THE INFLUENCE OF COMPOSTING WARM PHASE DURATION ON POLYNUCLEAR AROMATIC HYDROCARBONS REMOVAL.

Transkrypt

1 WPŁYW CZASU TRWANIA FAZY GORĄCEJ KOMPOSTOWANIA NA USUWANIE WWA THE INFLUENCE OF COMPOSTING WARM PHASE DURATION ON POLYNUCLEAR AROMATIC HYDROCARBONS REMOVAL. Izabela Siebielska, Robert Sidełko Politechnika Koszalińska, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska, Katedra Gospodarki Odpadami, izabela.siebielska@tu.koszalin.pl, robert.sidelko@tu.koszalin.pl 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 m 3. 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 hydrocarbons, 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 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 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 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

2 /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 in., 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 in., 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) 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 in., 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%. 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

3 283 stopniu zależy od temperatury prowadzonego procesu kompostowania [Lazzari i in , 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 in. 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-chrysenedicarboxylic acid; 7,8-dihydro-pyrene-7- carboxylic acid i 7,8-dihydro-pyrene-8- carboxylic acid. W procesie biodegradacji węglowodorów aromatycznych, posiadających powyżej 4 skondensowanych pierścieni, biorą udział także grzyby. Produktami pośrednimi w czasie utleniania są 9-hydroxyBaP; trans-9,10- dihydroxy-9,10-dihydrobap i trans-7,8- dihydroxy-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; cis- 11,12-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 w czasie kompostowania na pryzmach. 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 m 3, 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 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:

4 284 heksanem i chloroformem. Uzyskane eluaty zagęszczano w atmosferze azotu do objętości 0,5 cm 3. Końcowym etapem było oznaczenie ilościowe i jakościowe na chromatografie gazowym (AT 7890A), wyposażonym w dozownik z rozdziałem strumienia (splitsplitles) 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 in., 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 R 2, określający jaka część zmienności została opisana przez funkcję, wynosi 0,56. W cyklu II (14 dni przetrzymania w bioreaktorze dynamicznym) wartość współczynnika determinacji R 2 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 R 2 wyniósł 0,69. 0,700 Suma stężeń 16. WWA 0,600 0,500 0,400 0,300 0,200 0,100 7 dni 14 dni 21 dni 7 dni 21 dni 14 dni 0,000 0,000 50, , ,000 Doba Rys.1. Zmiany sumy stężeń 16. WWA w czasie kompostowania na pryzmach w trzech różnych cyklach

5 285 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 in. 2005]. Podobne przypadki zaobserwowali także inni autorzy [Potter i in. 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 in. 2006]. Stosując technikę kompostowania w pryzmach, okresowo napowietrzając, można nawet uzyskać obniżenie zawartości węglowodorów ponad 90%, także zawierających 5-6 skondensowanych pierścieni [Cai i in. 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 (tdoba 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, dni przetrzymania 0,200 0, dni przetrzymania 0,008 0,072

6 286 Tabela 2. Wyniki testu RIR Tukeya dla przesunięcia prostej (b) B 7 dni przetrzymania 14 dni przetrzymania 21 dni przetrzymania 7 dni przetrzymania 0,007 0, dni przetrzymania 0,007 0, dni przetrzymania 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 jako projekt badawczy rozwojowy nr R LITERATURA AMIR S., HAFIDI M., MERLINA G., HAMDI H. REVEL J.C., 2005, Fate of polycyclic aromatic hydrocarbons during composting of lagooning sewage sludge, Chemosphere 58, str ANTIZAR-LADISLAO B., LOPEZ-REAL J., BECK 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 BETANCUR-GALVIS L. A., ALVAREZ- BERNAL 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 BLANCHARD M., TEIL M.J., OLLIVON D., LEGENTI L., CHEVREUIL M., 2004, Polycyclic aromatic hydrocarbons and polychlorobiphenyls in wastewaters and sewage sludges from the Paris area (France), Environmental Research 95, str BRÄNDLI 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,

7 287 CAI Q.Y., MO C.H., WU Q.T., ZENG Q.Y., KATSOYIANNIS A., FERARAD J.F, 2007, Bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) contaminated sewage sludge by different composting processes, J. Hazardous Mat. 142, DUTKIEWICZ T., LEBEK G., MASŁOWSKI J., MIELŻYŃSKI D., RYBORZ S., Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne w środowisku przyrodniczym, PWN Warszawa GROSSI G., LICHTIG J., KRAUSS P., 1998, PCDD/F, PCB and PAH content of brazilian compost, Chemosphere 37 (9-12), str Instytut Inżynierii Środowiska, Politechnika Częstochowska, Określenie kryteriów stosowania osadów ściekowych poza rolnictwem. Częstochowa JANOSZ-RAJCZYK 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 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 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 MALEJ J., Odpady i osady ściekowe. Charakterystyka unieszkodliwianie zagospodarowanie. Wydawnictwo Politechniki Koszalińskiej. Koszalin NAMIEŚNIK J., JAŚKOWSKI J., Zarys ekotoksykologii, Gdańsk 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 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 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, PRZYWARSKA R., KOTOWSKI W., Podstawy odzysku, recyklingu i unieszkodliwiania odpadów. WSEiA w Bytomiu SIUTA J., Przyrodnicze użytkowanie osadów ściekowych. Materiały Konferencyjne. Wydawnictwo Ekoinżyniera. Lublin 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, WŁODARCZYK-MAKUŁA M., JANOSZ- RAJCZYK M., WIŚNIOWSKA E., ZARĘBSKA A., ZGRZEBNA A., 2000 Badania zawartości WWA w osadach ściekowych, Ochrona Środowiska 4(79), str ZARZYCKI R., Gospodarka komunalna w miastach, PAN, Łódź, ZERBE J. 1993, Zanieczyszczenie środowiska wodnego węglowodorami i ich pochodnymi, Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 5, 5-17.