WPŁYW CZASU TRWANIA FAZY GORĄCEJ

WPŁYW CZASU TRWANIA FAZY GORĄCEJ KOMPOSTOWANIA NA
USUWANIE WWA
INFLUENCE HOT COMPOSTING STAGE ON WWA REMOVAL
Izabela Siebielska, Robert Sidełko
Politechnika Koszalińska, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska,
Katedra Gospodarki Odpadami,
e-mail: [email protected], [email protected]
ABSTRACT
One of the most popular method of sewage sludge utilization is composting. The process cause sewage
sludge hygienization and stabilization. Additionally some organic micro pollutants are removed because
of biodegradation. The examples are polynuclear aromatic hydrocarbons. Many methods are used in
composting process. The warm phase in shown research was carry out in dynamic bioreactors. Compost
ripening was carry out in pile which volume was 2 m3. Mixture of sewage sludge and green waste was
composted. The research was carry out in three cycles. The difference of cycles were composting duration
in dynamic bioreactors. The research purpose was study and estimation of the influence of composting
warm phase duration on polynuclear aromatic hydrocarbons removal.
Key words: composting, sewage sludge, biodegradation, polynuclear aromatic
biodegradable waste utilization.
1.WSTĘP
Kompostowanie osadów ściekowych jest jedną
z metod utylizacji odpadów biodegradowalnych.
Celem kompostowania jest uzyskanie nawozu z
osadów, zbliżonego swoimi właściwościami do
próchnicy glebowej zawierającej do 50%
substancji
organicznej,
składników
pokarmowych
dla
roślin
oraz
mikroorganizmów, które wzbogacają mikroflorę
i mikrofaunę w glebie (Przywarska, Kotowski
2003). Efekt ten uzyskuje się poprzez
stabilizację i zwiększenie przyswajalności
związków
organicznych
przez
rośliny.
Recyklingowi organicznemu przez proces
kompostowania może być poddawany zarówno
osad uwodniony, jak i osad po odwodnieniu
(Przywarska, Kotowski 2003). Jednak najlepsze
efekty uzyskuje się, gdy materiał ma
uwodnienie na poziomie mniejszym niż 60%
(Inst. Inż. Środow. 2004). Zbyt wysokie
uwodnienie osadów może ograniczać przepływ
tlenu, inhibitując procesy aerobowe. Zjawisko
to sprzyja
pojawianiu
się
warunków
beztlenowych, czego konsekwencją może być
lokalne zagniwanie osadu. W celu intensyfikacji
procesu kompostowania do osadów ściekowych
dodawany jest materiał strukturotwórczy, taki
jak: słoma, trociny, kora, papier lub inne
odpadki organiczne (np. skratki). Zabieg ten ma
hydrocarbons,
na celu poprawę uziarnienia osadu, zapewnienie
lepszego przepływu powietrza, a przy tym
wzbogaca osad w dodatkowe źródło węgla
organicznego,
co
umożliwia
uzyskanie
odpowiedniej temperatury i higienizacji osadu
bez nadmiernych strat azotu (Przywarska,
Kotowski 2003).
Prawidłowy
przebieg
procesu
kompostowania
zależy
od
zapewnienia
optymalnych
warunków
dla
rozwoju
mikroorganizmów, mających zasadniczy wpływ
na jego efektywność. Decydujące znaczenie dla
procesu
technologicznego,
jakim
jest
kompostowanie, mają współzależne czynniki
wpływające na aktywność mikroorganizmów
odpowiedzialnych za rozkład substancji
organicznej (Malej 2004).
Przemiany
zachodzące
podczas
kompostowania odbywają się z udziałem
mikroflory i mikrofauny. Chemizm procesów
biochemicznych, odpowiedzialnych za te
przemiany, można podzielić na mineralizację
oraz humifikację. Mineralizacji podlega
85÷90% substancji organicznej, humifikacji
10÷15%. Procesy te przebiegają równolegle
przy aktywnym udziale mikroorganizmów.
Osady ściekowe, które mają być
poddane procesowi kompostowania muszą
zawierać co najmniej 35% masy substancji
organicznej i 2% azotu, nie mogą przy tym być
188
przekroczone następujące zawartości metali
ciężkich: rtęć – nie więcej niż 5 mg/kg s.m.;
kadm – 10 mg/kg s.m.; nikiel – 100 mg/kg s.m.;
ołów - 500 mg/kg s.m.; chrom – 800 mg/kg s.m.
oraz cynk – 2500 mg/kg s.m. (Siuta, 1996). W
przypadku zanieczyszczeń organicznych nie ma
norm określających dopuszczalne stężenia.
Jednak w projekcie zmiany dyrektywy
1986/278/EEC, uwzględnione zostały, między
innymi, dopuszczalne wartości (6 mg/kg s.m.)
dla sumy 11. WWA: acenaftenu, fenantrenu,
fluorenu,
fluorantenu,
pirenu,
benzo(b)fluorantenu,
benzo(j)fluorantenu,
benzo(k)fluorantenu,
benzo(a)pirenu,
benzo(ghi)perylenu i indeno(1,2,3-cd)pirenu
(Zarzycki 2001).
Wielopierścieniowe
węglowodory
aromatyczne są przykładem toksycznych
związków
organicznych
o
najlepiej
rozpoznanych właściwościach rakotwórczych,
stwierdzonych już w XVIII w. Substancje te
zawierają
od dwóch do kilkunastu
skondensowanych pierścieni aromatycznych z
podstawnikami alkilowymi (Dutkiewicz i in.,
1988). Są to lipofilowe ciała krystaliczne,
niepolarne, zatem słabo rozpuszczalne w
wodzie
a
dobrze
rozpuszczalne
w
rozpuszczalnikach organicznych. Wzrost ilości
pierścieni w cząsteczce zmniejsza jej
rozpuszczalność w wodzie, jednak obecność
związków powierzchniowo czynnych zwiększa
rozpuszczalność. Główną rolę odgrywa tu
proces hydrotopii (Wild, Jones, 1993). Badania
prowadzone na Politechnice Częstochowskiej
potwierdzają tę zależność, stwierdzając
obecność WWA w cieczy nadosadowej
wydzielonej
z
osadu
ściekowego
przefermentowanego (Włodarczyk-Makuła i in.,
2000).
Ze względu na swoją budowę,
wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne
wykazują bardzo dużą tendencję do sorpcji na
powierzchni ciał stałych tworzących zawiesiny.
Z tego powodu związki te występują w wodach,
głównie w formie zaadsorbowanej na cząstkach
stałych. Zawiesina rzeczna może zawierać
nawet do kilkudziesięciu miligramów WWA w
kilogramie suchej masy (Zerbe, 1993).
Wielopierścieniowe
węglowodory
aromatyczne wykazują bardzo dużą wrażliwość
na zmiany czynników zewnętrznych, takich jak
temperatura i pH oraz na obecność wielu
związków chemicznych, m.in. substancji
powierzchniowo czynnych i pestycydów. WWA
ulegają łatwo reakcjom utleniania, zarówno pod
wpływem promieniowania UV, jak i takich
utleniaczy, jak tlen czy ozon, tworząc chinony
(Zerbe, 1993). W przypadku związków o
większej liczbie skondensowanych pierścieni,
produktami końcowymi mogą być nadtlenki
(Namieśnik, Jaśkowski, 1995).
Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne
pojawiają są w środowisku naturalnym nie tylko
w wyniku procesów naturalnych, ale głównie w
wyniku działalności gospodarczej człowieka.
Głównym źródłem tych związków są przemysł
petrochemiczny oraz transport. Wśród procesów
naturalnych można wyróżnić erupcję wulkanów,
pożary lasów czy zjawiska geologiczne
związane z tworzeniem paliw kopalnianych
(Zerbe, 1993).
Skażenie
środowiska
wielopierścieniowymi
węglowodorami
aromatycznymi ma charakter powszechny. Ich
obecność stwierdza się w powietrzu, wodzie i
gruncie,
zarówno
na
obszarach
nie
zamieszkałych przez człowieka,
jak i na
terenach
zurbanizowanych
(Namieśnik,
Jaśkowski, 1995).
W wielu badaniach prowadzonych na
całym świecie stwierdzono obecność tych
węglowodorów w osadach ściekowych z
oczyszczalni ścieków, do których trafiają nie
tylko
ścieki
przemysłowe,
ale
także
gospodarczo-bytowe oraz wody opadowe.
Podczas silnych deszczy i roztopów na terenach
miejskich stężenie WWA może wzrosnąć nawet
stukrotnie,
powodując
przekroczenie
dopuszczalnych norm, dotyczących stężenia
benzo(a)pirenu (Janosz-Rajczyk i inni, 2006).
Suma
stężeń
wielopierścieniowych
węglowodorów aromatycznych w osadach
ściekowych, analizowanych w Brazylii, w
zależności od rodzaju oczyszczalni ścieków nie
przekraczała 4 mg/kg s.m. (Grossi i inni, 1998).
W Europie największe zawartości WWA
stwierdzono w Niemczech, suma stężeń
mieściła się w przedziale 2-80 mg/kg s.m., w
Szwajcarii 1-10 mg/kg s.m., we Francji
(oczyszczalnia ścieków obsługująca Paryż) 1530 mg/kg s.m., a w Hiszpanii 2-6 mg/kg s.m.
(Perez i in., 2001, Blanchard i in., 2004). W
Polsce, z badań prowadzonych przez wiele
ośrodków naukowych wynika, że analogicznie,
jak w pozostałych krajach europejskich, suma
stężeń WWA mieściła się w granicach 1-6
mg/kg s.m. (Janosz-Rajczyk i inni, 2006).
Bezpośrednie wykorzystanie w rolnictwie tak
zanieczyszczonych
osadów
ściekowych
mogłoby
spowodować
dodatkowe
wprowadzenie do środowiska naturalnego
toksycznych substancji. Jedną z metod utylizacji
organicznych zanieczyszczeń w osadach jest
kompostowanie.
Przemiany
wielopierścieniowych
węglowodorów aromatycznych, związane ze
zmniejszeniem
ich
stężeń,
w
czasie
kompostowania związane są z dwoma
zjawiskami: adsorpcją i biodegradacją. Faza
termofilna charakteryzuje się dużym spadkiem
sumy stężeń WWA na poziomie nawet 50-70%.
189
W następnych etapach następuje niewielki
wzrost
sumy
stężeń.
Początkowo
zaadsorbowane
WWA
w
związku
z
mineralizacją organicznej materii i ograniczeniu
ilości sorpcyjnych centrów aktywnych, ulegają
desorpcji. Ostatecznie obserwowane jest
zmniejszenie sumy stężeń węglowodorów
nawet do 84%. Stopień degradacji w dużym
stopniu zależy od temperatury prowadzonego
procesu kompostowania (Lazzari i inni. 1999,
Oleszczuk, 2007).
Proces biodegradacji wielopierścieniowych
węglowodorów
aromatycznych
prawdopodobnie odgrywa największą rolę w
ubytku tych związków ze środowiska
naturalnego.
W przypadku węglowodorów
zawierających trzy skondensowane pierścienie
aromatyczne, produktem pośrednim jest cisdihydrodiols, końcowym katechol, ulegający
dalszemu
utlenianiu,
aż
do
kwasów
karboksylowych i aldehydów. Związki te
wykorzystywane są przez mikroorganizmy
m.in. do produkcji energii i ulegają utlenieniu
do ditlenku węgla.
Niektóre bakterie,
rozkładające węglowodory o mniejszej ilości
pierścieni aromatycznych, biorą także udział w
procesie
biodegradacji
węglowodorów,
zawierających cztery i więcej skondensowanych
pierścieni aromatycznych. W przypadku
utleniania
benzo(a)pirenu,
antracenu
i
fenantrenu dodatek pierwiastków biogennych,
szczególnie azotu i fosforu, przyspiesza procesy
biodegradacji (Betancur-Galvis i inni, 2006). W
proponowanej drodze biologicznego rozkładu,
w pierwszym etapie następuje rozszczepienie
pierścienia aromatycznego przede wszystkim w
pozycji 9,10. Następnie produktem utlenienia
jest cis-9,10-BaP-dihydrodiol. W kolejnych
etapach powstałe diole są utleniane do kwasów
karboksylowych, na przykład 4,5-chrysene7,8-dihydro-pyrene-7dicarboxylic
acid;
carboxylic acid
i 7,8-dihydro-pyrene-8carboxylic acid. W procesie biodegradacji
węglowodorów aromatycznych, posiadających
powyżej 4 skondensowanych pierścieni, biorą
udział także grzyby. Produktami pośrednimi w
czasie utleniania są 9-hydroxyBaP; trans-9,10dihydroxy-9,10-dihydroBaP
i
trans-7,8dihydroxy-7,8-dihydroBaP, a końcowymi cisand
trans-tetraols.
Ostatnimi
mikroorganizmami, posiadającymi zdolność
eliminacji benzo(a)pirenu są glony. Produktami
transformacji są cis-4,5-BaP-dihydrodiol; cis11,12-BaP-dihydrodiol; cis-7,8-BaP-dihydrodiol
i cis-9,10-BaP-dihydrodiol (Juhasz, Naidu
2000).
Celem przeprowadzonych badań było
zbadanie wpływu czasu przetrzymania w
bioreaktorze dynamicznym mieszaniny osadów
ściekowych i materiału strukturalnego, na
przemiany
wielopierścieniowych
węglowodorów aromatycznych
kompostowania na pryzmach.
w
czasie
2. METODYKA
Proces technologiczny kompostowania osadów
ściekowych.
Osad
ściekowy,
po
zagęszczeniu
w
zagęszczaczach grawitacyjnych i odwodnieniu
na prasie taśmowej z dodatkiem polielektrolitu,
został poddany procesowi kompostowania.
Materiałem strukturotwórczym była słoma z
pszenżyta i rzepakowa, wymieszana z osadem
odwodnionym w proporcjach wagowych 2:1.
Mieszanka ta posiadała wilgotność w przedziale
50–60%.
Pierwszy
etap
kompostowania
zachodził
w
szczelnie
zamkniętych
bioreaktorach
dynamicznych.
Biofiltry
zabezpieczały przed emisją odorów. Czas
przetrzymania materiału w bioreaktorach
dynamicznych wynosił w pierwszym cyklu 7
dni, w drugim 14 dni i w trzecim 21 dni.
W bębnach przeprowadzona została
faza gorąca kompostowania, łatwo dostępne
substancje organiczne były rozkładane przez
mikroorganizmy, materiał przestał wydzielać
odory, zmniejszyła się jego objętość i
wilgotność. Przetrzymanie materiału w bębnie,
połączone ze wzrostem temperatury powyżej
55˚C, prowadzi do biologicznego tlenowego
rozkładu substancji organicznej, a co za tym
idzie, do higienizacji produktu.
Drugim etapem
było wtórne
kompostowanie w systemie statycznym –
dojrzewanie w pryzmach, pozwalające na
rozwinięcie się grzybni. Aktywność grzybów
jest niezbędna, między innymi,
dla
biodegradacji trudno rozkładalnych substancji.
Kompost został ułożony w pryzmy o objętości 2
m3, gdzie dojrzewał przez cztery miesiące.
Pryzmy były okresowo przerzucane za pomocą
ładowarki.
Metodyka oznaczania wielopierścieniowych
węglowodorów aromatycznych w kompoście.
Do badań użyto próbki wsadu do bioreaktora
oraz kompostu z pryzm. Częstotliwość poboru
próbek
kompostu
zależała
od
czasu
kompostowania i na początku wynosiła 7 dni,
potem 14 dni i na końcu 21 dni. W analogiczny
sposób pobierano próbki dla trzech cykli
różniących się czasem przetrzymania w
bioreaktorze dynamicznym.
Naważki, wysuszone do stałej masy, wielkości
około
10
g
poddawano
ekstrakcji
ultradźwiękami. Jako rozpuszczalnika użyto
mieszaniny dichlorometanu i acetonu, w
stosunku objętościowym 1:1. Analizowane
190
próbki poddawano działaniu ultradźwięków
przez godzinę.
Otrzymane ekstrakty oczyszczano i
zagęszczano techniką SPE na kolumienkach
PAH Soil, składających się z dwóch faz:
cyjanowej i żelu krzemionkowego. Anality
wymywano porcjami dwóch rozpuszczalników:
heksanem i chloroformem. Uzyskane eluaty
zagęszczano w atmosferze azotu do objętości
0,5 cm3.
Końcowym etapem było oznaczenie ilościowe i
jakościowe na chromatografie gazowym (AT
7890A), wyposażonym
w dozownik z
rozdziałem strumienia (split-splitles) i detektor
masowy (AT 5975C VL MSD). Analizę
przeprowadzono
na
kolumnie
chromatograficznej HP-5MS z użyciem helu
jako gazu nośnego. Początkowa temperatura
pieca GCMS 60ºC utrzymywana była przez 1,5
min. Następnie wzrosła do 160ºC w tempie
30ºC/min., potem z prędkością 5ºC/min. do
195ºC i ostatecznie z przyrostem 3ºC/min. do
280ºC. Końcowa temperatura utrzymywana
była przez 18 min. (Amir i inni, 2005).
Temperatura The MS transfer line wynosiła
280ºC
a MS source 230ºC. Temperatura
dozownika utrzymywana była na poziomie
300ºC. Uzyskane dane były analizowane za
pomocą selected ion monitoring mode (SIM).
Oznaczenie jakościowe i ilościowe wykonano w
oparciu o wzorzec zewnętrzny 16. WWA
(acenaften,
acenaftylen,
antracen,
benz(a)antracen,
benzo(b)fluoranten,
benzo(k)fluoranten,
benzo(ghi)perylen
benzo(a)piren, chryzen, dibenz(a,h)antracen,
fluoranten,
fluoren,
indeno(1,2,3-cd)piren,
naftalen, fenantren, piren). Czułość metody
0,001 mg/kg s.m.
3. ANALIZA WYNIKÓW
Pierwszym etapem prowadzonych badań było
sprawdzenie odzysku wielopierścieniowych
węglowodorów aromatycznych z matrycy. Do
analiz użyto materiału certyfikowanego,
zawierającego 16 WWA w osadzie ściekowym.
W większości przypadków odzysk wynosił
około 60%. Największy osiągnięto dla
benzo(k)fluorantenu i antracenu powyżej 70%,
a najmniejszy osiągnięto dla benzo(ghi)perylenu
i indeno(1,2,3-cd)pirenu powyżej 30%.
W oparciu o chromatograficzną
analizę jakościową i ilościową oznaczono
zawartość
16.
wielopierścieniowych
węglowodorów aromatycznych w próbkach
kompostu z pryzm, z cyklu I, II i III. W
badanych
próbkach,
stężenia
czterech
węglowodorów: acenaftenu, benzo(a)pirenu,
benzo(ghi)perylenu i dibenzo(a,h)antracenu
były poniżej czułości metody. Wyniki
przykładowych sum 16. węglowodorów
zobrazowano na rysunku 1. Zmiany sumy
stężeń 16. WWA najlepiej opisują funkcje
logarytmiczne. W cyklu I (7 dni przetrzymania
w bioreaktorze dynamicznym) współczynnik
determinacji R2, określający jaka część
zmienności została opisana przez funkcję,
wynosi 0,56. W cyklu II (14 dni przetrzymania
w
bioreaktorze
dynamicznym)
wartość
współczynnika determinacji R2 jest najmniejsza.
53% danych empirycznych jest opisane przez
zaproponowany
model.
Najlepsze
przyporządkowanie funkcji logarytmicznej do
zmiany sum stężeń 16. WWA w czasie
zaobserwowano w cyklu III (21 dni
przetrzymania w bioreaktorze dynamicznym).
Współczynnik determinacji R2 wyniósł 0,69.
Suma stężeń 16. WWA
0,700
0,600
7 dni
0,500
14 dni
0,400
21 dni
0,300
7 dni
21 dni
0,200
14 dni
0,100
0,000
0,000
50,000
100,000
150,000
Doba
Rys.1. Zmiany sumy stężeń 16. WWA w czasie kompostowania
na pryzmach w trzech różnych cyklach
191
Największy
spadek sumy stężeń 16.
węglowodorów aromatycznych nastąpił w ciągu
pierwszych dwudziestu dni we wszystkich
trzech cyklach. Ostatecznie, w cyklu I wartość
sumy 16. WWA zmalała o 41%, w cyklu II
ponad 60% i w cyklu III poniżej 70%. W
oparciu o analizę wariancji nie ma podstaw do
odrzucenia hipotezy zerowej, mówiącej o braku
różnic dla cyklu II i III. Istotna jest natomiast
różnica między cyklem I a pozostałymi dwoma
cyklami.
Po
czterech
miesiącach
kompostowania zawartość węglowodorów,
zawierających do trzech skondensowanych
pierścieni aromatycznych, zmalała średnio o
60%, czyli z 0,115 mg/kg s.m. na 0,046 mg/kg
s.m. w cyklu I i ponad 90% w cyklu II i III,
odpowiednio z 0,241 mg/kg s.m. na 0,023
mg/kg s.m. oraz z 0,0214 mg/kg s.m. na 0,016
mg/kg s.m. W przypadku węglowodorów o
większej liczbie skondensowanych pierścieni w
cyklu I, suma ich stężeń zmalała średnio o około
30%, czyli z wartości 0,119 mg/kg s.m. do
0,080 mg/kg s.m. a w cyklu II i III o około 40%,
odpowiednio z 0,250 mg/kg s.m. na 0,139
mg/kg s.m. oraz z 0,142 mg/kg s.m. na 0,089
mg/kg s.m. Zjawisko to może być
spowodowane większą odpornością tych
związków na biodegradację i ich wysoką
liofobowością.
W
dalszym
etapie
kompostowania następował niewielki wzrost
stężenia poszczególnych WWA, co może być
związane z ubytkiem masy kompostowanej. Z
badań prowadzonych przez inne ośrodki ubytek
ten może osiągnąć wartość nawet 60% (Brändli
i inni, 2005). Podobne przypadki zaobserwowali
także inni autorzy (Potter i inni, 1999). Przy
czym, im więcej pierścieni, tym mniejszy
spadek stężenia analitów w próbkach. Wyższy
poziom
usuwania
WWA
w
czasie
kompostowania uzyskano w warunkach
mezofilnych i wynosił on nawet 80%, natomiast
w temperaturze 55ºC stężenie zmalało około
50% (Antizar-Ladislao i inni, 2006). Stosując
technikę
kompostowania
w
pryzmach,
okresowo napowietrzając, można nawet uzyskać
obniżenie zawartości węglowodorów ponad
90%,
także
zawierających
5-6
skondensowanych pierścieni (Cai i inni, 2007).
Dodatkowo zbadano zmianę sumy
stężeń 10. WWA, ujętych w projekcie zmiany
dyrektywy 1986/278/EEC i nie stwierdzono
przekroczenia dopuszczalnej wartości. Wartość
sumy, w cyklu I, zmniejszyła się w
najmniejszym stopniu średnio o około 40%,
czyli z 0,11 mg/kg s.m. w czasie usypywania
pryzmy do 0,07 mg/kg s.m. w ostatnim dniu
kompostowania. W cyklu II, suma stężeń 10.
WWA zmniejszyła się średnio o około 55%, ze
stężenia 0,24 mg/kg s.m. na starcie do stężenia
0,07 mg/kg s.m. na koniec kompostowania.
Ubytek sumy stężeń 10. WWA w cyklu III był
podobny do ubytku w cyklu II i wyniósł około
60%. Suma na początku kompostowania
wyniosła 0,30 mg/kg s.m. a na końcu 0,11
mg/kg s.m.
W celu oceny wpływu czasu
przetrzymania w bioreaktorach dynamicznych
mieszaniny osadów ściekowych i materiału
strukturotwórczego na zmiany sumy stężeń 16.
WWA, w czasie kompostowania na pryzmach
wykonano analizę statystyczną. Otrzymane
funkcje logarytmiczne, opisujące zmianę sumy
stężeń 16. WWA w trzech cyklach,
zlinearyzowano, co umożliwiło porównanie
parametrów a i b, powstałych funkcji liniowych.
y = -0,04x + 0,28
dla cyklu
I
(1)
y = -0,06x + 0,45
dla cyklu
II
(2)
y = -0,08x + 0,55
dla cyklu
III
(3)
gdzie: y – suma stężeń 16. WWA, x –
ln t (t-doba kompostowania)
Hipoteza zerowa opisywała brak
wpływu długości przetrzymania na parametr a
funkcji liniowej, opisującej zmiany sumy stężeń
16.WWA w czasie. Hipoteza alternatywna
wskazywała na istotny statystycznie wpływ
czasu kompostowania w bioreaktorze na dalsze
przemiany na pryzmach. Analogiczne hipotezy
postawiono dla drugiego parametru – b, funkcji
liniowej. Ze względu na porównanie trzech
populacji: 7 dni, 14 dni i 21 dni przetrzymania
w bioreaktorze, wykorzystano analizę wariancji.
Wykonany
test
Levene’a
potwierdził
jednorodność wariancji wszystkich trzech
populacji, co jest jednym z podstawowych
założeń analizy. Wyniki przeprowadzonej
statystyki RIR Tukeya podano w tabeli 1 dla
współczynnika kierunkowego prostej (a) i w
tabeli 2 dla przesunięcia prostej (b).
Tabela 1. Wyniki testu RIR Tukeya dla współczynnika kierunkowego prostej (a)
A
7 dni przetrzymania
14 dni przetrzymania
21 dni przetrzymania
7 dni przetrzymania
0,200
0,008
14 dni przetrzymania
0,200
0,072
21 dni przetrzymania
0,008
0,072
192
B
7 dni przetrzymania
14 dni przetrzymania
21 dni przetrzymania
Tabela 2. Wyniki testu RIR Tukeya dla przesunięcia prostej (b)
7 dni przetrzymania
14 dni przetrzymania
21 dni przetrzymania
0,007
0,001
0,007
0,069
0,001
0,069
Wyniki testu RIR Tukeya sugerują, iż tylko
funkcja liniowa, dotycząca cyklu I (7 dni
przetrzymania w bioreaktorze) jest różna
statystycznie od funkcji cyklu II i III. Natomiast
funkcje, opisujące zmiany sumy 16. WWA w
cyklu II i III, nie są statystycznie różne.
Przesunięcie prostej (b) funkcji cyklu I
przyjmuje wartość różną od parametrów b w
stosunku do pozostałych dwóch funkcji, które
mają taki sam parametr. W przypadku
współczynnika kierunkowego prostej (a), jest on
różny tylko dla cyklu I i III.
4. WNIOSKI
1. Suma stężeń 10. wielopierścieniowych
węglowodorów
aromatycznych
w
kompoście uzyskanym po 149 dniach
prowadzenia procesu wynosi poniżej 1
mg/kg s.m. dla wszystkich trzech cykli.
Wartości te nie przekraczają dopuszczalnej
sumy, ujętej w propozycji zmian dyrektywy
UE. Parametr ten nie dyskwalifikuje
rolniczego wykorzystania otrzymanego
produktu.
2. Spadek
zawartości
oznaczanych
węglowodorów
zależał
od
ilości
skondensowanych
pierścieni
aromatycznych. Największy ubytek we
wszystkich trzech cyklach wystąpił dla
węglowodorów zawierających co najwyżej
trzy
skondensowane
pierścienie
aromatyczne.
3. Zmiany
sumy
stężeń
szesnastu
wielopierścieniowych
węglowodorów
aromatycznych w czasie kompostowania
mieszaniny osadów ściekowych i odpadów
zielonych, najlepiej obrazuje funkcja
logarytmiczna we wszystkich trzech
cyklach.
4. W przypadku cyklu II (14 dni przetrzymania
mieszaniny kompostowej w bioreaktorze
dynamicznym) i cyklu III (21 dni
przetrzymania mieszaniny kompostowej w
bioreaktorze dynamicznym) zmiany sumy
stężeń 16. WWA opisuje ta sama funkcja
logarytmiczna. Natomiast w cyklu I (7 dni
przetrzymania mieszaniny kompostowej w
bioreaktorze dynamicznym) zmiany sumy
opisywane są przez inną funkcję.
5. Czternaście dni przetrzymywania masy
kompostowanej
w
bioreaktorze
dynamicznym to czas optymalny, przy
biodegradacji
wielopierścieniowych
węglowodorów aromatycznych. Zbyt krótkie
przetrzymanie (7 dni) powoduje mniejszy
ubytek
stężenia
wielopierścieniowych
węglowodorów
aromatycznych (40%).
Natomiast dłuższe przetrzymanie (21 dni)
nie wpływa na zwiększenie spadku stężeń
WWA, ale związane jest z większymi
kosztami ekonomicznymi (większe zużycie
energii).
Praca naukowa finansowana ze środków na
naukę w latach 2007-2008 jako projekt
badawczy rozwojowy nr R1400102.
LITERATURA
AMIR S., HAFIDI M., MERLINA G., HAMDI
H. REVAL J.C., 2005, Fate of polycyclic
aromatic hydrocarbons during composting of
lagooning sewage sludge, Chemosphere 58, str.
449-458.
ANTIZAR-LADISLAO B., LOPEZ-REAL J.,
BACK A. J. 2006, Degradation of polycyclic
aromatic hydrocarbons (PAHs) in an aged coal
tar contaminated soil under in-vessel
composting conditions, Environmental pollution
141, str. 459-468.
BETANCUR-GALVIS L. A., ALVAREZBERNAL D., RAMOS-VALDIVIA A.C.,
DENDOOVEN L., 2006, Bioremediation of
polycyclic aromatic hydrocarbon-contaminated
saline-alkaline soils of the former Lake
Texacoco, Chemosphere 62, str. 1749-1760.
BLANCHARD M., TEIL M.J., OLLIVON D.,
LEGENTI L., CHEYREUIL M., 2004,
Polycyclic
aromatic
hydrocarbons
and
polychlorobiphenyls in wastewaters and sewage
sludges from the Paris area (France),
Environmental Research 95, str. 184-197.
BRANDLI R.C., T.D. BUCHELI, T. KUPPER,
R.FURRER,
F.X.
STADELMANN,
J.
TARRADELLAS, 2005, Persistent organic
pollutants in source-separated compost and its
feedstock materials–a review of field studies, J.
Environmental Qual. 34, 735-760.
193
CAI Q.Y., MO C.H., WU Q.T., ZENG Q.Y.,
KATSOYIANNIS A., FERARED J.F, 2007,
Bioremediation
of
polycyclic
aromatic
hydrocarbons (PAHs) – contaminated sewage
sludge by different composting processes, J.
Hazardous Mat. 142, 535-542.
DUTKIEWICZ T., LEBEK G., MASŁOWSKI
J.,
MIELŻYŃSKI
D.,
RYBORZ
S.,
Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne
w środowisku przyrodniczym, PWN Warszawa
1988.
GROSSI G., LICHTIG J., KRAUSS P., 1998,
PCDD/F, PCB and PAH content of brazilian
compost, Chemosphere 37 (9-12), str. 21532160.
Instytut Inżynierii Środowiska, Politechnika
Częstochowska,
Określenie
kryteriów
stosowania
osadów
ściekowych
poza
rolnictwem. Częstochowa 2004.
JANOSZ-RAJCZAK M., DĄBROWSKA L.,
ROSIŃSKA A., PŁOSZAJ J., ZAKRZEWSKA
E., Zmiany ilościowo-jakościowe PCB, WWA i
metali ciężkich w kondycjonowanych osadach
ściekowych stabilizowanych biochemicznie,
Monografia Politechniki Częstochowskiej,
Częstochowa 2006.
JUHASZ
A.L., NAIDU R., 2000,
Bioremediation of high molecular weight
polycyclic aromatic hydrocarbons : a review of
the microbial degradation of benzo(a)pyrene,
International
Biodeterioration
&
Biodegradation 45, str. 57-88.
LAZZARI L., SPERNI L., SALIZZATO M.,
PAVONI B., 1999, Gas chromatographic
determination of micropollutants in samples of
sewage sludge and compost: behaviour of PCB
and PAH during composting, Chemosphere Vol.
38, No. 8, str. 1925-1935.
MALEJ J., Odpady i osady ściekowe.
Charakterystyka
–
unieszkodliwianie
–
zagospodarowanie. Wydawnictwo Politechniki
Koszalińskiej. Koszalin 2004.
NAMIEŚNIK J., JAŚKOWSKI
ekotoksykologii, Gdańsk 1995.
J.,
Zarys
OLESZCZUK P., 2007, Changes of polycyclic
aromatic hydrocarbons during composting of
sewage sludge with chosen physico-chemical
properties and PAHs content, Chemosphere
No. 67, str. 582-591.
PEREZ S., GUILLAMON M., BARCELO D.,
2001, Quantitative analysis of polycyclic
aromatic hydrocarbons in sewage sludge from
wastewater treatment plants, Journal of
chromatography A 938, str. 57-65.
POTTER C., GLASER J., CHANG J., MEIER
J., DOSANI M., HERMANN R., 1999,
Degradation
of
polynuclear
aromatic
hydrocarbons under bench-scale compost
conditions, Environmental Sci. Technol. 33,
1717-1725.
PRZYWARSKA
R.,
KOTOWSKI
W.,
Podstawy
odzysku,
recyklingu
i
unieszkodliwiania odpadów. WSEiA w Bytomiu
2003.
SIUTA J., Przyrodnicze użytkowanie osadów
ściekowych.
Materiały
Konferencyjne.
Wydawnictwo Ekoinżyniera. Lublin 1996.
WILD S., JONES K., 1993 Biological and
abiotic losses of polynuclear aromatic
hydrocarbons (PAHs) from soil freshly
amended with sewage sludge Environ. Toxicol.
Chem. 12, 5-12.
WŁODARCZYK-MAKUŁA M., JANOSZRAJCZYK
M.,
WIŚNIOWSKA
E.,
ZARĘBSKA A., ZGRZEBNA A., 2000
Badania zawartości WWA w osadach
ściekowych, Ochrona Środowiska 4(79), str. 1519.
ZARZYCKI R., Gospodarka komunalna w
miastach, PAN, Łódź, 2001.
ZERBE J. 1993, Zanieczyszczenie środowiska
wodnego węglowodorami i ich pochodnymi,
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 5,
5-17.