALNA
4. CZĘŚĆ DOŚWIADCZALNA
4.1
PARAMETRY FIZYKOCHEMICZNE OSADU NADMIERNEGO
4.1.1
Właściwości powierzchniowe
Osad po higienizacji i wysuszeniu może służyć też innym celom niż rekultywacja lub
użyźnianie gleby, np. do sorpcji rozlewów olejowych lub chemicznych na podłożu
utwardzonym. Aby ocenić właściwości sorpcyjne osadu nadmiernego próbowano wyznaczyć
kąt zwilżania dla kilku wysuszonych i rozdrobnionych próbek osadów nadmiernych. Badania
polegały na wyznaczeniu kąta zwilżania dla heptanu, oktanu i dekanu metodą wzniesienia
kapilarnego. Wyznaczono też chłonność próbek względem oleju i wody w warunkach
dynamicznych.
Podczas obozu letniego Naukowego Koła Chemików w 2005 roku prowadzono badania
nad kompostowaniem fazy olejowej, oddzielonej we wstępnej fazie oczyszczania ścieków w
Oczyszczalni Grupowej w Swarzewie. Faza olejowa zawierała zdegradowane oleje po
smażeniu i stanowiła emulsję podwójną O/W/O. Faza olejowa nie nadawała się do
wykorzystania, dlatego dodawano ją do pryzmy z nadmiernym osadem czynnym po wstępnej
fazie kompostowania (patrz: SPRAWOZDANIE Z LETNIEGO OBOZU NAUKOWEGO
NKCH WE WŁADYSŁAWOWIE W DNIACH 4-22.07.2005). Zdolność retencji fazy
olejowej przez materiał w pryzmie miała istotny wpływ na profil temperatury i na
zapotrzebowanie na tlen.
Do badań użyto osadów nadmiernych pochodzących z dwóch oczyszczalni ścieków. Osad
A z oczyszczalni ścieków typu Bioxyblok w Kościerzynie oraz osad B i C z oczyszczalni
ścieków Wschód w Gdańsku. Osad A pochodził z zagęszczenia grawitacyjnego bez użycia
koagulantu, osad B z zgęszczania mechanicznego bez użycia koagulantu, zaś osad C z jego
użyciem.
Metodyka badawcza
Zwilżalność osadów została wyznaczona metodą wzniesienia kapilarnego, polegającej na
wyznaczeniu przyrostu masy cieczy zwilżającej wypełnienie w rurce kapilarnej. Zależność
kwadratu masy cieczy zwilżającej od czasu pomiaru charakteryzuje zmodyfikowane równanie
Washburna (3) [Siebold i inni, 1997; Bachmann i inni, 2000; Desai i inni, 2001; Wolfrom i
inni, 2002]
53
m2 =
Cρ 2γ cosθ
η
t
(3)
gdzie:
m- masa cieczy penetrującej w czasie t,
ρ - gęstość cieczy,
γ- napięcie powierzchniowe cieczy,
η- lepkość cieczy,
θ- kąt zwilżania.
C- współczynnik geometryczny.
Zależność kwadratu masy cieczy od czasu pomiaru jest liniowa. Nachylenie tej krzywej
wynosi
zeru (
Cρ 2 γ cos θ
η
. Przy założeniu, że kąt zwilżania jednej z badanych cieczy równy jest
m2 η
), można obliczyć stałą C. Wartość kąta zwilżania innych cieczy może być
⋅
t ρ 2γ
wyznaczona na podstawie nachylenia krzywej oraz obliczonego C [Siebold i inni, 1997;
Bachmann i inni, 2000; Wolfrom i inni, 2002].
W praktyce spośród stosowanych węglowodorów ciekłych, jako ciecz doskonale zwilżającą
m2 η
wybrano tą która posiada największy iloczyn C cosθ , czyli największy iloczyn
.
t ρ 2γ
Zestaw pomiarowy do badania zwilżalności przedstawiono na rysunku 13. Złoże
wsypywano do rurek szklanych o średnicy wewnętrznej 5mm. Końcówkę rurki zatykano
przegrodą z siatki, która umożliwiała penetrację i zapobiegała jednocześnie wypadaniu
wypełnienia. W celu rejestracji zmian masy cieczy na szalce wagi ustawiono naczynie z
roztworem zwilżającym. W celu zmniejszenia błędu pomiaru na skutek przyrostu poziomu
cieczy w naczyniu podczas zanurzenia rurki w cieczy oraz obniżenia poziomu cieczy podczas
penetracji cieczy do złoża, zastosowano naczynie o dużej średnicy. Rurki zostały opuszczone
do cieczy zwilżającej za pomocą śruby mikrometrycznej, co umożliwia dokładną kontrolę
głębokości zanurzenia rurki oraz powtarzalność. Rurki zanurzano na głębokość 1mm.
Pomiary masy rejestrowano co 1 sekundę korzystając z programu sterującego wagą.
Wyniki i dyskusja
Na rysunku 14 przedstawiono zależności kwadratu masy cieczy od czasu pomiaru dla
złoża A dla różnych cieczy zwilżających. Heptan najszybciej penetruje do złoża a dekan –
najwolniej. Zależność kwadratu masy od czasu pomiaru dla badanych cieczy jest w dużym
zakresie liniowa zgodnie z równaniem Washburna (3).
54
Rysunek 13 Zestaw laboratoryjny do pomiaru kąta zwilżania:1-waga elektroniczna, 2-przykrywane naczynie z
cieczą zwilżającą, 3-rurka, 4-wypełnienie
0,09
Kwadrat mas y cieczy [ g 2]
heptan
dekan
oktan
0,06
0,03
0,00
0
50
100
150
200
250
Czas [ s ]
Rysunek 14 Wyniki pomiaru dla złoża A
Z wykresu na rysunku 14 wynika, że pomimo małych cząstek złoża, przejście pomiędzy
odcinkiem przyrostu masy oraz nasycenia na krzywych zależności nie jest ostre, lecz jest
bardzo łagodne. Jest to tłumaczone tym, że cząstki złoża podczas penetracji cieczy
prawdopodobnie pęczniały, co skutkowało zmianą średnicy tworzonych kapilar. Z obserwacji
wynika, że po nasyceniu cieczy wysokość wypełnienia zwiększyła się o ok. 0,05%.
Heptan został wybrany jako ciecz doskonale zwilżająca ze względu na jego największą
wartość iloczynu
m2 η
. Kąt zwilżania heptanu przyjęto jako równy 0, na podstawie,
⋅
t ρ 2γ
którego obliczono kąt zwilżania pozostałych cieczy. Otrzymane wyniki są przedstawione w
tabeli 20
55
Tabela 15 Wyniki dla złoża A
Ciecz zwilżająca
Nachylenie
Heptan
Oktan
Dekan
0,0006
0,0004
0,0003
Kąt zwilżania
[deg]
0
37,97
33,21
Lepkość dynamiczna (20°C)
[mPa*s]
0,42
0,56
0,93
W tabeli 15 zauważamy, że heptan najszybciej penetruje, krzywa ma największe nachylenie i
najlepiej zwilża złoże. Z kolei dekan, z uwagi na lepkość, penetruje najwolniej, ale zwilża
lepiej niż oktan (jego kąt zwilżania jest mniejszy niż oktanu). Z szybkości penetracji cieczy
nie wynika więc jednoznacznie jej zwilżalność [Dang-Vu, Hupka, 2002]. Szybkość
penetracji cieczy jest zależna od liczby atomów węgla węglowodorów. Im większa jest liczba
atomów węgla w cząsteczce, tym wolniej ciecz penetruje, takie obserwacje też były
potwierdzone dla przypadku złoża B i C. Z tabeli 16 wynika, że osad A ma największą
szybkość sorpcji (
m2
). Szybkość sorpcji dla osadu A jest większa od szybkości dla
t
pozostałych złóż. Gęstość upakowania złoża A jest najmniejsza i ma większą chłonność oleju.
Złoża A i C są hydrofobowe (woda nie zwilża), z kolej złoże B jest hydrofilowe (zostało
zwilżane przez wodę). Chłonność wody dla złoża B wynosi 0,48 g/g.
Tabela 16 Wyniki pomiarów sorpcji dla trzech węglowodorów
Rodzaj
osadu
Rodzaj
oleju
Gęstość
upakowania
[kg/m3]
Wysokość
wypełnienia
[m]
Czas
nasycenia
[s]
Chłonność
oleju
[g/g]
Szybkość
sorpcji
m2/t x10-2
Kąt zwilżania
[deg]
A
A
A
B
B
B
C
C
C
Heptan
Oktan
Dekan
Heptan
Oktan
Dekan
Heptan
Oktan
Dekan
841
841
841
1050
1050
1050
1050
1050
1050
0,03
0,03
0,03
0,02
0,02
0,02
0,02
0,02
0,02
127
176
224
130
179
229
134
160
182
0,51
0,48
0,56
0,39
0,35
0,34
0,38
0,35
0,30
0,060
0,040
0,030
0,017
0,010
0,006
0,014
0,009
0,006
0
38,0
33,2
0
45,9
53,8
0
40,5
44,2
4.1.2
Chłonność
Jako chłonność przyjęto ilość oleju trwale związanego z sorbentem w odniesieniu do jego
masy. Trwałe związanie rozumie się jako ilość oleju, która podejmowana jest wraz z
sorbentem z wody. Chłonność teoretyczna sorbentu jest funkcją gęstości sorbentu, jego
gęstości pozornej i gęstości oleju. Można ją przedstawić jako:
56
C=
ilość zebranego oleju
;
ilość sorbentu
C=
( DS − DP ) × DO
[g/g]
DS × D P
(4)
DS – gęstość sorbentu; DP – gęstość pozorna sorbentu; DO – gęstość oleju
Na podstawie wyznaczonej gęstości pozornej osadów oraz pozostałych gęstości obliczono
chłonności teoretyczne dla użytych sorbentów i oleju napędowego. Wynoszą one dla: osadu A
– 0,73 g/g i osadu C – 0,28 g/g. W porównaniu do innych sorbentów chłonność jest niewielka,
ale spowodowane jest to głownie niewielką gęstością pozorną, która zawiera się w przedziale
0,55-0,85 g/cm3. Dla dobrych materiałów sorpcyjnych chłonność przyjmuje się mniejszą od
0,3 g/cm3. Zależność chłonności oleju w funkcji gęstości pozornej przedstawiono na rysunku
15 sporządzonym dla osadu C. Na wielkość tą zasadniczy wpływ ma stopień rozdrobnienia,
który w przypadku użytych osadów był bardzo duży. Znaczenie ma też gęstość użytego oleju.
8
Chłonność [g/g]
7
6
5
4
3
2
1
0
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1
Gęstość pozorna [g/cm ]
3
Rysunek 15 Chłonność oleju dla osadu C w funkcji gęstości pozornej
Metodyka badawcza
Osady nadmierne po wysuszeniu do stałej masy w 105°C rozdrabniano w młynku
tarczowym. Badano chłonność wody i oleju napędowego przez osad w warunkach
dynamicznych umieszczając kolbę z wodą, olejem i sorbentem na wytrząsarce. Gęstość
pozorną wyznaczono metodą wagową przez kilkakrotne napełnianie cylindra miarowego
osadem i ważenie go.
Rozkład
wielkości
cząstek
wykonano
przez
automatyczną
analizę
obrazu
mikroskopowego ze zdjęć (rysunek 16) wykonanych za pomocą kamery cyfrowej sprzężonej
z mikroskopem optycznym.
57
Rysunek 16 Zdjęcie mikroskopowe osadu A po ekstrakcji ksylenem.
Chłonność w warunkach dynamicznych wyznaczono wg następującej metodyki.
Do kolby stożkowej zawierającej 2 dm3 wody wlewano 50 cm3 oleju napędowego i
wytrząsano przez 5 ociekał na sicie następnie dodawano 10g osadu i wytrząsano przez kolejne
5 minut. Zaolejony osad ociekał na sicie o wielkości oczek 0,5 mm przez 20 minut. Zbierano
także osad, który opadł na dno naczynia. Ilość pochłoniętego oleju i wody wyznaczano w
aparacie Dean-Stark’a stosując ksylen. W celu wyeliminowania błędu wynikającego z
możliwości wyekstrahowania składników osadu wykonano ślepą próbę z 10 g osadu i
wyznaczono poprawki na wilgoć i ubytek masy. Próbki osadów przed i po sorpcji oraz także
ślepą próbę poddano analizie rozkładu wielkości cząstek za pomocą mikroskopu optycznego
sprzężonego z kamerą cyfrową.
Chłonność wody i oleju obliczano z ubytku masy w czasie ekstrakcji, wg zależności (5-7):
Cw =
mw
[gwody/gsorbentu]
ms
(5)
Co =
mo
[goleju/gsorbentu]
ms
(6)
mo = mc − m w − m s
(7)
58
gdzie:
Cw, Co – chłonność wody i oleju;
mw – masa wody pochłoniętej przez sorbent;
ms – masa sorbentu użytego do badań;
mc – masa zaolejonego sorbentu;
mo – masa oleju pochłoniętego przez sorbent.
Wyniki i dyskusja
Na podstawie przeprowadzonych analiz uzyskano wyniki przedstawione w tabeli 17. W
przypadku osadu B nie badano chłonności ze wzglądu na fakt, iż osad ten był zbyt
hydrofilowy, co powodowało jego natychmiastowe tonięcie w wodzie. Chłonność teoretyczna
osadów w porównaniu z wyznaczoną doświadczalnie okazała się dużo mniejsza. Jest to
spowodowane pęcznieniem cząstek osadu pod wpływem oleju, wyraźnie można to zauważyć
porównując rozkład wielkości cząstek osadu A i tegoż samego osadu po ekstrakcji ksylenem
(tabela 18).
Tabela 17 Wyniki badań sorpcji dynamicznej oleju napędowego
Sorbent
osad A
osad C
pływający
tonący
pływający
tonący
Chłonność
wody
[g/g]
1,25
0,63
0,27
0,18
Chłonność oleju
[g/g]
Chłonność
teoretyczna oleju
[g/g]
1,00
0,05
1,70
0,46
0,73
0,28
Tabela 18 Rozkład wielkości cząstek dla osadów A i C
Klasa wielkości
cząstek
[µm]
Osad wysuszony
i rozdrobniony
<50
50 -100
100 -150
150 -200
200 -250
>250
90,1
8,1
1,3
0,4
0,1
0,0
<50
50 -100
100 -150
150 -200
200 -250
>250
76,4
14,5
4,2
2,7
0,5
1,7
Osad po ekstrakcji
ksylenem
Pływający
zaolejony
Tonący zaolejony
Udział procentowy
osad A
79,8
13,8
4,1
1,8
0,4
0,2
osad C
81,5
11,9
4,6
1,9
0,0
0,1
84,6
10,4
3,3
1,2
0,3
0,2
86,4
10,3
2,3
0,7
0,3
0,0
92,3
6,3
1,0
0,4
0,00
0,00
77,8
16,0
3,3
1,0
1,2
0,7
Pod wpływem ksylenu osad pęcznieje, co się objawia zwiększeniem liczby cząstek
o wielkości powyżej 50µm. Pęcznienie zmniejsza gęstość pozorną złoża, stąd wzrasta
59
chłonność a zarazem rozbieżność pomiędzy wynikami obliczeń i pomiarów. W przypadku
osadu A większe cząstki pozostają na powierzchni, zaś dla osadu C sytuacja jest odwrotna,
spowodowane jest to faktem pęcznienia cząstek osadu A pod wpływem oleju. Chłonność jest
niewielka w porównaniu do innych sorbentów, patrz tabela 19.
Tabela 19 Chłonność wybranych sorbentów w zależności od gęstości oleju
Rodzaj sorbentu
Siano
Słoma
Wióry
Bawełna
Włókna polipropylenowe
Gęstość oleju
[g/cm3]
0,832
0,889
0,832
0,832
0,889
0,656
0,886
0,832
0,895
Chłonność sorbetu
[g/g]
1,3
4,3
2,1
3,0
7,0
11,5
25,9
16,0
20,8
Sorbent otrzymany z osadów nadmiernych rozdziela się podczas sorpcji na dwie frakcje.
Posiada on dość niską chłonność, lecz można uzyskać jej wzrost stosując metodę
zwiększającą porowatość podczas suszenia.
4.1.3
Podsumowanie
Osad A jest najlepiej zwilżany przez olej oraz najszybciej sorbuje zastosowane
węglowodory. W badanych układach złoże A (o najmniejszej gęstości upakowania) ma
największą chłonność oleju. Podczas sorpcji oleju, cząstki złóż uległy pęcznieniu.
Osad C pomimo mniejszej chłonności teoretycznej wykazuje większą zdolność pochłaniania
oleju co wynika z pęcznienia cząstek osadu i zwiększanie się jego gęstości pozornej. Nie
badano chłonności osadu B, gdyż tonął w wodzie, co pozwoliło przewidzieć wyniki badań
kąta zwilżania.
Z praktycznego punktu widzenia można uznać właściwości osadu za korzystne, ponieważ
w przypadku chwilowego nadmiernego przesuszenia w którymś miejscu złoża osad nadal
będzie chłonął wodę po zwilżeniu, co pozwoli zachować warunki dla życia flory bakteryjnej.
Dodatkowo, uzyskane wyniki potwierdzają zdolność pochłaniania oleju przez osady, co
zaobserwowano w badaniach przeprowadzonych przez autora w czasie obozu Naukowego
Koła Chemików roku we Władysławowie.
60
WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNE TRZCINY MISCANTHUS
4.2
4.2.1
Metodyka badawcza
Przebadano szereg parametrów fizykochemicznych dla trzciny Miscanthus oraz dla
trzciny pospolitej Phragmites Australis jako odnośnika. Próbki trzciny Miscanthus udostępnił
Ośrodek Badawczo-Rozwojowy Przemysłu Płyt Drewnopochodnych w Czarnej Wodzie, zaś
trzcina pospolita pochodziła z oczyszczalni ścieków w Swarzewie, gdzie jest uprawiana na
poletkach osadowych. W badaniach wykorzystane były próbki trzciny Miscanthus
doprowadzone do stanu powietrzno-suchego w dwojaki sposób: suszonej w pomieszczeniu
zamkniętym - dalej nazywanej suchą oraz niesuszonej, przechowywanej po zbiorze w
warunkach atmosferycznych (pod wiatą) – dalej nazywanej mokrą. Próbki trzcin zostały
rozdrobnione w młynie nożowym typu UR 160 wyprodukowanym w Zakładach Maszyn
Chemicznych „Metalchem” w Poznaniu. Wyznaczono następujące właściwości obu trzcin:
-
Wilgotność;
-
Rozkład granulometryczny;
-
Gęstość oraz gęstość nasypową;
-
Ściśliwość złoża;
-
Wytrzymałość na zgniatanie i zginanie;
-
Zmiany wytrzymałości na zginanie po symulacji warunków higienizacji;
-
Skład elementarny;
-
Ciepło spalania.
Dodatkowo
dla
trzciny
Miscanthus
przeprowadzono
badania
właściwości
powierzchniowych (kąta zwilżania).
Oznaczenie wilgotności
Zawartość wody oznaczono metodą wagową (ubytek masy w temp. 105°C), próbki o
masie początkowej ok. 100g umieszczano w suszarce i po uzyskaniu stałej masy (ok. 24
godziny w temp. 105°C) ważono na wadze elektronicznej. Dla każdej próbki wykonano po 3
niezależne oznaczenia.
Rozkład granulometryczny
Badanie to wykonane zostało metodą analizy sitowej. Wykorzystano 7 sit o wielkości
oczek: 0,25mm, 0,5mm, 0,75mm, 1,02mm, 1,5mm, 2,5mm i 4mm. Masa początkowa
61
badanego materiału wynosiła za każdym razem 600g. Dla każdej próbki wykonano po 3
niezależne oznaczenia.
Gęstość właściwa
Próbki rozdrobnionych wstępnie trzcin suszono w temperaturze 105°C i w końcowym
etapie zmielono w młynku tarczowym typ E20 firmy ORLICÉ STRJÍRNY NÁRODNÍ
PODNIK SKUHROV n. BĔLOU. Oznaczenie gęstości wykonano metodą piknometryczną.
Do oznaczenia stałej piknometru oraz pomiaru gęstości próbek użyto metanolu cz.d.a.
(POCh). Dla każdej próbki wykonano po 3 niezależne oznaczenia.
Gęstość nasypowa
Wykonano oznaczenie gęstości nasypowej dla trzciny rozdrobnionej w młynie nożowym.
Oznaczenie wykonano dla próbek trzciny o naturalnej zawartości wilgoci i o wilgotności 60,
65 i 70% symulującej warunki złoża higienizacyjnego. Na podstawie oznaczonej wilgotności
obliczano ilość wody, jaka musi być dodana do próbki trzciny. Używano wody destylowanej,
którą powoli nawilżano trzcinę za pomocą atomizera, stale mieszając. Po dodaniu wody
próbkę pozostawiano na 1h. Pomiar polegał na luźnym wsypaniu trzciny do cylindra
miarowego. Przyjęto stałą objętość próbki równą 0,8 dm3. Następnie ważono cylinder na
wadze laboratoryjnej (RADWAG WPE600). Dla obu gatunków trzciny pomiar powtarzano
czterokrotnie.
Ściśliwość złoża
Parametr ten badano dla wilgotności: 60, 65 i 70% (symulującej warunki złoża
stosowanego do higienizacji osadu), którą uzyskiwano przez dodanie do trzciny odpowiedniej
ilości wody destylowanej. Ilość wprowadzonej wody i sposób nawilżania był analogiczny jak
dla pomiaru gęstości nasypowej. Układ badawczy składał się z trzech cylindrów miarowych i
odważników o różnej masie. Schemat zastosowanego układu badawczego przedstawia
rysunek 17.
Pomiar polegał na luźnym wsypaniu do cylindrów trzciny do objętości 0,8 dm3, na
powierzchni, której umieszczano okrągłą płytkę z blachy perforowanej o średnicy 77mm,
następnie na płytkę opuszczano swobodnie odważnik i w określonych odstępach czasu
dokonywano odczytu zmian objętości. Dla każdej wilgotności trzciny wykonywano pomiar
stosując obciążenia: 0,5kg (nacisk 1,04kPa), 1kg (nacisk 2,08kPa) i 2kg (nacisk 4,16kPa). Za
62
koniec pomiaru uważano moment, w którym przez kolejne 3 godziny nie następowała zmiana
objętości złoża.
Rysunek 17 Schemat układu badawczego do oznaczania ściśliwości:
1- odważnik, 2- cylinder miarowy, 3- płytka perforowana, 4- trzcin
Wytrzymałość na zgniatanie i na zginanie
W przeciwieństwie do pozostałych badań, tutaj wykorzystano nie rozdrobnione próbki
rośliny. Każda próbka była 10-cio centymetrowym fragmentem wyciętym ze środka innej
łodygi z pomiędzy dwóch kolanek (rysunek 18). Średnicę próbki w miejscu działania
przykładanego obciążenia mierzono za pomocą suwmiarki.
Rysunek 18 Próbki trzciny Miscanthus (po lewej) i trzciny pospolitej (po prawej)
Badania zostały wykonane na maszynie wytrzymałościowej FPZ - 100 firmy VEB Thüringer
Industriewerk Rauenstein przedstawionej na rysunku 19. Wykonano po 10 pomiarów
wytrzymałości na zgniatanie i po 10 pomiarów wytrzymałości na zginanie.
63
Rysunek 19 Maszyna wytrzymałościowa FPZ 100
Pomiar polegał na umieszczeniu próbki na podporach i opuszczeniu na nią trzpienia gnącego.
W przypadku badania trzciny Miscanthus rozstaw podpór wynosił 50mm a w przypadku
trzciny pospolitej 20mm. Rejestracja wyników polegała na odczycie maksymalnej siły
(zgniatającej i ściskającej) z tensometru wskazówkowego.
Zmiany wytrzymałości na zginanie próbek po symulacji warunków higienizacji
Spadek wytrzymałości mechanicznej trzciny w złożu, ze względu na podwyższoną
temperaturę i wilgotność wykonano dla trzciny Miscanthus oraz trzciny pospolitej jako
odnośnika. Próbki o długości 10cm przygotowanych analogicznie jak w przypadku badania
właściwości mechanicznych, podzielono na dwie części. Połowę próbek obu trzcin w celu
zasymulowania warunków panujących w złożu, poddano działaniu wody o temperaturze 80°C
przez okres 24 godzin. Próbki zostały umieszczone w termostacie laboratoryjnym o mocy
2000W. Po tym okresie wszystkie próbki zostały poddane badaniom na uniwersalnej
maszynie wytrzymałościowej Zwick/Roell Z020, pomiar w trybie zginania przy rozstawie
podpór 50mm i szybkości posuwu 50mm/min.
Oznaczenie składu elementarnego
Próbki wysuszone w suszarce w temperaturze 105°C, zostały następnie zmielone w
młynku tarczowym typ E20, a następnie ponownie wysuszone i po zabezpieczeniu przed
wilgocią oddane do analizy.
Analizę elementarną wykonano w Centrum Badań Molekularnych i Makromolekularnych
Polskiej Akademii Nauk w Łodzi. Pierwiastki: C, H, N i S oznaczono z jednej naważki przy
wykorzystaniu automatycznego analizatora EA 3000 firmy Euro Vector. Naważkę spalano w
64
atmosferze tlenu, powstające gazy w strumieniu helu po przejściu przez odpowiednie
katalizatory rozdzielano na kolumnie chromatograficznej. Rejestracja odbywała się przy
użyciu katarometru, gdzie poszczególne pierwiastki oznaczono jako CO2, H2O, N2, i SO2. Ze
względu na obecność azotu i stosowane ustawienie parametrów analizatora nie było możliwe
uzyskanie wiarygodnego wyniku zawartości tlenu w próbkach.
Oznaczenie zawartości SiO2
Próbki wykorzystane do tego oznaczenia po wysuszeniu w suszarce w temperaturze
105°C zostały zmielone w młynku tarczowym (typ E20) i ponownie wysuszone. Około 10cio gramowe naważki umieszczano w tyglu platynowym. Naważkę spalano w płomieniu
palnika gazowego, a pozostałość po spaleniu prażono w piecu w temperaturze 1000-1100°C
przez 10-15 min. Po wystygnięciu tygiel wraz zawartością ważono (pozostałość po spaleniu),
a następnie zawartość tygla zadawano 10cm3 H2F2 i 0,5cm3 stęż. H2SO4 (odczynniki cz.d.a.
POCh). Odparowywano do sucha do momentu odpędzenia dymów SO3 i prażono w piecu w
temperaturze 1000-1100°C przez 10-15 min. Odparowywanie z fluorowodorem i prażenie
powtarzano. Różnica masy po spaleniu i odparowywaniu z fluorowodorem jest równa
zawartości SiO2. Wszystkie ważenia wykonano na wadze analitycznej.
Oznaczenie ciepła spalania
Wyznaczono ciepła spalania próbek pochodzących z całych roślin i poszczególnych ich
części (łodyg, liści i w przypadku Miscanthusa miękiszu). Jako próbki całych roślin
wykorzystano materiał rozdrobniony w młynie nożowym, zaś do przygotowania próbek
poszczególnych elementów trzciny wykorzystano całe rośliny. Miękisz oddzielono od łodygi,
łodygi i liście na mniejsze fragmenty rozdrobniono nożyczkami, a następnie wysuszono w
suszarce w temperaturze 105°C i rozdrobniono w młynku tarczowym. Oznaczenie wykonano
wg normy PN-93/Z-15008/04 Odpady komunalne stałe. Badanie właściwości paliwowych.
Oznaczanie ciepła spalania i obliczanie wartości opałowej, wykorzystując automatyczny
kalorymetr KL-10 przedstawiony na rysunku 20.
65
Rysunek 20 Automatyczny kalorymetr KL-10
Do oznaczeń przygotowywano naważki o masie ~ 0,7g. Oznaczenie polegało na całkowitym
spaleniu próbki w atmosferze tlenu pod ciśnieniem 1MPa w bombie kalorymetrycznej
zanurzonej w wodzie. Odczytywano zmiany temperatury wody. Schemat bomby
kalorymetrycznej przedstawia rysunek 21.
Rysunek 21 Bomba kalorymetryczna [PN-93/Z15008/04]: 1- korpusy, 2- zakrętka, 3- uszczelka
głowicy, 4- pierścień dociskowy, 5- tygiel kwarcowy,
6- głowica, 8- przedłużacz, 9- oprawa uszczelki, 10uszczelka zaworu, 11- trzon zaworu, 12- uszczelka I,
13- korpus zaworu, 14- uszczelka II, 15- wkręt
specjalny, 16- kołek, 17- regulator zaworu
wylotowego, 18- korpus zaworu wylotowego, 19osłona zaworu, 20- wkręt dociskowy, 21- zawleczka,
22,23- tulejka zaciskowa, 24- przedłużacz elektrody,
25- podkładka, 26- złącze elektrody, 27- podkładka
zabezpieczająca, 28- obsada tygla.
Właściwości powierzchniowe trzciny Miscanthus
Wyznaczono kąty zwilżania dla próbek trzciny Miscanthus wysuszonych (105°C) i
rozdrobnionych w młynie tarczowym. Zwilżalność oznaczono metodą wzniesienia
66
kapilarnego, analogicznie jak w przypadku osadów nadmiernych (rozdział 4.1.1). Jako cieczy
penetrujących użyto: n-heptan, n-oktan, n-dekan (POCh cz.d.a.). Złoże o masie 0,224g i
wysokości 18mm usypywano w rurce szklanej o średnicy wewnętrznej 6,9mm.
4.2.2
Wyniki i dyskusja
Zawartość wody
Trzcina pospolita oraz trzcina Miscanthus, które były suszone w pomieszczeniu
zamkniętym charakteryzują się wilgotnością na podobnym poziomie, co świadczy o
zbliżonych właściwościach higroskopijnych. Trzcina Miscanthus, która po zbiorze nie była
suszona i składowana w zamkniętym pomieszczeniu, charakteryzowała się nieco większą
wilgotnością. Wyniki oznaczenia zawartości wody w próbkach trzciny przedstawiono w tabeli
20.
Tabela 20 Zawartość wody w próbkach trzciny
Materiał
Trzcina Miscanthus sucha
Trzcina Miscanthus mokra
Trzcina pospolita
Zawartość wody [%]
9%
29%
7%
Z uwagi na budowę, trzcina pospolita jest podatniejsza na suszenie. Brak wypełnienia oraz
miękka łodyga sprzyja szybszemu suszeniu.
Rozkład granulometryczny
Celem ograniczenia okręcania się łodyg wokół elementu tnącego młyna podczas
rozdrabniania trzciny Miscanthus zbadano efektywność rozdrabniania w młynie nożowym
trzcin o różnej zawartości wilgoci. Zauważono różnicę w wielkości zrębków trzciny
nazywanych dalej ziarnami. W celu porównania efektu rozdrabniania pod kątem udziału
poszczególnych frakcji wykonano analizę sitową. W tabeli 21 zebrano średnie wyniki z 3
analiz przeprowadzonych dla każdego materiału.
Uzyskane wyniki analizy sitowej dla poszczególnych materiałów zamieszczono na
wykresie całkowym (rysunek 22) i różniczkowym (rysunek 23). Ich przebiegi są podobne,
różnice występują natomiast w procentowej zawartości poszczególnych frakcji i średniej
wielkości ziaren materiału. We wszystkich próbkach największy procent stanowi frakcja,
która pozostała na sicie 2,5 mm. Trzcina Miscanthus rozdrabniana na sucho (o wilgotności
9%) posiada więcej frakcji najdrobniejszych i frakcji, która pozostała na sicie 2,5 mm, ma też
67
najmniejszą średnią wielkość ziaren. Wyniki dla Miscanthusa mokrego i trzciny pospolitej są
bardzo zbliżone.
Tabela 21 Udział procentowy poszczególnych frakcji oraz średnia wielkość ziarna
Wielkość oczek sita
[mm]
Trzcina Miscanthus
(wilgotność 9%)
Trzcina pospolita
(wilgotność 7%)
2,7
3,0
3,2
6,4
12,6
12,6
52,6
6,9
Trzcina Miscanthus
(wilgotność 29%)
Udział [%]
2,3
2,1
2,9
3,8
8,4
13,4
49,9
17,3
<0,25
0,25
0,5
0,75
1,02
1,5
2,5
4
Średnia wielkość
ziarna [mm]
2,63
3,14
2,97
2,5
1,9
3,9
2,8
11,5
13,7
48,7
15,0
Z otrzymanych wyników można wysnuć wniosek, iż korzystne jest rozdrabnianie trzciny
wysuszonej ze względu na większą zawartość drobnych i średnich frakcji, co jest korzystne
dla procesu formowania struktury złoża, jak również nie zatykanie się urządzenia
rozdrabniającego.
100
% przechodzących ziaren
90
trzcina Miscanthus sucha
80
trzcina Miscnathus mokra
70
trzcina pospolita
60
50
40
30
20
10
2,97
0
0
0,5
1
1,5
2
2,5
2,63
3
3,14
3,5
4
Wielkość oczek sita [mm]
Rysunek 22 Analiza sitowa rozdrobnionej trzciny Miscanthus i trzciny pospolitej, wykres całkowy
68
60
% zatrzymanych ziaren
50
trzcina Miscanthus sucha
trzcina Miscanthus mokra
trzcina pospolita
40
30
20
10
0
0,25
0,5
0,75
1,02
1,5
2,5
4
Rysunek 23 Analiza sitowa rozdrobnionej trzciny Miscanthus i trzciny pospolitej, wykres różniczkowy
Wyniki gęstości właściwej oznaczonej za pomocą piknometru przedstawiają się
następująco:
-
trzcina Miscanthus – gęstość 1,3 g/cm3
-
trzcina pospolita – gęstość 0,97 g/cm3
Niska gęstość trzciny pospolitej wynika z bardzo porowatej struktury cząstek trzciny. Jest to
struktura zamknięta, do której nie wniknął metanol. Stąd wartość gęstości jest mniejsza od
gęstości wody. Gęstość właściwa trzciny Miscanthus jest znacząco większa niż trzciny
pospolitej. Parametr ten ma duże znaczenie dla transportu tych materiałów.
Gęstość nasypowa
Na podstawie uzyskanych wyników można stwierdzić, że najwyższą gęstość nasypową
posiada Miscanthus rozdrabniany na sucho a najmniejszą trzcina Miscanthus rozdrabniana na
mokro. Wraz ze wzrostem wilgotności rozdrabnianego materiału wzrasta jego gęstość
nasypowa, natomiast różnice wynikają z gęstości właściwej obu gatunków trzcin oraz z
procentowej zawartości cząstek o określonych rozmiarach. Miscanthus suchy posiada
69
najwięcej ziaren o najmniejszych rozmiarach (patrz rozkład granulometryczny) i posiada
największą gęstość nasypową. Wyniki oznaczenia gęstości nasypowej zebrane są w tabeli 22.
Tabela 22 Gęstość nasypowa
Materiał
Trzcina Miscanthus
sucha
Trzcina Miscanthus
mokra
Trzcina pospolita
Wilgotność
początkowa
Gęstość nasypowa [g/cm3]
Wilgotność
Wilgotność
60%
65%
Wilgotność
70%
0,138
0,169
0,195
0,204
0,084
0,129
0,146
0,171
0,116
0,155
0,175
0,194
Ściśliwość
Na podstawie uzyskanych wyników sporządzono wykresy zależności objętości złoża w
funkcji czasu (rysunek 24, 25, 26). Początkowa objętość złoża wynosiła w każdym przypadku
0,8 dm3 przyjęte za 100%. Z wykresów zgodnie z przewidywaniami wynika, że im większa
jest wilgotność materiału tym większa jest jego podatność na ściskanie. Różnice te są jednak
na poziomie od 3 do 8%. Wilgotność trzciny Miscanthus podczas rozdrabniania nie wpływa
znacząco na ściśliwość złoża. Ogólnie można stwierdzić, że ściśliwość obu gatunków trzcin
jest na porównywalnym poziomie. Oznacza to, że obie trzciny po rozdrobnieniu
wykorzystane w złożu higienizowanego osadu mają podobne właściwości mechaniczne.
70
a)
b)
c)
Rysunek 24 Ściśliwość trzciny Miscanthus rozdrabnianej na sucho; a- nacisk 1,04MPa, b- nacisk 2,08MPa,
c- nacisk 4,16 MPa
71
a)
b)
c)
Rysunek 25 Ściśliwość trzciny Miscanthus rozdrabnianej na mokro; a- nacisk 1,04MPa, b- nacisk 2,08MPa,
c- nacisk 4,16 MPa
72
a)
b)
c)
Rysunek 26 Ściśliwość trzciny pospolitej; a- siła nacisku 1,04MPa, b- nacisk 2,08MPa, c- nacisk 4,16 MPa
73
Na rysunkach 27, 28 i 29 przedstawiono objętość po 60 minutach działania obciążenia dla
próbek trzcin o wilgotności w zakresie 60-70%.
100
95
wilgotność 70%
wilgotność 65%
wilgotność 60%
Objętość [%]
90
85
80
75
70
65
60
0
1,04
2,08
4,16
wilgotność 70%
100,0
81,3
67,5
62,5
wilgotność 65%
100,0
82,5
67,5
65,0
wilgotność 60%
100,0
84,6
73,1
67,5
Nacisk [MPa]
Rysunek 27 Wykres objętości złoża w funkcji obciążenia dla trzciny Miscanthus rozdrabnianej na sucho
100
95
wilgotność 70%
wilgotność 65%
wilgotność 60%
Objętość [%]
90
85
80
75
70
65
60
55
0
1,04
2,08
4,16
wilgotność 70%
100,0
81,9
73,1
57,5
wilgotność 65%
100,0
84,4
75,0
60,0
wilgotność 60%
100,0
85,0
75,6
60,6
Nacisk [MPa]
Rysunek 28 Wykres objętości złoża w funkcji obciążenia dla trzciny Miscanthus rozdrabnianej na mokro
74
100
95
wilgotność 70%
wilgotność 65%
wilgotność 60%
Objętość [%]
90
85
80
75
70
65
60
0
1,04
2,08
4,16
wilgotność 70%
100,0
76,9
67,5
61,9
wilgotność 65%
100,0
81,3
71,3
64,7
wilgotność 60%
100,0
82,5
72,5
68,5
Nacisk [MPa]
Rysunek 29 Wykres objętości złoża w funkcji obciążenia dla trzciny pospolitej
Widoczna jest zależność wilgotności złoża od zmiany jego objętości pod wpływem
przyłożonej siły. Większa wilgotność złoża powoduje pogorszenie jego właściwości
mechanicznych na ściskanie. Jednak można stwierdzić, iż trzcina Miscanthus rozdrabniana na
mokro nie wykazuje znacznych zmian odporności mechanicznej w zależności od wilgotności
złoża co spowodowane jest większą zawartością grubszych frakcji.
Wytrzymałość na zgniatanie
Wyniki oznaczenia wytrzymałości na zgniatanie (maksymalna siła zgniatająca)
przedstawiono w tabeli 23. Ujęte zostały w niej odczytane wartości maksymalne i minimalne.
Tak duży rozrzut uzyskanych wartości siły wynika z niejednorodności materiału oraz w
niewielki sposób uzależniony jest od średnicy próbki, co dobrze można zauważyć na
wykresach (Rysunki 30, 31).
Tabela 23 Wytrzymałość na zgniatanie
Materiał
Trzcina Miscanthus
Trzcina pospolita
Maksymalna siła zgniatająca [N]
Wartość min
Wartość max
57,5
159
13,6
33,5
75
35
33,5
33,0
31,4
30
25,6
25
24,4
23,9
22,4
Siła [N]
21,8
20
15
13,6
10
5
0
Max. siła zgniatająca [N]
4,8
5,0
5,2
5,4
5,5
5,7
5,9
6,6
6,8
24,4
23,9
25,6
31,4
21,8
33,0
13,6
33,5
22,4
Średnica [mm]
Rysunek 30 Wykres zależności maksymalnej siły zgniatającej od średnicy łodygi trzciny pospolitej.
W przypadku trzciny Miscanthus maksymalna siła, której należy użyć, aby zgnieść łodygę
ułożoną na płasko jest kilkakrotnie razy większa niż w przypadku trzciny pospolitej. Mniejsza
wytrzymałość na zgniatanie trzciny pospolitej wynika między innymi z faktu, iż w
odróżnieniu od Miscanthusa jej łodygi są w środku puste.
156
160
159
153
148
141
140
120
112
100
96
100
Siła [N]
86,5
80
60
57,5
40
20
0
Max. siła zgniatająca [N]
6,6
6,8
6,9
6,9
7,2
7,3
7,3
7,4
7,7
7,8
57,5
100
141
96
112
156
159
86,5
148
153
Średnica [mm]
Rysunek 31 Wykres zależności maksymalnej siły zgniatającej od średnicy łodygi trzciny Miscanthus.
76
Miękisz Miscanthusa ma strukturę zbliżoną do styropianu i jest stosunkowo sprężysty,
dodatkowo ścianki łodyg trzciny Miscanthus są średnio o 0,15mm grubsze niż trzciny
pospolitej. Czynniki te mają wpływ na większą wytrzymałość Miscanthusa na zgniatanie. W
przypadku użycia całych roślin jako materiału strukturotwórczego trzcina Miscanthus wydaje
się być lepszym materiałem ze względów na swoją większą wytrzymałość mechaniczną, która
warunkuje stabilność struktury.
Wytrzymałość na zginanie
Wyniki oznaczenia wytrzymałości na zginanie (maksymalna siła zginająca) przedstawia
tabela 24. Ujęte zostały w niej odczytane wartości maksymalne i minimalne. Tak duży rozrzut
uzyskanych wartości wynika z różnorodności materiału oraz w niewielki sposób uzależniony
jest od średnicy próbki w przypadku trzciny pospolitej (Rysunek 32). W przypadku trzciny
Miscanthus znacznie większa jest rozpiętość zmienności maksymalnej siły zginającej od
średnicy łodygi (Rysunek 33).
Tabela 24 Wytrzymałość na zginanie.
Maksymalna siła zginająca [N]
Materiał
Wartość min
Wartość max
Trzcina Miscanthus
54
138
Trzcina pospolita
15,7
39,6
39,6
40
36,7
35
29,0
30
27,0
25,2
Siła [N]
25
23,6
21,4
21,3
19,3
20
15,7
15
10
5
0
Max. siła zginająca [N]
4,7
5,1
5,3
5,3
6,1
6,2
6,7
7,0
7,5
7,9
23,6
21,3
19,3
25,2
36,7
27,0
21,4
15,7
39,6
29,0
Średnica [mm]
Rysunek 32 Wykres zależności maksymalnej siły zginającej od średnicy łodygi trzciny pospolitej.
77
138
140
137
126
120
126
114
111
107
100
89
85
Siła [N]
80
60
54
40
20
0
Max. siła zginająca [N]
6,6
7,3
7,5
7,6
7,6
7,8
7,8
7,9
7,9
8
54
89
111
107
114
85
138
126
137
126
Średnica [mm]
Rysunek 33 Wykres zależności maksymalnej siły zginającej od średnicy łodygi trzciny Miscanthus.
Trzcina Miscanthus wykazuje dużo większą wytrzymałość na zginanie niż trzcina pospolita.
Podobnie jak w przypadku wytrzymałości na zgniatanie wynika to ze zróżnicowanej budowy
obu gatunków (różna grubość ścianek łodygi, obecność sprężystego miąższu w przypadku
Miscanthusa). Ze względu na niejednorodność budowy łodyg nie przeliczano sił na
naprężenia. Dla uproszczenia, w przypadku łodygi trzciny pospolitej możemy przyjąć, iż jest
to jednorodna rurka o stałej grubości ścianki, w przypadku trzciny Miscanthus problem jest
bardziej złożony. Możemy założyć, że jest to taka sama rurka, ale wypełniona materiałem
przestrzennym dodatkowo związanym ze ścianką, który nie wpływa na właściwości
mechaniczne.
Zmiany wytrzymałości na zginanie próbek po symulacji warunków higienizacji
Na rysunku 34 przedstawiono zmiany wytrzymałości próbek trzciny Miscanthus i próbek
po symulacji warunków higienizacji. Jak można zauważyć otrzymane wyniki odbiegają
znacznie od siebie, ale jest to wynikiem niejednorodności budowy poszczególnych łodyg.
78
60
Naprężenie zginające [MPa]
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
25
30
35
Odkształcenie względne [%]
Rysunek 34 Zmiany właściwości mechanicznych próbek trzciny Miscanthus – kolor czerwony trzcina sucha,
kolor niebieski trzcina mokra
Z wykresu można odczytać spadek wytrzymałości próbek mokrych w odniesieniu do
suchych. Wyraźnie zauważalny jest moment złamania dla próbek suchych. Na kilku
krzywych zauważamy uskoki, pierwszy jest wynikiem pęknięcia łodygi, dalsze, bardziej
łagodne spadki wartości naprężenia zginającego są efektem zginania miękiszu wynikiem
stawiania oporu przez zgniatany miękisz, którym jest wypełniona łodyga trzciny Miscanthus.
79
Rysunek 35 Trzcina Miscanthus po kondycjonowaniu w gorącej wodzie - maksymalna siła oraz moment
złamania próbki.
15
Naprężenie zginające [MPa]
12
9
6
3
0
0
5
10
15
20
25
30
35
Odkształcenie względne [%]
Rysunek 36 Zmiany właściwości mechanicznych próbek trzciny pospolitej – kolor czerwony-sucha, kolor
niebieski-mokra.
80
W przypadku trzciny Miscanthus poddanej działaniu gorącej wody złamanie następuje
tylko dla dwóch próbek i to dopiero przy odkształceniu ok. 25% - na rysunku 35 zaznaczone
są maksymalna siła oraz moment złamania próbki. Próbki pod wpływem gorącej wody są
bardziej elastyczne i nie pękają, lecz odkształcają się (często sprężyście), a po ustąpieniu
działającej siły powracają częściowo do pierwotnego kształtu. Właściwość ta tłumaczy
problemy z rozdrabnianiem wilgotnego materiału.
W przypadku trzciny pospolitej analogiczny wykres jak na rysunku 34, nie odzwierciedla
rzeczywistości. Na rysunku 36 zauważamy, iż maksymalne naprężenie zginające ma większą
wartość dla próbek przebywających w gorącej wodzie, co nie odzwierciedla właściwości
mechanicznych badanego materiału. Jest to wynikiem niewłaściwego obliczenia powierzchni
próbki przez program obsługujący maszynę do prób wytrzymałościowych. Próbka jest
traktowana jako jednorodny walec o zadanej średnicy, co jest uproszczeniem. W przypadku
trzciny Miscanthus jest to bliższe prawdy ze względu na wypełnienie łodygi miękiszem.
Parametrem lepiej oddającym właściwości mechaniczne łodyg jest maksymalna siła
zginająca. Reprezentuje on rzeczywistą siłę jaką należy użyć aby złamać łodygę. Celem
doświadczenia nie był pomiar naprężenia lub siły zginającej, lecz sprawdzenie w jakim
stopniu zmieniają się właściwości mechaniczne (odpowiedzialne za utrzymywanie struktury
złoża) obu trzcin pod wpływem działania podwyższonej temperatury i wilgotności. W tabeli
25 ujęto wartości minimalne i maksymalne siły zginającej dla obu trzcin. Na podstawie tych
wartości możemy obliczyć procent zmian dla obu wartości. W przypadku trzciny Miscanthus
spadek właściwości mechanicznych jest na poziomie 32%-33%, zaś dla trzciny pospolitej na
poziomie 25%-45%.
Tabela 25 Zakres maksymalnej siły zginającej dla badanych próbek trzciny.
Maksymalna siła zginająca [N]
Materiał
Stan
Wartość min
Wartość max
Trzcina Miscanthus
Przed symulacją
1899
2981
Trzcina Miscanthus
Po symulacji
1283
2005
Trzcina pospolita
Przed symulacją
229
562
Trzcina pospolita
Po symulacji
173
310
Jeśli weźmiemy pod uwagę średnią tych wartości to nieco lepiej prezentuje się trzcina
pospolita. Analizując wszystkie dane możemy stwierdzić, iż trzcina Miscanthus ma bardziej
przewidywalne i stałe właściwości mechaniczne. Jest to bardzo korzystne ze względu na
ułatwienie w technologii ATH. Mała zmienność właściwości mechanicznych materiału
81
strukturotwórczego powoduje utrzymanie tych samych warunków porowatości złoża dla
różnych warunków procesowych podczas higienizacji.
Skład elementarny
W próbkach trzciny oznaczono zawartość węgla, wodoru, azotu i siarki. W tabeli 26
zebrano uzyskane wyniki. Na podstawie wyników można określić stosunek C:N w obu
rodzajach trzcin, który wynosi:
-
trzcina Miscanthus C:N= 89,1
-
trzcina pospolita C:N= 34,3
Tabela 26 Zawartość C, N, H i S w badanych materiałach
Pierwiastek
Zawartość [%]
Trzcina Miscanthus
Trzcina pospolita
C
48,1
45,94
H
5,75
5,48
N
0,54
1,34
S
0,67
0,77
W przypadku zawartości węgla, wodoru i siarki wyniki dla obu rodzajów trzcin są zbliżone.
Materiały różnią się znacząco zawartością azotu, którego w trzcinie pospolitej jest ponad
2 razy więcej. Tak duży stosunek C:N dla trzciny Miscanthus jest bardzo korzystnym
czynnikiem podczas procesu ATH. Jest to jeden z głównych parametrów jakim musi się
charakteryzować dobry materiał będący nośnikiem węgla organicznego.
Oznaczenie zawartości SiO2
Wyniki badań zawartości SiO2 w próbkach trzcin zamieszczono w tabeli 32. Odnosząc się
do danych literaturowych (patrz tabela 19) można było się spodziewać, że zawartość
krzemionki w trzcinie Miscanthus jest większa. W Miscanthusie jest ok. 2 razy więcej
krzemionki niż w trzcinie pospolitej.
Tabela 27 Zawartości krzemionki i popiołu w trzcinach
Zawartość
Popiół
Krzemionka
[% s.m.]
[% s.m.]
Trzcina Miscanthus
4,74
3,37
Trzcina pospolita
2,31
1,79
Próbka
82
Dla porównania na rysunku 37 przedstawiono graficznie wartości literaturowe zawartości
SiO2 w wybranych roślinach trawiastych.
7
6,50
Krzemionka
Popiół
6
5,20
4,90
5
4,80
4,50
4,45
% s.m.
4
3,29
3
2,80
2,78
2,32
2,00
1,83
2
1
0
Słoma
jeczmienna
Słoma owsiana
Słoma pszenna
Słoma żytnia
Miscanthus
gigantheus
Phragmites
australis
Rysunek 37 Wartości literaturowe zawartości krzemionki i popiołu w wybranych roślinach trawiastych
[Alakangas, 2000; Hurter, Nonwood, 2006; Jenkins, Lord i inni, 2007]
Otrzymane wyniki badań zawartości SiO2 w obu trzcinach potwierdzają dane literaturowe.
Podobną do trzciny Miscanthus zawartość SiO2 w swojej budowie ma słoma pszenna, która
także wykazuje zwiększoną kruchość i twardość w odniesieniu do słomy pozostałych zbóż.
Słoma pszenna jest charakteryzowana jako twarda. Podwyższona wytrzymałość mechaniczna
stwarza możliwość wykorzystania jej do tworzenia złóż w uprawach grzybów (pieczarki,
boczniaki). Słoma miękka np. owsiana traci szybko właściwą strukturę. Analogia ta pozwala
potwierdzić, iż SiO2 zwiększa twardość (sztywność źdźbła, łodygi) i kruchość. Krzemionka
powoduje polepszenie właściwości mechanicznych, lecz jest niekorzystna ze względu na
eksploatację urządzeń rozdrabniających.
Ciepło spalania
Trzcina Miscanthus posiada wyższą wartość ciepła spalania niż trzcina pospolita. Odnosi
się to zarówno dla całych roślin jak i odpowiadających sobie poszczególnych ich fragmentów.
W trzcinie Miscanthus najniższe ciepło spalania posiada miękisz znajdujący się wewnątrz
83
łodygi a największe łodyga. Spośród badanych fragmentów trzciny miękisz ma najmniejszy
udział procentowy w całej roślinie, dzięki czemu jego niższa wartość ciepła spalania nie
powoduje znaczącego obniżenia wartości ciepła spalania w stosunku do całej rośliny. Wyniki
ciepła spalania obu gatunków trzcin przedstawia tabela 28.
Tabela 28 Ciepło spalania
cała
łodygi
liście
miękisz
cała
łodygi
liście
Trzcina Miscanthus
Trzcina pospolita
19,4 MJ/kg
19,5 MJ/kg
19,4 MJ/kg
18,7 MJ/kg
18,7 MJ/kg
18,5 MJ/kg
19,1 MJ/kg
Większe ciepło spalania materiału strukturotwórczego jest korzystne ze względu na fakt, iż
materiał ten też jest częściowo utleniany, co z kolei wpływa na wysokość temperatury
higienizacji.
Właściwości powierzchniowe trzciny Miscanthus
Na rysunku 38 przedstawiono wykres obrazujący przyrost kwadratu masy sorbowanego
rozpuszczalnika w funkcji czasu.
0,25
Kwadrat masy cieczy [g2]
0,20
0,15
dekan
heptan
oktan
0,10
0,05
0,00
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Czas [s]
Rysunek 38 Wykres kwadratu masy rozpuszczalnika w funkcji czasu
84
Najszybciej do złoża penetruje heptan, zaś najwolniej dekan co potwierdza zależność
szybkości penetracji od ilości atomów węgla w cząsteczce rozpuszczalnika (wpływ
rozpuszczalnika). Przejście pomiędzy odcinkiem przyrostu i nasycenia jest ostre i łatwo
widoczne, co świadczy, że cząstki złoża nie pęcznieją, jak to miało miejsce w przypadku
osadów nadmiernych.
W tabeli 29 przedstawiono wyniki pomiarów. Jako ciecz o zerowym kącie zwilżania
przyjęto (podobnie jak w przypadku osadu nadmiernego) heptan. Jak możemy zauważyć,
wraz ze wzrostem ilości atomów węgla w cząsteczce rozpuszczalnika kąt zwilżania rośnie.
Porównując trzcinę i osad nadmierny możemy stwierdzić, iż trzcina jest dużo lepszym
sorbentem – jej chłonność jest ok. 4 razy większa oraz szybkość penetracji jest dużo większa.
W przypadku, gdy rozpuszczalnikiem była woda penetracja zachodziła bardzo długo (ok.
1h), fakt ten tłumaczy zdolność trzciny Miscanthus do głębokiego wysychania tzw.
powietrzno-suchychego (9% wody)w warunkach naturalnych. Dodatkowo powoduje dłuższe
utrzymywanie właściwości mechanicznych w złożu higienizacyjnym.
Tabela 29 Wyniki pomiarów właściwości powierzchniowych trzciny Miscanthus
Rodzaj
oleju
Masa próbki
[g]
Wysokość
wypełnienia
[m]
Chłonność
oleju
[g/g]
Szybkość
sorpcji
m2/t x10-2
Kąt zwilżania
[deg]
Heptan
Oktan
Dekan
0,224
0,224
0,224
0,018
0,018
0,018
2,14
2,17
2,06
1,98
1,35
0,74
0
40,1
54,6
4.2.3
Podsumowanie
Trzcina pospolita Phragmites Australis, używana w procesach
higienizacji i
kompostowania jako materiał strukturotwórczy o dobrych właściwościach, posłużyła jako
odnośnik przy określaniu przydatności trzciny Miscanthus Giganteus. W tabeli 30 porównano
badane parametry.
Trzcina Miscanthus charakteryzuje się bardzo dobrymi parametrami ze względu na
przydatność w procesie ATH jak i też kompostowania. Posiada wyższą zawartość węgla i
niższą azotu co powoduje, że ma bardzo wysoki stosunek C/N. Ten parametr jest bardzo
ważny, ponieważ osady ściekowe często zawierają bardzo dużo azotu. Stosując taki dodatek
jak trzcina Miscanthus nie musimy się obawiać o zaburzenia technologiczne (spadek
temperatury, uciążliwość zapachowa), które występują w związku ze zmiennym składem
chemicznym osadów nadmiernych.
85
Parametry fizykochemiczne także przemawiają na korzyść trzciny Miscanthus. Wysokie
ciepło spalania można skorelować z szybkością osiągania maksymalnej temperatury w
procesie higienizacji. Właściwości mechaniczne również są lepsze dla Miscanthus Giganteus.
Wysoka zawartość SiO2 powoduje zwiększenie wytrzymałości, ale niekorzystnie wpływa na
proces rozdrabniania, który musi być prowadzony w urządzeniach o podwyższonej
odporności na ścieranie. Łodygi trzciny powodują szybkie tępienie się elementów tnących
rozdrabniaczy.
Tabela 30 Parametry istotne w określaniu przydatności trzciny Miscanthus do ATH w odniesieniu do trzciny
pospolitej
Parametr
Jednostka
Miscanthus Giganteus
Phragmites Australis
Zawartość C
Zawartość N
Zawartość SiO2
Stosunek C/N
Chemiczne
% s.m.
48,10
% s.m.
0,54
% s.m.
3,37
89,1
45,94
1,34
1,79
34,3
Ciepło spalania
Gęstość nasypowa
Fizykochemiczne
MJ/kg
19,4
g/cm3
1,3
3
0,138
g/cm
18,7
0,97
0,116
Mechaniczne
Max siła zginająca
Max siła zgniatająca
Obniżenie wytrzymałości po
24h w wodzie o temp. 80°C
N
N
54-138
57,5-159
13,6-33,5
15,7-39,6
%
32-33 (32,5)
24-45 (34,5)
Ciąć należy bardzo dobrze wysuszoną trzcinę, gdyż suchy materiał jest łamliwy. Trzcina
Miscanthus o dużej wilgotności okręca się wokół elementu wirującego, powoduje znaczne
rozgrzewanie się młyna, co może w konsekwencji prowadzić do samozapłonu. W przypadku
potrzeby rozdrabniania trzciny o wilgotności na poziomie 29% konieczne jest jej suszenie.
Dodatkowo tak duża zawartość wody nie jest korzystna w procesie szybkiej higienizacji. W
celu uzyskania wysokiej temperatury w krótkim czasie konieczne jest stosowanie materiału
strukturotwórczego o zawartości wody poniżej 10% co wymaga odpowiedniego
przechowywania trzciny.
Długi
czas
sorpcji
wody
powoduje
przedłużenie
czasu
utrzymania
właściwości
mechanicznych złoża oraz korzystnie wpływa na równomierne uwodnienie w pryzmie.
86
Podsumowując, wysokie plony, łatwość uprawy oraz bardzo dobre parametry
jednoznacznie określają trzcinę chińska Miscanthus Giganteus jako bardzo dobry materiał
strukturotwórczy i nośnik węgla organicznego.
87
4.3
WPŁYW WILGOTNOŚCI
ODLOTOWYCH
I
POROWATOŚCI
ORAZ
SKŁAD
GAZÓW
Układ badawczy został przedstawiony na rysunku 39. Wszystkie składniki były mieszane
za pomocą mieszadła mechanicznego i umieszczone w bioreaktorze (1) wykonanym z
zaizolowanej beczki stalowej, cynkowanej lub malowanej farbą epoksydową, w której
umieszczono króciec dolotowy powietrza oraz dno porowate. Do reaktora podłączono źródło
powietrza (5). W higienizowanej masie umieszczone zostały termometry (3), podłączone do
przyrządu pomiarowego (2) Elmetron CX-742 poprzez przełącznik elektrod (4). Powietrze
tłoczono za pomocą pompki membranowej (5). Objętościowe natężenie przepływu powietrza
wynosiło 2 dm3/min.
W każdym bioreaktorze umieszczone były po dwie sondy temperatury, jedna 10 cm od
powierzchni a druga 10 cm od dna porowatego. Temperatury były rejestrowane przez
przyrząd pomiarowy Elmetron w cyklu co 15 minut.
Dodatkowo w przypadku wyznaczania składu gazów zastosowano pokrywę na reaktor.
Gazy odprowadzano z reaktora poprzez wężyk do butli o pojemności 2dm3, skąd za pomocą
pompki próżniowej pobierane były próbki do analizy zawartości amoniaku i ditlenku węgla.
Do mierzenia zawartości ditlenku węgla zastosowano analizator CDA INC firmy
Geotechnical z detektorem IR wyposażony w pompkę pobierającą próbkę o wydajności
120dm3/min. Odczyt z rejestracją następował automatycznie co 30 min.
W przypadku amoniaku zastosowano płuczkę wypełnioną 300cm3 0,01M HCl (HCl
cz.d.a. naważka POCh), w której umieszczono elektrodę kombinowaną. Próbka zasysana była
pompką próżniową. Zmiany SEM rejestrowano automatycznie co 15 minut za pomocą
przyrządu pomiarowego Elmetron CX-742.
Rysunek 39 Układ badawczy
88
4.3.1
Wpływ wilgotności
Układ badawczy
Układ doświadczalny zawierał trzcinę Miscanthus rozdrobnioną w młynie nożowym typu
UR 160. Rozkład wielkości cząstek przedstawiono w tabeli 31. Badanie to wykonane zostało
metodą analizy sitowej. Wykorzystano 7 sit o wielkości oczek: 1,02mm, 1,2mm, 1,6mm,
2,0mm, 2,5mm, 4mm i 5mm.
Ogólny skład higienizowanej mieszaniny zawierał 2,5 kg materiału strukturotwórczego,
3,2 kg kompostu, ~18 kg osadu nadmiernego. Kompost dodawany był jako materiał
zawierający bakterie termofilowe, co przyspiesza zapoczątkowanie fazy gorącej oraz
zmniejsza uciążliwość zapachową procesu. Kompost pochodził z oczyszczalni ścieków
komunalnych w Swarzewie. Wyniki badań właściwości kompostu przedstawiono w
załączniku 1. Osad nadmiarowy pochodził z oczyszczalni ścieków komunalnych w
Swarzewie typu SBR i był odwodniony mechanicznie przy użyciu polielektrolitu (skład i
właściwości osadu przedstawiono w załączniku 2).
Tabela 31 Rozkład wielkości cząstek trzciny Miscanthus
Udział
frakcji [%
masy]
Udział
frakcji [%
masy]
5
4
2,5
2
6
6
30
21
1,6
1,2
1,02
<1,02
14
8
4
11
Przy badaniu wpływu wilgotności na krzywe temperaturowe wsad reaktora zawierał ~25%
(złoże X), ~30% (złoże Y) oraz ~34% suchej masy(złoże Z).
Dla przypadku złoża Y użyto komponentów bez wstępnej obróbki o wilgotnościach
przedstawionych w tabeli 32. W celu uzyskania niższej zawartości suchej masy wykorzystano
osad o większym uwodnieniu (przypadek X). Natomiast aby uzyskać wyższą zawartość
suchej masy zaistniała potrzeba wysuszenia trzciny oraz dodawanego kompostu. Trzcinę
suszono w temperaturze 105°C, natomiast kompost w celu uniknięcia zniszczenia flory
bakteryjnej w temperaturze nie przekraczającej 75°C. Ujednolicenie wymieszania
komponentów uzyskano za pomocą mieszadła mechanicznego.
89
Tabela 32 Zawartość wilgoci w użytych komponentach
Złoże
Materiał
S.m.
mieszaniny[%]
Wilgotność [%]
S.m. [%]
Osad po prasie
91,5
8,5
Kompost
Trzcina
34,1
7,7
65,9
92,3
Y
Osad po prasie
Kompost
Trzcina
84,9
33,8
7,0
15,1
66,2
93,0
30,2
Z
Osad po prasie
Kompost
Trzcina
84,5
13,7
3,4
15,5
86,3
96,6
33,6
X
25,1
Wyniki i dyskusja
Wykres zależności temperatury od czasu dla higienizowanych mieszanin o różnej
zawartości suchej masy zamieszczono na rysunku 40. Wyniki potwierdzają doniesienia
literaturowe na temat zalecanej wilgotności higienizowanej masy [Barrington i inni, 2003].
75
70
65
60
Temperatura [*C]
55
25% 10 cm od dna
25% 10 cm od powierzchni
30% 10 cm od dna
34% 10 cm od dna
50
45
40
35
30
25
20
15
10
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Czas [h]
Rysunek 40 Wykres zależności temperatury od czasu dla higienizowanych mieszanin o różnej zawartości s.m.
Jak można zauważyć na wykresie przedstawionym na rysunku 40 obecność 75% wody była
zbyt duża w stosowanym układzie badawczym, aby uzyskać temperaturę na wymaganym
poziomie 60°C. Zawartość reaktora nieznacznie się podgrzewa, zaledwie do około 27°C, gdyż
wydzielające się ciepło nie wystarcza na podgrzanie układu o wysokiej pojemności cieplnej
90
oraz na parowanie wody. Pomocny jest tutaj bilans cieplny uwzględniający straty i źródła
ciepła. W procesie higienizacji uwzględniono następujące składniki bilansu:
Źródło ciepła:
- Utlenianie masy organicznej osadu Qr wg reakcji dla hipotetycznego związku
organicznego C5H7NO2:
C5H7NO2 + 5O2 = NH3 + 2H2O + 5CO2 + 21,4 MJ/kg [Gould, Raymond, 1978]
113g/mol
Źródła strat:
- Ogrzanie masy osadu od totoczenia do tprocesu - Qm
- Ogrzanie gazu od totoczenia - Qg
- Odparowanie wody - Qp
- Straty do otoczenia - Qo
Sumując źródła i przyjmując znak ujemny dla strat ciepła możemy obliczyć zysk
energetyczny procesu:
Qz = Qr – (Qo + Qm + Qg + Qp)
(8)
Uwzględniając warunki i rodzaj procesu, każde z wyżej wymienionych źródeł możemy
scharakteryzować równaniami:
Utlenianie masy organicznej osadu Qr
Qr = 0,7 * 21,4 * mo * n [MJ]
(9)
0,7 –zawartość masy organicznej w suchej masie [%]
mo – sucha masa osadu w reaktorze [kg s.m.]
n – współczynnik przereagowania
Ogrzanie masy wsadu do tprocesu Qm
Qm = mo * Qwo* (tr – tp) [MJ]
(10)
mo – masa wsadu w reaktorze [kg]
Qwo – ciepło właściwe wsadu [MJ/kg*deg]
tr- temperatura reakcji [°C]
tp- temperatura początkowa wsadu [°C]
Ogrzanie gazu od temperatury otoczenia Qg
Qg = mg * Qwg* (tr – tpg) [MJ]
(11)
91
mg – masa gazu dostarczonego [kg]
Qwg – ciepło właściwe gazu [MJ/kg*deg]
tr- temperatura reakcji [°C]
tpg- temperatura początkowa gazu [°C]
Odparowanie wody Qp
Qp = mwody * Cp [MJ]
(12)
mwody – masa odparowanej wody [kg]
Cp – ciepło parowania wody [MJ/kg]
Parowanie wody następuje w wyniku podwyższenia się temperatury wsadu reaktora oraz
nasycania się powietrza parą wodną. Opierając się na podstawach suszenia obliczenia ilości
odparowanej wody możemy przeprowadzić według poniższego toku.
Zależność (13) pozwala określić zawartość pary wodnej w powietrzu o danej wilgotności i
temperaturze odniesionej do jednego kilograma suchego powietrza:
Y=
18 × ϕ × ps
[kg pary wodnej/kg suchego powietrza] [Mizerski, 1997]
29 × ( P − ϕ × ps )
(13)
ϕ - wilgotność powietrza (wartość przedstawiona w postaci ułamka)
ps – prężność pary nasyconej dla danej temperatury [hPa]
P - ciśnienie atmosferyczne [hPa]
W tabeli 33 przedstawione są zawartości pary wodnej dla powietrza nasyconego parą
wodną obliczonych na podstawie powyższego wzoru.
W celu określenia masy wody, która odparowała w procesie uwzględniamy wilgotność
początkową powietrza, jego temperaturę i objętość oraz parametry końcowe. Na podstawie
zależności (14) obliczmy początkową i końcową masę pary i z różnicy tych wartości
otrzymujemy wynik końcowy.
mw=Y*ρ*V/(1+Y) [kg]
(14)
Y – zawartość pary wodnej [kg/kg suchego powietrza]
ρ - gęstość wilgotnego powietrza [kg/m3]
V – objętość powietrza (objętościowe natężenie
przepływu pomnożone przez czas przepływu gazu) [m3]
92
Zaś wzór na gęstość wilgotnego powietrza jest następujący:
ρ=
273 × (1 + Y )
[kg/m3]
1 Y
22,4 × ( + ) × (t + 273)
29 18
(15)
Y – zawartość pary wodnej w kg/kg suchego powietrza
t – temperatura [°C]
Straty do otoczenia Qo
Qo = suma strat ciepła w wyniku wnikania i promieniowania
Tabela 33 Prężność nasyconej pary wodnej oraz zawartość pary wodnej dla wilgotności 100% w zależności od
temperatury [Mizerski, 1997]
Temperatura Prężność pary
[hPa]
[°C]
0
6,113
5
8,723
10
12,28
15
17,50
20
23,39
25
31,68
30
42,46
40
73,81
50
123,40
60
199,30
70
311,80
80
473,40
90
701,20
Zawartość pary H2O
[g/kg]
3,77
5,39
7,62
10,91
14,67
20,03
27,15
48,77
86,08
151,99
275,92
544,34
1394,96
Przykład obliczeń
Dane i założenia:
- Powietrze o temperaturze początkowej 10°C, wilgotność 60%, po procesie – temp.
50°C i wilgotność 100%
-
Przepływ powietrza wynosił 2 dm3/min
-
Osad o zawartości substancji organicznych 70%, zużywamy w procesie 20% tej masy
-
18 kg osadu surowego o zawartości suchej masy 15 %
-
2,5 kg trzciny o zawartości suchej masy 93,1 %
-
Ze względu na małą pojemność cieplną osadu i czynnika strukturotwórczego
przyjmujemy iż ogrzewamy tylko wodę zawartą we wsadzie
-
Średnia temperatura wsadu to 60°C
93
-
Przyjmujemy iż proces biegnie przez 3 doby (w ciągu tego czasu następuje największe
zużycie substratów)
-
Brak strat do otoczenia
Według wzoru (9):
Qr = 0,7 * 21,4 * 2,7 * 0,2 [MJ]
mo=2,7 kg
n=0,2
Qr = 8,09 MJ
Według wzoru (10):
Qm = 15,47 * 4,19*10-3* (60 – 10) [MJ]
mw = 18*(1-0,15) + 2,5*(1-0,931) = 15,47 kg
Qwo = 4,19*10-3 MJ/kg*deg
tr = 60 °C
tp = 10 °C
Qm = 3,24 MJ
Według wzoru (11):
Qg = 10,45 * 1,009*10-3* (50 – 10) [MJ]
mg = 3 dni * 1440 *2 dm3/min * 1,21*10-3 kg/dm3 = 10,45 kg
Qwg = 1,009*10-3 MJ/kg*deg
tr = 50 °C
tpg = 10 °C
Qg = 0,42 MJ
Według wzoru (12):
Qp =1,07 * 2,382[MJ]
mwody = 1,12 – 0,05 = 1,07 kg
Cp = 2,382 MJ/kg
Qp = 2,54 MJ
Według wzoru (8):
Qz= 8,09 – (3,24 + 0,42 + 2,54) MJ
Qz = 1,89 MJ
94
Z przeprowadzonego bilansu wynika, iż można było jeszcze odzyskać ponad 1,8 MJ
ciepła z przeprowadzonego procesu, nie powodując jego zakłóceń.
Mniejsza zawartość wody pozwala na osiągnięcie wymaganej temperatury, jednak jak
wynika z wykresu (rysunek 40) temperatura ta może być jednak dużo wyższa. Bardzo
widoczny jest wpływ wilgotności na uzyskiwany efekt cieplny (tabela 34), lecz zgodnie z
danymi literaturowymi istnieją dwie granice zawartości wody. Druga granica limitowana jest
utrzymaniem odpowiedniej zawartości wody w błonie komórkowej bakterii.
W przeprowadzonych badaniach wykazano istnienie górnej granicy zawartości wilgoci,
która mieści się w przedziale 70-75%. Wilgotność poniżej 70% jest korzystna gdyż
temperaturę 60°C w całej objętości (można przyjąć że temperatura górnej i dolnej warstwy
powyżej 60°C zapewnia takie warunki praktycznie w całej objętości) po 27,5h, zaś dla 70%
czas ten jest dłuższy o 3,5h. Uzyskanie takiej wilgotności złoża wymaga stosowania osadów
nadmiernych o zawartości wody na poziomie 80%, bądź bardzo suchych pozostałych
komponentów (trzcina, kompost), co w większej skali jest trudne.
Tabela 34 Temperatury maksymalne i czas po jakim zostały osiągnięte
Układ
X
Y
Z
4.3.2
Miejsce pomiaru
10 cm od dna
10 cm od powierzchni
10 cm od dna
10 cm od dna
Maksymalna temp.
osiągnięta podczas
higienizacji [°C]
26,4
27,2
67,6
70,4
67,1
73,4
Czas od usypania
złoża do
higienizacji [h]
24,0
23,5
44,3
43,5
40,3
35,5
Wpływ porowatości
Układ badawczy
W celu przeprowadzenia badań wybrano układy doświadczalne zawierające trzcinę
Miscanthus o różnym stopniu rozdrobnieniu. Jako próbkę odniesienia wybrano złoże
zawierające trociny drzew iglastych (głównie sosna). Trociny sosnowe zostały wybrane ze
względu na fakt, iż są one wykorzystywane w praktyce jako najbardziej dostępny materiał
strukturotwórczy. Dodatkowo porównując oba materiały porotwórcze możemy określić, który
z nich jest lepszym nośnikiem łatwo przyswajalnego węgla organicznego.
95
Jako wskaźnik ilości przenoszonego tlenu wykorzystywano wskazania temperatury oraz
woń wydzielających się gazów. Gdy ilość tlenu jest wystarczająca, temperatura rośnie bardzo
szybko, a zapach fazy gazowej nie jest uciążliwy.
Badania przeprowadzono dla poniższych składów wyjściowych:
a)
3,2 kg kompostu
~18 kg osadu
515g trzciny (5mm)
485g trzciny (4mm)
1500g trzciny (2,5 mm)
b)
3,2 kg kompostu
~18 kg osadu
2,5 kg trzciny
c)
3,2 kg kompostu
~18 kg osadu
2,5 kg trocin
d)
3,2 kg kompostu
~18 kg osadu
540 g trzcina(1,6 mm)
680 g trzcina(1,2mm)
360 g trzcina(1,02 mm)
920 g trzcina (<1,02 mm)
W przypadku układu b wykorzystano trzcinę Miscanthus o rozkładzie wielkości cząstek
przedstawionym w tabeli 35. Badanie rozkładu wykonano za pomocą analizy sitowej. Układy
a i d zawierały frakcje trzciny Miscanthus z odsiewania na sitach.
Tabela 35 Rozkład wielkości cząstek trzciny Miscanthus
Zakres wielkości
cząstek [mm]
5
4
2,5
2
1,6
1,2
1,02
<1,02
Udział
frakcji [%]
6
6
30
21
14
8
4
11
96
Skład mieszaniny kompostowej to - 2,5 kg materiału strukturotwórczego, 3,2 kg kompostu,
~18 kg osadu nadmiernego. Kompost dodawany był jako materiał zaszczepiający bakterie
termofilowe. Dodawanie go przyspiesza zapoczątkowanie fazy gorącej oraz zmniejsza
uciążliwość zapachową procesu. Osad nadmiarowy pochodził z oczyszczalni ścieków
komunalnych (Swarzewo) i był odwodniony do zawartości suchej masy 15,5 % w prasie
filtracyjnej taśmowej z użyciem polielektrolitu.
Układ badawczy był identyczny jak w przypadku badań nad wpływem wilgotności (patrz
rozdział 4.3.1). Badania przeprowadzono dwuetapowo.
Wyniki i dyskusja
Na rysunku 42 przedstawiono wykres zależności zmian temperatury zawartości reaktora
w czasie trwania higienizacji dla układów a i b. W przypadku reaktora 1 zawierającego
najdrobniejszą frakcję trzciny, możemy zauważyć nagły spadek temperatury około 45
godziny trwania higienizacji. Spowodowane jest to szybkim osiadaniem złoża w tym czasie,
czego skutkiem był utrudniony przepływ (obniżenie się porowatości) i niedotlenienie dolnej
warstwy. Z kolei nieznaczny wzrost temperatury górnej warstwy był spowodowany
zwiększeniem natlenienia tej warstwy poprzez tlen niewykorzystany w niższych warstwach.
Osiadanie złoża w reaktorze spowodowane jest kondensacją pary wodnej wyprowadzonej z
cieplejszych dolnych warstw, która powoduje zwiększanie wilgotności części górnej
obniżając właściwości mechaniczne materiału strukturotwórczego.
W przypadku reaktora 2 obserwowano duży przyrost temperatury, gdyż odpowiednia
struktura złoża zapewniała wystarczający dopływ tlenu. Wykazane zostały dobre właściwości
trzciny o zaproponowanym rozkładzie wielkości cząstek jako materiału porotwórczego i
nośnika łatwo przyswajalnego węgla. Wyraźny spadek temperatury około 47 godziny trwania
procesu był spowodowany przemieszaniem zawartości reaktora po osiągnięciu wymaganych
70°C. Wpływ temperatury otoczenia jest niezauważalny, co potwierdza wystarczające
zaizolowanie reaktorów. Zaprojektowano izolacje z pianki poliuretanowej o grubości 20mm o
współczynniku przewodnictwa cieplnego 0,034 W/mK (w temperaturze 76,1°C). Podczas
opróżniania reaktora i mieszaniu jego zawartości wydzielała się para wodna co można
zauważyć na rysunku 41.
97
Rysunek 41 Inspekcja zawartości reaktora 2 po 47 godzinach higienizacji
75
Temperatura [°C]
60
reaktor 1 10 cm od dna
45
temperatura otoczenia
reaktor 1 10 cm od powierzchni
30
15
0
25
30
35
40
45
50
55
Czas [h]
Rysunek 42 Zmiana temperatury podczas higienizacji wsadu z najdrobniejszymi frakcjami trzciny (reaktor 1)
oraz z nieodsianą trzciną (reaktor 2)
Na rysunku 43 zamieszczono wykres zależności zmian temperatury masy kompostowej w
czasie trwania higienizacji dla układów c i d. Jak można zauważyć, mieszanina zawierająca
trzcinę uzyskała temperaturę powyżej 50°C, lecz nastąpiło to dopiero po około 80 godzinach
trwania procesu. W przypadku trocin temperatura nie wzrosła do odpowiedniego poziomu,
gdyż przyczyną była zbyt mała ilość trocin oraz zbyt duża ich wilgotność (tabela 36).
W tabeli 36 zestawiono najwyższe osiągnięte temperatury podczas prowadzonych
doświadczeń. Najwyższą temperaturę osiągnięto dla higienizowanej masy zawierającej
nieodsianą trzcinę. Wynika to z faktu, że taki materiał porotwórczy tworzy z osadem
98
odpowiednią strukturę umożliwiającą przepływ tlenu. Po czasie w jakim osiąga się
maksymalną temperaturę widać, iż materiał jest dobrym nośnikiem łatwo przyswajalnego
węgla.
Tabela 36 Zawartość wilgoci w użytych komponentach wsadu do higienizacji
Materiał
Osad po prasie
Kompost
Trociny
Trzcina
Wilgotność [%]
84,55
34,41
29,65
6,92
S.m. [%]
15,45
65,59
70,35
93,08
W porównaniu z układem d widzimy, iż potrzebne są nie tylko większe frakcje
umożliwiające stworzenie struktury porowatej, ale także drobna frakcja, z której jest szybciej
przyswajany węgiel organiczny.
70
60
Temperatura [°C]
50
40
temperatura otoczenia
30
20
10
0
0
20
40
60
80
100
Czas [h]
Rysunek 43 Zmiana temperatury podczas higienizacji wsadu z trocinami (reaktor 1) oraz najgrubszymi
frakcjami trzciny Miscanthus (reaktor 2) (przerwa w rejestracji temperatury otoczenia wynika z awarii czujnika)
Czas zapoczątkowania reakcji jest dwukrotnie dłuższy w przypadku złoża z najgrubszymi
frakcjami trzciny Miscanthus. W przypadku zastosowania najdrobniejszych frakcji
zachowany jest warunek szybkiej przyswajalności węgla, lecz materiał taki nie tworzy
struktury umożliwiającej przenikanie tlenu na poziomie pozwalającym zapoczątkowanie
higienizacji. Na podstawie przeprowadzonego bilansu można stwierdzić, iż możliwy jest
99
odzysk ciepła z higienizowanej masy, lecz odzysk taki należy prowadzić w sposób nie
zakłócający przebiegu higienizacji.
Tabela 37 Maksymalne temperatury osiągnięte w poszczególnych higienizacjach
Miejsce pomiaru
Reaktor 1
Układ a
Reaktor 2
Układ b
10 cm od dna
10 cm od dna
Reaktor 1
Układ c
Reaktor 2
Układ d
10 cm od dna
10 cm od dna
Maksymalna temp.
osiągnięta podczas
higienizacji [°C]
Etap I
37,5
35,6
70,4
67,6
Etap II
29,1
28,3
60
53,8
Czas od
zapoczątkowania
procesu [min]
Czas utrzymywania
się maksymalnej
temp. [min]
3270
1515
2610
2655
30
15
75
45
1740
1800
5085
5070
45
330
90
120
Rozpatrując stosunki masowe materiału strukturotwórczego i higienizowanej masy,
zauważa się, że wymagana jest mniejsza ilość trzciny Miscanthus niż trocin, co wynika
z różnic gęstości nasypowej. Za zastosowaniem trzciny Miscanthus dodatkowo przemawia
możliwość jej uprawy na terenach oczyszczalni np. na niewykorzystywanych terenach,
oczyszczalniach korzeniowych (jako trzeci stopień oczyszczania) czy poletkach osadowych.
4.3.3
Skład gazów odlotowych
Zgodnie z równaniem reakcji higienizacji (str. 91), podczas procesu wydzielają się w
największej ilości CO2 i NH3. Opracowano metodykę oceny zawartości tych gazów,
stosowaną obok czujników gazowych.
Pomiar składu fazy gazowej polegał na selektywnym pochłanianiu składnika w roztworze
kwasu lub zasady o znanym stężeniu oraz ciągłym monitorowaniu pH roztworu za pomocą
elektrody kombinowanej. Większą dokładność daje pomiar SEM. Odczytane wartości
odnoszono do krzywej kalibracyjnej.
W
celu
wyznaczenia
krzywej
kalibracyjnej
skonstruowano
układ
pomiarowy
przedstawiony na rysunku 44. Kalibracja polegała na pobieraniu próbki gazu (CO2, NH3) o
stałej objętości i absorbowaniu jej w roztworze o znanym stężeniu (NaOH, HCl) a następnie
pomiarze SEM układu. Najważniejszym elementem aparatury jest biureta gazowa o
pojemności 100 cm3, do której pobieramy próbkę gazu, który następnie wtłaczamy do
naczynia sorpcyjnego. Po kilkakrotnym wytrząśnięciu mierzymy SEM.
100
2
3
Dopływ
gazu
4
1
5
Rysunek 44 Układ pomiarowy do wyznaczenia
krzywej wzorcowej: 1 biureta gazowa, 2 mostek
kapilarny, 3 elektroda kombinowana, 4 naczynie z
cieczą pochłaniającą, 5 naczynie ze stężonym
roztworem solanki
Na rysunku 45 przedstawiono krzywą kalibracyjną dla NH3. Najpierw określamy stężenie
HCl, a na podstawie tego stężenia, zgodnie z reakcją zobojętniania kwasu solnego przez
amoniak, otrzymujemy stężenie amoniaku w roztworze absorbującym. Otrzymane równanie
regresji służy do przeliczenia wartości SEM na zawartość NH3.
Krzywa wzorcowa
przed linearyzacją
C HCl = 6,9217x10 -8 x e 0,05xSEM [mol/dm 3]
ln(CHCl ) = -16,486+0,05*SEM [mol/dm 3]
-4
0,012
-5
0,010
-6
0,008
-7
0,006
-8
0,004
-9
0,002
-10
120
CHCl [mol/dm 3]
ln(CHCl ) [mol/dm 3]
po linearyzacji
0,000
140
160
180
200
220
240
SEM [mV]
Rysunek 45 Krzywa kalibracyjna dla NH3
101
W tabeli 38 porównano wartość stężenia obliczonego na podstawie równania regresji oraz
wartości rzeczywistej. Jak możemy zauważyć, maksymalny błąd oznaczenia wynosi ok. 6%.
Jest to wystarczająca dokładność dla określenie zmian stężenia amoniaku w gazach
odlotowych. Równanie regresji możemy wykorzystywać dla SEM w zakresie powyżej
140mV.
Tabela 38 Sprawdzenie dokładności równania regresji
SEM
Wartość
Wartość
[mV] obliczona rzeczywista
237
234
232
230
227
223
0,00970
0,00835
0,00755
0,00683
0,00588
0,00481
0,01000
0,00882
0,00769
0,00660
0,00556
0,00455
Błąd
SEM
Wartość
[%]
[mV]
obliczona rzeczywista
3,0
5,4
1,8
-3,5
-5,9
-5,9
218
211
202
188
136
0,00375
0,00264
0,00168
0,00084
0,00006
Wartość
0,00357
0,00263
0,00172
0,00085
0,00000
Błąd
[%]
-5,0
-0,4
2,3
1,3
-
Układ badawczy
Układ doświadczalny zawierał trzcinę Miscanthus lub trzcinę pospolitą rozdrobnioną w
młynie nożowym typu UR 160. Rozkład wielkości cząstek dla trzciny Miscanthus
przedstawiono w tabeli 31.
Zbadano następujące układy doświadczalne zawierające trzcinę Miscanthus o różnym
rozdrobnieniu i dla dwóch wilgotności ogólnych złoża oraz jako próbkę odniesienia - złoże
zawierającą trzcinę pospolitą (posiada dobre właściwości jako materiał strukturotwórczy). Ze
względu na rozdrobnienie przebadano dwa układy:
a)
3,2 kg kompostu
~18 kg osadu
2,5 kg nie odsianej trzciny
b)
3,2 kg kompostu
~18 kg osadu
500g trzciny (4mm)
500g trzciny (1,6mm)
1500g trzciny (1,02 mm)
102
Ze względu na wilgotność wsadu reaktora przebadano układy o zawartości suchej masy 28%
oraz 30%.
Ogólny skład higienizowanej mieszaniny zawierał 2,5 kg materiału strukturotwórczego, 3,2
kg kompostu, ~18 kg osadu nadmiernego. Kompost dodawany był jako materiał zawierający
bakterie termofilowe, co przyspiesza zapoczątkowanie fazy gorącej oraz zmniejsza
uciążliwość zapachową procesu. Kompost pochodził z oczyszczalni ścieków komunalnych w
Swarzewie. Wyniki badań właściwości kompostu przedstawiono w załączniku 1. Osad
nadmiarowy pochodził z oczyszczalni ścieków komunalnych w Swarzewie typu SBR i był
odwodniony mechanicznie z wykorzystaniem polielektrolitu (skład i właściwości osadu
przedstawiono w załączniku 2).
Wyniki i dyskusja
Ditlenek węgla
Na rysunkach 46 i 47 przedstawiono zmiany stężenia ditlenku węgla oraz zmiany
temperatury dla układów o różnej wilgotności. Higienizowane układy był tak dobrane, aby
wilgotność mieściła się w zalecanym i wcześniej przebadanym zakresie.
70
20
65
18
60
16
50
14
45
40
CO2 [%]
Temp. [°C]
55
12
35
Temp. R1
Temp. R2
CO2
10
30
25
8
0
10
20
30
40
50
60
Czas [h]
Rysunek 46 Wykres zmian temperatury i stężenia CO2 w gazach odlotowych (trzcina Miscanthus, złoże 28%
s.m.) (R1 temp. 10cm od dna złoża, R2 temp 10cmod powierzchni złoża)
103
70
20
18
60
16
14
CO2 [%]
Temp. [°C]
50
40
12
30
Temp. R1
Temp. R2
10
CO2
20
8
0
10
20
30
40
50
60
70
Czas [h]
Rysunek 47 Wykres zmian temperatury i stężenia CO2 w gazach odlotowych (trzcina Miscanthus, złoże 30%
s.m.) (R1 temp. 10cm od dna złoża, R2 temp 10cmod powierzchni złoża)
Jak możemy zauważyć, stężenie ditlenku węgla rośnie wraz z temperaturą. Maksimum
następuje ok. 5-7h przed maksymalną temperaturą w strefie 10cm od dna złoża. Im wyższa
temperatura maksymalna tym większa zawartość CO2. Dla temperatury 67°C zawartość CO2
jest na poziomie 19,5% (29 godzina procesu) zaś dla temperatury ok. 3 stopnie niższej spada
do 18,3% (23 godzina procesu).
Na następnych dwóch rysunkach 48 i 49 przedstawiono takie same wykresy, lecz dla
złoża o dużej zawartości frakcji grubszej i braku najdrobniejszej oraz jako układu odniesienia
zawierającego trzcinę pospolitą. Maksimum stężenia ditlenku węgla występuje też na ok. 5-7h
przed maksymalną temperaturą w strefie 10cm od dna złoża. W przypadku trzciny pospolitej
największa zawartość ditlenku węgla wynosiła 18,5% i wystąpiła w 26. godzinie procesu.
Taki sam poziom zawartości CO2 zanotowano dla grubszych frakcji po 30. godzinie
prowadzenia procesu. Kontrola zawartości ditlenku węgla w gazach odlotowych nie
odwzorowuje jednoznacznie momentu maksymalnego wzrostu temperatury oraz przebiegu
krzywych temperaturowych. Jednak kontrola tego parametru może służyć określeniu ilości
wprowadzanego powietrza do złoża.
104
65
20
60
18
55
16
50
14
45
12
40
10
35
8
Temp. R1
Temp. R2
CO2 [%]
Temp [°C]
CO2
30
6
25
0
20
40
60
80
4
120
100
Czas [h]
Rysunek 48 Wykres zmian temperatury i stężenia CO2 w gazach odlotowych (trzcina Miscanthus –grubsze
frakcje , złoże 30% s.m.) (R1 temp. 10cm od dna złoża, R2 temp 10cmod powierzchni złoża)
65
20
18
55
45
14
CO2 [%]
Temp. [°C]
16
12
35
Temp. R1
Temp. R2
CO2
10
25
8
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Czas [h]
Rysunek 49 Wykres zmian temperatury i stężenia CO2 w gazach odlotowych (trzcina pospolita, złoże 30% s.m.)
(R1 temp. 10cm od dna złoża, R2 temp 10cmod powierzchni złoża)
105
Amoniak
Na wykresach (rysunki 50-52) przedstawiono krzywe obrazujące zmiany stężenia
amoniaku w gazach odlotowych wraz z krzywymi temperaturowymi. Rysunek 50 zawiera
wykres dla złoża z trzciną Miscanthus o zawartości suchej masy 28%. Stężenie amoniaku
rośnie początkowo powoli; szybki wzrost stężenia następuje długo po osiągnięciu
maksymalnej temperatury w dolnej części złoża. Dla złóż skomponowanych z grubszych
frakcji trzciny oraz z trzciny pospolitej szybki wzrost stężenia NH3 następuje po osiągnięciu
maksymalnej temperatury górnej części złoża. W trzech przedstawionych przypadkach wzrost
stężenia amoniaku następuje ok. 50 godziny prowadzenia procesu. Może to świadczyć o
kumulowaniu się amoniaku w złożu (rozpuszcza się w wilgotnym złożu co ułatwia długa
droga jaką musi przebyć faza gazowa). Gdy górna część złoża rozgrzewa się do temperatury
na poziomie termofilowym bakterie wytwarzają amoniak, który we większej ilości
odprowadzany jest ze złoża.
0,04
70
0,035
60
0,025
50
0,02
40
0,015
Stężenie NH3 [mol/dm3]
Temperatura [°C]
0,03
0,01
30
Temperatura R1
Temperatura R2
0,005
Stężenie amoniaku
20
0
0
10
20
30
40
50
60
Czas [h]
Rysunek 50 Wykres zmian temperatury i stężenia NH3 w gazach odlotowych (trzcina Miscanthus, złoże 28%
s.m.) (R1 temp. 10cm od dna złoża, R2 temp 10cm od powierzchni złoża)
106
65
0,045
60
0,04
55
0,035
50
0,03
45
0,025
40
0,02
35
0,015
30
0,01
25
Temperatura R1
Temperatura R2
3
Stężenie NH3 [mol/dm ]
Temperatura [°C]
0,005
Stężenie amoniaku
20
0
0
10
20
30
40
50
60
Czas [h]
Rysunek 51 Wykres zmian temperatury i stężenia NH3 w gazach odlotowych (trzcina Miscanthus – grubsze
frakcje, złoże 30% s.m.) (R1 temp. 10cm od dna złoża, R2 temp 10cm od powierzchni złoża)
0,02
0,018
60
0,016
Temperatura [°C]
0,012
0,01
40
0,008
Stężenia NH3 [mol/dm3]
0,014
50
0,006
30
0,004
0,002
Temperatura R1
Temperatura R2
Stężenie amoniaku
20
0
0
10
20
30
40
50
60
Czas [h]
Rysunek 52 Wykres zmian temperatury i stężenia NH3 w gazach odlotowych (trzcina pospolita, złoże 30% s.m.)
(R1 temp. 10cm od dna złoża, R2 temp 10cm od powierzchni złoża)
107
4.3.4
Podsumowanie
Wilgotność złoża jest jednym z kluczowych parametrów procesu ATH. Niekorzystne jest
zbyt duże przesuszenie, jak i zbyt duża zawartość wody w złożu. Drugim istotnym
parametrem jest porowatość złoża (kontrolowana przez stopień rozdrobnienia materiału
strukturotwórczego). Korzystnym rozwiązaniem jest wykorzystanie grubszej frakcji,
warunkującej uformowanie złoża o dużej porowatości oraz istnienie najdrobniejszej frakcji,
która staje się szybko przyswajalnym materiałem organicznym dla bakterii termofilowych.
Powoduje to szybki przyrost temperatury, czego skutkiem jest skrócenie czasu higienizacji.
Przy stałym poziomie napowietrzania złoża ilość wydzielającego się ditlenku węgla
odzwierciedla wysokość temperatury i poprawność prowadzonego procesu. Mała zawartość
CO2 może świadczyć o zbyt dużej ilości wprowadzanego powietrza lub nieodpowiednich
parametrach procesowych (wilgotność, porowatość). Czytelność zmian temperatury w złożu
zwiększa się przedstawiając zawartość CO2 na tym samym wykresie. Pomiar on line
zawartości ditlenku węgla proponuje się jako parametr kontroli procesu i automatyzacji
napowietrzania. Kontrolowanie stężenia amoniaku nie jest konieczne, chociaż z dość dobrym
przybliżeniem koreluje z położeniem najgorętszej strefy złoża.
Na rysunku 53 przedstawiono zdjęcie zhigienizowanej próbki po 4 dniach procesu ATH.
Próbka wyglądem i konsystencją przypomina nawóz koński. Widoczne białe miejsca to
skupiska grzybów. Największe skupiska występują na trzcinie Miscanthus co świadczy o
dobrych jej właściwościach dla wzrostu grzybów (Thermomyces Lanuginosusz oraz innych),
które wspomagają proces higienizacji.
Rysunek 53 Zhigienizowany osad wraz z widocznymi grzybami (białe punkty)
108
W celu potwierdzenia przydatności metody ATH w złożu do szybkiej higienizacji osadu
wykonano badania parazytologiczne próbek materiału po procesie. Badania przeprowadzono
w Wojewódzkiej Stacji Sanitarno-Epidomiologicznej w Gdańsku. W próbkach nie wykryto
inwazyjnych jaj pasożytów jelitowych. Świadectwo z badań przedstawiono poniżej.
109
WNIOSKI
5. WNIOSKI
-
Po raz pierwszy scharakteryzowano właściwości fizyko-chemiczne trzciny Miscanthus
pod kątem jej przydatności jako materiał strukturotwórczy, wskazując na szczególny
potencjał przy higienizacji osadów ściekowych i po raz pierwszy zaproponowano
prowadzenie procesu autotermicznej tlenowej higienizacji (ATH) w złożu;
-
Zaproponowana technologia ATH w złożu, z odwodnionym osadem o zawartości
suchej masy powyżej 12% mas. i materiałem strukturotwórczym o wielkości cząstek
poniżej 5mm pozwoliła na higienizację osadu już po 4 dniach, co potwierdziły wyniki
badań parazytologicznych (całkowity brak żywych jaj pasożytów jelitowych).
Uzyskana masa po higienizacji posiada konsystencję bardziej przydatną do aplikacji
doglebowej niż odwodniony osad nadmierny;
-
Warunkiem efektywności procesu ATH jest stosowanie wsadu odpowiednio
przygotowanego pod względem wielkości cząstek materiału porotwórczego,
co warunkuje zachowanie odpowiednich warunków tlenowych i umożliwia skrócenie
czasu zapoczątkowania fazy gorącej o połowę;
-
Proces ATH w złożu wymaga starannego utrzymywania zadanego poziomu
najważniejszych parametrów, jak wilgotność, porowatość i przyswajalność węgla
z materiału strukturotwórczego;
-
Wysuszony osad nadmierny bez dodatkowej obróbki jest słabym sorbentem lekkich
węglowodorów w środowisku wodnym, natomiast dobrze pochłania wodę, co jest
korzystne w procesie ATH w złożu. Niewielkie właściwości hydrofobowe pozwalają
jednak sorbować olej w pryzmie kompostowej i na podłożu utwardzonym;
-
Trzcina
Miscanthus
charakteryzuje
się
bardzo
dobrymi
właściwościami
fizykochemicznymi (ciepło spalania, wytrzymałość) i składem chemicznym – C/N,
które przemawiają za jej wykorzystaniem jako dobry materiał strukturotwórczy
w ATH w złożu, co potwierdzają badania laboratoryjne procesu higienizacji. Pewnym
problemem technicznym może być duża zawartość krzemionki, z uwagi na szybsze
zużycie elementów tnących w rozdrabniaczach;
-
Zawartość ditlenku węgla i amoniaku w fazie gazowej, opuszczającej reaktory
do higienizacji, odzwierciedla warunki procesowe w złożu i może zostać
wykorzystana do sterowania procesem.
110
Badania zostały dofinansowane przez:
WOJEWÓDZKI FUNDUSZ OCHRONY ŚRODOWISKA
I GOSPODARKI WODNEJ W GDAŃSKU,
WFOŚ/D/366/120/2001
111
LITERATURA
6. LITERATURA
Alakangas, E., Properties of fuels used in Finland VTT, Tiedotteita 2045, ESPO 2000.
(http://www.vtt.fi/inf/pdf/tiedotteet/2000/T2045.pdf).
Bachmann J., Horton R., R. R. van der Ploeg, Woche S., Soil Sci. Soc. Am. J., 64/2000, 564.
Bandosz T., Block K., Effect of pyrolysis temperature and time on catalytic performance of sewage
sludge/ industrial sludge -based composite adsorbents, Applied Catalysis B, Environmental, 67(12)/2006, 77-85.
Barrington S., Choiniere D., Trigui M., Knight W., Compost convective airflow under passive
aeration, Bioresource Technology, 86 (2003) 259-266.
Bartoszewski K., Oleszkiewicz J., Tlenowa stabilizacja osadów, Podstawy oraz praktyka przeróbki i
zagospodarowania osadów, LEM, Kraków 1998, rozdział 9.
Bąkowska, A., Plaza, E., Mędrzycka, K., Influence of sulphanilamide in wastewater on Anammox
process performance. In: Stuetz, R. & Teik-Thye, L.(Eds.), Water and Environmental Management
Series, Young Researchers, 2006, 69-76.
Beyenal H., Lewandowski Z., Combined effect of substrate concentration and flow velocity on
effective diffusivity in biofilms, Water Research 34, (2), 528-538, (2000).
Bień J., Metody zagospodarowania i unieszkodliwiania osadów ściekowych, Przegląd Komunalny
5(80)/1998, 49-55.
Bień J., Bień J., Hydroliza termiczna Cambi w gospodarce osadowej. Cz.1., Przegląd komunalny, 6,
2003, 48-49.
Bień J., Westalska K., Gospodarka osadami ściekowymi, Aura Ochrona Środowiska, 10/2005,12-13.
Blickwedel P.T., Schenkel W., Klärszlam – Menge und Anfall in der Bundesrepublik Deutschland,
Müll und Abfall, 8/1986, 680÷685.
Boost M.V., Poon C.S., The effect of a modified method of lime-stabilisation sewage treatment on
enteric pathogens, Environment International, 24(7), 1998, 783-788.
Borowski S., Szopa J., Experiences with the dual digestion of municipal sewage sludge, Bioresource
Technology, 98/2007, 1199–1207.
Bridgwater A.V., Peacocke G.V.C., Fast pyrolysis processes for biomass, Renewable and Sustainable
Energy Reviews, 4/2000, 1-73.
Buraczewski G., Biotechnologia osadu czynnego, 1994 PWN, Warszawa, 68 – 71.
Chmielewski K., Koagulanty PIX i PAX modyfikowane polielektrolitami. Własności i aplikacje,
materiały seminarium naukowo-technicznego Kemipol, Kopenhaga 2002, 68-73.
Chmielewski A..G., Kalisz L., Higienizacja osadów ścieków przy użyciu wiązki elektronów,
Inżynieria i aparatura chemiczna, 4/1995, 26÷28.
Cofta J., Kompostownia systemu DANO, Przegląd Komunalny,9(84)/1998.
Cofta J., Zalety kompostowania odpadów organicznych metodą DANO, materiały konferencyjne
Kompleksowa gospodarka odpadami, Wisła, Poznań 1998, 155-172.
Cooperband L., The Art and Science of Composting: A resource for farmers and compost producers rapport, Center for Integrated Agricultural Systems, 2002, 1-2.
Cui R.; Jahng D., Enhanced Methane Production from Anaerobic Digestion of Disintegrated and
Deproteinized Excess Sludge, Biotechnology Letters, 28(8), 2006, 531 – 538.
112
LITERATURA
Danalatos N.G, Potential growth and biomass productivity of Miscanthus×giganteus as affected by
plant density and N-fertilization in central Greece, Biomass and Bioenergy, 31(2-3)/2007, 145-152.
Danesh S., Oleszkiewicz J.A., Use of a new anaerobic-aerobic sequencing batch reactor system to
enhance biological phosphorus removal, Water Science and Technology, 35(1), 1997, 137-144.
Dang-Vu T., Hupka J., Nalaskowski J., Proceedings of the 3th International Conference: „Oil
Pollution –Prevention, Characterization, Clean Technology„ 08-11.09.2002.
Deeny K., Hahn H., Leonhard D., Heideman J., Autoheated Thermophilic Aerobic Digestion, Water
Environment&Technology, October 1991, 65÷72.
Desai T. R., Li D., Finlay W. H., Wong J. P., Colloids Surf. B., 22/2001, 107.
Dirk de Beer, Stoodley P., Lewandowski Z., Liquid flow and mass transport in heterogeneous biofilm,
Water Research 30, (11), 2761-2765, (1996).
Dresbøll D.B., Thorup-Kristensen K., Structural differences in wheat (Triticum aestivum), hemp
(Cannabis sativa) and Miscanthus (Miscanthus ogiformis) affect the quality and stability of plant
based compost, Scientia Horticulturae 107/2005, 81–89.
Dz.U.2006.137.984 Rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa
z dnia 24 lipca 2006r. w sprawie warunków jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków
wprowadzanych do wód lub ziemi, oraz w sprawie substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska
wodnego.
Dz.U.01.62.628 Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach.
Dz.U.99.72.813 Rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z
dnia 11 sierpnia 1999 r. w sprawie warunków, jakie muszą być spełnione przy wykorzystywaniu
osadów ściekowych na cele nieprzemysłowe.
Eurostat2007
http://epp.eurostat.ec.europa.eu/portal/page?_pageid=1996,45323734&_dad=portal&_schema=PORT
AL&screen=welcomeref&open=/&product=Yearlies_new_environment_energy&depth=4
Fernando A. L., Santos Oliveira J. F., Some Aspects of Environmental Impact Assessment of
Maisanthus x giganteus production in Portugal – Aplication of a model, 2002
(http://www.berr.gov.uk/files/file20819.pdf).
Fytili D.; Zabaniotou A., Utilization of sewage sludge in EU application of old and new methods—A
review, Renewable and Sustainable Energy Reviews, 12(1), 2008, 116-140.
Garuti G., Dohanyos M. and Tilche A., Anaerobic-aerobic combined process for the treatment of
sewage with nutrient removal: the Ammonox process. Wat. Sci. Technol 25(7)/ 1992, 383-394.
Gould M., Raymond D., Autothermal thermophilic aerobic digestion, Journal of the environmental
engineering division, April 1978, 259÷270.
Hansen B., Chemiczne oczyszczanie ścieków - stare i nowe zastosowania, materiały seminarium
naukowo-technicznego Kemipol, Kopenhaga 2002,10-22.
Hassouneh O., Jamrah, A., Qaisi, K., Sludge stabilization by composting: a Jordanian case study,
Bioprocess Engineering, 20(5), 1999, 413-421.
Herman I., Wstępne zasady techniczno-organizacyjne zagospodarowania osadów ściekowych w
środowisku przyrodniczym, Ekologia i Technika, 1/1993.
Hoilink H. A. J., Boehm M. J., Heimlich J. E., Controlling the Compost Process: Compost-Amended
Potting Mixes, Ohio State University Fact Sheet, 1993 (http://ohioline.osu.edu/cd-fact/0160.html).
Hupka J., Zimiński T., Chrzanowska M., Wersocki S., Wpływ rodzaju materiału strukturotwórczego,
rozdrobnienia i wilgotności na proces higienizacji osadów nadmiernych, Program badawczowdrożeniowy wykorzystania osadów nadmiernych powstających w Oczyszczalni Ścieków w
Kościerzynie – kontynuacja badań, Gdańsk luty 2003, 30-33
113
LITERATURA
Hupka J., Zimiński T., Meyer L., Wersocki S., Zagospodarowanie osadów ściekowych z OŚ w
Kościerzynie – Raport KTCh 2000.
Huisman, W., Logistic of hervest of Miscanthus Sinensis Giganteus, materially konferencyjne
Proceedings of the 8th European Biomass Conference, 3/1994, 361-371.
Hurter, R. W., Nonwood Plant Fiber Characteristics, Agricultural Residues, TAPPI 1997 Nonwood
Fibers
Short
Course
Notes
updated
and
expanded
February
2006
(http://www.hurterconsult.com/nonwood_characteristics.htm)
Imhoff K.K, Poradnik-Kanalizacja miast i oczyszczanie ścieków, Arkady, Warszawa 1982.
Jenkins, B., Biomass Energy Systems, materiały Univ. of California Davis, College of Engineering,
2007 (http://faculty.engineering.ucdavis.edu/jenkins/courses/EBS216/Biomass/Biomass.pdf).
Jędrczak A., Nawożenie gruntów osadami ściekowymi, Przegląd Komunalny, 5(80)/1998, 58÷63.
Jewell W.J., Kabrick R.M., Autohead aerobic digestion with aeration, Journal WPCF, 52(3)/1980,
512÷523.
Kałuska I., Sterylizacja radiacyjna, Ekologia, 1(27)/2005, 36.
Karlsson I., Baader I., Stendhal K., Hansen B., Wykorzystanie składników wydzielonych z osadu
ściekowego, materiały konferencyjne Osad 2000, Gdańsk, 2000, 24÷32.
Kelly H.G., Melcer H., Mavinic D.S., Autothermal thermophilic aerobic digestion of municipal
sludges: A one-year, full-scale demonstration project, Water Environment Research, 65(7)/2001,
849÷861.
Kempa E., Modelowy osad ściekowy – teoretyczne uwarunkowania a techniczna realność, materiały
konferencyjne I Międzynarodowa Konferencja NT „Problemy gospodarki osadowej w oczyszczalni
ścieków”, Częstochowa, 1995, 15-22.
Kordashia O., Baum N., Patt R., Elefantengras – ein potentieller Rohstoff fur die Zellstoff-und
Papierindustrie?, Das Papier, 6/1992, 257-264.
Kosarewicz O., Usuwanie mikroorganizmów chorobotwórczych w oczyszczalniach ścieków
miejskich, Gaz Woda i Technika Sanitarna, 8/1999, 292÷297.
Kowalik P., Energetyczne wykorzystanie osadów ściekowych w oczyszczalni w Swarzewie, VII
Konferencja Naukowo-Techniczna, Częstochowa 1998, 239-253.
Kowalik P., Praktyczne aspekty zagospodarowania osadów ściekowych – materiały sympozjum GFW,
Gdańsk 1996.
Kozak M., Zastosowanie Miskanta olbrzymiego jako rośliny energetycznej, materiały konferencyjne,
Wdrażanie przepisów UE regulujących wykorzystanie odnawialnych źródeł energii w wybranych
krajach członkowskich, ze szczególnym uwzględnieniem zagadnienia wykorzystania biomas, Wrocław
2006.
Kuczyńska I., Kluczewska A., Charakterystyka osadów ściekowych pod kątem kierunków ich
wykorzystania, materiały konferencyjne Osad 2000, t. II, Gdańsk, 2000, 103-112
Kursawe W., Technika rozdrabniania trzciny Miscanthus, Materiały Polsko-Niemieckiej konferencji
na temat Wykorzystanie trzciny chińskiej MISCANTHUS, 27-29.09.2000 Połczyn Zdrój, 63-72.
Lapara T.M., Konopka A., Alleman J.E., Energy spilling by thermophilic aerobes in potassium-limited
continuous culture, Wat. Res., 34(10)/2003, 2723÷2726.
Lord, R.A., Atkinson, J., Scurlock, J.M.O., Biomass, remediation, re-generation (bioregen life
project): reusing brownfield sites for renewable energy crops, materiały 15th European Biomass
Conference & Exhibition BioReGen, Berlin, 2007.
Lewandowski Z., Notes on biofilm porosity, Water Research 34(9)/2000, 2620-2624.
114
LITERATURA
Łomotowski J., Osady ściekowe w kanalizacjach lokalnych, Przegląd Komunalny, 3(66)/1997, 51÷53.
Maćkowiak C., Skład chemiczny osadów ściekowych i ich wartość nawozowa, materiały
konferencyjne Osady 2000, t. II, Gdańsk, 2000, 16÷21.
Maćkowiak C., Właściwości nawozowe osadów ściekowych, materiały konferencyjne
Nieprzemysłowe (przyrodnicze) wykorzystanie osadów ściekowych, Poznań, 1999, 30-34.
Matsch L.C., Drnevich R., Autothermal aerobic digestion, Journal WPCF, February 1977, 296÷310.
Matson J.V., Characklis W.G., Diffusion into microbial aggregates, Water Research, 10, 1976, 877885.
Meyer G., Heidbreder B., Becker W., Brat B., Przetwarzanie osadów ściekowych zanieczyszczonych
substancjami wysoce toksycznymi sposobami przyjaznymi dla środowiska, Materiały Seminarium
„Zanieczyszczenie i odnowa Zatoki Gdańskiej” Gdynia, 1991, 28÷243.
Mizerski W, Tablice chemiczne, 1997 Wydawnictwo Adamantan, Warszawa, 99.
Mizgajska H., Wykorzystanie osadów ściekowych na cele nieprzemysłowe, Przegląd Komunalny,
3(102)/2000, 27.
Monitor Polski, Uchwała nr 219 Rady Ministrów z dnia 29 października 2002 r. w sprawie krajowego
planu gospodarki odpadami, 11, 159, 2003.
Mortimer D.A., Synthetic Polyelectrolytes--A Review, Polymer International, 25(1),1991, 29-41.
Murakami T., Recent advances in sludge treatment techniques, Water Quality International, 9/10,
1998.
Murthy S.N., Novak J.T., Holbrook R.D., Surovik F., Mesophilic aeration of autothermal thermophilic
aerobically digested biosolids to improve plant operations, Water Environment Reseaerch, 72(4)/2000,
476÷483.
Nevim G., Sems Y., Wet oxidation: a pre-treatment procedure for sludge, Waste Management,
22(6)/2002, 611-616.
Nicholls H.A., Osborn D.W., Bacterial stress: prerequisite for biological removal of phophorus,
Journal Water Pollution Control, 51, 1979, 557-569.
Oleszkiewicz J., Gospodarka osadami ściekowymi: poradnik decydenta, Lem, Kraków 1998; 35, 43,
67, 149, 183, 185.
Oniśko W., Trzcinnik olbrzymi (Miscanthus sinensis "Giganteus") - nowy, perspektywiczny surowiec
włóknisty i możliwości jego wykorzystania, Przemysł Drzewny 11(47)/1996, 31÷34.
Orhon D., Artan N., Modelling of Activated Sludge Systems, Technomic Publ. Co., 1994, 79.
PN-93/Z-15008/04 Odpady komunalne stałe. Badanie właściwości paliwowych. Oznaczanie ciepła
spalania i obliczanie wartości opałowej
Praca zbiorowa, Poradnik eksploatatora oczyszczalni ścieków, PZITS, Poznań, 1995.
Prouty M.F., Sludge amended brick manufacture as an ultimate disposal method, praca magisterska,
Politechnika Gdańska 1980.
Rasmussen K., Lewandowski Z., The accuracy of oxygen flux measurements using microelectrodes,
Water Research 32, (12), 3747-3755, (1998).
Rozmej Z., Technologia chemiczna drewna, część I, 1955 PWN Poznań, 30-35.
Sastry C.A, Hashim M.A., Agamuthu P., Waste Treatment Plants, 25(2)/1995, 253÷258.
SCORE, Lokalne źródła energii – słoma, materiały programu Holenderskiej Agencji Energii i
Środowiska Novem, 1997
115
LITERATURA
Scurlock J. M. O., Miscanthus: A Review of European Experience with a Novel Energy Crop,
Environmental Sciences Division, Publication 4845, February 1999.
Serwiński M, Zasady inżynierii chemicznej i procesowej, 1982 WNT, Warszawa, 572-577.
Siebold A., Walliser A., Nardin M., Oppliger M., Schultz J., Capillary Rise for Thermodynamic
Characterization of Solid Particle Surface, Journal of Colloid and Interface Science, 186(1)/1997, 6070.
Siuta J., Wasiak G., Kompostowanie odpadów i użytkowanie kompostu: monografia, Instytut Ochrony
Środowiska, Warszawa 2000.
Siuta J., Wasiak G., Zasady gospodarki odpadami bytowymi w środowisku przyrodniczym,
monografia, Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa, 1991
Stover E.L., Aerobic autoheated thermophilic treatment process for high strength industrial waste
residuals, WEF/Indiana Water Polution Control Association Indianapolis, Indiana, June 27-30 1999.
Stover E.L., Indrustrial waste residuals stabilization by aerobic thermophilic biological treatment, 30th
Mid-Atlantic Indrustrial and Hazardous Waste Conference Philadelphia, Pensylvania, July 12÷15,
1998.
Szlachta J., Możliwości wykorzystania odnawialnych źródeł energii na Dolnym Śląsku, materiały
konferencyjne Wdrażanie przepisów UE regulujących wykorzystanie odnawialnych źródeł energii w
wybranych krajach członkowskich, ze szczególnym uwzględnieniem zagadnienia wykorzystania
biomas, Wrocław, 2006
Tang J., Kanamori T., Inoue Y., Changes in the microbilogical community structure during
thermophilic composting of manuare as detected by the quinone profile method, Process
Biochemistry, 39/2004, 1996-2006
Trim B.C., McGlashan J.E., Sludge stabilization and disinfection by means of autothermal aerobic
digestion of oxygen, Wat. Sci. Tech., 17/1999, 563-573.
Weng, Chih-Huang, Utilization of sludge as brick materials, Advances in Environmental Research,
7(3)/2003, 679-685.
Wojnowska-Baryła I., Stachowiak D., Systemy oczyszczania ścieków metodą osadu czynnego,
Wydawnictwo ART., Olsztyn 1997.
Wolfrom R. L., Chander S., Hogg R., Minerals and Metallurgical Processing, 19/2002, 198.
Xia F., Beyenal H., Lewandowski Z., An electrochemical technique to measure local flow velocity in
biofilms, Water Research 32(12)/1998, 3631-3636.
Yang X., Beyenal H., Harkin G., Lewandowski Z., Evaluation of biofilm image thresholding methods,
Water Research 35(5)/2001, 1149-1158.
Yang X., Beyenal H., Harkin G., Lewandowski Z., Quantifying biofilm structure using image analysis,
Journal of Microbiological Methods 39/2000, 109–119.
Zarzycki R., Wielgosiński G.: Osady ściekowe - najważniejsze problemy zagospodarowania.
Techniczne problemy zarządzania środowiskiem w Łodzi, monografia red Zarzycki R ,PAN oddział w
Łodzi Komisja Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej, Łódź, 2003, 139-165.
Zielewicz-Madej E., Fukas-Płónka Ł., Zagęszczanie i kondycjonowanie osadów, Podstawy oraz
praktyka przeróbki i zagospodarowania osadów, LEM, Kraków 1998, rozdział 6.
116
STRESZCZENIE
7. STRESZCZENIE
Spośród metod biologicznych oczyszczania ścieków najpowszechniej stosowana jest
metoda osadu czynnego. Podczas procesu w wyniku przyrostu biomasy powstaje osad
nadmierny. Przyrost biomasy w zależności od technologii zawiera się w granicach 0,2÷0,8 kg
suchej masy (s.m.) na kilogram usuniętego BZT5. Ze względu na różnorodność
dopływających ścieków osady nadmiarowe mogą zawierać wiele substancji szkodliwych oraz
być skażone bakteriologicznie i parazytologicznie. Stwarza to ograniczenia przy
zagospodarowaniu tego odpadu oraz groźbę zarażenia ludzi bądź zwierząt w przypadku
niepoprawnego z nim postępowania. Osad nadmierny może więc stanowić niebezpieczny i
kłopotliwy odpad, ale jednocześnie wartościowy nawóz naturalny. Aby móc wykorzystać
osad nadmierny do celów nawozowych niezbędna jest jego higienizacja.
Celem utylitarnym rozprawy było zaproponowanie nowego sposobu higienizacji osadów
nadmiernych z biologicznego oczyszczania ścieków komunalnych i przemysłowych, jaką jest
ATH w złożu, szczególnie dla małych oczyszczalni gminnych.
W literaturze opisano metodę autotermicznej tlenowej higienizacji lecz dla osadów
nadmiernych o zawartości s.m. poniżej 5%. W literaturze brak jest doniesień na temat
wykorzystania trzciny Miscanthus Giganteus jako materiału strukturotwórczego. Brak jest
opisu kontroli i dozowania powietrza, aby proces był efektywny.
W dysertacji przedstawiono następujące tezy: osady nadmierne wystarczy zhigienizować
bez potrzeby kompostowania i przekazać do użytkowania przyrodniczego; osady nadal nadają
się do wykorzystania rolniczego pod warunkiem nie przekraczania zawartości substancji
niebezpiecznych; higienizację można osiągnąć przez podniesienie temperatury do poziomu
55°C na okres 2 godzin; stosując wymuszone napowietrzanie uzyskujemy wyższą
temperaturę w krótszym czasie; stosując odpowiedni materiał strukturotwórczy zwiększamy
transfer tlenu, co zwiększa efektywność higienizacji, możliwe jest bardzo wysokie (do 90%)
wykorzystanie tlenu podczas higienizacji osadu.
Z tych względów w pracy zwrócono szczególną uwagę na scharakteryzowanie
poszczególnych składników higienizowanej masy. Jako czynnika strukturotwórczego użyto
trzciny Miscanthus Giganteus. Bardzo istotnym wskaźnikiem efektywności procesu, oprócz
przyrostu temperatury, były badania stężenia CO2 i NH3 w gazach odlotowych.
W pracy wykazano, że aby zachować wystarczające warunki tlenowe podczas higienizacji
należy zastosować materiał porotwórczy o odpowiedniej strukturze, ilości i podatności na
117
STRESZCZENIE
biodegradację. Wielkość fragmentów (cząstek) materiału strukturotwórczego wpływa nie
tylko na efektywność przenoszenia tlenu, lecz także na łatwość przyswajania tego materiału
przez bakterie termofilowe. Poprzez zastosowanie odpowiednio przygotowanego materiału
strukturotwórczego
pod
względem
wielkości
i
wilgotności
można
skrócić
czas
zapoczątkowania reakcji nawet o połowę, a tym samym cały czas niezbędny do higienizacji.
Wykazano, że trzcina Miscanthus jest bardzo dobrym materiałem strukturotwórczym,
natomiast zawartość CO2 i NH3 koreluje z efektywnością przenoszenia tlenu.
118
ZAŁĄCZNIKI
8. ZAŁĄCZNIKI
Załącznik 1
Wyniki badań właściwości kompostu z oczyszczalni ścieków komunalnych w Swarzewie.
Załącznik 2
Skład i właściwości osadu nadmiernego z oczyszczalnie ścieków komunalnych w Swarzewie.
119
ZAŁĄCZNIKI
Załącznik 1
120
ZAŁĄCZNIKI
Załącznik 1
121
ZAŁĄCZNIKI
Załącznik 2
122

POLITECHNIKA GDAŃSKA

Transkrypt

Podobne dokumenty

Odwodniony na prasie osad poddawany jest procesowi higienizacji

Broszura do pobrania (PDF - 1.9MB)

Zobacz schemat oczyszczalni

Miscanthus sacchariflorus (Poaceae) – nowy potencjalnie inwazyjny

Scrudrain karta - Ekofinn-Pol

Spis w formacie pdf - Szkółka Roślin Ozdobnych Grubsko

warsztaty szkoleniowe

5. Isaac Newton 1. Pascal 3. Tommaso Campanella 4. Kartezjusz 2