THE EFFECT OF ULTRASONIC DISINTEGRATION ON SEWAGE SLUDGE ANAEROBIC DIGESTION

WPŁYW DEZINTEGRACJI ULTRADŹWIĘKOWEJ NA PRZEBIEG FERMENTACJI METANOWEJ THE EFFECT OF ULTRASONIC DISINTEGRATION ON SEWAGE SLUDGE ANAEROBIC DIGESTION Renata Tomczak-Wandzel, Krystyna Mądrzycka, Małgorzata Cimochowicz - Rybicka* Wydział Chemiczny, Politechnika Gdańska; ul. Narutowicza 11/12, 80-233 Gdańsk; e-mail: nata@chem.pg.gda.pl *Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika Krakowska; ul. Warszawska 24, 31-155 Kraków ABSTRACT A relatively new technology, sludge disintegration, presented in this paper, consists of pre-treatment of the sludge before its anaerobic digestion. This technology intensifies biogas production and improves the quality of digested sludge. The objective of the study was to examine methods of preliminary sludge preparation, before its anaerobic digestion, to enhance the dewatering and digestion processes. The changes of COD and ammonium nitrogen in supernatant was estimated. The dewatering of the sludge after disintegration was determined by using centrifugation test. The quantity and quality of produced biogas was measured. Keywords: sewage sludge, disintegration, ultrasounds, biogas WPROWADZENIE Zaostrzające się w ostatnich latach wymogi prawne dotyczące zagadnień związanych z ochroną środowiska prowadzą do powstawania nowych oczyszczalni ścieków. Pomimo tego, że osady ściekowe to mniej niż 5% objętości ścieków, gospodarka osadami pochłania często ponad 50% kosztów funkcjonowania każdej oczyszczalni. Wraz ze wzrostem efektywności metod oczyszczania biologicznego wzrasta ilość osadu nadmiernego, który trzeba w sposób jak najbardziej ekonomiczny zagospodarować. Prawidłowa gospodarka osadami jest uregulowana prawnie i wszelkie inwestycje, a także zabiegi prowadzone przez oczyszczalnie muszą być ściśle dostosowane do wymogów prawnych. W Krajowym Planie Gospodarki Odpadami (KGPO) w oparciu o wytyczne Krajowego Planu Oczyszczania Ścieków Komunalnych (KPOŚK) przedstawiono kierunki działań związanych z postępowaniem z osadami ściekowymi (KGPO, 2006; KPOŚK, 2003). Zakłada się: całkowite ograniczenie składowania osadów ściekowych, zwiększenie ilości osadów przetwarzanych przed wprowadzeniem do środowiska zwłaszcza przekształcanych metodami termicznymi oraz maksymalizację stopnia wykorzystania substancji biogennych zawartych w osadach, przy jednoczesnym spełnieniu wszystkich wymogów dotyczących bezpieczeństwa sanitarnego i chemicznego, Konieczność spełnienia tych założeń powoduje wśród eksploatatorów oczyszczalni ścieków wzrost zainteresowania nowymi metodami przeróbki osadów ściekowych lub intensyfikacją metod już wdrożonych. Ograniczenia dotyczące możliwości składowania osadów ściekowych powodują, że coraz więcej krajowych oczyszczalni modernizuje osadowe ciągi technologiczne w celu pozyskiwania dodatkowego źródła energii (Odegaard, 2004; Oleszkiewicz, 1998). Jedną ze stosowanych metod stabilizacji osadów ściekowych jest beztlenowa fermentacja metanowa. Anaerobowy proces daje dodatkowe korzyści jakie płyną z produkcji użytecznej energii w postaci biogazu. Biogaz stanowi także ważny punkt w strategii rozwoju energetyki odnawialnej. Strategia ta zakłada, że do roku 2010 w Polsce poziom energii odnawialnej będzie na poziomie 7,5%, a do roku 2020 powinien osiągnąć poziom 20% (SREO, 2000). Dlatego też dąży się do intensyfikacji procesu fermentacji metanowej poprzez lepsze przygotowanie osadu zanim zostanie on poddany beztlenowej stabilizacji. Jedną z takich metod jest dezintegracja osadu (Seong-Hoon and Sangho, 2005; Wei et al., 2003). Dezintegracja jest procesem niszczenia struktur osadu (łącznie z rozerwaniem błon

332 komórkowych), przyspieszającym hydrolizę komórek, przez uwolnienie substancji wewnątrzkomórkowych do wody zawartej w osadzie i umożliwiającym zapoczątkowanie oraz zwiększenie stopnia biologicznej degradacji (Zhang, 2007). Zastosowanie dezintegracji ułatwia przebieg fazy hydrolizy podczas fermentacji metanowej, a liza komórek mikroorganizmów, która jest istotą tego procesu, wpływa na minimalizację ilości osadów, pozostałych do ostatecznego unieszkodliwienia. Dezintegracja osadów ściekowych może być wykorzystana dla poprawy efektywności procesów rozkładu biologicznego osadów ściekowych (m.in. przyśpieszenie fermentacji metanowej, zwiększenie produkcji gazu, podniesienie stopnia przefermentowania, skrócenie czasu fermentacji) poprzez wzrost szybkości hydrolizy komórek oraz zwiększenie stopnia rozkładu substancji trudnobiodegradowalnych (Gronroos, 2005). Inną korzyścią wynikającą z dezintegracji osadów jest możliwość wykorzystania uwolnionych z komórek substancji jako źródła łatwo przyswajalnego węgla organicznego w procesie denitryfikacji, w przypadku jego niedoboru w dopływających ściekach. Dezintegracja może przyczynić się do ograniczenia zjawiska pienienia oraz puchnięcia osadu w procesach oczyszczania ścieków oraz do obniżania indeksu osadu czynnego (Chu et al., 2001; Kim et al., 2003). Istnieją także doniesienia o możliwości zastosowania dezintegracji do poprawy podatności osadów do odwadniania, zmniejszenia przyrostu masy osadu nadmiernego w oczyszczalniach z tlenową stabilizacją osadu oraz eliminacji patogenów (Chen et al., 1996). Do dezintegracji osadów ściekowych stosowanych jest wiele metod: chemiczne - opierające się na utlenianiu i hydrolizie, biochemiczne oparte o autolizę i środki bioaktywne oraz bardzo popularne procesy termiczne lub oddziaływania mechaniczne (Odegaard, 2004). Spośród wielu metod dezintegracji mechanicznej, szczególnie zastosowanie energii pola ultradźwiękowego cieszy się największą popularnością, gdyż przy możliwie niskich nakładach energii uzyskuje się znaczne zniszczenie struktury ośrodka. Dzięki temu skrócony zostaje znacznie czas jak i zwiększona efektywność procesu fermentacji metanowej. Metoda ta nie przynosi dodatkowych zanieczyszczeń (Tiehm, 2001). W najszerszym stopniu wdrożenia dezintegracji osadów ściekowych obserwowane są w Niemczech oraz Skandynawii, gdzie badania prowadzone są w skali technicznej, półtechnicznej i laboratoryjnej. W Polsce stosowanie dezintegracji nie jest powszechne, jednakże zyskuje coraz większą popularność, zwłaszcza po pozytywnych doświadczeniach wdrożeniowych w oczyszczalni ścieków w Bydgoszczy i Rzeszowie. Celem przedstawionych badań była analiza wpływu procesu dezintegracji ultradźwiękowej osadów ściekowych na przebieg fermentacji metanowej. MATERIAŁY I METODY Pobrane do badań osady ściekowe pochodziły z komunalnej oczyszczalni ścieków WSCHÓD w Gdańsku (460 000 RLM). Fermentacji poddawano osady mieszane (osad wstępny zmieszany z osadem nadmiernym w stosunku 3:7). Fermentację prowadzono przez okres 15 dni, w temperaturze 37 0 C w dwóch zbiornikach o objętości 30 dm 3 zaopatrzonych w płaszcz grzejny oraz mieszadło mechaniczne. W zbiorniku głównym (D) fermentowano osad z dodatkiem osadu wcześniej poddanego dezintegracji mechanicznej (w stosunku 1:1) przy użyciu generatora ultradźwięków UP 200S firmy Hielscher, wyposażonego w generator o wysokiej częstotliwości 24 khz, z przetwornikiem piezoelektrycznym. Próbki osadów dezintegrowane były przy mocy 84 W/cm 2. W zbiorniku porównawczym (S) fermentowano osad surowy nie poddany wcześniej dezintegracji (próba odniesienia). W pracy przedstawiono średnią z trzech powtórzeń. W cieczy nadosadowej przed i po dezintegracji oznaczano wartość ChZT, stężenie azotu amonowego oraz suchą pozostałość. Stopień dezintegracji określono przez oznaczenie zmian wartości ChZT w cieczy nadosadowej (równanie 1). Jako próbę wzorcową (przyjęty stopień dezintegracji równy 100%) przyjęto ChZT cieczy nadosadowej po hydrolizie alkalicznej (NaOH 1 mol/dm 3, czas reakcji 22 godz., 20 0 C). ChZTm ChZTo DR ChZT = 100% (1) ChZT ChZT a gdzie: ChZT m ChZT w cieczy nadosadowej po dezintegracji ChZT 0 początkowa wartość ChZT w cieczy nadosadowej ChZT a maksymalana wartość ChZT osadu otrzymana przez hydrolizę alkaliczną badanego osadu (chemiczna dezintegracja NaOH). Aby ocenić wpływ dezintegracji osadów ściekowych na zmiany podatności osadów na odwadnianie przeprowadzono test wirówkowy. o

333 Odpowiednio przygotowane próbki osadów odwirowywane były przy pomocy wirówki laboratoryjnej typu MPW-350R, przez okres 5 minut przy prędkości obrotowej 8000 obr/min. W celu zobrazowania efektywności procesu odwadniania obliczano stopnień rozdziału. Jest to wielkość umowna, obliczana jako iloraz objętości odwirowanej cieczy nadosadowej do objętości próbki osadu poddanej procesowi odwirowania: R = V cn / V p 100% (2) gdzie: R - stopień rozdziału, %, V cn - objętość zdekantowanej cieczy nadosadowej, ml, V p - objętość badanej próbki osadu przed odwirowaniem, ml. Mierzono także objętość i skład produkowanego biogazu. Zawartość CH 4, CO 2 oraz H 2 S mierzono miernikiem Gas Analyzers GFM400. DYSKUSJA WYNIKÓW Dezintegracji poddano 50% osadu w zbiorniku głównym. Obliczony zgodnie z równaniem (1) stopień dezintegracji wyniósł 27%. W czasie prowadzenia procesu fermentacji oznaczano wartość ChZT w cieczy nadosadowej. Początkowe wartości tego parametru w obu zbiornikach różniły się znacząco (D 2630 mgo 2 /dm 3 ; S 580 mgo 2 /dm 3 ) z uwagi na dodatek osadu zdezintegrowanego ultradźwiękami. Następnie obserwowano gwałtowny przyrost ChZT w zbiorniku z próbą odniesienia S (2620 mgo 2 /dm 3 ), zaś w zbiorniku głównym D wartość ta wzrosła do 3930 mgo 2 /dm 3 Na rys. 1 przedstawiono zmiany wartości ChZT oraz stężenia azotu amonowego w cieczy nadosadowej. Rys.1. Zmiany stężenia azotu amonowego w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku Proces amonifikacji przebiegający w komorach fermentacyjnych powodował wzrost stężenia azotu amonowego w trakcie całego procesu fermentacji w obu zbiornikach. Dezintegracja osadu spowodowała, że początkowe stężenie azotu amonowego było ponad dwukrotnie wyższe (99,5 mgn-nh 4 /dm³) niż w zbiorniku z osadem surowym (45,5 mgn-nh 4 /dm³). Po fermentacji stężenie azotu amonowego dla cieczy nadosadowej osadu zdezintegrowanego wynosiło 1290 mgn-nh 4 /dm³ i było o 140 mgn- NH 4 /dm³ wyższe niż w zbiorniku odniesienia. Największy przyrost azotu amonowego zaobserwowano w obu procesach w ciągu pierwszych 4 dni prowadzenia fermentacji. Odnotowane stężenia azotu amonowego nie wpływały hamująco na proces fermentacji metanowej, gdyż nie przekroczyły wartości 3000 mgn-nh 4 /dm³, którą to przyjmuje się za wartość toksyczną dla bakterii metanowych. Zarówno osad po dezintegracji jak i nie poddany temu procesowi w niemalże równym stopniu oddawał do cieczy nadosadowej azot amonowy. Lecz nawet ten niewielki obserwowany 10-procentowy wzrost może mieć znaczący wpływ na prace oczyszczalni ścieków.

334 Po fermentacji i odwodnieniu osadu, powstaje odciek, który jest zawracany do ciągu technologicznego oczyszczalni. Wzrost ilości N- NH 4 o 10% może w znaczącym stopniu wpłynąć na pracę oczyszczalni (procesy usuwania związków azotu), co może skutkować pojawieniem się problemów z jakością ścieków na odpływie (przekroczone dopuszczalne stężenia N-NH 4 ). Na rys. 2 przedstawiono zmiany zawartości suchej pozostałości w czasie procesu fermentacji. Rys. 2. Zmiany zawartości suchej pozostałości w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku Spadek zawartości suchej pozostałości jest spowodowany rozkładem substancji organicznych podczas trwania procesu fermentacji. W przypadku osadu dezintegrowanego i surowego przebieg rozkładu materii organicznej jest zbliżony. Jednakże dla osadu dezintegrowanego odnotowano spadek na poziomie 83,2% (z 52,2 do 8,8 mg/dm 3 ) a dla surowego 74,3% (z 52,5 do 8,8 mg/dm 3 ). Zawartość suchej pozostałości w ostatnim dniu fermentacji była wyższa o 35% w osadzie nie poddanym działaniu ultradźwięków. Osad wcześniej zdezintegrowany po procesie fermentacji, zawiera zatem znacznie niższą ilość suchej masy pozostającej do końcowego zagospodarowania. Aby zbadać wpływ dezintegracji osadów ściekowych na zmiany podatności osadów na odwadnianie przeprowadzono test wirówkowy. Na rys. 3 przedstawiono zmiany współczynnika podziału dla osadów w czasie fermentacji. Rys. 3. Zmiany współczynnika rozdziału w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku

335 Wyniki badania podatności na odwadnianie, uzyskane dla procesu fermentacji przebiegającym w zbiorniku z dodatkiem osadu poddanego dezintegracji ukazują znaczący wzrost stopnia rozdziału w pierwszych 5 dniach procesu. Średni wzrost stanowił 42% wartości początkowej. W ciągu następnych 10 dni fermentacji zmiana ilości cieczy nadosadowej nie była już tak intensywna, lecz mimo to po 15 dniach wzrosła o dalsze 18%. Natomiast zmiana ilości cieczy w procesie z osadem nie zdezintegrowanym była zdecydowanie niższa i obliczony stopień rozdziału wyniósł tylko 7,1%. Podsumowując widoczny jest zdecydowany pozytywny wpływ dezintegracji ultradźwiękowej na podatność osadu na odwadnianie. Na rys. 4 przedstawiono zmiany ilości produkowanego biogazu w czasie fermentacji Rys. 4. Zmiany ilości wytwarzanego biogazu w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku Największe ilości biogazu dla obu procesów fermentacji otrzymywano w trakcie pierwszych dni fermentacji. Osad zdezintegrowany posiadał więcej łatwo przyswajalnych substancji (o czym świadczy wyższa wartość ChZT w cieczy nadosadowej) i dzięki temu proces produkcji biogazu był intensywniejszy. W procesie fermentacji dla osadu zdezintegrowanego sumaryczna ilość wytworzonego biogazu była wyższa o 20% (77 dm 3 ) od osadu nie poddanego dezintegracji (62 dm 3 ). Na rysunkach 5 i 6 zaprezentowano są zmiany zawartości metanu oraz ditlenku węgla w składzie otrzymywanego biogazu.

336 Rys. 5 Zmiany zawartości metanu w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku Rys. 6 Zmiany zawartości ditlenku węgla w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym (D) oraz w zbiorniku Analiza składu gazu w trakcie badania wskazywała na niewielkie różnice w składzie biogazu otrzymanego w procesie fermentacji osadu zdezintegrowanego i surowego. Maksymalna zawartość metanu dla zbiornika głównego to 62,4%, a dla porównawczego 59,1% obie wartości zostały osiągnięte już w 6 dniu procesu. W obu zbiornikach przez cały okres prowadzenia badań obserwowano wzrost zawartości ditlenku węgla (z 35 do 43,3% w zbiorniku z osadem zdezintegrowanym, i 46,1% w zbiorniku z osadem surowym). Poziom stężenia siarkowodoru utrzymywał się w granicach 2300-2900 ppm, a jego najwyższe wartości zaobserwowano w ostatnich dniach trwania fermentacji metanowej. Wcześniejsze zdezintegrowanie osadu miało tylko nieznaczny wpływ na jakość powstającego biogazu (wzrost ilości metanu o około 5%). PODSUMOWANIE I WNIOSKI Przeprowadzone trzy serie badań w miały na celu ocenę możliwości intensyfikacji procesów fermentacji metanowej, poprzez wcześniejszą dezintegracje ultradźwiękami osadu ściekowego. W trakcie procesu fermentacji przeprowadzono analizy osadów ściekowych w czasie fermentacji, cieczy nadosadowej i powstającego biogazu. Parametrami, które budziły największe zainteresowanie były ilość i skład powstającego biogazu oraz podatność na odwadnianie. Wyniki badań pozwoliły wysunąć następujące wnioski: Dezintegracja osadu (dezintegracja ultradźwiękami połowy użytego osadu mieszanego) zwiększyła produkcje biogazu o około 20 %. Nie zaobserwowano znaczących zmian w jakości otrzymanego gazu (wzrost ilości metanu o 5%).

337 Tempo spadku suchej pozostałości było podobne dla obydwu prowadzonych procesów, 83% dla osadów zdezintegrowanych i 74% dla surowych. Zawartość suchej pozostałości w ostatnim dniu fermentacji była wyższa o 35% w osadach nie poddanych działaniu ultradźwięków. Osad wcześniej zdezintegrowany po procesie fermentacji, zawiera zatem znacznie niższą ilość suchej masy pozostającej do końcowego zagospodarowania. Kontrola stężenia azotu amonowego, który mógł mieć hamujący wpływ na proces fermentacji, wykazała wzrost o około 1300% w porównaniu z wartością początkową. Taki wzrost jednak nie przekraczał wartości dopuszczalnych i proces przebiegał w optymalnych warunkach. W przypadku osadów zdezintegrowanych zawartość azotu amonowego była o 10% wyższa niż dla osadów surowych. Może mieć to istotny wpływ na zawracany ładunek zanieczyszczeń po procesie fermentacji. Zaobserwowano wyraźny wzrost podatności na odwadnianie w procesie z osadami poddanymi obróbce ultradźwiękowej. Dezintegracja zdecydowanie wpłynęła na ilość produkowanego biogazu, dzięki temu uzyskano niższą zawartość suchej masy osadu, a co za tym idzie pozostało mniej osadu do końcowego zagospodarowania. Pozytywnym aspektem dezintegracji jest także większa podatność na odwadnianie. Do minusów należy zaliczyć większy ładunek zanieczyszczeń jaki jest zawracany do ciągu technologicznego oczyszczalni ścieków. LITERATURA CHEN, W., LIN, W.W., LEE, D.J. 1996. Capillary suction time (CST) as a measure of sludge dewaterability. Water Science and Technology, vol. 34, pp. 443-447. CHU C.P., CHANG BEA-VEN., LIAO G.S., JEAN, D.S., LEE D.J., 2001, Observations on changes in ultrasonically treated waste-activated sludge, Water Research, vol. 35, No 4, pp. 1038-1046. GRONROOS A., KYLLONEN H., KORPIJARVI K., PIRKONEN P., PAAVOLA T., JOKELA J., RINTALA J., 2005, Ultrasound assisted method to increase soluble chemical oxygen demand (SCOD) of sewage sludge for digestion, Ultrasonics Sonochemistry, vol 12, pp. 115-120. KIM J., PARK C., KIM T.-H., LEE M., KIM S., KIM E.-W., LEE J., 2003, Effects of various pretreatments for enhanced anaerobic digestion with waste activated sludge, Journal of Bioscience and Bioengineering, vol. 95, No 3, 271-275. KPGO - Krajowy Plan Gospodarki Odpadami 2010 załącznik do Uchwały nr 233 Rady Ministrów z dnia 29 grudnia 2006. KPOŚK - Krajowy Program Oczyszczania Ścieków Komunalnych, Ministerstwo Środowiska, 2003. ODEGAARD H., 2004, Sludge minimization technologies - an overview. Water Science and Technology, vol. 10, pp. 31-36. OLESZKIEWICZ J.A., Gospodarka osadami ściekowymi - poradnik decydenta, Lem, Kraków 1998. SEONG-HOON Y., SANGHO L., 2005, Critical operational parameters for zero sludge production in biological wastewater treatment processes combined with sludge disintegration, Water Research, vol. 39, pp. 3738-3754. Strategia Rozwoju Energii Odnawialnej (SREO), Ministerstwo Środowiska, 2000. TIEHM A., NICKEL K., ZELLHORN M., NEIS U., 2001, Ultrasonic waste activated sludge disintegration for improving anaerobic stabilization, Water Research, vol. 35, No 8, pp. 2003-2009. WEI Y., VAN HOUTEN T., Borger R., Eikelboom H., Fan., 2003, Minimization of excess sludge production for biological wastewater treatment, Water Research, vol. 37, No 18, pp. 4453-4467. ZHANG G., ZHANG P., YANG J., CHEN Y., 2007, Ultrasonic reduction of excess sludge from the activated sludge system, J. Hazard. Mater., vol. 145, pp. 515-519.