AUTOREFERAT dotyczący osiągnięć w pracy naukowo-badawczej, dydaktycznej i organizacyjnej dr inż. Klaudiusz Grübel Akademia Techniczno-Humanistyczna w Bielsku-Białej Wydział Inżynierii Materiałów, Budownictwa i Środowiska Instytut Ochrony i Inżynierii Środowiska Zakład Mikrobiologii i Biotechnologii Środowiskowej Bielsko-Biała, 2015 r.
1. Imię i Nazwisko: Klaudiusz Andrzej Grübel 2. Posiadane dyplomy, stopnie naukowe/artystyczne z podaniem nazwy, miejsca i roku ich uzyskania oraz tytułu rozprawy doktorskiej. - Doktor w dziedzinie nauk technicznych, dyscyplina: Inżynieria środowiska. Stopień nadany Uchwałą Rady Wydziału Inżynierii i Ochrony Środowiska Politechniki Częstochowskiej z dnia 12.V.2008 r. Tytuł rozprawy: Przebieg i uwarunkowania lizy mikroorganizmów osadu czynnego w procesie hydrodynamicznej kawitacji, promotorem był prof. dr hab. inż. Jan Suschka, a recenzentami w przewodzie doktorskim byli prof. dr hab. inż. Korneliusz Miksch i prof. dr hab. inż. January Bień. - Magister inżynier. Kierunek Włókiennictwo w specjalności: Inżynieria środowiska w przemyśle. Wydział Inżynierii Włókienniczej i Ochrony Środowiska Akademii Techniczno-Humanistycznej w Bielsku-Białej, 11.II.2003 r. Tytuł pracy magisterskiej: Wpływ miedzi na wytrącanie struwitu ze ścieków komunalnych. Promotor pracy prof. dr hab. inż. Jan Suschka. - Inżynier. Kierunek Inżynieria środowiska w specjalności: Inżynieria środowiska: Wydział Inżynierii Włókienniczej i Ochrony Środowiska Filii Politechniki Łódzkiej w Bielsku-Białej, 12.II.2001 r. Tytuł pracy inżynierskiej: Metody usuwania fosforu ze ścieków, a przydatność przyrodnicza. Promotor pracy prof. dr hab. inż. Jan Suschka. 3. Informacje o dotychczasowym zatrudnieniu w jednostkach naukowych/artystycznych. - 1.IV.2009 r. do nadal. Adiunkt naukowo-dydaktyczny, Akademia Techniczno- Humanistyczna w Bielsku-Białej, Wydział Inżynierii Materiałów, Budownictwa i Środowiska, Instytut Ochrony i Inżynierii Środowiska, Zakład Mikrobiologii i Biotechnologii Środowiskowej. - 1.X.2003 r. do 31.III.2009 r. Asystent naukowo-dydaktyczny, Akademii Techniczno- Humanistycznej w Bielsku-Białej, Wydział Nauk o Materiałach i Środowisku, Instytut Ochrony i Inżynierii Środowiska. Odbyte staże: - 01.VI.2014 r. do 31.VII.2014 r. oraz od 01.IX.2014 r. do 31.X.2014 r. Technical University of Liberec, Institute for Nanomaterials, Advanced Technology and Innovation. - 1.X.2013 r. do 31.III.2014 r. Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki Politechniki Śląskiej w Gliwicach. - IX.2011 r. University of Barcelona, Department of Microbiology. Strona 2/ 37
4. Wskazanie osiągnięcia wynikającego z art. 16 ust. 2 ustawy z dnia 14 marca 2003 r. o stopniach naukowych i tytule naukowym oraz o stopniach i tytule w zakresie sztuki (Dz. U. nr 65, poz. 595 ze zm.) a) tytuł osiągnięcia naukowego/artystycznego. Podstawą do ubiegania się o uzyskanie stopnia naukowego doktora habilitowanego nauk technicznych w dyscyplinie inżynieria środowiska jest cykl 9 jednotematycznych publikacji (artykuły oznaczone w wykazie opublikowanych prac naukowych lub twórczych prac zawodowych oraz informacja o osiągnięciach dydaktycznych, współpracy naukowej i popularyzacji nauki I.B.1-I.B.9. załącznik_5) zatytułowany: Intensyfikacja procesu fermentacji osadów ściekowych w wyniku zastosowania wstępnej dezintegracji b) (autor/autorzy, tytuł/tytuły publikacji, rok wydania, nazwa wydawnictwa). Poniżej zamieszczam wybór publikacji do oceny w przewodzie habilitacyjnym stanowiących jednotematyczny cykl: I.B.1. Grübel K., Suschka J. (2015) Hybrid alkali-hydrodynamic disintegration of wasteactivated sludge before two-stage anaerobic digestion process. Environmental Science and Pollution Research.22 (10), s. 7258-7270 (free acces). DOI 10.1007/s11356-014-3705-y Punkty zgodnie z listą MNiSW: 30. Impact Factor 2.828 (IF zarok 2014) Mój udział procentowy szacuję na 85%. I.B.2. Grübel K., Machnicka A., Nowicka E., Wacławek S. (2014) Mesophilic-thermophilic fermentation process of waste activated sludge after hybrid disintegration. Ecological Chemistry and Engineering S. 21(1), s. 125-136. DOI: 10.2478/eces-2014-0011 Punkty zgodnie z listą MNiSW: 15. ImpactFactor 0.553 Mój udział procentowy szacuję na 70%. I.B.3. Grübel K., Machnicka A. (2014) Infrared wave analysis of activated sludge after cavitation destruction. Journal of Environmental Science and Health, Part A, 49(1), s. 101-107. DOI:10.1080/10934529.2013.824738 Punkty zgodnie z listą MNiSW: 20. ImpactFactor 1.164 Mój udział procentowy szacuję na 55%. I.B.4. Grübel K., Machnicka A., Wacławek S. (2013) Impact of alkalization of surplus activated sludge on biogas production. Ecological Chemistry and Engineering S. 20 (2), s.343-351. DOI: 10.2478/eces-2013-0025 Strona 3/ 37
Punkty zgodnie z listą MNiSW: 15. ImpactFactor 0.553 Mój udział procentowy szacuję na 70%. I.B.5. Mirota K., Grübel K., Machnicka A. (2011) Badania i ocena możliwości stosowania zwężki kawitacyjnej do intensyfikacji procesu fermentacji osadów ściekowych. Ochrona Środowiska, 33 (1), s.47-52. Punkty zgodnie z listą MNiSW: 15. ImpactFactor 1.633 Mój udział procentowy szacuję na 60%. I.B.6. Grübel K., Machnicka A. (2010) Hydrodynamic disintegration of foam biomass to upgrade of wastewater. Ecological Chemistry and Engineering S, 17 (2), s.137-148 Punkty zgodnie z listą MNiSW: 13. ImpactFactor 0.294 Mój udział procentowy szacuję na 50%. I.B.7. Machnicka A., Grübel K., Suschka J. (2009) The use of hydrodynamic disintegration as a means to improve anaerobic digestion of activated sludge. Water SA, 35 (1), s. 129-132. Punkty zgodnie z listą MNiSW: 20. ImpactFactor 0.911 Mój udział procentowy szacuję na 45%. I.B.8. Grübel K., Mirota K., Machnicka A., Suschka J. (2009) Wykorzystanie protein do określenia efektywności dezintegracji osadu czynnego recyrkulowanego w procesie kawitacji hydrodynamicznej. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, 38, s. 62-70.2. Punkty zgodnie z listą MNiSW: 4. Mój udział procentowy szacuję na 65%. I.B.9. Grübel K., Machnicka A. (2009) Use of hydrodynamic disintegration to accelerate anaerobic digestion of surplus activated sludge. Water Environment Research, 81 (12), s. 2420-2426. Punkty zgodnie z listą MNiSW: 20. Impact Factor 0.965 Mój udział procentowy szacuję na 50%. Sumaryczny IF prac stanowiących podstawę ubiegania się o stopień doktora habilitowanego wynosi 8,901, natomiast sumaryczna liczba punktów MNiSW wynosi 152. Mój wkład w powstanie wyżej wymienionych publikacji zawiera się w zakresie od 45 do 85%. Oświadczenia współautorów odnośnie ich udziału w powstaniu wspólnych publikacji zamieszczone zostały w załączniku_4. Zakres tematyczny zaprezentowany w wyżej wymienionych pracach dotyczy badań oceny wpływu i skuteczności metod dezintegracji osadu czynnego na jego właściwości oraz wpływu na efektywność/poprawę procesu beztlenowej fermentacji. Przedstawiają Strona 4/ 37
innowacyjną i efektywną technologię hybrydowej dezintegracji z wykorzystaniem oryginalnej zaprojektowanej i zbudowanej dyszy kawitacyjnej. W tym zakresie przeprowadziłem liczne prace laboratoryjne. Poza publikacjami uzyskanych wyników badań eksperymentalnych, rezultaty prowadzonych prac były również prezentowane na wielu międzynarodowych i krajowych konferencjach naukowych, z których najważniejsze to: III.B.4.- III.B.8.; III.B.10; II.L.6.-II.L.7 (oznaczenie konferencji pochodzi z załącznika_5 do wniosku pn. Wykaz opublikowanych prac naukowych lub twórczych prac zawodowych oraz informacja o osiągnięciach dydaktycznych, współpracy naukowej i popularyzacji nauki ). Szczegółowe dane dotyczące tych konferencji oraz tytuły prezentowanych referatów znajdują się w ww. załączniku_5. c) omówienie celu naukowego i osiągniętych wyników zamieszczonych w pracach wchodzących w skład jednotematycznego cyklu publikacji wraz z omówieniem ich ewentualnego wykorzystania Tematyka i cel badań, których wyniki są zawarte w cyklu publikacji wskazanych, jako osiągnięcie naukowe, wiążą się z oceną możliwości wykorzystania procesu dezintegracji nadmiernych osadów ściekowych, jako metody pozwalającej na uwolnienie łatwo biodegradowalnej materii organicznej, wpływającej następnie na intensyfikację procesu fermentacji osadów ściekowych. Ponadto, poruszone zagadnienia szeroko pojętej dezintegracji osadów ściekowych oraz wpływu tych procesów na przebieg stabilizacji beztlenowej osadów ściekowych zostały poszerzone o wyniki analizy FTIR - Fourier Transform Infrared Spectroscopy (spektroskopia w podczerwieni), przy pomocy, której potwierdzone zostało destrukcyjne oddziaływanie dezintegracji. Głównym celem moich zainteresowań badawczych było opracowanie efektywnej metody dezintegracji osadu czynnego wpływającej na intensyfikację procesu fermentacji. Problematyka ta w sposób bezpośredni dotyczy zagadnień z zakresu inżynierii środowiska m.in. poprzez poruszaną tematykę dezintegracji osadów ściekowych stosowaną w celu uwolnienie łatwo biodegradowalnej materii organicznej przed procesem fermentacji osadu ściekowego, czego skutkiem jest intensyfikowanie procesu produkcji biogazu podczas fermentacji beztlenowej, z jednoczesnym zwiększeniem rozkładu materii organicznej (zmniejszenie ilości osadów pozostających do zagospodarowania). Unieszkodliwianie osadów ściekowych jest koniecznością wynikającą z przyjętej Strona 5/ 37
technologii oczyszczania ścieków. Jak dotychczas nie ma rozwiązania technologicznego, które nie skutkuje powstawaniem osadów (tzw. bezosadowej oczyszczalni ścieków), jak również rozwiązań pozwalających na całkowitą eliminację osadów ze środowiska. Przeciwnie, im wyższy stopień oczyszczenia ścieków jest stosowany, tym więcej osadów o specyficznych właściwościach fizyko-chemicznych, które wymagają dalszej przeróbki, jest generowanych. Dlatego też, przeróbka osadów i ich utylizacja to coraz trudniejsze zabiegi technologiczne wymagające nowych i nowoczesnych rozwiązań. W obliczu wyczerpywania zasobów naturalnych, wzrostu cen energii oraz wymagań proekologicznych, trwają poszukiwania nowych i czystych ekologicznie odnawialnych źródeł energii. Dlatego też, mówi się o osadach ściekowych i zawartej w nich biomasie, jako odnawialnym źródle energii oraz dąży się do odzysku tej energii. Jedną z możliwości jest pozyskiwanie energii w postaci biogazu w procesie fermentacji metanowej osadów ściekowych, które w komunalnych oczyszczalniach ścieków są odpadem stwarzającym poważny problem technologiczny i finansowy. Ponadto, wobec problemów z zagospodarowaniem powstających nadwyżek osadów ściekowych, coraz częściej mówi się o działaniach i rozwoju metod pozwalających zintensyfikować biologiczny proces stabilizacji osadów ściekowych. Pomimo, że sam proces fermentacji metanowej jest znany od dawna, to dopiero od kilkunastu lat naukowcy na całym świecie zainteresowali się intensywnie badaniami w kierunku usprawnienia i zintensyfikowania tego procesu. Podstawową korzyścią takich działań jest jednoczesna większa produkcja gazu fermentacyjnego będącego cennym paliwem ze źródeł niekonwencjonalnych oraz zmniejszenie/ubytek ilości osadów pozostających do zagospodarowania. Powyższe, było powodem podjęcia przeze mnie badań, ukierunkowanych na weryfikację tezy, że proces dezintegracji nadmiernych osadów ściekowych, przy odpowiednio dobranych parametrach procesowych zapewniających uwolnienie do cieczy nadosadowej relatywnie większych ilości łatwo przyswajalnych związków organicznych, jest skuteczną metodą intensyfikacji procesu stabilizacji beztlenowej osadów. Ich realizację zaplanowałem w 3 etapach, w których zdefiniowałem następujące cele cząstkowe: 1) wstępna analiza efektywności uwalniania do cieczy osadowej związków organicznych w procesie dezintegracji osadów nadmiernych prowadzonym porównawczo przy wykorzystaniu dezintegracji hydrodynamicznej, chemicznej i hybrydowej (w tym próba połączenia metody hydrodynamicznej i chemicznej), 2) analiza wpływu wybranych metod dezintegracji osadów nadmiernych na przebieg i efektywność fermentacji metanowej, Strona 6/ 37
3) określenie synergistycznego efektu hybrydowej dezintegracji osadów nadmiernych na przebieg i efektywność fermentacji metanowej. W I etapie badawczym prowadziłem testy wybranych metod dezintegracji, polegające na obserwacji zmian stężenia rozpuszczonych związków organicznych wyrażonych, jako chemiczne zapotrzebowanie na tlen - ChZT (lub stężeniem protein) w cieczy nadosadowej oraz stopnia dezintegracji, jakie wystąpiły w wyniku zastosowania analizowanych metod kondycjonowania osadów. Dezintegrację osadów nadmiernych prowadziłem przy wykorzystaniu trzech różnych metod: - dezintegracja hydrodynamiczna prowadzona z użyciem zaprojektowanego stanowiska badawczego składającego się z pompy ślimakowej o wydajności 0,5 m 3 /h tłoczącej osad (pod ciśnieniem 12 bar) do zaprojektowanej w tym celu z moim udziałem zwężki kawitacyjnej. Zwężka kawitacyjna została najpierw zaprojektowana z użyciem metod matematycznych, a następnie wykonana jako prototyp. Jednokrotny proces dezintegracji próbki osadu czynnego o objętości 25 dm 3 trwał 3 min, co oznaczało przykładowo 10- i 20-krotną recyrkulację osadu przez zwężkę w czasie odpowiednio 30 min i 60 min. Opis koncepcji i modelu fenomenologicznego został przedstawiony w artykule I.B.5. Pilotowa instalacja do dezintegracji hydrodynamicznej została wykonana i wytworzona według mojego projektu, - dezintegracja chemiczna prowadzona z wykorzystaniem procesu alkalizacji osadu nadmiernego przy pomocy wodorotlenku sodu. W badaniach zastosowałem wodorotlenek sodu (NaOH) do alkalizacji osadu czynnego podnosząc wartość ph osadu odpowiednio do wartości: 8, 9, 10 i 11 oraz utrzymując je przez 30 minut (czas reakcji). Wyniki oddziaływania alkalizacji na osad nadmierny zostały zawarte w pracach I.B.1-2, I.B.4., - dezintegracja hybrydowa połączenie kawitacji hydrodynamicznej i alkalizacji prowadzona w określonych (wybranych)warunkach procesowych tj. wartość ph oraz czas kawitacji hydrodynamicznej (30 minutowy czas/krotność przepływu przez dyszę kawitacyjną został wybrany, jako optymalny/-a). Wyniki oddziaływania procesu hybrydowego na osad czynny zostały zawarte w pracach I.B.1-2. Do oceny wyników badań i analiz wykorzystałem metody statystyczne. W osadzie czynnym, 70-80% zewnątrzkomórkowego węgla organicznego zgromadzonego jest w postaci białek i cukrów [Dignac i in., 1998; Flemming i Wingender, 2001; Lakshmii in., 2014]. W przeważającej części białka wchodzące w skład pozakomórkowych substancji komórkowych (Extracellular Polymeric Substances (EPS)) osadu czynnego mogą być wynikiem dużych ilości exoenzymów w kłaczkach [Frølund i in., Strona 7/ 37
1995; Liu i in., 2010]. W przypadku destrukcji/dezintegracji osadu czynnego, EPS i substancje komórkowe zostają uwalniane do fazy ciekłej osadu, co skutkuje wzrostem wartości rozpuszczonego ChZT i stężenia białek. W przeprowadzonych badaniach udokumentowałem, że w procesie dezintegracji osadów ściekowych następuje uwolnienie do cieczy nadosadowej związków węgla organicznego oraz związków mineralnych znajdujących się na zewnątrz i wewnątrz komórek mikroorganizmów tworzących kłaczki osadu czynnego. Z przeprowadzonych prac badawczych oraz z przeglądu literatury wynika, że proces ten pozwala na znaczące zwiększenie w cieczy osadowej stężenia rozpuszczalnych związków organicznych, wyrażonych np. stężeniem rozpuszczonego ChZT (rchzt). Z prowadzonych badań wynika, że w trakcie zastosowania dezintegracji wzrasta wartość rozpuszczonego ChZT w cieczy nadosadowej. Wzrost ten jest zależny przede wszystkim od jakości osadu czynnego (stężenia, składu, miejsca pobrania czyli rodzaju osadu, pory roku itp.) oraz od zastosowanej metody dezintegracji. W odniesieniu do kawitacji hydrodynamicznej proces ten charakteryzuje się dużą dynamiką wyrażoną przyrostem wartości chemicznego zapotrzebowania na tlen (rchzt) w stosunku do jego wartości początkowej - Δ[rChZT]t/[rChZT]0. Wskazuje to na korzystne (w aspekcie ekonomicznym) cechy tej metody dezintegracji, gdyż uzyskuje się największą skuteczność w fazie początkowej i niecelowe jest poddawanie osadu długotrwałej dezintegracji. W trakcie badań udokumentowałem, że w zależności od stężenia, składu, pory roku itp., wzrost wartości rchzt wynosi od 4 do 10 razy [I.B.5., I.B.7., I.B.8., I.B.9.]. Przeprowadziłem również badania wpływu kawitacji hydrodynamicznej na pianę osadu czynnego powstającą w bioreaktorach. Przyczyną tworzenia się piany są przede wszystkim mikroorganizmy nitkowate, a jej pojawienie się na powierzchni bioreaktorów i osadników wtórnych jest przyczyną różnych trudności technicznych i technologicznych. Przykładowo występująca piana może: powodować pogorszenie efektów sedymentacji, skutkować koniecznością zwiększenia stopnia recyrkulacji, a także pogorszeniem efektów oczyszczania ścieków. W przypadku dezintegracji piany osadu czynnego w procesie kawitacji hydrodynamicznej odnotowano wzrost rozpuszczonego ChZT w otaczającej cieczy od 9 do 11,5 razy w stosunku do wartości początkowej [I.B.6., I.B.9.]. Z kolei alkalizowanie osadu czynnego powoduje uwolnienie związków organicznych, wyrażonych jako rchzt, średnio 6 krotnie przy podniesieniu wartości ph do ok. 9 oraz 10 krotnie przy podniesieniu wartości tego parametru do ok. 10 [I.B.1., I.B.2., I.B.4.]. Poza zmianą wartości rchzt w cieczy podczas procesu dezintegracji osadu odnotowuje się również wzrost stężenia innych wskaźników, co jest wyrazem skutecznej destrukcji Strona 8/ 37
mikroorganizmów osadu czynnego lub piany. Przykładowo w pracy I.B.6. zostały przedstawione zmiany stężenia fosforanów oraz azotu amonowego w cieczy nadosadowej. Ten efekt może zostać wykorzystany do odzysku uwolnionych fosforanów i azotu ze ścieków np. w formie struwitu. Z kolei w publikacji I.B.8. i I.B.9. zostały przedstawione zmiany stężenia protein i węglowodanów w cieczy nadosadowej wskutek oddziaływania dezintegracji. Ponadto jak zostało powszechnie przyjęte wykładnikiem skuteczności prowadzonego procesu dezintegracji jest określenie tzw. stopnia dezintegracji, opartego o zmiany wartości rchzt [Kunz i Wagner, 1994; Mueller, 1996, 2000]. Na podstawie uzyskanych wyników określiłem, że istnieje również możliwość oceny skuteczności prowadzonego procesu destrukcji wyznaczając stężenie uwalnianych protein i określając stopień dezintegracji (I.B.8.). Wyliczony w ten sposób stopień dezintegracji dobrze koreluje z wartością tego parametru określoną na podstawie wartości rchzt. Jak zostało przedstawione w pracy I.B.1. zastosowanie do dezintegracji osadu procesu hybrydowego przynosi zgodnie z oczekiwaniami jeszcze większe efekty. Z przeprowadzonych badań wynika, że rozpuszczona materia organiczna w znacznej części jest w formie koloidalnej. Badania wykazały, iż w cieczy nadosadowej po samym procesie odwirowania odnotowuje się wyższe wartości rchzt, aniżeli po procesie filtracji membranowej (membrana o wielkości porów 0,45 µm). Jednak głównym wnioskiem z przeprowadzonych badań jest stwierdzenie, że w wyniku zastosowania procesu hybrydowej dezintegracji odnotowuje się o wiele wyższą efektywność, niż przy sumowaniu arytmetycznym rezultatów z odrębnych procesów dezintegracji. Tak więc w tym przypadku występuje wyraźny efekt synergistyczny. Przykładowo biorąc pod uwagę wartości rchzt w cieczy nadosadowej po odwirowaniu w przypadku sumy arytmetycznej (dla alkalizacji do ph 9 i 30 minut oddziaływania kawitacji hydrodynamicznej) wartość powinna wynieść 2050 mg/dm 3, a odnotowano wynik na poziomie 2800 mg/dm 3. Świadczyć to może o wstępnym zmiękczeniu/rozpuszczeniu, w wyniku dozowania NaOH, osłon komórkowych mikroorganizmów osadu czynnego oraz rozerwaniu struktury kłaczkowatej, które następnie w procesie kawitacji hydrodynamicznej uległy większej destrukcji i łatwiejszej lizie. Potwierdzeniem zmian fizyko-chemicznych zachodzących w osadzie czynnym pod wpływem procesu destrukcji były również obserwacje mikroskopowe osadu rzeczywistego oraz poddanego działaniu dezintegracji. W pracach I.B.5. i I.B.8-9. zostały przedstawione zdjęcia mikroskopowe wykazujące/przedstawiające wpływ kawitacji hydrodynamicznej na strukturę i wygląd osadu czynnego. Analizując zdjęcia, można bardzo wyraźnie zaobserwować duży wpływ tej metody dezintegracji na wygląd oraz wielkość kłaczków osadu czynnego. Można również odnotować rozdrobnienie i homogenizację Strona 9/ 37
struktury osadu, w którym po dezintegracji nie da się wyraźnie wyodrębnić i odróżnić samych kłaczków, czy też mikroorganizmów nitkowatych, stanowiących rusztowanie kłaczków, w osadzie czynnym. Podobne rezultaty, dotyczące oddziaływania destrukcyjnego kawitacji hydrodynamicznej na pianę osadu czynnego, przedstawiono w pracy I.B.6. Dodatkowo został przedstawiony efekt upłynnienia piany, który można zaobserwować gołym, nieuzbrojonym w przyrządy optyczne okiem. Oddziaływanie alkalizacji i/lub dezintegracji hybrydowej przynosi te same efekty i w obserwacji mikroskopowej odnotowuje się bardzo podobne zmiany. Pogłębiając wiedzę na temat wpływu i oddziaływania dezintegracji na osad czynny przeprowadziłem badania z wykorzystaniem instrumentalnej techniki FTIR (spektroskopia w podczerwieni), które potwierdziły skuteczność zjawiska dezintegracji osadów ściekowych. W pracy I.B.3. została przedstawiona analiza widm w podczerwieni cieczy nadosadowych pozyskanych z dezintegracji hydrodynamicznej oraz ultradźwiękowej. Badania takie były celowe gdyż porównane ze sobą zostały dwa zjawiska wykorzystujące kawitację: hydrodynamiczną i akustyczną (ultradźwiękową), i zestawienie wyników dla tych metod było uzasadnione. Uzyskane wyniki badań potwierdziły skuteczność tych metod i pozwoliły ocenić przebieg procesu destrukcji. Wykonałem również takie badania dla innych metod dezintegracji osadów ściekowych tj. dla alkalizacji, suchego lodu, mikrofal, ozonowania, dezintegracji hybrydowej i wyniki tych badań potwierdzają również skuteczność tych metod. Do chwili obecnej, jednak wyniki FTIR dla osadu alkalizowanego nie zostały opublikowane. Oddziaływanie promieniowania elektromagnetycznego na osad czynny lub suchą pozostałość z cieczy nadosadowej, stanowi zespół złożonych zjawisk optycznych, które nakładają się wzajemnie na siebie dając w rezultacie wynik w postaci widma. Oddziaływująca z próbką wiązka pomiarowa podczerwieni ulega na powierzchni osadu dyfrakcji, rozproszeniu, załamaniu oraz interferencji. Przyjęty w badaniach pomiar widm absorpcyjnych osadów wymaga zastosowania działań mechanicznych, które mają na celu ujednolicenie próbek oraz usunięcie przeszkód związanych ze strukturą wysuszonych osadów/zawiesin. Zasadniczym sposobem jest rozdrobnienie wysuszonego osadu lub zawiesiny z cieczy nadosadowej i wymieszanie z bromkiem potasu (przeźroczysty nośnik dla danego zakresu pomiarowego; spektralnie czysty) oraz wykonanie pastylki, którą umieszcza się w wiązce pomiarowej. Promieniowanie elektromagnetyczne, a w zasadzie strumień fotonów padający na próbkę zostaje zaadsorbowany w przypadku, gdy na swojej drodze natrafi na drgające z tą samą częstotliwością pole elektryczne molekuł. W zakresie średniej podczerwieni zakres częstotliwości promieniowania pochłanianego pokrywa się z drgającym polem elektrycznym Strona 10/ 37
wygenerowanym w ugrupowaniach chemicznych przez elektrony walencyjne wchodzące w skład wiązań chemicznych. W związku z tym pole elektryczne fotonu musi drgać z tą samą częstotliwością oraz oddziaływać w tej samej fazie i w tej samej płaszczyźnie polaryzacji, co drgające pole elektryczne ugrupowania chemicznego. Drgania pola elektrycznego ugrupowań chemicznych w zależności od budowy mogą drgać w przestrzeni oraz w określonych płaszczyznach w sposób rozciągający symetryczny, asymetryczny, nożycowy, wahający, deformacyjny, kołyszący, skręcający oraz w sposób specyficzny dla szkieletu cząsteczki. Dla każdego rodzaju drgań ugrupowania chemicznego obserwuje się pasma absorpcyjne w różnych miejscach zakresu pomiarowego. Zastosowanie zatem wstępnej dezintegracji było przyczyną reakcji fizykochemicznych, które wpłynęły na charakter rozkładu substancji obecnych w cieczy nadosadowej. W konsekwencji doprowadziło to do uwalniania się substancji nieorganicznych i organicznych oraz enzymów wewnątrzkomórkowych, jak i enzymów zewnątrzkomórkowych występujących w połączeniach z substancjami koloidalnymi. Dlatego też, wykorzystanie FTIR (Fourier Transform Infrared Spectroscopy) może być stosowane z powodzeniem do potwierdzania zmian fizykochemicznych zachodzących w próbkach w wyniku procesu destrukcji. Analizę w podczerwieni wykonałem dla próbek cieczy nadosadowej, pozbawionej zawiesiny w procesie filtracji osadu czynnego. Próbki odparowanych osadów przed badaniami wygrzewane były w temperaturze 105 o C w celu usunięcia z nich wody. Widma wykonałem dla próbek, z których pobrano proporcjonalne ilości osadów oraz wymieszano z bromkiem potasu. Widma tak uzyskanych próbek zestawiłem w zakresie absorbancji proporcjonalnie do ilości pobranej próbki, co pozwala na jakościową i ilościową interpretację wyników. Otrzymane wyniki badań spektroskopowych potwierdzają wzrost zawartości uwolnionych i rozpuszczonych substancji m.in. wewnątrzkomórkowych. Analizując otrzymane wyniki można odnotować, iż następuje wzrost absorbancji przy poszczególnych charakterystycznych długościach fal dla oscylatorów ugrupowań chemicznych. Wzrost ten następuje wraz z wydłużaniem czasu dezintegracji lub dawki czynnika dezintegrującego (dotyczy badań z udziałem NaOH). W pracy I.B.3. przedstawiłem, że wzrost powierzchni pól pod pasmami, wraz ze wzrostem czasu dezintegracji, świadczy jednoznacznie o wzroście stężenia określonych grup chemicznych substancji uwalniających się z komórek/kłaczków osadu czynnego. Na podstawie Socrates a (2001) stwierdziłem, że wzrost pola pod pikiem przy długości fali ok. 3350 cm -1 świadczy o wzroście stężenia oscylatorów drgań rozciągających O-H i N-H. Z kolei wzrost absorbancji przy długości fali ok. 2500 cm -1, 2900 cm -1 i 1400 cm -1 świadczy o wzroście stężenia oscylatorów odpowiednio S-H oraz C-H. Ponadto wzrost pól pod pasmami przy długościach fali 1800 cm -1, 1700 cm -1 i 1500 cm -1 Strona 11/ 37
świadczy o wzroście stężenia oscylatorów drgań C=O odpowiednio w kwasach karboksylowych, w estrach i w amidach. Natomiast zmiana absorbancji przy długości fali ok. 1100 cm -1 odpowiada wzrostowi stężenia oscylatorów drgań C-O, P-O oraz S-O, które występują (budują) w komórkach, a ich pasma absorpcyjne nakładają się w tym zakresie widma. Zmiany absorbancji przy wymienionych długościach fal pośrednio świadczą o uwalnianiu się w czasie dezintegracji m.in. amin, aminokwasów, grup amidowych (protein), fosforanów, soli amonowych kwasu karboksylowego itp. Ujawnianie się w cieczy nadosadowej tych grup chemicznych świadczy o destrukcyjnym działaniu dezintegracji na kłaczki osadu i mikroorganizmy osadu czynnego. Podobnie jak Carrere i in. (2010) wykazałem, że dezintegracja osadów polega na zniszczeniu struktury kłaczków osadów ściekowych, a następnie na rozerwaniu błony komórkowej i lizie komórek mikroorganizmów. W wyniku tego, organiczne składniki wchodzące w skład komórek stają się łatwiej dostępne, jako substrat dla żywej biomasy heterotroficznej. Efektem tych badań był wybór, na podstawie uzyskanych efektów, najkorzystniejszych efektywnych czasów destrukcji lub optymalnych dawek reagenta, wykorzystanych w fazie badań właściwych dotyczących procesu fermentacji osadów. Jednymi ze sposobów zwiększenia wydajności produkcji biogazu w oczyszczalniach ścieków jest wspólna fermentacja osadów ściekowych z jednym lub kilkoma organicznymi składnikami lub też dokonywanie modyfikacji w sposobie prowadzenia procesu. Dotychczasowe badania nad wpływem dodatku innych surowców organicznych do procesu fermentacji metanowej osadów pokazują potencjalny wzrost ilości wyprodukowanego biogazu względem fermentacji samych osadów ściekowych [Bień i in., 2010; Ponsa i in., 2011; Walker i in., 2009; Ahn i in., 2010; Behera i in., 2010; Lei i in., 2010; Mumme i in., 2010; Chandra i in., 2012; Fang i in., 2011; Ferrer i in., 2011; Jayasinghe i in., 2011; Riaño i in., 2011; Zhang i in., 2011]. Dlatego też, jednym z interesujących rozwiązań, obok kofermentacji i modyfikacji sposobu prowadzenia fermentacji metanowej, jest dezintegracja samego osadu nadmiernego kierowanego do komór fermentacyjnych. Powyższe względy skłoniły mnie do rozważania i analizowania różnych modyfikacji prowadzenia beztlenowej fermentacji osadów ściekowych w celu jej intensyfikacji, a prace w tym zakresie ukierunkowałem głównie na zwiększenie stopnia rozkładu materii organicznej poprzez wprowadzenie obróbki wstępnej i przyspieszenia hydrolizy osadu dla uzyskania zwiększenia produkcji biogazu. Badania prowadziłem głównie dla zakresu temperatury fermentacji mezofilowej, jednakże w momencie rozpoczęcia realizacji międzynarodowego projektu badawczego Strona 12/ 37
(pt.: Novel processing routes for effective sewage sludge management - Nowe kierunki efektywnych rozwiązań w procesach gospodarki osadami ściekowymi, akronim: Routes, w ramach 7 Programu Ramowego; COOPERATION (ENV - Innovative system solutions for municipal sludge treatment and management) na podstawie kontraktu zawartego z Komisją Europejską o nr 265156 (2011-2014)), do którego udziału zostałem zaproszony ze względu na zauważenie mojego dorobku naukowego w międzynarodowym świecie nauki, skupiłem się również na procesie prowadzonym w zakresie temperatury fermentacji termofilowej oraz dla warunków procesu dwustopniowego mezofilowo-termofilowego. W związku z tym w drugim etapie badań starałem się określić wpływ wybranych metod dezintegracji oraz udziału osadu dezintegrowanego na proces fermentacji osadów nadmiernych. Ponadto, starałem się również określić najkorzystniejsze warunki prowadzenia procesu dwustopniowego. Zagadnienia powyższe pokrywały się z zadaniami badawczymi projektu prowadzonymi w ramach pakietu roboczego/workpackage no. 1 (WP1): punkt 1.3 Udoskonalanie procesów stabilizacji osadów (Enhance dsludge stabilization processes), podpunkt C Dezintegracja hydrodynamiczna i udoskonalanie dwu stopniowej fermentacji (Hydrodynamic disintegration and enhanced two stage anaerobic digestion) oraz punkt 1.5 Ocena efektów higienizacji przy pomocy metod hodowlanych (Assessment of hygenization by culture based methods), podpunkt A-C. Fermentacja metanowa od wielu lat uchodzi za cenny i ważny proces w gospodarce osadowej oczyszczalni ścieków przyczyniając się do zmniejszenia ilości osadów, niszczenia organizmów patogennych, stabilizacji osadów ściekowych oraz do produkcji wysokoenergetycznego biogazu. Pomimo tego ten sposób przeróbki osadów posiada kilka istotnych ograniczeń takich jak: wymagany długi czas zatrzymania osadów w komorze fermentacyjnej (20-30d), duża wrażliwość na przykład na zmiany ph, zmiany temperatury, obecność toksycznych substancji oraz przeciętna skuteczność usuwania materii organicznej (30-40%) [Gupta i in., 2012; Tchobanoglous i in., 2003]. Wynikiem tego procesu jest stabilizacja osadów ściekowych, zmniejszenie suchej masy osadów, m.in. poprzez przekształcenie części lotnych w biogaz, oraz eliminacja znacznej ilości patogenów. W procesie fermentacji metanowej wyróżnia się cztery główne fazy procesu, z których pierwsza faza - hydroliza - prowadzi do przekształcenia polimerów organicznych do związków prostszych, np. oligomerów, dimerów oraz monomerów. Faza hydrolizy jest rozpoznawana jako faza ograniczająca i limitująca szybkość kolejnych faz, tj. acidogenezy i acetogenezy, oraz w konsekwencji całego procesu fermentacji metanowej. Dlatego też, zastosowanie procesu wstępnej dezintegracji może w znaczący sposób wpłynąć na fazę hydrolizy, a tym samym na cały proces fermentacji osadów. Strona 13/ 37
Otrzymane wyniki badań procesu fermentacji metanowej przedstawiłem w pracach, które można przedstawić w następującym podziale tematycznym, tj. badaniach różnych metod dezintegracji jak i doboru najkorzystniejszych warunków procesowych (w tym głównie temperatury). W pracy I.B.9. zostały przedstawione wyniki dotyczące procesu fermentacji prowadzonego w warunkach mezofilowych z udziałem dezintegrowanego osadu czynnego oraz piany osadu czynnego. Zarówno osad czynny jak i piana stanowiły 20 lub 40% objętościowych w komorze fermentacyjnej. Z próbki zerowej (porównawczej) po 22 dniach fermentacji powstało 1,73 dm 3 /d dm 3 biogazu. W wyniku zastąpienia części osadu w komorze reakcji osadem dezintegrowanym w procesie kawitacji hydrodynamicznej nastąpił wzrost produkcji biogazu o 0,84dm 3 /d dm 3 (48,5%) i 1,00 dm 3 /d dm 3 (57,8%) odpowiednio dla 20% i 40% dodatku objętościowego. Wprowadzenie do komory fermentacji zdezintegrowanej piany nadosadowej, w miejsce osadu nadmiernego, spowodowało jeszcze większy wzrost produkcji biogazu. Dla dodatku 20% objętościowych odnotowano produkcję 3,75 dm 3 /d dm 3 (116,8%), a dla dodatku 40% objętościowych 4,05 dm 3 /d dm 3 (134,1%). Świadczy to o wyraźnym wpływie uwolnionej w procesie dezintegracji hydrodynamicznej materii organicznej. Potwierdza to również wpływ większego rozpuszczonego ChZT pochodzącego z piany nadosadowej aniżeli z osadu nadmiernego. Podobne wnioski zostały zawarte w pracy I.B.6., w której przedstawiono wyniki badań wpływu dodatku dezintegrowanej piany osadu czynnego na proces fermentacji osadów. W pracach I.B.7. i I.B.5. przedstawiono możliwość intensyfikacji fermentacji metanowej w warunkach mezofilowych z dodatkiem osadu poddanego działaniu kawitacji hydrodynamicznej. Przykładowo z mieszaniny porównawczej po 22 dniach fermentacji powstało 4,98 dm 3 /d dm 3 biogazu, a w wyniku zastąpienia części osadu w komorze reakcji osadem wstępnie dezintegrowanym w procesie kawitacji hydrodynamicznej w ilości 10%, 20% i 30% objętościowych, uzyskano wzrost produkcji biogazu w stosunku do próby odnośnikowej odpowiednio o 21,9%, 95,4% i 130,5%. W innej serii badawczej odnotowano z kolei dla dodatku 20% objętościowych osadu zdezintegrowanego wzrost ilości powstałego biogazu o 95%. Zatem wprowadzenie do osadu czynnego dodatku niewielkiej ilości osadu zdezintegrowanego metodą kawitacji hydrodynamicznej w istotny sposób przyczynia się do intensyfikacji produkcji biogazu. Tendencja ta była trwała i utrzymywała się w całym badanym zakresie, wskazując na praktyczne korzyści płynące z zastosowanie kawitacji przepływowej w układach oczyszczania ścieków i zagospodarowania osadów ściekowych. W porównaniu z innymi metodami dezintegracji, proces alkalizacji odznacza się prostotą stosowanych urządzeń, łatwością w obsłudze i realizacji oraz wysoką wydajnością. Strona 14/ 37
Większość badań nad zastosowaniem tego rodzaju dezintegracji osadu przed fermentacją metanową, szczególnie dla stosowanych małych dawek czynnika alkalizującego, wykazała wzrost produkcji biogazu w trakcie procesu i obniżenie zawartości materii organicznej w suchej masie osadu przefermentowanego [Lin i in., 1997; Lin i in., 2009; Navia i in., 2002; López Torres i Espinosa Lloréns, 2008]. Chen i in. (2007) analizowali wpływ obróbki chemicznej w zakresie ph od 4,0 do 11,0 na hydrolizę osadu nadmiernego. Autorzy stwierdzili, że obróbka alkaliczna spowodowała znaczący wzrost produkcji LKT w stosunku do obróbki osadu w środowisku kwaśnym. Jednakże odczyn alkaliczny w zakresie ph 10 11 spowodował zanik produkcji biogazu. Chemiczne kondycjonowanie osadu w połączeniu z inną metodą dezintegracji, jak np. ultradźwiękową czy termiczną (w zakresie temperatury 50 70 C), również było analizowane. Dane literaturowe wskazują, że wzrost wartości frakcji rozpuszczalnej (uwolnionej) chemicznego zapotrzebowania tlenu (rchzt) lub obniżenie zawartości materii organicznej w suchej masie osadu na skutek obróbki alkalicznej w połączeniu z kondycjonowaniem termicznym są zauważalne i mają znaczenie dla fermentacji [Lin i in., 1997, Neyens i in., 2003; Tanaka i in., 1997]. Alkaliczne kondycjonowanie osadu z zastosowaniem wodorotlenku sodowego (w dawce 0,2 g/g s.m.o.) dodatkowo wspomagane dezintegracją ultradźwiękową badane było również przez Lina i in. (2009). Ponadto technologię obróbki osadu nadmiernego z zastosowaniem dezintegracji chemicznej wspomaganej wysokim ciśnieniem przedstawili Rabinowitz i Stephenson (2006) pod nazwą Microsludge. W pracy I.B.4. przedstawione zostały wyniki wpływu dodatku osadu alkalizowanego na fermentację metanową w warunkach mezofilowych. Z próbki porównawczej po 25 dniach fermentacji odnotowano produkcję 2,31 dm 3 /d dm 3 biogazu. W wyniku zastąpienia części osadu w komorze reakcji osadem dezintegrowanym chemicznie w ilości 20%, 30% i 40% objętościowych uzyskano wzrost produkcji biogazu w stosunku do próby odnośnikowej odpowiednio do 2,79 dm 3 /d dm 3 (20,8%), 2,66 dm 3 /d dm 3 (15,2%) i 2,63 dm 3 /d dm 3 (13,8%). Dodatkowo badania wykazały, że biogaz powstały w procesie fermentacji osadu z udziałem osadu dezintegrowanego charakteryzuje się wyższą zawartością metanu. W biogazie wyprodukowanym z fermentacji próby porównawczej odnotowano zakres zawartości metanu w przedziel 58-60%. Dodatek do procesu fermentacji osadu poddanego dezintegracji spowodował wzrost zawartości metanu do 62-66%. Fermentacja metanowa osadów ściekowych w skali technicznej realizowana jest zazwyczaj w warunkach mezofilnych (25 40 C) lub termofilnych (45 60 C) jako proces jednostopniowy. Warunki termiczne fermentacji determinują czas realizacji tego procesu. Strona 15/ 37
Dłuższy czas zatrzymania wymagany jest dla fermentacji mezofilowej (25-30 dni), krótszy natomiast dla fermentacji termofilowej (15-20 dni). Poza tym fermentacja termofilowa charakteryzuje się wieloma innymi zaletami w porównaniu do fermentacji mezofilowej, jak na przykład większą produkcją biogazu, większym stopniem redukcji masy organicznej, powstawaniem łatwiej odwadniającego się osadu oraz zwiększoną destrukcją patogenów. Powyższe zalety fermentacji metanowej prowadzonej w warunkach termofilowych wskazują, że jest to proces efektywniejszy z punktu widzenia stabilizacji osadów ściekowych. Jednakże mikroorganizmy aktywne w tym zakresie termicznym są bardziej wrażliwe na zmiany składu chemicznego doprowadzanej biomasy oraz wahania parametrów technologicznych procesu, co stwarza zagrożenie przebiegu procesu fermentacji metanowej w warunkach niestabilnych. Z powyższych względów, alternatywą dla realizacji jednostopniowej fermentacji metanowej, może być podział tego procesu na dwa oddzielne etapy, różniące się między sobą temperaturą i czasem realizacji. Koncepcja dwustopniowej fermentacji ma głównie na celu intensyfikację pierwszej fazy fermentacji, tj. procesu hydrolizy materii organicznej osadów ściekowych. Fermentacja termofilowa jest często łączona z fermentacją mezofilową w proces, który daje sposobność wykorzystania zalet obu tych procesów z jednoczesną możliwością wyeliminowania ich ujemnych cech. Taki połączony proces może funkcjonować w układach termofilowo-mezofilowych lub mezofilowo-termofilowych, w których termofilowy stopień stanowi etap fermentacji kwaśnej, gdzie złożone substancje organiczne stanowiące biomasę ulegają hydrolizie i są przekształcane do lotnych kwasów tłuszczowych (LKT). Natomiast stopień mezofilowy jest adaptowany do fazy metanogennej, gdzie LKT są przekształcane do metanu i ditlenku węgla, co prowadzi do efektywnej stabilizacji osadu. Według Songa i in. (2004) oraz Robertsa i in. (1999), dwustopniowy proces fermentacji beztlenowej daje możliwość uzyskania dobrych parametrów jakościowych osadu przefermentowanego, a także cechuje go wzrost wydajności produkcji biogazu, wyższy stopień redukcji suchej masy osadu i stabilność przebiegu metanogenezy. Kontynuując badania dotyczące fermentacji, w trzecim etapie zająłem się procesem dwustopniowej fermentacji i wpływem na niego synergistycznego efektu hybrydowej dezintegracji osadów nadmiernych. Badałem przebieg procesu dwustopniowego mezofilowo-termofilowego w aspekcie produkcji biogazu/wydatku oraz zmniejszenia ilości osadów pozostających do zagospodarowania. Zastosowanie takiego procesu, jako kombinacji mezofilowej i termofilowej fermentacji beztlenowej, jak przedstawiają Song i in. (2004), powoduje uzyskanie lepszej jakości osadu przefermentowanego niż w jednostopniowej fermentacji Strona 16/ 37
mezofilowej czy termofilowej. Han i Dague (1997) w swojej pracy również stwierdzili, że fermentacja termofilowa realizowana w temperaturze 55 C w połączeniu z fermentacją mezofilową przebiegała stabilnie, a uzyskany produkt - osad przefermentowany - cechował się dobrą/wysoką jakością pod względem stopnia ustabilizowania oraz uciążliwości zapachowej. W ramach badań, których wyniki zostały przedstawione w pracy I.B.2., prowadziłem fermentację dwustopniową w czasie 25 dni (12 dni w warunkach mezofilowych i 13 dni w warunkach termofilowych). Fermentacja była prowadzona dla pięciu dawek objętościowych (10%, 20%, 30%, 40% i 50%) osadu dezintegrowanego odpowiednio dla procesu alkalizacji (ph 9), kawitacji hydrodynamicznej (30 min.) oraz dla procesu hybrydowego. Biorąc pod uwagę wstępną obróbkę alkaliczną osadu nadmiernego w zakresie niskich temperatur (temp. otoczenia), a zwłaszcza w układzie hybrydowym - obróbka chemiczna i mechaniczna, stwierdzić należy, że informacje literaturowe na ten temat są dosyć ograniczone. W odniesieniu do próby porównawczej nastąpił wzrost produkcji biogazu z różną wydajnością w zależności od metody dezintegracji. W fermentacji osadu czynnego z dodatkiem osadu alkalizowanego nastąpił wzrost produkcji wraz ze wzrostem dawki, odpowiednio o: 2,0%, 14,9%, 27,9%, 35,8% i 36,0%. Podobnie w przypadku fermentacji osadu czynnego z dodatkiem osadu poddanego dezintegracji hydrodynamicznej nastąpił wzrost produkcji biogazu odpowiednio o: 8,4%, 21,6%, 34,8%, 42,9%, 45,8%. Natomiast dla fermentacji osadu z udziałem osadu poddanego dezintegracji hybrydowej odnotowano wzrost produkcji biogazu wraz ze wzrostem udziału objętościowego, odpowiednio o: 26,2%, 41,1%, 55,9%, 65,5% i 71,3%. Tak gwałtowny wzrost można wyjaśnić większą dostępności materii organicznej, czyli efektem synergii. Wzrost produkcji biogazu przełożył się również na ubytek materii organicznej, a tym samym na wydatek produkcji biogazu. Z kolei w pracy I.B.1., na podstawie otrzymanych wyników badań, podjąłem próbę wyjaśnienia wpływu trwania (długości) procesu mezofilowego w stosunku do procesu termofilowego na przebieg całego procesu stabilizacji. Celem przeprowadzonych badań było określenie wpływu długości prowadzenia pierwszego stopnia procesu fermentacji w warunkach mezofilowych (5, 7, 9, 11, 13, 15 dni) w stosunku do czasu trwania drugiego stopnia fermentacji w warunkach termofilowych (19, 17, 15, 13, 11, 9 dni) na przebieg procesu fermentacji, tj. produkcję biogazu oraz degradację materii organicznej. Na podstawie wcześniej przeprowadzonych badań jako udział objętościowy osadu poddanego dezintegracji hybrydowej zastosowałem 30%. Jak wynika z przeprowadzonych badań czas trwania pierwszego etapu fermentacji mezofilowej ma duże znaczenie na przebieg całego procesu fermentacji. Dla prowadzonego procesu fermentacji dwustopniowej uzyskano redukcję suchej masy organicznej w przedziale od 48,65% do 55,53%. Najlepszym pod względem usunięcia Strona 17/ 37
części lotnych okazał się proces prowadzony przez 7 dni w warunkach mezofilowych i 17 dni w warunkach termofilowych (redukcja s.m.o. 55,53%). Również dla tego interwału czasowego uzyskano najwyższą produkcję biogazu. Jednakże pod względem wydatku produkcji biogazu najskuteczniejszą okazała się próba fermentująca 9 dni w warunkach mezofilowych i 15 dni w warunkach termofilowych (wydatek 842 ml/g s.m.o.usuniętej ). Dodatkowo w badaniach wykazałem wpływ procesu dwustopniowej fermentacji na obecność w osadach: somatycznych colifagów (SOMPCH), bakterii Salmonella, Escherichia coli oraz Clostridium perfringens (praca I.B.2. i I.B.1.). Udokumentowałem głównie obniżenie liczby SOMPCH oraz Salmonelli w mieszankach fermentacyjnych wraz ze zwiększeniem udziału osadu dezintegrowanego hybrydowo, co świadczy o higienizującym działaniu samego procesu dezintegracji. Ponadto przeprowadzenie procesu dwustopniowego mezofilowo-termofilowego spowodowało całkowitą eliminację SOMPCH i Salmonelli w osadach ustabilizowanych. Z kolei w pracy I.B.1. przedstawiono wpływ czasu trwania fermentacji mezofilowej i termofilowej na przeżywalność/obecność somatycznych colifagów (SOMPCH), bakterii Salmonella, Escherichia coli oraz Clostridium perfringens. Jak zostało wykazane wydłużanie czasu procesu fermentacji mezofilowej wpływa na obniżenie ilości mikroorganizmów, a proces termofilowy powoduje eliminację wszystkich analizowanych poza Clostridium perfringens, której przetrwalniki pozostały jeszcze w osadzie. Uzyskane wyniki badań, jak i opracowane rozwiązania technologiczne, dotyczące poprawy systemu oczyszczania ścieków w kontekście lepszej stabilizacji osadów, jak i większej produkcji biogazu, mają dla oczyszczalni ścieków ważny charakter zarówno poznawczy jak i aplikacyjny. Rezultaty te, zostały opublikowane w periodykach naukowych o zasięgu międzynarodowym. Reasumując, otrzymane wyniki mają istotne znaczenie w kontekście zapewnienia prawidłowej pracy tzw. węzła osadowego oczyszczalni ścieków, w tym lepszego wykorzystania osadów jako surowca energetycznego. Docelowo przełoży się to również na pracę całej oczyszczalni ścieków. Charakter poznawczy przeprowadzonych prac przejawia się w rozpoznaniu intensywności zjawiska uwalniania się substancji organicznych z osadu ściekowego w wyniku zastosowania różnych metod dezintegracji. W ramach pracy doktorskiej zajmowałem się wyłącznie przebiegiem dezintegracji hydrodynamicznej, w związku z czym określenie przeze mnie kolejnych celi badawczych, w ramach dalszej pracy naukowej związanych z określeniem efektywności trzech rożnych metod dezintegracji, a następnie ocenie ich wpływu na proces fermentacji osadów ściekowych, było uzasadnione. Analiza przeprowadzonych badań Strona 18/ 37
pozwoliła mi na określenie znaczenia zjawiska uwalniania materii organicznej w aspekcie intensyfikacji procesu stabilizacji osadów ściekowych. Ta wiedza powinna być uwzględniana szczególnie przy projektowaniu nowych i modyfikacji obecnie istniejących ciągów osadowych w oczyszczalniach ścieków, w celu lepszej stabilizacji osadów, większej produkcji biogazu jak i większej redukcji substancji organicznych. Ponadto, wykorzystana w badaniach współczesna analiza instrumentalna tj. FTIR, w sposób pośredni pozwoliła ocenić skuteczność prowadzenia procesu dezintegracji osadów ściekowych. Taka analiza może z powodzeniem zostać wykorzystana jako metoda potwierdzająca destrukcję kłaczków i mikroorganizmów osadu czynnego. Dodatkowo wykazałem również, że istnieje możliwość oceny skuteczności prowadzonego procesu destrukcji osadów ściekowych, określając stężenie białek uwalnianych do fazy wodnej. Na tej podstawie można także określić stopień dezintegracji osadów ściekowych. Wyliczony w ten sposób stopień dezintegracji dobrze koreluje z wartością tego parametru określoną na podstawie wartości rchzt. Powyższe może w sposób istotny poprawić obecnie stosowaną w tym zakresie metodologię badawczą. Udokumentowane przeze mnie zjawisko rozdrobnienia kłaczków osadów ściekowych i upłynniania piany osadu czynnego są dowodem skuteczności procesów dezintegracji. Dodatkowo w przeprowadzonych badaniach wykazałem, że w wyniku zastosowania procesu hybrydowej dezintegracji następuje skuteczniejsze uwalniania materii organicznej, niż przy sumowaniu arytmetycznym rezultatów z odrębnych procesów dezintegracji. Tak więc w procesie hybrydowym występuje wyraźny efekt synergistyczny. Świadczyć to może o wstępnym zmiękczeniu/rozpuszczeniu, w wyniku dozowania NaOH osłon komórkowych mikroorganizmów osadu czynnego oraz rozerwaniu struktury kłaczkowatej, które następnie w procesie kawitacji hydrodynamicznej ulegają większej destrukcji i łatwiejszej lizie. Jak dotychczas literatura przedmiotowa nie opisywała tego zjawiska. Dodatkowo, w badaniach własnych wykazałem pozytywny wpływ procesu dwustopniowej fermentacji na obecność w osadach somatycznych colifagów (SOMPCH), bakterii Salmonella, Escherichia coli oraz Clostridium perfringens. Udokumentowałem obniżenie liczby SOMPCH oraz Salmonelli w mieszankach fermentacyjnych wraz ze zwiększeniem udziału osadu dezintegrowanego metodą hybrydową, co świadczy o higienizującym działaniu samego procesu dezintegracji. Wykazałem także, że wydłużanie czasu procesu fermentacji mezofilowej wpływa na obniżenie ilości mikroorganizmów, a proces termofilowy powoduje eliminację wszystkich analizowanych mikroorganizmów, poza Clostridium perfringens, której przetrwalniki pozostały jeszcze w osadzie ściekowym. Ponadto realizacja procesu dwustopniowego mezofilowo-termofilowego powoduje całkowitą Strona 19/ 37
eliminację SOMPCH i Salmonelli w osadach ustabilizowanych. Obserwacje te są istotne pod względem opracowania technologii przeróbki osadów ściekowych. Literatura: Ahn H.K., Smith M.C., Kondrad S.L., White J.W. 2010. Evaluation of biogas production potential by dry anaerobic digestion of switchgrass-animal manure mixtures. Applied Biochemistry and Biotechnology, 160(4), 965-975. Behera S.K., Park J.M., Kim K.H., Park H.S. 2010. Methane production from food waste leachate in laboratoryscale simulated landfill. Waste management 30(8), 1502-1508. Bień J., Grosser A., Neczaj E., Worwąg M., Celary P. 2010. Co-digestion of sewage sludge with different organic wastes: a review. Polish Journal of Environmental Studies. 2, 24 30. Carrere H., Dumas C., Battimelli A., Batstone D.J., Delgenes J.P., Steyer J.P., Ferrer I. 2010. Pretreatment methods to improve sludge anaerobic degradability: A review, Journal of Hazardous Materials, 183, 1-15. Chandra R., Vijay V.K., Subbarao P.M.V., Khura T.K. 2012. Production of methane from anaerobic digestion of jatropha and pongamia oil cakes.applied Energy, 93, 148 159. Chen Y., Jiang S., Hongying Y., Zhou Q., Gu G. 2007. Hydrolysis and acidification of waste activated sludge at different phs, Water Research, 41, 683-689. Dignac, M.F.; Urbain, V.; Rybacki, D.; Bruchet, A.; Snidaro, D.; Scribe, P. 1998. Chemical description of extracellular polymers: implication on activated sludge floc structure, Water Science and Technology, 38(8 9), 45 53. Fang C., O-Thong S., Boe K., Angelidaki I. 2011.Comparison of UASB and EGSB reactors performance, for treatment of raw and deoiled palm oil mill effluent (POME).Journal of Hazardous Materials, 189(1-2), 229-234. Ferrer I., Garfí M., Uggetti E., Ferrer-Martí L., Calderon A., Velo E. 2011. Biogas production in low-cost household digesters at the Peruvian Andes. Biomass and Bioenergy, 35(5), 1668 1674. Flemming, C.; Wingender, J. 2001.Relevance of microbial extracellular polymeric substances (EPSs). Part I. Structural and ecological aspects, Water Science and Technology, 43(6), 1 8. Frølund, B.; Griebe, T.; Nielsen, P.H. 1995.Enzymatic activity in the activated-sludge floc matrix, Applied Microbiology and Biotechnology, 43(4), 755 761. Gupta P., Singh R.S., Sachan A., Vidyarthi A.S., Gupta A. 2012. A re-appraisal on intensification of biogas production, Renewable and Sustainable Energy Reviews, 16, 4908-4916. Han Y., Dague R.R. 1997. Laboratory studies on the temperature-phased anaerobic digestion of do-mestic wastewater sludge, Water Environment Research, 69(6), 1139-1143. Jayasinghe P.A., Hettiaratchi J.P.A., Mehrotra A.K., Sunil Kumar. 2011. Effect of enzyme additions on methane production and lignin degradation of landfilled sample of municipal solid waste. Bioresource Technology, 102(7), 4633-4637. Kunz P., Wagner S. 1994.Results and Outlooks of Investigations ofsewage Sludge Disintegration (Ergebnisse und PerspektivenausUntersuchungenzurKla rschlammdesitegration).abwassertechnik,45, 50 58 (in German). Lei Z., Chen J., Zhang Z., Sugiura N. 2010.Methane production from rice straw with acclimated anaerobic sludge: Effect of phosphate supplementation. Bioresource Technology, 101(12), 4343-4348. Lin J.G., Chang C.N., Chang S.C. 1997. Enhancement of anaerobic digestion of waste activated sludge by alkaline solubilization, Bioresource Technology, 62, 85-90. Lin Y., Wang D., Wu S., Wang Ch. 2009. Alkali pretreatment enhances biogas production in the ana-erobic digestion of pulp and paper sludge, Journal of Hazardous Materials, 170, 366-373. López Torres M., Espinosa Lloréns M.C. 2008. Effect of alkaline pretreatment on anaerobic digestion of solid wastes, Waste Management, 28, 2229-2234. Mueller J. 2000. Disintegration as a Key-Step in Sewage SludgeTreatment. Water Sci. Technol., 41, 123 139. Mueller J. 1996.Mechanical Disintegration of Sewage Sludge.Dissertation, TU Braunschweig, Braunschweig, Germany. Mumme J., Linke B., Tölle R. 2009. Novel upflow anaerobic solid-state (UASS) reactor.bioresource Technology, 101(2), 592-9. Navia R., Soto M., Vidal G., Bornhardt C., Diez M.C. 2002.Alkaline pretreatment of kraft mill sludge to improve its anaerobic digestion, Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 69, 869-876. Neyens E., Baeyens J., Dewil R., De Heyder B. 2003. Advanced sludge treatment affects extracellular polymeric substances to improve activated sludge dewatering, Journal of Hazardous Materials, 106B, 83-92. Ponsá S., Gea T., Sánchez A. 2011. Anaerobic co-digestion of the organic fraction of municipal solid waste with several pure organic co-substrates.biosystems Engineering 108(4), 352-360. Rabinowitz B., Stephenson R. 2006, Effect of microsludge on anaerobic digester performance and residuals dewatering at La County's JWPCP, Proceedings of the Water Environment Federation, WEFTEC 2006: Session 1 through Session 10, 490-505. Riaño B., Molinuevo B., García-González M.C. 2011. Potential for methane production from anaerobic co- Strona 20/ 37