Nowe znaczenie fermentacji metanowej w stabilizacji osadów ściekowych

Z E SZ Y T Y N A U K O W E P O L IT EC H N IK I ŚLĄ SK IEJ Seria: IN Ż Y N IE R IA ŚR O D O W IS K A z. 48

2003 N r kol. 1591

Ewa ZIELEWICZ-MADEJ, Łucja FUKAS- PŁONKA, Bożena GIL Zakład Wodociągów i Kanalizacji

Politechnika Śląska

ul. Konarskiego 18, 44-100 Gliwice

N O W E Z N A C Z E N I E F E R M E N T A C J I M E T A N O W E J W S T A B I L I Z A C J I O S A D Ó W Ś C I E K O W Y C H

Streszczenie.

■ minimalizacja ładunków i stężeń zanieczyszczeń w ściekach oczyszczonych, wprowadzanych do wód powierzchniowych,

* minimalizacja objętości powstających osadów ściekowych przy równoczesnym, maksymalnym odzysku zawartych w nich substancji nawozowych i energetycznych oraz przygotowanie osadów do ostatecznego ich wykorzystania lub unieszkodliwienia, które odbywa się poza granicami oczyszczalni.

Jedną z najważniejszych operacji jednostkowych przeróbki osądów ściekowych, która umożliwia realizację powyższych celów, jest stabilizacja osadów, przy czym do najpopularniejszych metod należy fermentacja metanowa.

Współczesne wysokoefektywne metody oczyszczania ścieków, uwzględniające usuwanie związków biogennych, przyczyniają się do powstawania zwiększonych ilości osadów o zmianach jakościowych wymagających modyfikacji technologiczno- technicznej oraz intensyfikacji procesów przeróbki osadów, w tym zwłaszcza stabilizacji beztlenowej.

NEW ASPECTS OF DIGESTION IN THE SEWAGE SLUDE STABILISATON

Summary.

Me main products o f digestion are stabilised good dewatered sludge and biogas, which should be take advantage o f energy source. The excess sludge from anaerobic aerobic sewage treatment with clearing out o f biogenic substances as nitrogen and phosphorus is very difficult fo r biodégradation. The intensification o f the anaerobic biodégradation should be abtained by preconditioning o f sludge before digestioning fo r example by ultrasound disintegration. The own investigations have shown that ultrasonic disintegration could increased biogas production o f about 30 %. The next problem is phosphorus changes and migration to the liquid phase o f sludge during the digestions and next during the dewatering o f sludge. This phenomenon could induce the increase ofphosphorus load in a course o f sewage treatment. In the other hand phosphorus could be removed fro m liquid phase bay treated with lime and next regarded as a mineral fertiliser. On the base o f own investigations could be made conclusion that digestion o f sludge is very beneficial advantageous process in the chain in transformation o f sludge.

182 Ewa ZIELEWICZ-MADEJ, Łucja FUKAS-PLONKA, Bożena GIL

Wykaz symboli i oznaczeń

B Z T5 - biochem iczne zapotrzebow anie tlenu, m g 0 2/ dm3 C hZT - chem iczne zapotrzebow anie tlenu, m g 0 2/ dm3 CSK - czas ssania kapilarnego, s

W K F - w ydzielona kom ora ferm entacyjna B H K W - blok siłow niczo- ciepłow niczy RLM -.rów now ażna liczba m ieszkańców smo - sucha m asa osadu

1. W p r o w a d z e n ie

Intensyw ne zainteresow anie osadam i ściekow ym i w ostatnich latach je s t w ynikiem zm ian polityki ekologicznej dotyczącej gospodarki odpadam i zarów no w UE, ja k i w naszym kraju.

Z godnie z obow iązującym planem gospodarki odpadam i głów ne zadanie przeróbki osadów ściekow ych w oczyszczalni ścieków to: m inim alizacja objętości pow stających osadów ściekow ych, m aksym alny odzysk zaw artych w osadach ściekow ych substancji energetycznych, zw iązków biogennych, zw iązków w ęgla oraz przygotow anie osadów do ostatecznego ich w ykorzystania, które odbyw a się poza granicam i oczyszczalni.

G ospodarka osadow a w oczyszczalni ścieków ja k o je d e n z elem entów składow ych system u gospodarki ściekow o - osadow ej je s t w rażliw a na zm iany nie tylko jakościow e i ilościow e oczyszczanych ścieków ale rów nież zm iany w sam ym ciągu technologicznym oczyszczalni.

ś c i e k i s u r o w e

ra£

■Oo Ro Va u

p r o c e s y

u w <u y 9

£

ś c i e k ó w

: B ill

>•

5?° i

p r o c e s y p r z e r ó b k i

o s a d ó w

o s a d y o d w o d n i o n e

Rys. 1. Schemat współdziałania procesu oczyszczania i przeróbki osadów ściekowych Fig. 1. The schema of cooperate between sewage and sewage sludge treatment processes

Z ależność pom iędzy tym i dw om a podsystem am i oczyszczalni ścieków uw idacznia się szczególnie w przypadku zastosow ania biologicznego usuw ania zw iązków biogennych m etodą osadu czynnego, a następnie beztlenow ej stabilizacji (ferm entacji m etanow ej), pow stającego w tym procesie osadu nadm iernego (często razem z osadem w stępnym ).

Popularność m etody biologicznego usuw ania zw iązków biogennych m eto d ą osadu czynnego w ostatnich latach znacznie w zrosła, a zatem w literaturze przedm iotu zaczęto coraz częściej sygnalizow ać problem y eksploatacyjne ze stabilizacją beztlenow ą osadu

NOWE ZNACZENIE FERMENTACJI METANOWEJ W STABILIZACJI 183

nadm iernego, pochodzącego z takich układów technologicznych. P roblem y dotyczyły zje d n e j strony niestabilności osadu m im o długiego, technicznie w ystarczającego czasu zatrzym ania oraz niem ożności pozyskania zakładanej teoretycznie, proporcjonalnej do ilości zw iązków organicznych, ilości biogazu, a z drugiej strony m ożliw ości nadm iernej w ew nętrznej recyrkulacji fosforanów w oczyszczalni [3, 23, 27]. N iedobór biogazu w pływ a ujem nie na bilans energetyczny procesu ferm entacji i tym sam ym podnosi je g o koszty a zatem koszty, eksploatacyjne oczyszczalni ścieków [1 0, 1 1].

2. F erm en ta cja m eta n o w a ja k o najbardziej p op u larn y sposób sta b iliza cji beztlenow ej osadu

F erm entacja m etanow a należy do najbardziej rozpow szechnionych m etod stabilizacji osadów ściekow ych w oczyszczalniach kom unalnych zarów no w Polsce, ja k i krajach Unii Europejskiej [1, 2]. Jej stosow anie je s t ekonom icznie i technologicznie uzasadnione szczególnie w oczyszczalniach o przepustow ości pow yżej 2 0 00 0 m3/d.

T echnologię f e r m e n t a c j i m e t a n o w e j , p o legającą na biochem icznym rozkładzie zw iązków organicznych w w arunkach beztlenow ych, w ogólnym zarysie opracow ano ju ż w latach trzydziestych poprzedniego stulecia. W ujęciu przem ian biochem icznych je s t to szeregow y proces w ielofazow y, w którym produkty jednej fazy są substratam i kolejnej.

M echanizm ten m ożna przedstaw ić w postaci przem ian czterofazow ych (rys. 2.).

W pierw szej fazie ferm entacji pod w pływ em enzym ów pozakom órkow ych następuje hydroliza polim erow ych zw iązków organicznych do prostszych zw iązków rozpuszczalnych w w odzie (m onom erów ). K olejne etapy ferm entacji (acidogennej) w iążą się z p rzem ianą produktów hydrolizy w niskie kw asy organiczne, aldehydy, alkohole oraz w odór i dw utlenek w ęgla. Skład jak o ścio w y niskich kw asów organicznych je s t fu nkcją składu zw iązków organicznych w ystępujących w osadach. D om inującym i zw iązkam i są kw as octow y i propionow y, a w m niejszych ilościach kw as m asłow y i Walerianowy.

N astępnym etapem beztlenow ej biodegradacji (acetogennej) je s t przem iana etanolu i niskich kw asów organicznych do octanów i w odoru. U zyskane produkty fazy acetogenej są z kolei substratam i dla bakterii m etanogennych, które rozkładają je do m etanu i dw utlenku w ęgla, przy czym ok. 72 % m etanu pow staje w w yniku dekarboksylacji kw asu octow ego, a pozostałe 28% pow staje w w yniku redukcji dw utlenku w ęgla w odorem (dw utlenek w ęgla i w odór są uw alniane w fazach poprzednich).

184 Ewa ZIELEWICZ-MADEJ, Lucja FUKAS-PLONKA, Bożena GIL

Legenda

A - aminokwasy MS - cukry proste LCFA - kwasy organiczne HPr - kwas propionowy HBu - kwas butanowy HVa - kwas Walerianowy HAc - kwas octowy

Rys. 2. Schemat przemian biochemicznych fermentacji metanowej [4]

Fig. 2. The schema of biochemical changes in the digestion of sludge [4]

W ytw arzanie biogazu zachodzi praw idłow o, jeżeli stosunek m iędzy niższym i kw asam i organicznym i: octow ym , propionow ym i m asłow ym je s t ja k 1:1,6:0,8, co oznacza, że czysta ferm entacja octow a nie je s t korzystna dla w łaściw ego przebiegu fazy m etanogennej [5], Substancje, które nie m o g ą zostać przekształcone do kw asów (n ależą do nich przede w szystkim celulozy, hem icelulozy i ligniny), pozostają w osadzie [6]. Etapem lim itującym ilość pow stałych w fazie m etanogennej produktów je s t hydroliza zw iązków organicznych [7, 8], co szczególnie uw idacznia się w przebiegu beztlenow ego rozkładu osadu nadm iernego pochodzącego z oczyszczalni ścieków , w której usuw anie zw iązków biogennych odbyw a się m etodą osadu czynnego z w ydzieleniem stre f o charakterze beztlenow ym lub niedotlenionym . W prow adzenie tej technologii pow oduje zm niejszenie stosunku B Z T 5/ CH ZT, B Z T 5/ sm o w osadzie nadm iernym oraz zw iększenie w ieku osadu czynnego. W edług P innekam pa zm niejszenie obciążenia z 0 ,6 k g B Z T 5/ k g smo (konw encjonalne oczyszczanie ścieków m etodą osadu czynnego) do 0,3 kg B Z T 5/ kg sm o (biologiczne usuw anie zw iązków biogennych m etodą osadu czynnego) pow oduje obniżenie stosunku B Z T 5/s m o z 0,90 do 0,65. W raz ze w zrostem w ieku osadu następuje zm niejszenie podatności osadu nadm iernego na b eztlenow ą stabilizację osadu i obniżenie intensyw ności w ydzielania biogazu podczas ferm entacji m etanow ej. Zagadnienie to było przedm iotem badań w łasnych prow adzonych w Instytucie Inżynierii W ody Ścieków Politechniki Śląskiej [10].

Z badań tych [10, 11, 12] w ynika, że ilość w ydzielanego biogazu w odniesieniu do kilogram a suchej m asy wynosi:

• dla osadu nadm iernego pochodzącego z oczyszczalni z usuw aniem C, N, P m etodą osadu czynnego od 0,20 do 0,45 m 3/ kg smo,

• dla osadu m ieszanego od 0,42 do 0,60 m 3/ kg smo,

• dla osadu w stępnego od 0,50 do 0,72 m 3/ kg smo.

NOW E ZNACZENIE FERMENTACJI METANOWEJ W STABILIZACJI 185

2.1. Metody i efekty intensyfikacji beztlenowego biochemicznego rozkładu substancji organicznej

Intensyfikację fazy hydrolitycznej m ożna uzyskać w w yniku w stępnej obróbki osadu, której zadaniem je s t destrukcja m ikroorganizm ów osadu czynnego (zniszczenie i kom binow ane np. utlenianie w w arunkach podw yższonej tem peratury i ciśnienia, ługow anie, hom ogenizacja, dezintegracja ultradźw iękow a i inne [13, 14, 15, 16] kom órek z uw olnieniem substratów i enzym ów dla dalszego biochem icznego rozkładu) oraz m aksym alne rozdrobnienie fazy stałej osadu. D o w stępnej obróbki osadu przed ferm entacją m o g ą być zastosow ane m etody term iczne, chem iczne, m echaniczne Przedm iotem badań w łasnych autorów od w ielu lat je s t zastosow anie energii c z y n n e j p o l a u l t r a d ź w i ę k o w e g o d o d e z i n t e g r a c j i o s a d u n a d m i e r n e g o przed procesem ferm entacji w celu zw iększenia intensyw ności w ydzielania biogazu [14, 17] i pozyskiw ania krótkołańcuchow ych kw asów organicznych ja k o źródła w ęgla dla intensyfikacji biologicznego usuw ania azotu i fosforu ze ścieków [18,19].

Do dezintegracji osadu w ykorzystuje się pole ultradźw iękow e o niskiej częstotliw ości, rzędu 1 0 - 5 0 kH z i dużym natężeniu, pow yżej 1 W /cm 2. P rzejściu fali uderzeniow ej o takich param etrach przez osady ściekow e tow arzyszy szereg zjaw isk pierw otnych, takich jak : kaw itacja i przepływ ośrodka oraz zjaw iska w tórne o charakterze fizykochem icznym i chem icznym (koagulacja, dyspersja, utlenianie, redukcja, zjaw iska elektrokinetyczne i w iele innych), przy czym zdaniem w ielu autorów [2 0, 2 1] za efekt dezintegrujący odpow iedzialne je s t głów nie zjaw isko kaw itacji ultradźw iękow ej, której tow arzyszą lokalne w zrosty tem peratury i ciśnienia (ciśnienia do 4 500 bar i tem peratury do 5 000 K 14]). W osadach ściekow ych, oprócz dezintegracji cząstek, ultradźw ięki uw alniają w odę zw ią za n ą w k a p ila ra c h oraz w odę zw iązan ą koloidalnie, zm ieniając potencjał elektrokinetyczny cząstek i um ożliw iając tym sam ym bardziej efektyw ne łączenie w konglom eraty w procesie koagulacji [2 0].

K ońcow y efekt dezintegracji osadu w postaci przyspieszenia pierw szych trzech faz ferm entacji (zw łaszcza fazy hydrolitycznej, która rozpoczyna proces, a jej przyspieszenie je s t efektem bezpośrednim rozdrobnienia cząstek osadu i destrukcji m ikroorganizm ów ) oraz zw iększenia ilości w ygenerow anych niskich kw asów organicznych i przyrostu biogazu (rys.3.) je s t fu nkcją częstotliw ości po la ultradźw iękow ego. Przy w yższej częstotliw ości pola ultradźw iękow ego (przy czym rozpatryw ane są tu częstotliw ości z zakresu tzw.

czynnego oddziaływ ania pola, z przedziału 1 0 - 5 0 kH z) lepsze efekty dezintegracji uzyskiw ano dla częstotliw ości w yższych (rys. 4.) [19]. B iorąc je d n ak pod uw agę aspekt ekonom iczny (ze w zględu na energię w ło żo n ą w celu uzyskania w iększej m ocy pola ultradźw iękow ego) najbardziej efektyw na je s t częstotliw ość 20 kHz, dla której otrzym ano najw yższą w artość proporcji pozyskanego w skutek dezintegracji łatw o rozkładalnego C hZ T do m ocy zastosow anej dla je g o uzyskania, przy jednocześnie korzystnych w łasnościach filtracyjnych osadu oraz ilościach w ydzielanego gazu po procesie m ezofilow ej ferm entacji m etanow ej [17, 19].

186 Ewa ZIELEWICZ-MADEJ, Lucja FUKAS-PŁONKA, Bożena GIL

co

,o.

3 Nra U)O n

oO) 0) c J2 o

'n

T3

r

vO*■</)

s

S ’o

czas [doba]

Rys.3. Ilość wydzielonego biogazu w procesie fermentacji z osadu nienądźwiękowianego i nadźwiękowianego

Fig.3. The biogas volume in the digestion proces of the nout sod amplfiel and sound amplified sludge

1000

.5'E m(A

inin 7 5 0

* w 0

s?

1 5 0 0 32n

2 5 0

10 20

częstotliw ość nadźw iekaw iania [kHz]

30

Rys.4. Wpływ częstotliwości nadźwiękowiania na rozkład substancji organicznej i filtracyjność osadów po fermentacji [19]

Fig.4. The inflence of the ultrasound frequency on the biomas decomposition and filterability of sawage after digestion [19]

o sad o stę ż e n iu s u c h e j m a s y 1 ,5 % ; C S K , [s]

■ o sa d o stę ż e n iu su c h e j m a s y 2 ,0 % ; C S K , [s]

♦ o sad o stę ż e n iu su c h e j m a s y 1 ,5 % ; sm o , [% ]

- * — o sad o stę ż e n iu s u c h e j m a s y 2 ,0 % ; sm o , [% ] 60

4 0

20 oc 8E CTJ e>

o

>w

NOWE ZNACZENIE FERMENTACJI METANOWEJ W STABILIZACJI 187

2.2. Produkty ferm entacji metanowej

Produktam i końcow ym i ferm entacji m etanow ej są:

• ustabilizow any, zm ineralizow any osad, tj. osad nie ulegający procesow i gnicia, pozbaw iony nieprzyjem nych zapachów , łatw o odw adniający się; (stopień rozkładu zw iązków organicznych je s t fu nkcją składu jakościow ego osadu oraz param etrów technologiczno - technicznych procesu, takich jak: czas zatrzym ania i tem peratura w kom orze ferm entacji, intensyw ność i sposób m ieszania, obciążenie kom ory i inne),

• biogaz (produkt rozkładu zw iązków organicznych, którego głów ny skład stanow ią m etan i dw utlenek węgla).

Skład ja k o ścio w y biogazu zależy od składu osadu poddanego ferm entacji [3], natom iast ilość pow stałego biogazu zależy nie tylko od ilości zw iązków organicznych w osadzie [1 0], ale także od ich podatności na biochem iczne procesy rozkładu w w arunkach beztlenow ych. S topień redukcji w odniesieniu do suchej m asy organicznej dla osadu w stępnego w ynosi od 55 % do 65 %, a dla osadu nadm iernego od 30 % do 40 % w zależności od w ieku osadu.

G az pow stający podczas ferm entacji m etanow ej je s t cennym surow cem energetycznym i m oże być przetw arzany na energię ciep ln ą do ogrzew ania kom ór (kotły gazow e), natom iast je g o nadm iar (w stosunku do potrzeb cieplnych procesu ferm entacji) pow inien być przetw arzany na energię elek try czn ą i ciep ln ą w blokach energetyczno- cieplnych z silnikam i gazow ym i. Przy spalaniu biogazu w blokach B H K W zostaje w ykorzystane około 90 % energii pierw otnej gazu, z czego 54 % zostaje przetw orzone na energię cieplną, a 36 % na energię elektryczną. O znacza to, że przy zastosow aniu do stabilizacji osadu procesów anaerobow ych od 50 RLM m ożem y uzyskać 2,3 kW h energii elektrycznej dziennie, co pozw ala na pokrycie około 70 % zapotrzebow ania na energię elektryczną w procesie oczyszczania ścieków [6]. B iogaz m oże w ięc być traktow any ja k o niekonw encjonalne i odnaw ialne źródło energii.

2.3. W pływ ferm entacji metanowej na przem iany związków fosforu w osadzie

K olejnym elem entem analizy ferm entacji m etanow ej, który w inien być uw zględniany w przypadku zastosow ania biologicznego usuw ania zw iązków biogennych ze ścieków , są przem iany fizykochem iczne zw iązane z m in eralizacją substancji organicznych zaw artych w osadach ściekow ych.

O sady ściekow e s ą to układy polidyspersyjne, w ielofazow e, w których fazą dyspersyjną (ciągłą) je s t m ieszanina w ody i rozpuszczonych w niej zw iązków (potocznie zw anej cieczą osadow ą), a fa z ą zdyspergow aną je s t faza gazow a i faza stała (zw iązki koloidalne, zaw iesiny i drobnoustroje).

Z m iany fizykochem icznych w łaściw ości osadu zarów no w fazie stałej, ja k i i w fazie ciekłej, zachodzące podczas ferm entacji m etanow ej, w pływ ają na transform ację zw iązków chem icznych, w tym zw iązków fosforu (poszczególnych frakcji fosforu) w osadzie.

Z m iany te są w y p ad k o w ą działania procesów biochem icznych oraz chem icznofizycznych w ystępujących w trakcie beztlenow ego rozkładu zw iązków organicznych.

S topniow a m ineralizacja polim erow ych zw iązków organicznych do zw iązków rozpuszczonych pow oduje zm iany ilości rozpuszczonych w fazie dyspersyjnej osadu produktów poszczególnych etapów ferm entacji (zm ian w łaściw ości fizykochem icznej fazy

188 Ewa ZIELEWICZ-MADEJ, Lucja FUKAS-PLONKA, Bożena GIL

ciekłej osadów ściekow ych) [23], D zięki tem u niektóre sole p rzechodzą z form trudno rozpuszczalnych w form y łatw iej rozpuszczalne lub odw rotnie, w zależności od charakteru rozpuszczalnika. N ależy tutaj podkreślić, iż przem iany fizykochem iczne, w przeciw ieństw ie do przem ian biochem icznych, są przem ianam i odw racalnym i (asocjacja/

dysocjacja, strącan ie/ro zp u szczan ie) [4],

N a podstaw ie badań w łasnych stw ierdzono w osadzie po ferm entacji zw iększenie udziału frakcji fosforanów zw iązanych z jo n am i w apnia C a2+ i m agnezu M g2+ [23, 27].

Zw iększenie udziału frakcji w apniow o-m agnezow ej w fosforze ogólnym w sprzyjających w arunkach (w przypadku przesycenia fazy ciekłej osadu jonam i w apnia, m agnezu, azotu am onow ego i jonam i fosforanow ym i) m oże prow adzić do krystalizacji fosforanu am onow o-m agnezow ego M g(N H4)4(P0 4)2 (struw itu) i fosforanów w apniow ych w kolejnych procesach jednostkow ych przeróbki osadów [4, 23, 27], R ozpuszczalność fosforanu am onow o-m agnezow ego m aleje podczas w ychładzania osadu, co m oże pow odow ać je g o osadzanie się w instalacjach przeróbki osadów utrudniając ich eksploatację i zw iększając zapotrzebow anie na energię cieplną i elektryczną procesu ferm entacji. Ilość w ytrąconych fosforanów w apnia ham ow ana je s t przez obecność jo n ó w m agnezu M g2+ [27], natom iast w przypadku chem icznego usuw ania fosforu ze ścieków m eto d ą strącania zw iązkam i żelaza istnieje m ożliw ość pow staw ania w środow isku redukującym trudniej rozpuszczalnego niż fosforan am onow o-m agnezow y uw odnionego fosforanu żelaza (w iw ianit) Fe3[P0 4]2*8H20 [24],

W przypadku przeróbki osadów pochodzących z biologicznego usuw ania zw iązków biogennych skutkiem przem ian fosforu w procesie ferm entacji m etanow ej je s t m ożliw ość nadm iernej recyrkulacji zw iązków fosforu z cieczam i osadow ym i, oddzielonym i w w yniku procesu zagęszczania lub odw adniania, zaw racanym i do ciągu oczyszczania ścieków [2, 23, 27, 28],

Z literatury przedm iotu w ynika, że z punktu w idzenia gospodarki ściekow o- osadow ej w ew nętrzny obieg zw iązków fosforu w układzie m oże być traktow any przez oczyszczalnię ja k o w tórne źródło zanieczyszczeń, w ym agające pow tórnej elim inacji lub ja k o produkt korzystny podlegający utylizacji.

W pierw szym przypadku ciecz osadowa, oddzielona w w yniku zagęszczania lub odw adniania osadu, zaw racana bezpośrednio do ciągu technologicznego oczyszczalni ścieków , w prow adza dodatkow e obciążenie fosforem . Z danych literaturow ych [4]

oraz z badań w łasnych [23, 27] w ynika, że ciecz osadow a m oże w prow adzać ponow nie do obiegu średnio 1 0 - 4 0 % ładunku fosforu na dopływ ie, przy czym przy określeniu w pływ u fosforanów w prow adzanych w raz z cieczą osadow ą ponow nie do układu oczyszczalni istotna je s t analiza struktury rozkładu em pirycznego gęstości ładunku fosforu w ściekach dopływ ających do oczyszczalni [23],

W drugim przypadku, jeżeli ciecz osadow a zostanie poddana chem icznem u podczyszczeniu przed je j odprow adzeniem do ciągu oczyszczalni, to w ytrącony osad chem iczny m oże być w ykorzystany ja k o substrat do produkcji naw ozów nieorganicznych.

O dzyskiw anie fosforu z osadu i po w zbogaceniu w brakujące substancje naw ozow e będzie lepszym i bezpieczniejszym naw ozem niż osad ściekow y po stabilizacji i higienizacji.

Z godnie z w ym aganiam i zrów now ażonego rozw oju odzyskiw anie fosforu ze strum ienia osadu i w ykorzystyw anie go do produkcji naw ozu m oże okazać się w ażnym procesem jednostkow ym w oczyszczalni.

W zależności od w ybranej drogi prow adzenia gospodarki fosforem w oczyszczalni w pierw szym przypadku pow inno się dążyć do ograniczenia ładunku fosforanów ,

NOWE ZNACZENIE FERMENTACJI METANOWEJ W STABILIZACJI 189

a w drugim , do ich m aksym alnego uw olnienia do strum ienia cieczy osadow ej, pow stającej w w yniku zagęszczania lub odw adniania.

2.4. O d w a d n ia ln o ść o sa d ó w p rz e fe rm e n to w a n y c h

Efektem przem ian fizykochem icznych i biochem icznych podczas ferm entacji je st zm iana zdolności osadów ściekow ych do oddaw ania w ody w procesach odw adniania na urządzeniach m echanicznych (odw adnialność), co m a istotne znaczenie w dalszych etapach przeróbki osadów . Dla każdego rodzaju osadu istnieje granica m echanicznego odw adniania. G ranica ta zależna je s t od zdolności zaw iesiny w osadzie do zatrzym yw ania w ody zw iązanej biologicznie, chem icznie i fizycznie. Im w iększa je s t ilość w ody zw iązanej w osadzie, tym w iększe je s t uw odnienie placka osadu przy czym o uw odnieniu

„m iędzycząsteczkow ym ” decyduje struktura osadu, a „natura” cząstek decyduje o o ilości i stopniu zw iązania w ody adhezyjnej i absorpcyjnej [29]. Stężenie m asy organicznej decyduje o ilości w ody biologicznie zw iązanej, zatem bezpośrednim skutkiem m ineralizacji osadów ściekow ych w procesach stabilizacyjnych je st popraw a ich odw adnialności, przy czym osad nadm ierny po stabilizacji tlenow ej m oże odw adniać się do poziom u 84 - 80 %, a osad po ferm entacji m etanow ej do poziom u 75 - 67 % i tym sam ym po odw odnieniu m ożna uzyskać m n ie jsz ą objętość osadów ferm entow anych w porów naniu z stabilizow anym tlenow o. B adania w łasne ferm entacji m etanow ej w ykazyw ały, że w yraźna popraw a w łasności filtracyjnych osadów ferm entow anych następuje pom iędzy 2 0 a 25 d o b ą procesu, podczas gdy m aksym alne w ydzielanie biogazu w ystępuje pom iędzy 8 a 14 dniem procesu [30], Ze w zględu na odzysk biogazu um ożliw iający pokrycie zapotrzebow ania cieplnego kom ory należałoby zatem ograniczyć czas zatrzym ania w kom orze ferm entacyjnej zam kniętej do czasu technicznie niezbędnego. P oniew aż jed n ak dla osadu o lepszych w łaściw ościach filtracyjnych uzyskuje się oszczędności w procesie odw adniania dzięki:

• zm niejszeniu zużycia środków chem icznych do preparow ania osadów,

• zw iększeniu w ydajności urządzeń do odw adniania - oszczędność energii elektrycznej,

• zw iększeniu efektu odw adniania, czyli zm niejszeniu objętości osadu i kosztów je g o dalszej przeróbki (transport, suszenie ,spalanie i inne),

korzyści ja k ie w y n ik ają z w yższego stopnia m ineralizacji osadu są znaczące i pow inny być uw zględniane p rzez projektantów i eksploatatorów oczyszczalni.

3 . P o d s u m o w a n i e

W prow adzenie racjonalnej gospodarki ściekow o - osadowej w oczyszczalniach ścieków w ym aga szerszego podejścia do procesu oczyszczania ścieków , uw zględniającego że układ oczyszczalni ścieków je s t układem dw óch, w zajem nie skorelow anych, podsystem ów , tj. oczyszczania ścieków i przeróbki osadów ściekow ych, w którym zm iany w jednym podsystem ie p o w o d u ją zm iany w drugim i odw rotnie.

G łów nym celem przeróbki osadów ściekow ych je s t m inim alizacja objętości pow stających osadów ściekow ych, m aksym alny odzysk zaw artych w osadach ściekow ych substancji energetycznych, zw iązków biogennych, zw iązków w ęgla oraz przygotow anie osadów do ostatecznego ich w ykorzystania, które odbyw a się poza granicam i oczyszczalni.

190 Ewa ZIELEWICZ-MADEJ, Lucja FUKAS-PŁONKA, Bożena GIL

Przykładem takiego m yślenia je s t prow adzenie optym alizacji w ielokryterialnej ferm entacji m etanow ej, która je s t najbardziej popularną m etodą stabilizacji biochem icznej osadu w przypadku oczyszczalni o przepustow ości oczyszczalni pow yżej 2 0 000 m3/d.

N a przeróbkę osadów ściekow ych i ich ostateczne w ykorzystanie m a w pływ rów nież, oprócz polityki ekologicznej dotyczącej gospodarki odpadam i, polityka ekologiczna dotycząca ochrony wód pow ierzchniow ych przed eutrofizacją. D opuszczalne stężenia zanieczyszczeń zw iązkam i biogennym i w prow adzanym i w raz ze ściekam i oczyszczonym i do w ód pow ierzchniow ych są w Polsce i U E ściśle lim itow ane. N ajnow sze rozporządzenie M inisterstw a O chrony Środow iska z 29 listopada 2002 roku zw iększyło w ym agania w odniesieniu do stężeń azotu w ściekach odprow adzanych z oczyszczalni o RLM pow yżej 15 tys.

B i b l i o g r a f i a

1. Bartoszewski K.: Fermentacja osadów z oczyszczalni z usuwaniem C, N, P. Mat. Konf. II Ogólnopolska Konf. Naukowo-Techniczna: Rozwój technologii w ochronie wód. Międzyzdroje

1998

2. Bień J., Zielewicz E.: The influence of ultrasonic field on the structure of sludge particles in dewatering processes. Proc. of Inter. Conf. ULTRASOUND. Bratysława 1986

3. Bruce A. M., Fisher W. J.: Sludge stabilisation- methods and measurement. Sewage sludge Stabilisation and Disinfection. New York 1988

4. Buraczewski G.: Fermentacja metanowa. PWN. Warszawa 1989

5. Carliell C. M., Wheatley A. D.: Metal and phosphate speciation during anaerobic digestion of phosphorus rich sludge. Wat. Sei. Tech., 36 (6-7), 191-200, 1997

6. Cora B.: Fosforany w procesie przeróbki osadów ściekowych. Mat. Konf. Charakterystyka i zagospodarowanie osadów ściekowych. Gdańsk 2000

7. Eastman J.A. Ferguson J.F.: Stabilization of particulate organic carbon during the acid phase of anaerobic digestion. Journal W.P.C.F. Vol. 53 No 3, 1981

8. Elbing G., Dunnebeil A.: Termischer Zellaufschus mit anschliesender Faulung - Laboruntersuchengen. Korrespondenz Abwasser, 4, 1999

9. Ferguson J. F., Jenkins D., Eastman J.: Calcium phosphates precipitation at slightly alkaline pH valeus. Journal WPCF, 45 (4), 1997

10. Fukas-Ptonka L., Zielewicz-Madej E.: Odwadnianie osadów na prasach taśmowych i komorowych. Mat. Międzynarodowego Sem. Szkoleniowego: Podstawy oraz praktyka przeróbki i zagospodarowania osądów. Kraków 1989

11. Fukas-Płonka Ł., Zielewicz-Madej E.: Fermentacja osadów a koszty eksploatacyjne oczyszczalni. I Międz. Konf. Nauk. Tech. Problemy gospodarki osadowej w oczyszczalniach ścieków. Częstochowa 1995

12. Fukas-Plonka Ł., Zielewicz-Madej E.: Änderung der physikalischen Klarschlammeingen schäften aufgrud der Methangarung. 6 Polish -Deutchen Gemeinchafttstagung, ATV/PZiTS, Goerlitz 1999

13. Fukas Pionka Ł: Biogaz z osądów ściekowych. Konf. Nauk. -Techn.: Paliwa z odpadów.

Międzyzdroje Żywieckie 1999

14. Fukas-Płonka Ł., Zielewicz-Madej E.: Stabilizacja osadów nadmiernych w procesie fermentacji metanowej. Inżynieria i Ochrona Środowiska, t 3, nr 1-2, 2000

15. Gil B.: Migracja fosforanów w procesie przeróbki o sadów ściekowych. Praca doktorska.

Politechnika Śląska, Gliwice 2001

16. Hartman L.: Biologiczne usuwanie związków fosforu. Wydawnictwo Instalator Polski;

Warszawa 1996

NOWE ZNACZENIE FERMENTACJI METANOWEJ W STABILIZACJI 191

17. IWA Task Grup for Mthematical Modelling: Anaerobic Digestion Model No. 1. IWA Publishing, London 2001

18. Kowalska E., Bień J., Zielewicz-Madej E.: Ultrasound in the Suspension Separation Methods.

Drying Technology, 6. 3, 1988

19. Marnais D., Pitt P.: Determination of ferric chloride dose to control struvite precipitation in anaerobic sludge digesters. Water Environmental Research, 66 (7), 912-918, 1994

20. Neis U.: Intensiverung der Schlammfaulung durch Klarschlammaufschlup mit Ultraschail.

Korespondent. Abwasser, 44 (10), 1997

21. Pfeffer J. T.: Anaerobic Digestion Processes. Sewage sludge Stabilisation and Disinfection. New York 1988

22. Pinnekamp K.: Steigerung der leistugsfahigkeit der anaeroben Klarrschlammstabilisierung durch eine thermische Vorbehandlung desSchlammes. Gewasserchutz- Wasser- Abwasser, Band., 96, Aachen 1987

23. Sądecką Z.: Toksyczność i biodegradacja insektycydów w procesie fermentacji metanowej osadów ściekowych. Wydawnictwa Naukowo - Techniczne. Zielona Góra 2002

24. Śliwiński A.: Ultradźwięki i ich zastosowanie. WNT. Warszawa 1993

25. Thiem, A., Nickel K., Neis U.: The use o f ultrasound to accelerate the anaerobic digestion of sewage sludge. Materiały konf: Osad czy surowiec? Częstochowa 1997

26. Zielewicz-Madej E.: Wpływ pola ultradźwiękowego na generowanie lotnych kwasów tłuszczowych w procesie hydrolizy osadów. Materiały IX Konf.: Problemy gospodarki wodno- ściekowej w rejonach rolniczo-przemysłowych. Białystok-Rajgród 1997

27. Zielewicz-Madej E., Fukas-Płonka Ł.: Przeróbka osadów ściekowych pod kątem minimalizacji ich objętości. Mat. Konf. Nauk. Tech. Rozwój technologii w ochronie wód. Szczecin- Miedzyzdroje 1998

28. Zielewicz-Madej E.: Application of ultrasonic field for the intensification o f biochemical degradation of organic compounds. Molecular and Quantum Acoustics, 21, 2000

29. Zielewicz-Madej E., Fukas-Płonka Ł.: Dezintegracja ultradźwiękowa jako metoda intensyfikacji procesu fermentacji metanowej, Konf. Nauk. Tech. Woda, Ścieki, Odpady w Środowisku.

Oczyszczanie ścieków, nowe trendy, Zielona Góra 2002

30. Zielewicz-Madej E.: Raport merytoryczny z projektu badawczego. Gliwice 2002