wpływ czasu trwania fazy gorącej kompostowania na usuwanie wwa ...

More documents

Recommendations

Info

282 1986/278/EEC, uwzględnione zostały, między innymi, dopuszczalne wartości (6 mg/kg s.m.) dla sumy 11. WWA: acenaftenu, fenantrenu, fluorenu, fluorantenu, pirenu, benzo(b)fluorantenu, benzo(j)fluorantenu, benzo(k)fluorantenu, benzo(a)pirenu, benzo(ghi)perylenu i indeno(1,2,3-cd)pirenu [Zarzycki 2001]. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne są przykładem toksycznych związków organicznych o najlepiej rozpoznanych właściwościach rakotwórczych, stwierdzonych już w XVIII w. Substancje te zawierają od dwóch do kilkunastu skondensowanych pierścieni aromatycznych z podstawnikami alkilowymi [Dutkiewicz i in., 1988]. Są to lipofilowe ciała krystaliczne, niepolarne, zatem słabo rozpuszczalne w wodzie a dobrze rozpuszczalne w rozpuszczalnikach organicznych. Wzrost ilości pierścieni w cząsteczce zmniejsza jej rozpuszczalność w wodzie, jednak obecność związków powierzchniowo czynnych zwiększa rozpuszczalność. Główną rolę odgrywa tu proces hydrotopii [Wild, Jones, 1993]. Badania prowadzone na Politechnice Częstochowskiej potwierdzają tę zależność, stwierdzając obecność WWA w cieczy nadosadowej wydzielonej z osadu ściekowego przefermentowanego [Włodarczyk-Makuła i in., 2000]. Ze względu na swoją budowę, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne wykazują bardzo dużą tendencję do sorpcji na powierzchni ciał stałych tworzących zawiesiny. Z tego powodu związki te występują w wodach, głównie w formie zaadsorbowanej na cząstkach stałych. Zawiesina rzeczna może zawierać nawet do kilkudziesięciu miligramów WWA w kilogramie suchej masy [Zerbe, 1993]. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne wykazują bardzo dużą wrażliwość na zmiany czynników zewnętrznych, takich jak temperatura i pH oraz na obecność wielu związków chemicznych, m.in. substancji powierzchniowo czynnych i pestycydów. WWA ulegają łatwo reakcjom utleniania, zarówno pod wpływem promieniowania UV, jak i takich utleniaczy, jak tlen czy ozon, tworząc chinony [Zerbe, 1993]. W przypadku związków o większej liczbie skondensowanych pierścieni, produktami końcowymi mogą być nadtlenki [Namieśnik, Jaśkowski, 1995]. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne pojawiają są w środowisku naturalnym nie tylko w wyniku procesów naturalnych, ale głównie w wyniku działalności gospodarczej człowieka. Głównym źródłem tych związków są przemysł petrochemiczny oraz transport. Wśród procesów naturalnych można wyróżnić erupcję wulkanów, pożary lasów czy zjawiska geologiczne związane z tworzeniem paliw kopalnianych [Zerbe, 1993]. Skażenie środowiska wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi ma charakter powszechny. Ich obecność stwierdza się w powietrzu, wodzie i gruncie, zarówno na obszarach nie zamieszkałych przez człowieka, jak i na terenach zurbanizowanych [Namieśnik, Jaśkowski, 1995]. W wielu badaniach prowadzonych na całym świecie stwierdzono obecność tych węglowodorów w osadach ściekowych z oczyszczalni ścieków, do których trafiają nie tylko ścieki przemysłowe, ale także gospodarczo-bytowe oraz wody opadowe. Podczas silnych deszczy i roztopów na terenach miejskich stężenie WWA może wzrosnąć nawet stukrotnie, powodując przekroczenie dopuszczalnych norm, dotyczących stężenia benzo(a)pirenu [Janosz-Rajczyk i in., 2006]. Suma stężeń wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w osadach ściekowych, analizowanych w Brazylii, w zależności od rodzaju oczyszczalni ścieków nie przekraczała 4 mg/kg s.m. [Grossi i in., 1998]. W Europie największe zawartości WWA stwierdzono w Niemczech, suma stężeń mieściła się w przedziale 2-80 mg/kg s.m., w Szwajcarii 1-10 mg/kg s.m., we Francji (oczyszczalnia ścieków obsługująca Paryż) 15- 30 mg/kg s.m., a w Hiszpanii 2-6 mg/kg s.m. [Perez i in., 2001, Blanchard i in., 2004]. W Polsce, z badań prowadzonych przez wiele ośrodków naukowych wynika, że analogicznie, jak w pozostałych krajach europejskich, suma stężeń WWA mieściła się w granicach 1-6 mg/kg s.m. [Janosz-Rajczyk i in., 2006]. Bezpośrednie wykorzystanie w rolnictwie tak zanieczyszczonych osadów ściekowych mogłoby spowodować dodatkowe wprowadzenie do środowiska naturalnego toksycznych substancji. Jedną z metod utylizacji organicznych zanieczyszczeń w osadach jest kompostowanie. Przemiany wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych, związane ze zmniejszeniem ich stężeń, w czasie kompostowania związane są z dwoma zjawiskami: adsorpcją i biodegradacją. Faza termofilna charakteryzuje się dużym spadkiem sumy stężeń WWA na poziomie nawet 50-70%. W następnych etapach następuje niewielki wzrost sumy stężeń. Początkowo zaadsorbowane WWA w związku z mineralizacją organicznej materii i ograniczeniu ilości sorpcyjnych centrów aktywnych, ulegają desorpcji. Ostatecznie obserwowane jest zmniejszenie sumy stężeń węglowodorów nawet do 84%. Stopień degradacji w dużym
stopniu zależy od temperatury prowadzonego procesu kompostowania [Lazzari i in.. 1999, Oleszczuk, 2007]. Proces biodegradacji wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych prawdopodobnie odgrywa największą rolę w ubytku tych związków ze środowiska naturalnego. W przypadku węglowodorów zawierających trzy skondensowane pierścienie aromatyczne, produktem pośrednim jest cisdihydrodiols, końcowym katechol, ulegający dalszemu utlenianiu, aż do kwasów karboksylowych i aldehydów. Związki te wykorzystywane są przez mikroorganizmy m.in. do produkcji energii i ulegają utlenieniu do ditlenku węgla. Niektóre bakterie, rozkładające węglowodory o mniejszej ilości pierścieni aromatycznych, biorą także udział w procesie biodegradacji węglowodorów, zawierających cztery i więcej skondensowanych pierścieni aromatycznych. W przypadku utleniania benzo(a)pirenu, antracenu i fenantrenu dodatek pierwiastków biogennych, szczególnie azotu i fosforu, przyspiesza procesy biodegradacji [Betancur-Galvis i in. 2006]. W proponowanej drodze biologicznego rozkładu, w pierwszym etapie następuje rozszczepienie pierścienia aromatycznego przede wszystkim w pozycji 9,10. Następnie produktem utlenienia jest cis-9,10-BaP-dihydrodiol. W kolejnych etapach powstałe diole są utleniane do kwasów karboksylowych, na przykład 4,5-chrysenedicarboxylic acid; 7,8-dihydro-pyrene-7carboxylic acid i 7,8-dihydro-pyrene-8carboxylic acid. W procesie biodegradacji węglowodorów aromatycznych, posiadających powyżej 4 skondensowanych pierścieni, biorą udział także grzyby. Produktami pośrednimi w czasie utleniania są 9-hydroxyBaP; trans-9,10dihydroxy-9,10-dihydroBaP i trans-7,8dihydroxy-7,8-dihydroBaP, a końcowymi cis- and trans-tetraols. Ostatnimi mikroorganizmami, posiadającymi zdolność eliminacji benzo(a)pirenu są glony. Produktami transformacji są cis-4,5-BaP-dihydrodiol; cis- 11,12-BaP-dihydrodiol; cis-7,8-BaP-dihydrodiol i cis-9,10-BaP-dihydrodiol [Juhasz, Naidu 2000]. Celem przeprowadzonych badań było zbadanie wpływu czasu przetrzymania w bioreaktorze dynamicznym mieszaniny osadów ściekowych i materiału strukturalnego, na przemiany wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w czasie kompostowania na pryzmach. 2. METODYKA Proces technologiczny kompostowania osadów ściekowych. 283 Osad ściekowy, po zagęszczeniu w zagęszczaczach grawitacyjnych i odwodnieniu na prasie taśmowej z dodatkiem polielektrolitu, został poddany procesowi kompostowania. Materiałem strukturotwórczym była słoma z pszenżyta i rzepakowa, wymieszana z osadem odwodnionym w proporcjach wagowych 2:1. Mieszanka ta posiadała wilgotność w przedziale 50–60%. Pierwszy etap kompostowania zachodził w szczelnie zamkniętych bioreaktorach dynamicznych. Biofiltry zabezpieczały przed emisją odorów. Czas przetrzymania materiału w bioreaktorach dynamicznych wynosił w pierwszym cyklu 7 dni, w drugim 14 dni i w trzecim 21 dni. W bębnach przeprowadzona została faza gorąca kompostowania, łatwo dostępne substancje organiczne były rozkładane przez mikroorganizmy, materiał przestał wydzielać odory, zmniejszyła się jego objętość i wilgotność. Przetrzymanie materiału w bębnie, połączone ze wzrostem temperatury powyżej 55˚C, prowadzi do biologicznego tlenowego rozkładu substancji organicznej, a co za tym idzie, do higienizacji produktu. Drugim etapem było wtórne kompostowanie w systemie statycznym – dojrzewanie w pryzmach, pozwalające na rozwinięcie się grzybni. Aktywność grzybów jest niezbędna, między innymi, dla biodegradacji trudno rozkładalnych substancji. Kompost został ułożony w pryzmy o objętości 2 m 3 , gdzie dojrzewał przez cztery miesiące. Pryzmy były okresowo przerzucane za pomocą ładowarki. Metodyka oznaczania wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w kompoście. Do badań użyto próbki wsadu do bioreaktora oraz kompostu z pryzm. Częstotliwość poboru próbek kompostu zależała od czasu kompostowania i na początku wynosiła 7 dni, potem 14 dni i na końcu 21 dni. W analogiczny sposób pobierano próbki dla trzech cykli różniących się czasem przetrzymania w bioreaktorze dynamicznym. Naważki, wysuszone do stałej masy, wielkości około 10 g poddawano ekstrakcji ultradźwiękami. Jako rozpuszczalnika użyto mieszaniny dichlorometanu i acetonu, w stosunku objętościowym 1:1. Analizowane próbki poddawano działaniu ultradźwięków przez godzinę. Otrzymane ekstrakty oczyszczano i zagęszczano techniką SPE na kolumienkach PAH Soil, składających się z dwóch faz: cyjanowej i żelu krzemionkowego. Anality wymywano porcjami dwóch rozpuszczalników:
Page 1: WPŁYW CZASU TRWANIA FAZY GORĄCEJ
Page 5 and 6: Największy spadek sumy stężeń 1
Page 7: CAI Q.Y., MO C.H., WU Q.T., ZENG Q.

wpływ czasu trwania fazy gorącej kompostowania na usuwanie wwa ...

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?