MODELOWANIE MATEMATYCZNE PROCESU WSPÓLNEJ FERMENTACJI OSADÓW ŚCIEKOWYCH ORAZ ODPADÓW ORGANICZNYCH Z WYKORZYSTANIEM MODELU ADM1

Transkrypt

1 Stanisław MIODOŃSKI, Krzysztof ISKRA* modelowanie matematyczne, ADM1, tłuszcze odpadowe MODELOWANIE MATEMATYCZNE PROCESU WSPÓLNEJ FERMENTACJI OSADÓW ŚCIEKOWYCH ORAZ ODPADÓW ORGANICZNYCH Z WYKORZYSTANIEM MODELU ADM1 W pracy przedstawiono możliwości wykorzystania modelowania matematycznego procesów fermentacji metanowej dla oszacowania strumienia odpadów, który można wprowadzić do komunalnej instalacji stabilizacji beztlenowej. Do symulacji wykorzystano charakterystykę komunalnych osadów ściekowych oraz przemysłowych odpadów organicznych zawierających znaczne ilości tłuszczów. Przeprowadzono szereg symulacji dla różnych wariantów dodatkowego strumienia odpadów. W wyniku symulacji odrzucono wariant, w którym odpady stanowiły 50% strumienia, gdyż prowadził do załamania się procesu. W wyniku dalszych analiz odrzucono jeszcze jeden skrajny wariant (60%/40%). Dla pozostałych wyników przeprowadzono wstępną analizę ekonomiczną kosztów eksploatacyjnych dowozu odpadów organicznych do instalacji komunalnej o pojemności komór fermentacyjnych 3000 m WSTĘP Jednym z produktów ubocznych pracy oczyszczalni ścieków są odpady powstające w procesach technologicznych. Niezbędnym działaniem jest stabilizacja osadów ściekowych, aby nie stanowiły one zagrożenia dla środowiska. Powstające podczas procesu oczyszczania ścieków osady są unieszkodliwiane głównie w procesach beztlenowych (fermentacja) oraz tlenowych (stabilizacja tlenowa, rzadziej kompostowanie). Procesy fermentacji są z powodzeniem stosowane na większości średnich i dużych oczyszczalni ścieków w Polsce. Czasy hydraulicznego zatrzymania osadów w komorach fermentacyjnych wahają się w szerokim zakresie od 30 do 60 dób [6]. Dodatkowo procesy gospodarki osadowej często projektowane są na ilości osadów przewidywane w okresie perspektywicznym, co w warunkach rzeczywistej bieżącej * Instytut Inżynierii Ochrony Środowiska Politechnika Wrocławska, stanislaw.miodonski@pwr.wroc.pl.

2 424 S. MIODOŃSKI, K. ISKRA eksploatacji może jeszcze bardziej wydłużyć czas hydraulicznego zatrzymania osadów w komorach fermentacyjnych. Minimalny czas pozwalający przeprowadzić proces fermentacji metanowej w warunkach mezofilowych został określony na poziomie 10 dób [10]. Różnica pomiędzy minimalnym czasem fermentacji a czasami rzeczywistymi pozwala na podjęcie próby dociążenia komór fermentacyjnych dodatkowym materiałem organicznym. W tym celu możliwe jest wykorzystanie: osadów z innej oczyszczalni ścieków nie prowadzącej procesu stabilizacji, wprowadzenie do komór fermentacyjnych płynnych lub półpłynnych przemysłowych odpadów organicznych lub wykorzystanie odpowiednio spreparowanej organicznej frakcji odpadów komunalnych [1, 5, 9]. Należy mieć na uwadze, iż podczas wprowadzania dodatkowego materiału do komór fermentacyjnych istnieje ryzyko załamania się procesu fermentacji z powodu zbyt dużego ładunku substancji organicznych lub wzrostu zawartości substancji toksycznych, zawartych we wprowadzanych odpadach [4]. W przypadku wprowadzania do procesu fermentacji innego strumienia osadów istnieje możliwość posłużenia sie narzędziami projektowymi dla określenia procesu fermentacji z udziałem nowego strumienia osadów ściekowych. W sytuacji wprowadzania do komór fermentacyjnych odpadów przemysłowych lub organicznej frakcji odpadów komunalnych zastosowanie obliczeń projektowych zwykle nie jest możliwe. Alternatywą dla obliczeń projektowych jest modelowanie matematyczne procesów fermentacji metanowej, które można z powodzeniem wykorzystywać dla określenia parametrów pracy reaktorów oraz jako wsparcie w badaniach laboratoryjnych procesów fermentacji. W pracy przedstawiono możliwości zastosowania modelowania matematycznego dla określenia maksymalnej podaży przemysłowych odpadów organicznych do procesu fermentacji osadów ściekowych. 2. MATERIAŁY I METODY 2.1. MODEL MATEMATYCZNY Zagadnienie modelowania matematycznego procesów fermentacji metanowej rozwijane jest od ponad 30 lat [3]. W 2002 roku w ramach podjętych działań przez IWA (International Water Association) opracowano model matematyczny fermentacji metanowej ADM1 (Anaerobic Digestion Model 1) [2]. Model fermentacji metanowej opisany został poprzez 32 zmienne dynamiczne biorące udział w 19 przemianach biochemicznych oraz w 3 procesach wymiany masy pomiędzy faza ciekłą i gazową. W równaniach modelu wykorzystano ponad 100 współczynników kinetycznych i stechiometrycznych. [8]. Podstawowymi założeniami modelu jest bilans masy komponentów wejściowych oraz komponentów wyjściowych z komory fermentacyjnej. Ideowy schemat reaktora o pełnym wymieszaniu przedstawiono na rysunku 1. W pracy wykorzystano implementację modelu ADM1 przygotowaną w języku C [7].

3 Modelowanie matematyczne procesu wspólnej fermentacji osadów ściekowych oraz odpadów Symulacje realizowane były dla teoretycznego reaktora o pojemność czynnej 1 m 3. Dzięki takiemu zabiegowi uzyskane wyniki można łatwo przeliczyć na instalacje o różnej wielkości. Podstawowy czas hydraulicznego przetrzymania przyjęto na poziomie 25 dób, co dla powyższego reaktora odpowiada 40 dm 3 / d materiału wsadowego. Każdy przewidziany dodatek odpadów będzie sukcesywnie skracał czas przetrzymania w reaktorze. q in S in,1... S in,n X in,1 X in,n Faza gazowa Faza ciekła V liq S liq,1... S liq,n X liq,1 X liq,n Q gas S gas,1, p gas,1 S gas,2, p gas,2 S gas,3, p gas,3 Q out S out,1... S out,n X out,1 X out,n Rys. 1. Graficzny opis modelu ADM1 dla reaktora o pełnym wymieszaniu 2.2. OKREŚLENIE PARAMETRÓW OSADÓW I ODPADÓW ORGANICZNYCH Ważnym elementem przyszłych symulacji jest przekształcenie danych rzeczywistych na parametry wejściowe modelu. Do obliczeń wykorzystano osady ściekowe oraz odpady organiczne. Podstawową charakterystykę przedstawiono w tabeli 1. Większość danych wejściowych do modelu fermentacji stanowiły frakcje ChZT. Podstawowy podział przyjęto następująco: 10% dla ChZT frakcji rozpuszczonych oraz 90% dla ChZT frakcji nierozpuszczonych. Dalszy podział dla osadu surowego wykonano według [8]. W przypadku odpadów organicznych za wzór przyjęto materiał tłuszczowy zawierający podobnie jak osad 10% ChZT rozpuszczonego. Przyjęto również, że odpad (zawierający 90% ChZT substancji nierozpuszczonych) zawiera 80% tłuszczów we frakcji nierozpuszczonej oraz rozpuszczone, resztę stanowiły substancje inertne oraz złożone.

4 426 S. MIODOŃSKI, K. ISKRA Kolejnym działaniem było przygotowanie danych wejściowych do procesu modelowania dla mieszanin osadów ściekowych oraz odpadów organicznych. Symulacje realizowano dla następujących mieszanin: 100% osadów ściekowych, Q=40 dm 3 /d, T=25,0 d 90% osadów, 10% odpadów, Q=44,4 dm 3 /d, T=22,5 d 80% osadów, 20% odpadów, Q=50 dm 3 /d, T=20,0 d 70% osadów, 30% odpadów, Q=57,1 dm 3 /d, T= 17,5 60% osadów, 40% odpadów, Q=66,6 dm 3 /d, T=15,0 d 50% osadów, 50% odpadów, Q=80 dm 3 /d, T=12,5 d. Tabela 1. Charakterystyka osadów ściekowych oraz odpadów organicznych Lp. Oznaczenie Jednostka Osad surowy Odpad organiczny 1 Sucha masa ogólna g/dm 3 35,0 110,0 2 Sucha masa organiczna g/dm 3 28,7 92,4 3 Sucha masa mineralna g/dm 3 6,3 17,6 4 ChZT go 2 /m ekstrakt eterowy mg/g OM 35,0 840,0 6 LKT gch 3 COOH/m ph - 6,0 5,0 8 Zasadowość val/m 3 19,0 23,0 3. WYNIKI SYMULACJI W ramach badań przeprowadzono symulację stanu stacjonarnego dla 6 powyższych przykładów. Aby wyniki były bardziej zbliżone do sytuacji rzeczywistych zasymulowano pulsowe wprowadzanie materiału wsadowego do komór w każdej dobie. Czas wsadu wynosił 5% doby czyli 1,2 h. Z powodzeniem przeprowadzono symulacje dla wszystkich mieszanin z wyjątkiem wsadu zawierającego 50% osadów ściekowych oraz 50% odpadów organicznych. Przy takim udziale w materiale wsadowym nastąpił nadmierny spadek ph, co doprowadziło do złamania się procesu fermentacji. Dla powyższego przypadku przeprowadzono dodatkową symulację dla dopływu ciągłego, a następnie wyznaczono stan ustalony. Wyniki stanu ustalonego także zamieszczono w analizie, jednak należy mieć na uwadze, że taka ilość oraz jakość materiału wsadowego najprawdopodobniej w warunkach rzeczywistych doprowadziłyby także do załamania się procesu. Potwierdzono możliwość wprowadzenia do komory dodatkowego strumienia odpadów organicznych. W kolejnych symulacjach średnia produkcja gazu fermentacyjnego wyniosła: 100% osadów ściekowych, Q gazu =0,65 m 3 /d m 3 komory,

5 Modelowanie matematyczne procesu wspólnej fermentacji osadów ściekowych oraz odpadów % osadów, 10% odpadów, Q gazu =1,15 m 3 /d m 3 komory, 80% osadów, 20% odpadów, Q gazu =1,71 m 3 /d m 3 komory, 70% osadów, 30% odpadów, Q gazu =2,44 m 3 /d m 3 komory, 60% osadów, 40% odpadów, Q gazu =3,38 m 3 /d m 3 komory. Poza wzrostem produkcji gazu stwierdzono także wzrost nierównomierności produkcji gazu w dobie. Na rysunku 2 przedstawiono nierównomierność dobową dla kolejnych podaży materiału wsadowego. Zagadnienie nierównomiernej produkcji gazu w dobie także należy brać pod uwagę podczas ewentualnego rozważania ewentualnego wariantu do wdrożenia. Rys. 1. Nierównomierność produkcji gazu Pomimo, że uzyskano pozytywne wyniki symulacji dla wszystkich mieszanin osadów i odpadów (poza stosunkiem 50%/50%) należy symulacje przeanalizować także pod kątem innych kryteriów. Stwierdzono obniżenie się odczynu ph w każdym z kolejnych wsadów. Taka sytuacja bierze się zapewne z dodatkowego dociążenia komory fermentacyjnej substancjami organicznymi, a co za tym idzie także wyższą produkcją lotnych kwasów tłuszczowych (LKT). W tabeli 2 przedstawiono podstawowe parametry osadu surowego i przefermentowanego uzyskane z modelu. Jak widać przy stosunku 60%/40% odczyn spadł poniżej wartości 7, którą w warunkach technicznych należy traktować jako dolną granicę prowadzenia procesu. Z tego powodu powyższy

6 428 S. MIODOŃSKI, K. ISKRA stosunek także należy odrzucić jako zbyt ryzykowny do realizacji w warunkach rzeczywistych. W każdej kolejnej symulacji poziom usunięcia ChZT był coraz wyższy. Dla osadu surowego wyniósł ponad 59%, natomiast dla wsadu 50%/50% nieco ponad 74%. Po odrzuceniu dwóch ostatnich symulacji maksymalny poziom usunięcia ChZT wyniósł poniżej 72%. Tabela 2. Parametry osadu surowego i przefermentowanego Osad surowy Osad przefermentowany ChZT rozpuszczone ChZT całkowite ChZT rozpuszczone ChZT całkowite Odczyn ph kg/m 3 kg/m 3 kg/m 3 kg/m 3-100% osad 4,40 44,00 1,56 17,89 7,39 90% osad 10% odpad 6,26 62,60 1,89 21,18 7,33 80% osad 20% odpad 8,12 81,19 2,22 24,58 7,26 70% osad 30% odpad 9,98 99,80 2,56 28,13 7,15 60% osad 40% odpad 11,84 118,40 2,98 31,93 6,99 50% osad 50% odpad* 13,65 136,95 2,84 35,44 6,70 *wartości wyznaczone dla stanu ustalonego 4. ANALIZA EKONOMICZNA Na podstawie powyższych danych dokonano wstępnej analizy ekonomicznej przedsięwzięcia mającego na celu dociążenie komór fermentacyjnych. Obliczenia wykonano dla oczyszczalni ścieków z łączną pojemnością komór fermentacyjnych 3000 m 3. Uzysk z tytułu fermentacji samego osadu potraktowano jako punkt odniesienia, na tej podstawie wyznaczono teoretyczny przychód oraz wyznaczono uzysk dla kolejnych mieszanin osadów i odpadów. W analizie pominięto zyski z tytułu opłat za odbiór odpadów (od producenta). Na tym etapie pozycja zysków jest trudna do oszacowania. Należy przyjąć, że jakakolwiek kwota zadziała na plus wykonanej analizy kosztów. W tabeli 3 zestawiono wyniki przewidywanych zysków. Za podstawowe koszty przyjęto transport odpadów wozami asenizacyjnymi z zakładu produkcyjnego do oczyszczalni ścieków. Pojemność wozu asenizacyjnego przyjęto na poziomie 8 m 3. Z powyższych założeń wyznaczono maksymalną odległość, dla której prowadzenie procesu wspólnej fermentacji będzie na granicy opłacalności. Dla wszystkich wariantów odległości były zbliżone i wyniosły od 104 do 108 km W kosztach uwzględniono także opłaty związane z większą ilością osadu przefermentowanego do zagospodarowania. Należy jednak pamiętać, że powyższa kalkulacja nie uwzględnia kosztów inwestycyjnych, które w jakimś stopniu także należałoby ponieść przy budowie stacji zlewczej oraz zbiornika magazynowego na terenie oczyszczalni. Z dużą dozą bezpie-

7 Modelowanie matematyczne procesu wspólnej fermentacji osadów ściekowych oraz odpadów czeństwa można przyjąć, że bezpieczna odległość z której można dowozić odpady organiczne nie powinna być wyższa niż km (współczynnik bezpieczeństwa 0,5). Tabela 3. Uzysk z tytułu fermentacji dodatkowego strumienia odpadów Całkowita produkcja gazu m3/d Produkcja energii z uwzględnieniem sprawności urządzeń* kwh/d Cena wyprodukowanej energii** Zysk z produkcj dodatkowej energii elektrycznej 100% osad ,35 zł - 90% osad 10% odpad ,91 zł ,56 zł 80% osad 20% odpad ,69 zł ,34 zł 70% osad 30% odpad ,52 zł ,17 zł 60% osad 40% odpad ,80 zł ,45 zł 50% osad 50% odpad ,34 zł ,99 zł * Sprawność urządzeń do produkcji energii elektrycznej przyjęto na poziomie 85% ** Cena energii z uwzględnieniem kosztów przesyłu energii oraz zysków ze sprzedaży zielonych certyfikatów oszacowano na poziomie 0,91zł 5. PODSUMOWANIE I WNIOSKI Z powodzeniem przeprowadzono, z wykorzystaniem modelu matematycznego ADM1, symulacje stanu stacjonarnego dla wybranych mieszanin osadów ściekowych oraz odpadów organicznych. Uzyskano pozytywne wyniki dla wszystkich wsadów za wyjątkiem stosunku osadów do odpadów 50%/50%. Zgodnie z przewidywaniami zaobserwowano znaczny przyrost gazu fermentacyjnego przy coraz wyższym udziale odpadów organicznych. Nastąpił także nieznaczny wzrost udziału metanu w bilansie gazu fermentacyjnego. Wykonano wstępną analizę kosztów eksploatacyjnych dla zagadnienia wprowadzania dodatkowego strumienia odpadów organicznych do procesu fermentacji metanowej. Stwierdzono brak zróżnicowania w parametrach ekonomicznych w zależności od wielkości strumienia wprowadzanych osadów. Oznacza to, że nie zależnie czy wprowadzamy odpady w dużej czy małej ilości uzysk będzie podobny. Taka sytuacja wynika z faktu, że podstawowy wpływ na koszty eksploatacyjne operacji ma transport odpadów, którego wartość rośnie proporcjonalnie z ilością transportowanego odpadu. Zadanie współfinansowane ze środków Unii Europejskiej w ramach Europejskiego Funduszu Społecznego

8 430 S. MIODOŃSKI, K. ISKRA LITERATURA [1] AKUNNA J.C., ABDULLAHI Y.A., STEWART N.A., Anaerobic digestion of municipal solid wastes containing variable proportions of waste types, Water Science & Technology, 2007, Vol 56 No [2] BATSTONE, D.J., KELLER, J., ANGELIDAKI, I., KALYUZHNYI, S.V., PAVLOSTATHIS, S.G., ROZZI, A., SANDERS, W.T.M., SIEGRIST, H., VAVILIN, V.A., Anaerobic Digestion Model No. 1 (ADM1), IWA Publishing, London, UK [3] BATSTONE D.J., KELLER J, STEYER J.P., A review of ADM1 extensions, applications, and analysis: , Water Science & Technology, 2006, Vol 54 No [4] CHEN Y., CHENG J.J., CREAMER K.S., Inhibition of anaerobic digestion process: A review, Bioresource Technology, 2008, Vol [5] DAVIDSSON A., LOVSTEDT C., LA COUR JANSEN J., GRUVBERGER C., ASPEGREN H., Co-digestion of grease trap sludge and sewage sludge, Waste Management, 2008, Vol [6] HEINDICH Z., WITKOWSKI, A., Urządzenia do oczyszczania ścieków, Seidel-Przywecki, Warszawa 2005, [7] JEPPSSON, U., Investigation of Anaerobic Digestion Alternatives for Henriksdal's WWTP, Technical report no. LUTEDX/(TEIE-7225)/1-111/2007, Department of Industrial Electrical Engineering and Automation, Lund University, Sweden 2007 [8] KLEEREBEZEM R; VAN LOOSDRECHT M. C. M., Critical analysis of some concepts proposed in ADM1, IWA Publishing, London, UK Water Science & Technology, 2006, Vol 54 No [9] SIEGRIST H., HUNZIKER W., HOFER H., Anaerobic digestion of slaughterhouse waste with UFmembrane separation and recycling of permeate after free ammonia stripping, Water Science & Technology, 2005, Vol 52 No [10] TCHOBANOGLOUS G., BURTON F.L., STENSEL H.D., Wastewater engineering treatment and reuse, Metcalf & Eddy Inc., Mc Graw Hill 2003 THE MATHEMATICAL MODELLING ANAEROBIC CO-DIGESTION OF SEWAGE SLUDGE AND ORGANIC WASTE USING ADM1 Paper shows possibilities of mathematical modeling of anaerobic digestion process for assessing an amount of additional batch of organic waste used to co-digestion process in wastewater treatment plant (WWTP). As initial data used mixed sewage sludge characteristic and industrial fat reach waste and fatty compounds. Number of experiments has been carried out, for various mixtures of sewage sludge and industrial waste. As a result of simulation investigated that mixtures with the highest amount of organic waste leads to inhibition of anaerobic digestion process. Thru the further analysis rejected next mixtures with 40% content of organic waste (the second highest concentration of waste). For the rest of results preliminary economical assessment of operating costs was conducted. Analysis papered for WWTP with 3000 m 3 active volume for anaerobic digestion.