Анаэробная обработка высокоуплотненных осадков сточных вод в термофильных условиях

УДК 575.174.015: 579.851: 579.26: 57.08: 579.6: 582.1: 628.3: 628.4

Совершенствование методов обработки и утилизации осадков сточных вод является актуальной задачей, направленной на снижение эксплуатационных затрат очистных сооружений. В работе представлены результаты исследования анаэробной обработки уплотненных осадков сточных вод (ОСВ) и их совместного сбраживания с органической фракцией твердых бытовых отходов (ОФ-ТБО) в термофильных условиях.

Ключевые слова: органическая фракция твердых бытовых отходов (ОФ-ТБО), осадки сточных вод (ОСВ), анаэробное сбраживание органических отходов, метаногенез, метан, биогаз, флокулянт, биогазовая установка.

При очистке городских сточных вод на утилизацию образующихся осадков приходится до 50% от текущих эксплуатационных расходов канализационных очистных сооружений. В России, по разным оценкам, ежегодно образуется от 2 до 4,5 млн. т сухого вещества (СВ) осадков [1!3].

Осадки сточных вод (ОСВ) не инертны, т.к. содержат большое количество легко разлагаемого органического вещества (ОВ), и являются санитарно небезопасными из-за наличия патогенных микроорганизмов и яиц гельминтов. Поэтому перед дальнейшим использованием или утилизацией их необходимо стабилизировать и максимально снизить количество патогенов и гельминтов. Одним из наиболее предпочтительных методов соответствующей обработки осадков сточных вод является метод анаэробного метанового сбраживания, т.к. он, помимо решения основной задачи стабилизации и обезвреживания осадков, сопряжен с образованием ценных продуктов - топлива в виде биогаза и биоудобрения.

Термофильное (50-57°С) сбраживание ОСВ по сравнению с мезофильным (30-38°С) температурным режимом характеризуется более высокой скоростью химических и биологических процессов и более низким временем пребывания обрабатываемого осадка в реакторе, что на практике приводит к использованию реакторов меньшего объема. В термофильных условиях достигается практически полная инактивация патогенных микроорганизмов и яиц гельминтов [4, 5]. Это является обязательным условием для использования образующейся стабилизированной сброженной массы в качестве биоудобрения. Дополнительное количество тепла, необходимое для работы реактора в термофильном режиме, может быть компенсировано более высоким выходом биогаза и скоростью процесса [5].

Как правило, ОСВ сбраживают с общей концентрацией сухого вещества 3-5%. Сбраживание более уплотненных осадков с влажностью менее 95% позволяет уменьшить необходимый объем реактора или увеличить производительность существующего, а также снизить тепловые потери и энергоемкость процесса [6]. Однако нужно учитывать и то, что чрезмерное уплотнение может увеличить концентрации растворенных в сбраживаемой массе соединений, таких как ЛЖК, аммоний и др. до уровней, ингибирующих активность анаэробного микробного сообщества. Лабораторные исследования показали, что снижение влажности осадков до 90-91% в целом не оказывало существенного негативного влияния на стабильность мезофильного сбраживания [6-8]. При дальнейшем снижении влажности скорость образования метана резко снижалась [7]. Ингибирование метаногенного сообщества при влажности менее 90% связывают в том числе с выделением очень большого количества аммония (3200-3800 мг N- NH4/л) в сбраживаемую среду [6].

Термофильное сбраживание высокоуплотненных ОСВ исследовано в меньшей степени. Имеющиеся литературные данные показывают, что при влажности 94% процесс сбражвания ОСВ в термофильных условиях был стабилен и более эффективен, чем при мезофильных условиях [9]. Однако уже при содержании СВ 7,5% термофильное метаногенное сообщество ингибировалось высокой концентрацией аммония (>2000 мг N-NH4/л) [6]. Есть данные, что процесс термофильного сбраживания уплотненного осадка стабилен при содержании СВ 7,4%, а при увеличении СВ до 9,5% процесс идет с меньшей эффективностью [10].

Для получения высокоуплотненных ОСВ в настоящее время их нередко обрабатывают биодеградабельными полиэлектролитными флокулянтами. Из литературных данных следует, что использование флокулянтов может по-разному влиять на последующий процесс метанового сбраживания в мезофильных условиях. В работе Bolzonella et al. (2005) показано, что добавление флокулянта в количестве 5, 15 и 30 г/кг СВ не оказывало влияния на продукцию биогаза [11]. В работе Gossett с соавт. (1978) обработка органическими флокулянтами вызывала снижение метанообразования и степени разложения ОВ в сбраживаемой массе [12]. Напротив, El Mamouni с соавт. (1998) обнаружили, что добавление синтетических полиэлектролитов не только не ингибировало активность биомассы, но и усиливало массоперенос ацетата и H2, оказывая благоприятное воздействие на деятельность ацетогенов и метаногенов [13]. Более высокая скорость метаногенеза в первые 6 суток и последующее ее снижение при сбраживании обработанных 15 и 40 г флокулянта на кг СВ осадков по сравнению с необработанным наблюдалась в работе [14]. Необходимо отметить, что приведенные результаты были получены для мезофильного процесса. Вопрос о влиянии флокулянтов на сбраживание ОСВ в термофильных условиях остается открытым.

Сухое вещество (СВ) - массу органических и неорганических веществ - определяли после высушивания образцов до постоянной массы при 105°С. Зольный остаток (неорганическое вещество) определяли при сжигании сухого образца в муфельной печи до постоянной массы при 650°С. Органическое вещество (ОВ) вычисляли как разницу по массе между СВ и зольным остатком. Кислотную реакцию (рН) исследуемых смесей определяли с помощью рН-метра FE20 Mettler Toledo (Швейцария) и универсальной индикаторной бумаги (Чехия). Содержание метана, углекислого газа и водорода в биогазе, а также летучих жирных кислот (ЛЖК) в сбраживаемой смеси определяли на газо-жидкостном хроматографе «Кристалл 5000.2» (ЗАО «Хроматэк», г. Йошкар-Ола). Аммоний определяли колориметрически с помощью теста LCK302 на спектрофотометре DR5000 (Германия).

Влияние низкой влажности на эффективность метанового сбраживания. Первоочередной задачей данной работы было исследовать влияние низкой влажности на эффективность метанового сбраживания и определить минимальную влажность сбраживаемой смеси, при которой возможны стабильная инициация и протекание процесса. В качестве субстратов использовали модельный первичный осадок (корм для собак Chappi) с содержанием белков, жиров и углеводов в соотношении, сходном с тем, которое характерно для СВ хозяйственно-фекальных стоков и первичного осадка, и уплотненный избыточный активный ил Курьяновских очистных сооружений. В качестве инокулята использовали уплотненный термофильно сброженный ОСВ Курьяновских очистных сооружений (таблица 1).

Для постановки эксперимента с влажностью менее 94,5% дополнительно уплотняли сброженный осадок и избыточный активный ил с помощью лабораторной центрифуги ОПН-8 (Россия). Эксперимент проводили во флаконах объемом 500 мл, в которых 200 мл занимала сбраживаемая масса и 300 мл - газовая фаза. Компоненты вносили под током азота, флаконы герметично закрывали резиновыми пробками и металлическими крышками. Доля ОВ сброженного осадка, избыточного активного ила и модельного первичного осадка (Chappi) во всех опытных смесях, кроме контроля, составляла 40, 30 и 30% соответственно. Общая влажность сбраживаемых смесей в опытах снижалась от 97 до 87% с шагом 2,5%. Каждый опыт ставили в двух повторностях.

Органическая фракция твердых бытовых отходов (ОФ-ТБО), в отличие от избыточного активного ила очистных сооружений, содержит большое количество легко разлагаемого органического вещества. Поэтому добавление к ОСВ ОФ-ТБО является эффективным способом увеличения выхода биогаза и его теплотворной способности, которая определяется содержанием в нем метана, для его дальнейшего преобразования в тепловую и электрическую энергию. Совместное сбраживание ОСВ и ОФ-ТБО является также перспективным и эффективным способом снижения содержания биоразлагаемых отходов в местах их складирования (свалки, полигоны ТБО, иловые площадки и т.п.), что позволяет значительно уменьшить антропогенную нагрузку на окружающую среду.

Целью работы было исследовать влияние низкой влажности и внесения флокулянта на эффективность и стабильность анаэробной деградации ОСВ в термофильных условиях, а также влияние совместного сбраживания ОСВ и ОТБО на выход биогаза и содержание в нем метана.

Для проведения химических анализов в работе использовался комплекс химико-аналитических методов.

Добавление флокулянта «Праестол 650» вызывало начальное снижение скорости образования метана. Суммарное и удельное образование метана в первые 8 суток инкубирования было ниже в среднем на 14% при добавлении 5-30 мг, и на 33% - при добавлении 40 мг флокулянта на г СВ сбраживаемой массы по сравнению со смесью без обработки флокулянтом (рис. 1). После 8 суток выход метана во всех исследуемых смесях практически сравнялся. Небольшое снижение метаногенной активности, вероятнее всего, было вызвано сопротивлением массопереносу во флокулах ОСВ, которые формировались при добавлении флокулянта и по мере увеличения дозировки флокулянта визуально становились все более четко различимыми и крупными. Интересно отметить, что, несмотря на высокие ингибирующие концентрации ЛЖК (до 16 г/л), в смеси Фл_40, обработанной наибольшим количеством флокулянта (40 мг/г СВ), после 11 суток эксперимента началось активное образование метана (рис. 1).

Возможно, это было связано с тем, что благодаря образованию особо крупных и плотных флокул в них сложились благоприятные условия для развития метаногенного микробного сообщества.

Положительный эффект флокулообразования, очевидно, объясняется сочетанием следующих факторов. Во-первых, для эффективной работы ассоциаций синтрофных бактерий и метаногенных архей необходим их тесный контакт, позволяющий осуществлять межвидовой перенос водорода, чему способствовало концентрирование биомассы во флокулах. Во-вторых, из-за ухудшения массопереноса по толщине флокул образуется градиент концентраций ЛЖК и др. метаболитов. При этом, даже несмотря на очень высокие концентрации метаболитов в жидкой среде и во внешнем слое флокул, в их внутренних слоях концентрация ЛЖК может быть достаточно низкой для комфортного существования метаногенного сообщества микроорганизмов. Представляется, что наблюдаемый положительный эффект флокулообразования можно использовать для восстановления метаногенеза в «закисленных» реакторах путем введения раствора флокулянта с конечной концентрацией 40 мг/ г СВ сбраживаемой массы. Следует еще раз отметить, что по данным разных авторов [11-14] применение флокулянтов для сгущения ОСВ имеет довольно неоднозначное и противоречивое влияние на процесс разложения органического вещества ОСВ и активность метаногенеза. Полученные в эксперименте данные являются предварительными и требуют дополнительной проверки.

Влияние совместного сбраживания ОСВ и ОФ-ТБО на выход биогаза и содержание в нем метана. Эксперимент по определению влияния совместного сбраживания ОСВ и ОФТБО на выход биогаза и содержание в нем метана проводили на лабораторной биогазовой установке (рис. 2-3).

Результаты эксперимента показали, что сбраживание смесей с влажностью 89,5 и 87% сопровождалось очень активным образованием молекулярного водорода (более 10% в газовой фазе, соотношение метана к водороду составляло около 1:1). Это свидетельствовало о крайней нестабильности термофильного метаногенного сбраживания ОСВ при влажности ниже 90%. Технологии получения биоводорода из ОСВ и органической фракции ТБО отличаются как раз тем, что ферментация ведется при очень низкой влажности, не превышающей 85-87% [15]. Процесс метаногенеза в смесях с влажностью 97, 94,5 и 92% был стабилен. Наибольшее образование метана наблюдалось во флаконе с влажностью смеси 92%, где по прошествии 10 часов после начала эксперимента образовалось около 106 мл CH4, при этом соотношение метана к водороду в газовой фазе составляло около 5:1.

Влияние флокулянта на деградабельность органического вещества ОСВ. В предварительном эксперименте по определению влияния флокулянта на деградабельность органического вещества ОСВ использовался «Праестол 650», представляющий собой высокомолекулярный катионный электролит на основе полиакриламида. Количество флокулянта, добавленного в опытные смеси, составляло от 5 до 40 мг/г СВ сбраживаемой массы. Такие концентрации были выбраны для сравнения ожидаемых нами результатов с данными исследований других авторов. Флокулянт вносили в опытные смеси в виде 1% водного раствора. Для этого к 1 г «Праестола 650» добавляли 99 г дистиллированной воды, и полученный раствор осторожно перемешивали в течение 1 часа до полного набухания и раскрытия полимера. Влажность сбраживаемых смесей составляла 92% как наименьшая, при которой возможны стабильная инициация и протекание процесса. Доля ОВ сброженного осадка, избыточного активного ила и модельного первичного осадка (Chappi) во всех опытных смесях, кроме контроля, составляла 40, 30 и 30% соответственно.

Загрузка метантенка осуществлялась периодически 1-2 раза в сутки, сброженная масса через устройство выгрузки 11 самотеком поступала в отстойник эффлюента 14, где разделялась на осадок, удаляемый через патрубок 17, и надосадочную жидкость, вытекающую через патрубок 6. Биогаз, образующийся в процессе брожения, через патрубок отвода биогаза 10 поступал в газгольдер 13. Давление в газгольдере составляло 100 мм водяного столба. Загрузку субстрата осуществляли 1 раз в сутки, перемешивание в метантенке - 1 раз в 10 минут по 1 минуте.

Для увеличения выхода биогаза и его теплотворной способности в состав субстрата, подаваемого в биогазовую установку, постепенно стали добавлять модельную ОФ-ТБО, которая представляла собой пищевые отходы столовой (таблица 4). ОФ-ТБО подвергалась глубокому измельчению в измельчителе и смешивалась с ОСВ в реакторе предварительной обработки.

Запуск установки осуществляли путем инокулирования метантенка термофильно сброженным ОСВ Люберецких очистных сооружений и постепенным добавлением субстрата небольшими порциями. В начале эксперимента субстратом для биогазовой установки служил только ОСВ (таблица 3). После выхода установки на рабочий режим, который с момента инокулирования занял около 12 суток, суточное образование биогаза составляло в среднем 1,2 м3 с содержанием метана в биогазе около 60-65%. При гидравлическом времени удержания (ГВУ), равном 10 суток, разложение органического вещества составляло около 40-42%.

При использовании ОФ-ТБО в качестве дополнительного субстрата установка работала следующим образом. ОФ-ТБО подвергалась глубокому измельчению в измельчителе 1 и смешивалась с ОСВ в реакторе предварительной обработки 4, который оснащен пробоотборником 2, механической мешалкой 3 и системой подогрева, состоящей из нагревателя 5 и датчика температуры 7, соединенных с блоком управления 16. В реакторе предварительной обработки 4 происходила гомогенизация и подогрев смеси ОФ-ТБО и ОСВ до рабочей температуры процесса анаэробного сбраживания (54,9-55,3°С), после чего она подавалась в метантенк 15 при помощи насоса-дозатора 8 через устройство загрузки 9. Метантенк 15 рабочим объемом 50 л оснащен системой подогрева, состоящей из нагревателя 5 и датчика температуры 7, соединенных с блоком управления 16, механической мешалкой 12, патрубком выхода биогаза 10, устройством выгрузки 11.

Количество ОФ-ТБО в смеси с ОСВ постепенно увеличивали с 20 до 40%. Уже при 20% содержании ОФ-ТБО наблюдалось резкое увеличение выхода биогаза, которое увеличивалось при каждом последующем увеличении содержания ОФ-ТБО (рис. 4, таблица 5) По истечении 50 суток после начала добавления ОФ-ТБО суточное образование биогаза составляло 3 м3 при соотношении ОСВ к ОФТБО, равном 3:2 (по весу). Содержание метана в биогазе составляло 70%. Разложение ОВ смеси ОСВ и ОФ-ТБО при ГВУ, равном 10 суток, превышало 40%.

Таким образом, в результате добавления органической фракции ТБО к ОСВ и их совместной анаэробной термофильной стабилизации на данном этапе экспериментальных исследований выход биогаза на лабораторной установке удалось увеличить до 2,5 раз и теплотворную способность биогаза, которая определяется содержанием в нем метана, до 10%. В дальнейшем предполагается провести исследования возможности повышения производительности богазовой установки путем (1) увеличения доли ОФТБО в сбраживаемой смеси, (2) снижения влажности смеси до 90%, в том числе за счет применения флокулянта для дополнительного уплотнения ОСВ, а также (3) снижения гидравлического времени удержания.

Работа выполнена при поддержке Министерства образования и науки России, идентификационный номер RFMEFI60714X0024.

Литература:
1. Туровский И.С. Осадки сточных вод. Обезвоживание и обеззараживание // М.: ДеЛи принт. 2008. 222 C.
2. Хомяков Д.М. Современные возможности утилизации и использования осадков сточных вод для восстановления плодородия земель сельскохозяйственного назначения //АгроЭкоИнфо (электронный журнал), 2009. № 1.
3. Янин Е.П. Осадки сточных вод городов России как источник эмиссии ртути в окружающую среду // Экологические системы и приборы. 2009. № 7. C. 14-15.
4. Пахненко Е.П. Осадки сточных вод и другие нетрадиционные органические удобрения: учебное пособие // М.: БИНОМ. Лаборатория знаний, 2009. - 311 с.
5. Li Y., Park S.Y., Zhu J. Solid-state anaerobic digestion for methane production from organic waste // Renewable and Sustainable En. Rev. 2011. V. 15. P. 821-826.
6. Duan N., Dong B., He Q., Dai X. Start- Up Performances of High-Solid Anaerobic Digestion of Sewage Sludge under Mesophilic Condition // Advanced Materials Research. 2012. V. 356 - 360. P. 2020-2026.
7. Fujishima S., Miyahara T., Noike T. Effect of moisture content on anaerobic digestion of dewatered sludge: ammonia inhibition to carbohydrate removal and methane production// Water Sci. Technol. 2000. V. 41. N. 3. P. 119-127.
8. Hidaka T., Wang F., Togari T., Uchida T., Suzuki Y. Comparative performance of mesophilic and thermophilic anaerobic digestion for high-solid sewage sludge // Bioresour. Technol. 2013. V. 149. P. 177-183.
9. Bolzonella D., Cavinato C., Fatone F., Pavan P., Cecchi F. High rate mesophiluic, thermophilic, and temperature phased anaerobic digestuion of waste activated sludge: A pilot scale study // Waste Management. 2012. V.32. N. 6. P. 1196-1201.
10. Wang F., Hidaka T., Uchida T., Tsumori J. Thermophilic anaerobic digestion of sewage sludge with high solids content // Water Sci. Technol. 2014. V. 69. N. 9. P. 1949-1955.
11. Bolzonella D., Pavan P., Battistoni P., Cecchi F. Influence of the cationic flocculant praestol K233L on the mesophilic anaerobic digestion of waste activated sludge // Journal Of Residuals Science & Technology. 2005. V. 2. N. 3. P. 133-141.
12. Gossett J.M., McCarty P.L., Wilson J.C., Evans D.S. Anaerobic digestion of biosolids from chemical treatment // Journal of Water Pollution Control Federation. 1978. V. 50. P. 533-542.
13. El-Mamouni R., Leduc R., Guiot S.R., 1998. Influence of synthetic and natural polymers on the anaerobic granulation process //Water Science and Technology. P. 38 N. 8-9. P. 341-347.
14. Chu C., Lee D., Chang B., You C., Liao C., Tay J. Anaerobic digestion of polyelectrolyte flocculated waste activated sludge // Chemosphere. 2003. V. 53. N. 7. P. 757-764.
15. Lay J.J., Lee Y.J., Noike T. Feasibility of biological hydrogen production from organic fraction of municipal solid waste // Water Research. 1999. V. 33. N. 11. P. 2579-2586.

Anaerobic treatment of highly thickened wastewater sludge under thermophilic conditions

Improving of sewage sludge treatment and disposal methods is an actual task aimed at reducing operating costs of wastewater treatment facilities. The paper presents the results of anaerobic digestion of thickened sewage sludge and its codigestion with organic fraction of municipal solid waste (OF-MSW) under thermophilic conditions.

Keywords: organic fraction of municipal solid waste (OFMSW), sewage sludge (SS), anaerobic digestion of organic waste, methanogenesis, methane, biogas, flocculant, biogas unit.

Litti Iurii Vladimirovich, Ph.D. (Biology), senior researcher. FSBSI MThe Winogradsky Institute of Microbiology of the Russian Academy of Sciences, Russian Federation, Moscow. Е-mail: Адрес электронной почты защищен от спам-ботов. Для просмотра адреса в вашем браузере должен быть включен Javascript.; Tel. +7(499) 135-04-20.

Kovalev Dmitrii Aleksandrovich, Ph.D. (Engineering), chief of department of bioenergetics, environmental protection and nanotechnologies. FSBSI Аllrussian scientific-research institute for electrification of agriculture (VIESH), Russian Federation, Moscow. Е-mail: Адрес электронной почты защищен от спам-ботов. Для просмотра адреса в вашем браузере должен быть включен Javascript.; Tel. +7(499) 171-19-20.

Kovalev Andrei Aleksandrovich, Ph.D. (Engineering), senior researcher. FSBSI Аllrussian scientific-research institute for electrification of agriculture (VIESH), Russian Federation, Moscow. Е-mail: Адрес электронной почты защищен от спам-ботов. Для просмотра адреса в вашем браузере должен быть включен Javascript..

Nikitina Anna Aleksandrovna, junior researcher, FSBSI The Winogradsky Institute of Microbiology of the Russian Academy of Sciences, Russian Federation, Moscow. E-mail: Адрес электронной почты защищен от спам-ботов. Для просмотра адреса в вашем браузере должен быть включен Javascript.; Тел. +7 (499) 135-04-20.

Ermoshin Artem Aleksandrovich, junior researcher. FSBSI The Winogradsky Institute of Microbiology of the Russian Academy of Sciences, Russian Federation, Moscow. E-mail: Адрес электронной почты защищен от спам-ботов. Для просмотра адреса в вашем браузере должен быть включен Javascript..

Nozhevnikova Alla Nikolaevna, Doctor of Biology, chief of laboratory of microbiology of anthropogenic habitat. FSBSI The Winogradsky Institute of Microbiology of the Russian Academy of Sciences, Russian Federation, Moscow. Е-mail: Адрес электронной почты защищен от спам-ботов. Для просмотра адреса в вашем браузере должен быть включен Javascript.

Журнал «Вода Magazine», №6 (94), 2015 г.