WYKORZYSTANIE BIOREAKTORA DO BADAŃ MODELOWYCH KOMPOSTOWANIA OSADU ŚCIEKOWEGO

WODA-ŚRODOWISKO-OBSZARY WIEJSKIE 2006: t. 6 z. 2 (18) WATER-ENVIRONMENT-RURAL AREAS s. 29 40 www.imuz.edu.pl Instytut Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach, 2006 WYKORZYSTANIE BIOREAKTORA DO BADAŃ MODELOWYCH KOMPOSTOWANIA OSADU ŚCIEKOWEGO Jacek CZEKAŁA 1), Jacek DACH 2), Agnieszka WOLNA-MARUWKA 3) 1) Akademia Rolnicza w Poznaniu, Katedra Gleboznawstwa 2) Akademia Rolnicza w Poznaniu, Instytut Inżynierii Rolniczej 3) Akademia Rolnicza w Poznaniu, Katedra Mikrobiologii Słowa kluczowe: bioreaktor, kompostowanie, osady ściekowe S t r e s z c z e n i e Kompostowanie osadów ściekowych z innymi dodatkami organicznymi jest procesem złożonym. Celem lepszej oceny zachodzących przemian w opisywanych badaniach zastosowano bioreaktor, będący dwukomorowym urządzeniem z izolowanymi termicznie ścianami i umożliwiający pełną kontrolę różnych parametrów fizycznych i chemicznych w trakcie doświadczenia. W prezentowanych badaniach kompostowano osad ściekowy z dodatkiem słomy w warunkach zróżnicowanego dopływu powietrza do komór (5,0 i 2,5 dm 3 min 1 ). W kompostach analizowano dynamikę zmian temperatury, uwalniania azotu amonowego i liczebności bakterii rodzaju Salmonella. Stwierdzono między innymi, że w warunkach większego dostępu powietrza następował szybszy i gwałtowniejszy wzrost temperatury w kompoście. Towarzyszyła temu zwiększona zawartość azotu amonowego w wyciągu wodnym oraz zmiany liczebności tych bakterii. WSTĘP Problem zagospodarowania odpadów organicznych poprzez ich kompostowanie stał się w ostatnich latach przedmiotem licznych badań [BARAN, DROZD, 2004; BECK-FRIIS i in., 2001; RAGHAVARAO, RANGANATHAN, KARANTH, 2003]. Bada- Adres do korespondencji: prof. dr hab. J. Czekała, Akademia Rolnicza, Katedra Gleboznawstwa, ul. Szydłowska 50, 60-656 Poznań; tel. +48 (61) 846-67-10, e-mail: jczekala@au.poznan.pl

30 Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie t. 6 z. 2 (18) nia terenowe nie zawsze umożliwiają uzyskanie powtarzalności wyników ze względu na trudności w odpowiednim przygotowaniu materiału do kompostowania i zmienność warunków pogodowych. Trudno też w warunkach terenowych objąć całościowymi badaniami takie czynniki, jak: ilość dostarczanego i zużywanego tlenu, emisję gazów czy energii cieplnej. Wszystkie te czynniki są powodem, dla którego coraz częściej próbuje się zastąpić badania terenowe doświadczeniami laboratoryjnymi z wykorzystaniem różnego typu reaktorów. Podstawowym problemem jest odzwierciedlenie rzeczywistych warunków panujących w kompostowanej pryzmie w badaniach laboratoryjnych [SMARS i in., 2001]. Dotyczy to zwłaszcza znacznie mniejszego stosunku objętości do powierzchni próbki, co wpływa na brak możliwości długookresowego gromadzenia ciepła i jego szybką utratę. Ważny jest także odpowiedni stopień napowietrzenia, gdyż bierne napowietrzanie w pojemniku może być często niewystarczające, z kolei aktywne przewietrzanie może łatwo spowodować przechłodzenie i przesuszenie próbki. W Instytucie Inżynierii Rolniczej AR w Poznaniu zbudowano dwukomorowy, izotermiczny bioreaktor do badań rozkładu stałych materiałów organicznych [DACH i in., 2003]. Celem badań, o charakterze wstępnym na obecnym etapie, było sprawdzenie możliwości wykorzystania bioreaktora do doświadczeń kompostowania osadu ściekowego z dodatkiem słomy w warunkach różnicowanego dopływu powietrza na dynamikę zmian wybranych parametrów kompostu. Wyniki te są fragmentem szerszych badań, mających na celu opracowanie modelu wpływu różnych bioodpadów i osadu ściekowego oraz parametrów tego procesu na emisję amoniaku i zmiany w składzie chemicznym kompostów. METODY BADAŃ Użyty w doświadczeniu bioreaktor wykorzystywano wcześniej do badań emisji gazowych z kompostowanego i składowanego beztlenowo obornika. Jego budowę przedstawiono na rysunku 1. Zasadniczym elementem budowy bioreaktora są dwie izolowane termicznie komory (o pojemności 125 dm 3 każda), do której doprowadza się w sposób regulowany i kontrolowany powietrze tłoczone przez pompę. W razie dużej wilgotności kompostowanej biomasy odcieki gromadzi się w zbiorniku. Wydostające się z komór powietrze schładza się i pozbawia nadmiaru wody (skropliny magazynowane w zbiorniku), po czym analizuje się zawartość gazów w głowicy pomiarowej. Bioreaktor jest wyposażony w kompleksowy system automatycznego pobierania i rejestracji najważniejszych danych pomiarowych (przepływ i temperatura powietrza oraz biomasy, ph, konduktywność, wilgotność, zawartość gazów), co umożliwia uzyskanie dużej ilości informacji o zmianach zachodzących w procesie kompostowania.

J. Czekała i in.: Wykorzystanie bioreaktora do badań modelowych... 31 Rys. 1. Schemat bioreaktora: 1 pompa, 2 regulator przepływu powietrza, 3 przepływomierz, 4 komora (K1, K2), 5 zbiornik na odcieki, 6 kompostowana biomasa, 7 zespół czujników pomiarowych, 8 system chłodzenia powietrza, 9 zbiornik na skropliny, 10 zespół czujników gazowych, 11 32-kanałowy rejestrator sygnałów pomiarowych, 12 kontroler przepływu powietrza Fig. 1. Schematic diagram of the bioreactor: 1 pump, 2 flow regulator, 3 flow meter, 4 isolated chamber (K1, K2), 5 drained liquids container, 6 composted mass, 7 sensor array (temperature, conductivity, ph), 8 air cooling system, 9 condensate container, 10 multiple gas sensor array (NH 3, O 2 /CO 2, CH 4 ), 11 16-channel recorder, 12 air pump steering system Materiałem strukturalnym, niezbędnym do zapewnienia właściwych warunków tlenowych we wnętrzu komory, była słoma pszenna. Proporcje masy (s.m.) słoma : osad wynosiły 40 : 60, co w przeliczeniu na świeżą masę wsadu stanowiło odpowiednio 4,2 oraz 31,4. Przepływ powietrza wynosił 5 dm 3 min 1 w komorze 1. (K1) i 2,5 dm 3 min 1 w komorze 2. (K2). Ilości te ustalono wstępnie na podstawie wcześniejszych doświadczeń, w których zakres przepływu powietrza wynosił od 0,5 do 60,0 dm 3 min 1. W tej serii badań chodziło między innymi o sprawdzenie przebiegu kompostowania osadów w zależności od proporcji między osadem a bioodpadem (tutaj słomą). Kryterium to często podaje się w literaturze. Z tego względu mniejsze znaczenie miał stosunek węgla do azotu. Wybrane właściwości obu komponentów przedstawiono w tabeli 1. Osad ściekowy pochodził z biologicznej oczyszczalni ścieków, a słomę pszenną zastosowano w badaniach w postaci nierozdrobnionej. Obliczoną i odważoną masę obu komponentów wymieszano dokładnie w plastikowym pojemniku i przeniesiono do komór bioreaktora.

32 Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie t. 6 z. 2 (18) Tabela 1. Wybrane właściwości osadu ściekowego i słomy Table 1. Selected properties of sewage sludge and straw Materiał Material Osad ściekowy Sewage sludge Słoma pszenna Wheat straw sucha masa dry matter popiół ash Zawartość Content materia węgiel organiczna organiczny organic organic matter carbon azot ogólny total nitrogen fosfor ogólny total phosphorus C : N % g kg 1 s.m. g kg 1 DM 17,1 33,2 66,8 332,0 62,2 27,5 5,33 86,2 3,8 96,2 431,7 6,7 0,8 64,4 Zgodnie z metodyką analiz chemicznych i mikrobiologicznych próbki pobrano na początku doświadczenia i w trakcie eksperymentu (w zależności od wzrostu temperatury) oraz w momencie opróżniania komór. Część pobranego materiału wykorzystano do analiz mikrobiologicznych i częściowo chemicznych, a pozostałą część natychmiast schładzano do temperatury 4 C i analizowano w późniejszym terminie. Wzorem kompostowania pryzm w warunkach rzeczywistych w siódmym i dwunastym dniu eksperymentu ręcznie wymieszano wsad komór w celu lepszego ujednorodnienia materiału. Czynność ta była odzwierciedleniem zabiegu wykonywanego w praktyce za pomocą aeratora ciągnikowego. Takie działanie wpływa korzystnie na polepszenie struktury materiału i jego jednorodność. Ze względu na dużą liczbę danych w pracy przedstawiono tylko wyniki dotyczące zmian temperatury oraz ilości azotu amonowego i liczebności bakterii Salmonella sp. Azot amonowy oznaczono w wyciągu wodnym (stosunek kompost : woda wynosił 1 : 20). Świeżą masę kompostu w ilości 20 g przeniesiono do zlewek, zalewając 200 cm 3 wody dwukrotnie destylowanej. Całość pozostawiono na 2 godziny, mieszając zawartość co 30 minut. Następnie roztwór przeniesiono do probówek wirówkowych i odwirowywano z prędkością 4000 obr. min. 1 przez 10 minut oraz przesączono przez sączek twardy. Z przesączu pobrano 25 cm 3 roztworu do kolb destylacyjnych (200 cm 3 ) i oznaczono azot amonowy metodą destylacyjną z dodatkiem MgO. Bakterie z rodzaju Salmonella oznaczono na wybiórczym podłożu, po 24 godzinach w temperaturze 24 C [RAMBACH, 1990]. Temperaturę rejestrowano automatycznie za pomocą czujnika elektronicznego, znajdującego się w zestawie bioreaktora (rys. 1, poz. 7). W trakcie kompostowania, w specjalnym zbiorniku, magazynowano również skropliny, których skład analizowano, ale uzyskane wyniki nie są przedmiotem niniejszej publikacji.

J. Czekała i in.: Wykorzystanie bioreaktora do badań modelowych... 33 WYNIKI I DYSKUSJA Kompostowanie osadów ściekowych jest jedną z metod biologicznej ich utylizacji [CZYŻYK, KOZDRAŚ, SIERADZKI, 2002; JĘDRCZAK, HAZIAK, 2005; KUSIŃ- SKA, OKTABA, 2005]. Różni się ono jednak od kompostowania organicznych odpadów bez udziału osadów, głównie z powodu składu chemicznego osadów i ich uwodnienia. Sprawia to, że nie zawsze uzyskuje się optymalne parametry procesu kompostowania, jak podczas kompostowania odpadów komunalnych bez udziału osadów. Dlatego ważne jest poznanie zachodzących przemian w tym procesie z dodatkiem różnych bioodpadów, szczególnie w początkowym jego okresie. Jest to możliwe tylko w warunkach kontrolowanych, np. w bioreaktorach. Jednym z ważniejszych czynników kompostowania jest napowietrzanie pryzmy. Jak wspomniano wcześniej, doświadczenie wykonano w warunkach zróżnicowanego przepływu powietrza, to znaczy 2,5 i 5,0 dm 3 min 1. Dostarczanie mniejszych ilości powietrza może spowodować wystąpienie warunków beztlenowych, wskutek czego może nastąpić spowolnienie przemian materiału organicznego [TROSZCZYŃSKI, HEREMAN, 2003]. Z kolei gdy przepływ wynosi ponad 10 dm 3 min 1, zapewnia się warunki tlenowe, ale jednocześnie może nastąpić przechłodzenie materiału. Dopiero po zakończeniu wszystkich serii badań okaże się, czy zastosowane w tym doświadczeniu wartości przepływu powietrza można uznać za optymalne. Z danych przedstawionych w tabeli 2. wynika, że ilość powietrza przepływającego przez kompostowany materiał miała wpływ przede wszystkim na ubytek masy wsadu, który był większy w warunkach przepływu 5 dm 3 min 1 i wynosił 41,5%, natomiast gdy dopływ powietrza był słabszy, wynosił 35,8% w ciągu trwania doświadczenia. Ma to związek z intensywnością przemian zachodzących w warunkach silniejszego dostępu powietrza, konsekwencją czego może być między innymi wzmożona mineralizacja masy organicznej. Ilość dopływającego powietrza nie miała większego wpływu na objętość materiału, która zmniejszyła się tylko o ok. 11%. Należy jednak podkreślić, że w pierwszym tygodniu doświadczenia zanotowano wyraźne zapadanie się kompostowanego materiału, podobnie jak w czasie kompostowania w pryzmach. W siódmym dniu wymieszano jednak zawartości obu komór, co zwiększyło porowatość kompostowanego materiału i polepszyło wymianę gazową w jego wnętrzu. Zabieg ten wpłynął na wyraźny wzrost temperatury, głównie w komorze K1 (rys. 2). Taki sam efekt obserwuje się w warunkach rzeczywistych, w których zaleca się drugie napowietrzenie pryzmy aeratorem w siódmym dniu kompostowania ze względu na konieczność wymieszania materiału i stworzenia lepszej, porowatej jego struktury [DACH, ZBYTEK, MYCZKO, 2002]. Po raz kolejny wymieszano zawartość komór w 12. dniu, jednak nie wpłynęło to już na zmianę temperatury. Stwierdzony w badaniach intensywny wzrost temperatury w obu komorach już po 24 godzinach (rys. 2) jest charakterystyczny dla optymalnego przebiegu kompostowania materiałów organicznych w pryzmach z użyciem aeratora ciągnikowego.

34 Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie t. 6 z. 2 (18)

J. Czekała i in.: Wykorzystanie bioreaktora do badań modelowych... 35 Odnotowany po 2 tygodniach badań spadek temperatury w obu komorach był szybszy niż w warunkach rzeczywistych, w których faza termofilna może trwać od 2 do 6 tygodni. W bioreaktorze spowodowane było to prawdopodobnie niewłaściwym (niższym) stosunkiem masy materiału do jej objętości w porównaniu z warunkami rzeczywistymi. Stwierdzony w doświadczeniu wzrost temperatury nie znajduje potwierdzenia w pracach innych autorów [KUSIŃSKA, OKTABA, 2005], również wykorzystujących w badaniach bioreaktor. Uzyskali oni wyraźny przyrost temperatury dopiero między 8. a 18. dobą rozkładu odpadów w zależności od wariantu doświadczenia. Maksymalna wartość temperatury wynosiła tylko 43 C. Tak duże różnice, mimo stosowania bioreaktorów, wynikają prawdopodobnie z odmiennych właściwości bioodpadów dodanych do osadów ściekowych. Brak dokładnego opisu napowietrzania w cytowanej pracy uniemożliwia ocenę roli tego czynnika w przytaczanym doświadczeniu. W badanych kompostach odnotowano przyrost wartości ph w czasie procesu kompostowania, chociaż różnice w komorach były niewielkie (tab. 3). Zmiany tego parametru mierzono w wyciągu wodnym, gdy stosunek kompost : woda wynosił 1 : 10, co mogło mieć wpływ na uzyskanie mniejszych wartości ph niż w pomiarach wykonywanych bezpośrednio w kompostach. Niezależnie od tego, w badaniach na ogół obserwuje się zwiększenie alkaliczności kompostów najczęściej w początkowym okresie kompostowania. Zjawisko to jest procesem naturalnym, spowodowanym intensywnym wydzielaniem się amoniaku. W bioreaktorach miało to miejsce pod koniec trzeciego dnia badań bez względu na ilość przepływającego powietrza (rys. 2). Podobne tendencje wykazali inni autorzy [BECK-FRIIS i in., 2001; DACH, ZBYTEK, MYCZKO, 2002; MUSTIN, 1987] w kompostach produkowanych na bazie materiałów organicznych w napowietrzanych pryzmach. Zdaniem DROZDA i LICZNARA [2004] zmiany wartości ph kompostów są wynikiem różnej intensywności procesów biochemicznych, spowodowanych natlenieniem materiału biologicznego. Tabela 3. Zmiany odczynu wyciągu wodnego kompostów Table 3. Changes of ph in water extract from compost Komora Chamber Wartość ph w czasie kompostowania, h ph value during composting, h 1 32 46 57 73 169 290 388 K1 7,26 6,71 7,62 8,49 8,66 8,70 8,52 8,43 K2 7,20 6,70 7,56 8,00 8,50 8,76 8,96 8,48 Zwiększenie zawartości azotu amonowego w wyciągu wodnym współgrało ze wzrostem temperatury, której dynamika wzrostu była większa w warunkach większego przepływu powietrza (komora K1). Wskutek tego już po 24 godzinach do-

36 Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie t. 6 z. 2 (18) N-NH4 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 K 1 (N-NH4) K 2 (N-NH4) K 1 (T) K 2 (T) 1 32 46 57 73 169 290 388 76 66 56 46 36 26 16 6 Temperatura, o C Temperature, o C Czas kompostowania, h Time of composting, h Rys. 2. Zmiany ilościowe azotu amonowego (N-NH 4, g kg 1 s.m.) w wyciągu wodnym kompostów w zależności od czasu kompostowania i temperatury T w komorze K1 i komorze K2 Fig. 2. Changes in the content of ammonium nitrogen (N-NH 4, g kg 1 DM) in water extract from composts in relation to the time of composting and temperature T in the bioreactor chambers K1 and K2 świadczenia nastąpiło zróżnicowanie temperatury, która wynosiła w 32. godzinie 43,8 C w komorze K1 i 39,8 C w komorze K2 W 57. godzinie badań różnice temperatury w obu komorach były największe temperatura wynosiła odpowiednio 69,8 i 59,8 C. Z kolei maksymalną temperaturę zanotowano w 73. godzinie doświadczenia (73,6 i 70,9 C). Od tego momentu różnice temperatury w komorach się zmniejszały. Niemniej w warunkach większego przepływu powietrza temperatura była wyższa, a towarzyszyło temu większe stężenie azotu amonowego w wyciągu wodnym (rys. 2). Można więc powiedzieć, że zmiany zawartości jonu amonowego miały związek z temperaturą wewnątrz komór. Poza tym temperatura była czynnikiem inicjującym rozkład materii organicznej, charakteryzujący się dużą dynamiką, nawet w fazie wyraźnego schładzania się wnętrza komór. Większy dopływ powietrza do komory sprzyjał szybszemu i gwałtowniejszemu wzrostowi temperatury i rozkładowi organicznych połączeń azotu, natomiast w warunkach słabszego dopływu powietrza procesy te zachodziły wolniej i miały łagodniejszy przebieg (rys. 2). Takie tendencje znajdują potwierdzenie w pracach innych autorów [BINNER, 2004]. Intensywne wydzielanie amoniaku w warunkach doświadczenia wynikało prawdopodobnie z racji wąskiego stosunku C : N mieszaniny komponentów. Jednak w tej serii badań, jak zaznaczono wcześniej, stosunek ten nie był najważniej-

J. Czekała i in.: Wykorzystanie bioreaktora do badań modelowych... 37 szym czynnikiem. Niemniej wyniki badań świadczą, że w przypadku dużej zasobności osadu w azot dobór komponentów wydaje się najistotniejszym elementem w celu uzyskania optymalnego stosunku węgla do azotu. Dobór ten jest często trudny, biorąc pod uwagę możliwości kompostowni i względy finansowe związane z nabyciem bioodpadów. Kompostowanie osadów ściekowych sprzyja również zmianom mikrobiologicznym, na ogół korzystnym. Takie zmiany są niezbędne ze względu na powszechne zanieczyszczenia osadów ściekowych bakteriami chorobotwórczymi oraz żywymi jajami pasożytów jelitowych. W procesie kompostowania z reguły następuje całkowita eliminacja powyższych zagrożeń, przy czym zwraca się uwagę na znaczenie temperatury w tych procesach. Ze względu na brak żywych jaj pasożytów pominięto je w opracowaniu. W kompostowanym materiale występowały natomiast bakterie z rodzaju Salmonella 39,56 i 219,52 jtk g 1 s.m. kompostu odpowiednio w komorze K1 i K2 (rys. 3). Różnice ilościowe w materiale wyjściowym w obu komorach pierwszego dnia doświadczenia mają raczej charakter przypadkowy, wynikający z właściwości osadu i trudności uzyskania zupełnej jednorodności, gdy stosuje się dodatek słomy, nawet po dokładnym wymieszaniu. Jednak już po pierwszej dobie zaznaczyły się duże różnice liczebności bakterii w zależności od ilości dopływającego powietrza (rys. 3), mimo stosunkowo małej Liczba komórek Number of cells 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 K 1 (jtk) K 2 (jtk) K 1 (T) K 2 (T) 1 24 33 48 53 82 166 288 386 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Temperatura, o C Temperature, o C Czas kompostowania, h Time of composting, h Rys. 3. Liczebność komórek Salmonelli (jtk g 1 s.m.) w zależności od czasu kompostowania i temperatury w komorze K1 i komorze K2 Fig. 3. Cell number of Salmonella (cfu g 1 DM) in relation to the time of composting and temperature in the bioreactor chambers K1 and K2

38 Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie t. 6 z. 2 (18) różnicy temperatury (39,0 i 35,4 C). Intensywniejszy dopływ powietrza sprzyjał gwałtowniejszemu namnożeniu bakterii (1478,2 jtk) niż w warunkach słabszego dopływu (735,3 jtk), ale i szybszej ich eliminacji. Okazało się, że w temperaturze 58,8 C w kompoście z komory K1 nastąpił całkowity zanik bakterii, natomiast w komorze K2 kilka godzin później, po osiągnięciu temperatury 54,4 C. Oznacza to, że w warunkach intensywniejszego dopływu powietrza szybciej powstają warunki do zupełnej eliminacji bakterii chorobotwórczych z rodzaju Salmonella, co ma związek z gwałtowniejszym przyrostem temperatury. Mimo, że nie wykazano statystycznej zależności między temperaturą a liczbą bakterii z rodzaju Salmonella, to jednak miała ona wpływ na higienizację kompostu. Potwierdza to opinię o wpływie warunków termicznych na przeżywalność patogenów chorobotwórczych [SMITH i in., 2005]. W procesie kompostowania ich eliminacja następuje głównie w fazie termofilnej. Nie można jednak wykluczyć znaczenia obecności rodzimej, antagonistycznej mikroflory na zmniejszenie liczebności bakterii Salmonella [SIDHU i in., 2001]. Niezależnie od tego, szybką higienizację kompostów trzeba uznać za korzystną, mając na uwadze w przyszłych badaniach konieczność pozostawienia kompostów w fazie dojrzewania już poza bioreaktorem. Poza tym oddziaływanie ilości dostarczanego powietrza do kompostowanej masy na temperaturę i liczebność bakterii Salmonella jest ważną informacją, bowiem zgodnie z Rozporządzeniem MRiRW [2004] w nawozach organicznych przeznaczonych do rolniczego wykorzystania nie mogą występować żywe jaja pasożytów oraz bakterie z rodzaju Salmonella. W warunkach zróżnicowanego dostępu powietrza do kompostowanej masy o niezrównoważonym stosunku węgla do azotu procesy zachodzące w obu komorach bioreaktora były podobne, ale znacząco przesunięte w czasie. Oznacza to, że w warunkach większej dostępności tlenu poszczególne fazy kompostowania miały gwałtowniejszy przebieg, natomiast gdy ilość powietrza była mniejsza, procesy zachodziły wolniej, ale dłużej. Problemem do dalszych badań pozostaje kwestia wpływu powyższych tendencji na przemiany w kompostach w okresie ich dojrzewania. WNIOSKI 1. W warunkach doświadczenia wykazano, że ubytek masy i zmniejszenie jej gęstości były większe w warunkach intensywniejszego dopływu powietrza. 2. Silniejszy dopływ powietrza sprzyjał szybszemu i gwałtowniejszemu wzrostowi temperatury kompostowanej masy, czemu towarzyszyło intensywniejsze wydzielanie azotu amonowego. 3. Ilość wprowadzonego powietrza do kompostowanej masy nie miała istotnego statystycznie wpływu na tempo i zakres higienizacji kompostów.

J. Czekała i in.: Wykorzystanie bioreaktora do badań modelowych... 39 4. Wyniki badań dowiodły, że kompostowanie osadu ze słomą w bioreaktorze przebiegało korzystniej w warunkach dopływu powietrza w ilości 5 dm 3 min 1, ale duża ilość wydzielanego azotu amonowego świadczy o potrzebie weryfikacji podejścia do ustalania wyjściowych parametrów kompostowanej masy. LITERATURA BARAN S., DROZD J., 2004. Odpady komunalne oraz kierunki ich unieszkodliwiania i utylizacji. W: Komposty z odpadów komunalnych. Produkcja, wykorzystanie i wpływ na środowisko. Pr. zbior. Red. J. Drozd. Wrocław: PTSH s. 7 27. BECK-FRIIS B., SMASRS S., JOHANSSON H., KIRCHMANN H., 2001. Gaseous emissions of carbon dioxide, ammonia and nitrous oxide from organic household waste in a compost reactor under different temperature regimes. J. Agricult. Eng. Res. 78 (4). BINNER E., 2004. Kompostierung von biogenen Abfällen. Projekt 520. 338. Wien. ABF-BOKU. CZYŻYK F., KOZDRAŚ M., SIERADZKI T., 2002. Wartość nawozowa kompostów z osadów ściekowych i słomy. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. z. 484 s. 117 124. DACH J., JĘDRUŚ J., ADAMSKI M., KOWALIK I., ZBYTEK Z., 2003. Bioreaktor do badań procesów rozkładu materiałów organicznych. J. Res. Appl. Agricult. Eng. 48 4 s. 74 77. DACH J., ZBYTEK Z., MYCZKO A., 2002. Badania tlenowej i beztlenowej technologii kompostowania obornika. Inż. Rol. 5 (38) s. 279 286. DROZD J., LICZNAR M., 2004. Zmiany właściwości fizycznych i fizyko-chemicznych podczas kompostowania odpadów komunalnych w różnych warunkach. W: Komposty z odpadów komunalnych. Produkcja, wykorzystanie i wpływ na środowisko. Pr. zbior. Red. J. Drozd. Wrocław: PTSH s. 120 129. JĘDRCZAK A., HAZIAK K., 2005. Określenie wymagań dla kompostowania i innych metod biologicznego przetwarzania odpadów. Zielona Góra: Prac. Bad.-Rozw. «EKOSYSTEM» sp. z o.o. ss. 248. KUSIŃSKA A., OKTABA L., 2005. Wykorzystanie osadu ściekowego do kompostowania odpadów zielarskich i odpadów zieleni miejskiej. W: Obieg pierwiastków w przyrodzie. Pr. zbior. Red. B. Gworek. Warszawa: IOŚ III s. 721 726. MUSTIN M., 1987. Le compost, gestion de la matiere organique. Paris: Ed. Francois Dubuse ss. 947. RAGHAVARAO K.S.M.S., RANGANATHAN T.V., KARANTH N.G., 2003. Some engineering aspects of solid-state fermentation. Biochem. Eng. J. 13 s. 127 135. RAMBACH A., 1990. New plate medium for facilitaed differentation of Salmonella spp. From Proteus spp. and other enteric bacteria. Appl. Env. Microbiol. 56(1) s. 301 303. Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 19 października 2004 r. w sprawie wykonania niektórych przepisów ustawy o nawozach i nawożeniu. Dz.U. 2004 nr 236 poz. 2369. SIDHU J., GIBBS R.A., HO G.E., UNKOVICH I., 2001. The role of indigenous microorganisms in suppression of Salmonella regrowth in composted biosolids. Water Res. 35 (4) s. 913 920. SMARS S., BECK-FRIIS B., JONSSON H., KIRCHMANN H., 2001. An advanced experimental composting reactor for systematic simulation studies. J. Agricult. Eng. Res. 78 (4). SMITH S.R., LANG N.L., CHEUNG K.H.M., SPOUDAKI K., 2005. Factors controlling patogen destruction during anaerobie digestion of biowastes. Waste Manag. 24 (4) s. 417 425. TROSZCZYŃSKI M., HEREMAN J., 2003. Wpływ warunków tlenowych na zawartość w kompoście z osadów ściekowych substancji organicznych rozpuszczalnych w wodzie. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. z. 494 s. 497 503.

40 Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie t. 6 z. 2 (18) Jacek CZEKAŁA, Jacek DACH, Agnieszka WOLNA-MARUWKA THE USE OF A BIOREACTOR FOR MODEL STUDIES ON SEWAGE SLUDGE COMPOSTING Key words: bioreactor, composting model studies, sewage sludge S u m m a r y Composting of sewage sludge with other organic additives is a complex process. A bioreactor, a double-chamber equipment with thermally isolated walls was used for better assessment of the composting process and the full control of a number of physical and chemical parameters during the study. Straw was added to composting sewage sludge at two levels of air supply to chambers (5.0 and 2.5 dm 3 min 1 ). The dynamics of changes in the temperature, release of ammonium nitrogen and the number of Salmonella bacteria were analysed in the compost. With increased air supply the temperature in the compost was found to raise quickly and abruptly. This was followed by an increase in the content of ammonium nitrogen in the water extract and by changes in the number of Salmonella. Recenzenci: prof. dr hab. Franciszek Czyżyk prof. dr hab. Andrzej Sapek Praca wpłynęła do Redakcji 27.10.2005 r.

Tabela 2. Wybrane parametry kompostowanego materiału Table 2. Selected parameters of composted material Komora Chamber K1 K2 Okres kompostowania Time of composting początek beginning koniec end początek beginning koniec end Masa osadu Mass of material kg s.m. kg DM Zmniejszenie ilości suchej masy Decrease of dry matter % Objętość Volume dm 3 Gęstość Density kg dm 3 Zawartość suchej masy Contenf of dry matter % 10,20 110,0 324 28,6 5,95 41,5 97,5 268 22,8 8,54 110,0 324 24,0 5,48 35,8 98,7 285 19,5