wpływ dezintegracji ultradźwiękowej na przebieg

WPŁYW DEZINTEGRACJI ULTRADŹWIĘKOWEJ NA PRZEBIEG
FERMENTACJI METANOWEJ
THE EFFECT OF ULTRASONIC DISINTEGRATION ON SEWAGE SLUDGE
ANAEROBIC DIGESTION
Renata Tomczak-Wandzel, Krystyna Mądrzycka, Małgorzata Cimochowicz Rybicka*
Wydział Chemiczny, Politechnika Gdańska; ul. Narutowicza 11/12, 80-233 Gdańsk;
e-mail: [email protected]
*Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika Krakowska; ul. Warszawska 24, 31-155 Kraków
ABSTRACT
A relatively new technology, sludge disintegration, presented in this paper, consists of pre-treatment of the
sludge before its anaerobic digestion. This technology intensifies biogas production and improves the
quality of digested sludge. The objective of the study was to examine methods of preliminary sludge
preparation, before its anaerobic digestion, to enhance the dewatering and digestion processes. The changes
of COD and ammonium nitrogen in supernatant was estimated. The dewatering of the sludge after
disintegration was determined by using centrifugation test. The quantity and quality of produced biogas
was measured.
Keywords: sewage sludge, disintegration, ultrasounds, biogas
WPROWADZENIE
Zaostrzające się w ostatnich latach wymogi
prawne dotyczące zagadnień związanych z
ochroną środowiska prowadzą do powstawania
nowych oczyszczalni ścieków. Pomimo tego, że
osady ściekowe to mniej niż 5% objętości
ścieków, gospodarka osadami pochłania często
ponad 50% kosztów funkcjonowania każdej
oczyszczalni. Wraz ze wzrostem efektywności
metod oczyszczania biologicznego wzrasta ilość
osadu nadmiernego, który trzeba w sposób jak
najbardziej
ekonomiczny zagospodarować.
Prawidłowa
gospodarka
osadami
jest
uregulowana prawnie i wszelkie inwestycje, a
także zabiegi prowadzone przez oczyszczalnie
muszą być ściśle dostosowane do wymogów
prawnych.
W Krajowym Planie Gospodarki
Odpadami (KGPO) w oparciu o wytyczne
Krajowego Planu Oczyszczania Ścieków
Komunalnych (KPOŚK) przedstawiono kierunki
działań związanych z postępowaniem z osadami
ściekowymi (KGPO, 2006; KPOŚK, 2003).
Zakłada się: całkowite ograniczenie składowania
osadów ściekowych, zwiększenie ilości osadów
przetwarzanych przed wprowadzeniem do
środowiska
zwłaszcza
przekształcanych
metodami termicznymi oraz maksymalizację
stopnia wykorzystania substancji biogennych
zawartych w osadach, przy jednoczesnym
spełnieniu wszystkich wymogów dotyczących
bezpieczeństwa sanitarnego i chemicznego,
Konieczność spełnienia tych założeń
powoduje wśród eksploatatorów oczyszczalni
ścieków wzrost zainteresowania nowymi
metodami przeróbki osadów ściekowych lub
intensyfikacją
metod
już
wdrożonych.
Ograniczenia dotyczące możliwości składowania
osadów ściekowych powodują, że coraz więcej
krajowych oczyszczalni modernizuje osadowe
ciągi technologiczne w celu pozyskiwania
dodatkowego źródła energii (Odegaard, 2004;
Oleszkiewicz, 1998).
Jedną ze stosowanych metod stabilizacji
osadów ściekowych jest beztlenowa fermentacja
metanowa. Anaerobowy proces daje dodatkowe
korzyści jakie płyną z produkcji użytecznej
energii w postaci biogazu. Biogaz stanowi także
ważny punkt w strategii rozwoju energetyki
odnawialnej. Strategia ta zakłada, że do roku
2010 w Polsce poziom energii odnawialnej
będzie na poziomie 7,5%, a do roku 2020
powinien osiągnąć poziom 20% (SREO, 2000).
Dlatego też dąży się do intensyfikacji procesu
fermentacji
metanowej
poprzez
lepsze
przygotowanie osadu zanim zostanie on poddany
beztlenowej stabilizacji. Jedną z takich metod
jest dezintegracja osadu (Seong-Hoon and
Sangho, 2005; Wei et al., 2003).
Dezintegracja jest procesem niszczenia
struktur osadu (łącznie z rozerwaniem błon
332
komórkowych), przyspieszającym hydrolizę
komórek,
przez
uwolnienie
substancji
wewnątrzkomórkowych do wody zawartej w
osadzie i umożliwiającym zapoczątkowanie oraz
zwiększenie stopnia biologicznej degradacji
(Zhang, 2007).
Zastosowanie dezintegracji ułatwia
przebieg fazy hydrolizy podczas fermentacji
metanowej, a liza komórek mikroorganizmów,
która jest istotą tego procesu, wpływa na
minimalizację ilości osadów, pozostałych do
ostatecznego unieszkodliwienia. Dezintegracja
osadów ściekowych może być wykorzystana dla
poprawy efektywności procesów rozkładu
biologicznego osadów ściekowych (m.in.
przyśpieszenie
fermentacji
metanowej,
zwiększenie produkcji gazu, podniesienie
stopnia przefermentowania, skrócenie czasu
fermentacji) poprzez wzrost szybkości hydrolizy
komórek oraz zwiększenie stopnia rozkładu
substancji trudnobiodegradowalnych (Gronroos,
2005). Inną korzyścią wynikającą z dezintegracji
osadów
jest
możliwość
wykorzystania
uwolnionych z komórek substancji jako źródła
łatwo przyswajalnego węgla organicznego w
procesie denitryfikacji, w przypadku jego
niedoboru
w
dopływających
ściekach.
Dezintegracja może
przyczynić się do
ograniczenia zjawiska pienienia oraz puchnięcia
osadu w procesach oczyszczania ścieków oraz
do obniżania indeksu osadu czynnego (Chu et
al., 2001; Kim et al., 2003). Istnieją także
doniesienia
o
możliwości
zastosowania
dezintegracji do poprawy podatności osadów do
odwadniania, zmniejszenia przyrostu masy
osadu nadmiernego w oczyszczalniach z tlenową
stabilizacją osadu oraz eliminacji patogenów
(Chen et al., 1996).
Do dezintegracji osadów ściekowych
stosowanych jest wiele metod: chemiczne opierające się na utlenianiu i hydrolizie,
biochemiczne – oparte o autolizę i środki
bioaktywne oraz bardzo popularne procesy
termiczne lub oddziaływania mechaniczne
(Odegaard, 2004).
Spośród wielu metod dezintegracji
mechanicznej, szczególnie zastosowanie energii
pola ultradźwiękowego cieszy się największą
popularnością, gdyż przy możliwie niskich
nakładach energii uzyskuje się znaczne
zniszczenie struktury ośrodka. Dzięki temu
skrócony zostaje znacznie czas jak i zwiększona
efektywność procesu fermentacji metanowej.
Metoda ta nie
przynosi dodatkowych
zanieczyszczeń (Tiehm, 2001).
W najszerszym stopniu wdrożenia dezintegracji
osadów ściekowych obserwowane są w
Niemczech oraz Skandynawii, gdzie badania
prowadzone
są
w
skali
technicznej,
półtechnicznej i laboratoryjnej. W Polsce
stosowanie dezintegracji nie jest powszechne,
jednakże zyskuje coraz większą popularność,
zwłaszcza po pozytywnych doświadczeniach
wdrożeniowych w oczyszczalni ścieków w
Bydgoszczy i Rzeszowie.
Celem przedstawionych badań była analiza
wpływu procesu dezintegracji ultradźwiękowej
osadów ściekowych na przebieg fermentacji
metanowej.
MATERIAŁY I METODY
Pobrane do badań osady ściekowe pochodziły z
komunalnej oczyszczalni ścieków „WSCHÓD”
w Gdańsku (460 000 RLM). Fermentacji
poddawano osady mieszane (osad wstępny
zmieszany z osadem nadmiernym w stosunku
3:7). Fermentację prowadzono przez okres 15
dni, w temperaturze 370C w dwóch zbiornikach
o objętości 30 dm3 zaopatrzonych w płaszcz
grzejny oraz mieszadło mechaniczne. W
zbiorniku głównym (D) fermentowano osad z
dodatkiem
osadu
wcześniej
poddanego
dezintegracji mechanicznej (w stosunku 1:1)
przy użyciu generatora ultradźwięków UP 200S
firmy Hielscher, wyposażonego w generator o
wysokiej
częstotliwości
24
kHz,
z
przetwornikiem piezoelektrycznym. Próbki
osadów dezintegrowane były przy mocy 84
W/cm2. W zbiorniku porównawczym (S)
fermentowano osad surowy nie poddany
wcześniej dezintegracji (próba odniesienia). W
pracy przedstawiono średnią z trzech powtórzeń.
W cieczy nadosadowej przed i po
dezintegracji oznaczano wartość ChZT, stężenie
azotu amonowego oraz suchą pozostałość.
Stopień dezintegracji określono przez oznaczenie
zmian wartości ChZT w cieczy nadosadowej
(równanie 1). Jako próbę wzorcową (przyjęty
stopień dezintegracji – równy 100%) przyjęto
ChZT cieczy nadosadowej po hydrolizie
alkalicznej (NaOH 1 mol/dm3, czas reakcji 22
godz., 200C).
DRChZT =
ChZTm − ChZTo
⋅100%
ChZTa − ChZTo
(1)
gdzie:
ChZTm – ChZT w cieczy nadosadowej po
dezintegracji
ChZT0 – początkowa wartość ChZT w cieczy
nadosadowej
ChZTa – maksymalana wartość ChZT osadu
otrzymana przez hydrolizę alkaliczną badanego
osadu (chemiczna dezintegracja NaOH).
Aby ocenić wpływ dezintegracji osadów
ściekowych na zmiany podatności osadów na
odwadnianie przeprowadzono test wirówkowy.
333
Odpowiednio przygotowane próbki osadów
odwirowywane były przy pomocy wirówki
laboratoryjnej typu MPW-350R, przez okres 5
minut przy prędkości obrotowej 8000 obr/min.
W celu zobrazowania efektywności procesu
odwadniania obliczano stopnień rozdziału. Jest
to wielkość umowna, obliczana jako iloraz
objętości odwirowanej cieczy nadosadowej do
objętości próbki osadu poddanej procesowi
odwirowania:
R = Vcn / Vp · 100%
(2)
gdzie:
R - stopień rozdziału, %,
Vcn - objętość zdekantowanej cieczy
nadosadowej, ml,
Vp - objętość badanej próbki osadu przed
odwirowaniem, ml.
Mierzono także objętość i skład produkowanego
biogazu. Zawartość CH4, CO2 oraz H2S
mierzono miernikiem Gas Analyzers GFM400.
DYSKUSJA WYNIKÓW
Dezintegracji poddano 50% osadu w zbiorniku
głównym. Obliczony zgodnie z równaniem (1)
stopień dezintegracji wyniósł 27%. W czasie
prowadzenia procesu fermentacji oznaczano
wartość ChZT w cieczy nadosadowej.
Początkowe wartości tego parametru w obu
zbiornikach różniły się znacząco (D – 2630
mgO2/dm3; S – 580 mgO2/dm3) z uwagi na
dodatek
osadu
zdezintegrowanego
ultradźwiękami.
Następnie
obserwowano
gwałtowny przyrost ChZT w zbiorniku z próbą
odniesienia S (2620 mgO2/dm3), zaś w zbiorniku
głównym D wartość ta wzrosła do 3930
mgO2/dm3
Na rys. 1 przedstawiono zmiany
wartości ChZT oraz stężenia azotu amonowego
w cieczy nadosadowej.
Rys.1. Zmiany stężenia azotu amonowego w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku
z osadem surowym (S) w czasie procesu fermentacji.
Proces amonifikacji przebiegający w komorach
fermentacyjnych powodował wzrost stężenia
azotu amonowego w trakcie całego procesu
fermentacji w obu zbiornikach. Dezintegracja
osadu spowodowała, że początkowe stężenie
azotu amonowego było ponad dwukrotnie
wyższe (99,5 mgN-NH4/dm³) niż w zbiorniku z
osadem surowym (45,5 mgN-NH4/dm³). Po
fermentacji stężenie azotu amonowego dla
cieczy nadosadowej osadu zdezintegrowanego
wynosiło 1290 mgN-NH4/dm³ i było o 140 mgNNH4/dm³ wyższe niż w zbiorniku odniesienia.
Największy
przyrost
azotu
amonowego
zaobserwowano w obu procesach w ciągu
pierwszych 4 dni prowadzenia fermentacji.
Odnotowane
stężenia
azotu
amonowego nie wpływały hamująco na proces
fermentacji metanowej, gdyż nie przekroczyły
wartości 3000 mgN-NH4/dm³, którą to przyjmuje
się za wartość toksyczną dla bakterii
metanowych. Zarówno osad po dezintegracji jak
i nie poddany temu procesowi w niemalże
równym stopniu oddawał do cieczy nadosadowej
azot amonowy. Lecz nawet ten niewielki
obserwowany 10-procentowy wzrost może mieć
znaczący wpływ na prace oczyszczalni ścieków.
334
Po fermentacji i odwodnieniu osadu, powstaje
odciek, który jest zawracany do ciągu
technologicznego oczyszczalni. Wzrost ilości NNH4 o 10% może w znaczącym stopniu wpłynąć
na pracę oczyszczalni (procesy usuwania
związków azotu), co może skutkować
pojawieniem się problemów z jakością ścieków
na odpływie (przekroczone dopuszczalne
stężenia N-NH4).
Na rys. 2 przedstawiono zmiany
zawartości suchej pozostałości w czasie procesu
fermentacji.
Rys. 2. Zmiany zawartości suchej pozostałości w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz
w zbiorniku z osadem surowym (S) w czasie procesu fermentacji.
Spadek zawartości suchej pozostałości jest
spowodowany
rozkładem
substancji
organicznych
podczas
trwania
procesu
fermentacji.
W
przypadku
osadu
dezintegrowanego i surowego przebieg rozkładu
materii organicznej jest zbliżony. Jednakże dla
osadu dezintegrowanego odnotowano spadek na
poziomie 83,2% (z 52,2 do 8,8 mg/dm3) a dla
surowego 74,3% (z 52,5 do 8,8 mg/dm3).
Zawartość suchej pozostałości w ostatnim dniu
fermentacji była wyższa o 35% w osadzie nie
poddanym działaniu ultradźwięków. Osad
wcześniej
zdezintegrowany
po
procesie
fermentacji, zawiera zatem znacznie niższą ilość
suchej masy pozostającej do końcowego
zagospodarowania.
Aby zbadać wpływ dezintegracji
osadów ściekowych na zmiany podatności
osadów na odwadnianie przeprowadzono test
wirówkowy. Na rys. 3 przedstawiono zmiany
współczynnika podziału dla osadów w czasie
fermentacji.
Rys. 3. Zmiany współczynnika rozdziału w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku
z osadem surowym (S) w czasie procesu fermentacji.
335
Wyniki badania podatności na odwadnianie,
uzyskane
dla
procesu
fermentacji
przebiegającym w zbiorniku z dodatkiem osadu
poddanego dezintegracji ukazują znaczący
wzrost stopnia rozdziału w pierwszych 5 dniach
procesu. Średni wzrost stanowił 42% wartości
początkowej. W ciągu następnych 10 dni
fermentacji zmiana ilości cieczy nadosadowej
nie była już tak intensywna, lecz mimo to po 15
dniach wzrosła o dalsze 18%.
Natomiast zmiana ilości cieczy w procesie z
osadem
nie
zdezintegrowanym
była
zdecydowanie niższa i obliczony stopień
rozdziału wyniósł tylko 7,1%.
Podsumowując widoczny jest zdecydowany
pozytywny wpływ dezintegracji ultradźwiękowej
na podatność osadu na odwadnianie.
Na rys. 4 przedstawiono zmiany ilości
produkowanego biogazu w czasie fermentacji
Rys. 4. Zmiany ilości wytwarzanego biogazu w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz
w zbiorniku z osadem surowym (S) w czasie procesu fermentacji.
Największe ilości biogazu dla obu procesów
fermentacji otrzymywano w trakcie pierwszych
dni fermentacji. Osad zdezintegrowany posiadał
więcej łatwo przyswajalnych substancji (o czym
świadczy wyższa wartość ChZT w cieczy
nadosadowej) i dzięki temu proces produkcji
biogazu był intensywniejszy. W procesie
fermentacji dla osadu zdezintegrowanego
sumaryczna ilość wytworzonego biogazu była
wyższa o 20% (77 dm3) od osadu nie poddanego
dezintegracji (62 dm3). Na rysunkach 5 i 6
zaprezentowano są zmiany zawartości metanu
oraz ditlenku węgla w składzie otrzymywanego
biogazu.
336
Rys. 5 Zmiany zawartości metanu w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku
z osadem surowym (S) w czasie procesu fermentacji.
Rys. 6 Zmiany zawartości ditlenku węgla w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku
z osadem surowym (S) w czasie procesu fermentacji.
Analiza składu gazu w trakcie badania
wskazywała na niewielkie różnice w składzie
biogazu otrzymanego w procesie fermentacji
osadu
zdezintegrowanego
i
surowego.
Maksymalna zawartość metanu dla zbiornika
głównego to 62,4% , a dla porównawczego
59,1% obie wartości zostały osiągnięte już w 6
dniu procesu. W obu zbiornikach przez cały
okres prowadzenia badań obserwowano wzrost
zawartości ditlenku węgla (z 35 do 43,3% w
zbiorniku z osadem zdezintegrowanym, i 46,1%
w zbiorniku z osadem surowym). Poziom
stężenia siarkowodoru utrzymywał się w
granicach 2300 - 2900 ppm, a jego najwyższe
wartości zaobserwowano w ostatnich dniach
trwania fermentacji metanowej. Wcześniejsze
zdezintegrowanie osadu miało tylko nieznaczny
wpływ na jakość powstającego biogazu (wzrost
ilości metanu o około 5%).
PODSUMOWANIE I WNIOSKI
Przeprowadzone trzy serie badań w miały na
celu ocenę możliwości intensyfikacji procesów
fermentacji metanowej, poprzez wcześniejszą
dezintegracje ultradźwiękami osadu ściekowego.
W trakcie procesu fermentacji przeprowadzono
analizy osadów ściekowych w czasie
fermentacji, cieczy nadosadowej i powstającego
biogazu. Parametrami, które budziły największe
zainteresowanie były ilość i skład powstającego
biogazu oraz podatność na odwadnianie. Wyniki
badań pozwoliły wysunąć następujące wnioski:
•
Dezintegracja
osadu
(dezintegracja
ultradźwiękami połowy użytego osadu
mieszanego) zwiększyła produkcje biogazu
o około 20 %. Nie zaobserwowano
znaczących zmian w jakości otrzymanego
gazu (wzrost ilości metanu o 5%).
337
•
•
•
Tempo spadku suchej pozostałości było
podobne dla obydwu prowadzonych
procesów,
83%
dla
osadów
zdezintegrowanych i 74% dla surowych.
Zawartość suchej pozostałości w ostatnim
dniu fermentacji była wyższa o 35% w
osadach
nie
poddanych
działaniu
ultradźwięków.
Osad
wcześniej
zdezintegrowany po procesie fermentacji,
zawiera zatem znacznie niższą ilość suchej
masy
pozostającej
do
końcowego
zagospodarowania.
Kontrola stężenia azotu amonowego, który
mógł mieć hamujący wpływ na proces
fermentacji, wykazała wzrost o około 1300%
w porównaniu z wartością początkową. Taki
wzrost jednak nie przekraczał wartości
dopuszczalnych i proces przebiegał w
optymalnych warunkach. W przypadku
osadów zdezintegrowanych zawartość azotu
amonowego była o 10% wyższa niż dla
osadów surowych. Może mieć to istotny
wpływ
na
zawracany
ładunek
zanieczyszczeń po procesie fermentacji.
Zaobserwowano wyraźny wzrost podatności
na odwadnianie w procesie z osadami
poddanymi obróbce ultradźwiękowej.
Dezintegracja zdecydowanie wpłynęła na ilość
produkowanego biogazu, dzięki temu uzyskano
niższą zawartość suchej masy osadu, a co za tym
idzie pozostało mniej osadu do końcowego
zagospodarowania.
Pozytywnym
aspektem
dezintegracji jest także większa podatność na
odwadnianie. Do minusów należy zaliczyć
większy ładunek zanieczyszczeń jaki jest
zawracany
do
ciągu
technologicznego
oczyszczalni ścieków.
LITERATURA
CHEN, W., LIN, W.W., LEE, D.J. 1996.
Capillary suction time (CST) as a measure of
sludge dewaterability. Water Science and
Technology, vol. 34, pp. 443-447.
CHU C.P., CHANG BEA-VEN., LIAO G.S.,
JEAN, D.S., LEE D.J., 2001, Observations on
changes in ultrasonically treated waste-activated
sludge, Water Research, vol. 35, No 4, pp.
1038-1046.
GRONROOS
A.,
KYLLONEN
H.,
KORPIJARVI K., PIRKONEN P., PAAVOLA
T., JOKELA J., RINTALA J., 2005, Ultrasound
assisted method to increase soluble chemical
oxygen demand (SCOD) of sewage sludge for
digestion, Ultrasonics Sonochemistry, vol 12, pp.
115-120.
KIM J., PARK C., KIM T.-H., LEE M., KIM S.,
KIM E.-W., LEE J., 2003, Effects of various
pretreatments for enhanced anaerobic digestion
with waste activated sludge, Journal of
Bioscience and Bioengineering, vol. 95, No 3,
271-275.
KPGO - Krajowy Plan Gospodarki Odpadami
2010 – załącznik do Uchwały nr 233 Rady
Ministrów z dnia 29 grudnia 2006.
KPOŚK - Krajowy Program Oczyszczania
Ścieków
Komunalnych,
Ministerstwo
Środowiska, 2003.
ODEGAARD H., 2004, Sludge minimization
technologies - an overview. Water Science and
Technology, vol. 10, pp. 31-36.
OLESZKIEWICZ J.A., Gospodarka osadami
ściekowymi - poradnik decydenta, Lem, Kraków
1998.
SEONG-HOON Y., SANGHO L., 2005, Critical
operational parameters for zero sludge
production in biological wastewater treatment
processes combined with sludge disintegration,
Water Research, vol. 39, pp. 3738-3754.
Strategia Rozwoju Energii Odnawialnej (SREO),
Ministerstwo Środowiska, 2000.
TIEHM A., NICKEL K., ZELLHORN M., NEIS
U., 2001, Ultrasonic waste activated sludge
disintegration
for
improving
anaerobic
stabilization, Water Research, vol. 35, No 8, pp.
2003-2009.
WEI Y., VAN HOUTEN T., Borger R.,
Eikelboom H., Fan., 2003, Minimization of
excess sludge production for biological
wastewater treatment, Water Research, vol. 37,
No 18, pp. 4453-4467.
ZHANG G., ZHANG P., YANG J., CHEN Y.,
2007, Ultrasonic reduction of excess sludge from
the activated sludge system, J. Hazard. Mater.,
vol. 145, pp. 515-519.