Rozwiązaniem problemu określenia zawartości biomasy w odpadach może być zastosowanie metody analitycznej, która w sposób bezpośredni wykaże rzeczywistą zawartość frakcji biodegradowalnej w odpadach. Metoda taka istnieje, jest znormalizowana, powtarzalna i odhumanizowana – tzn. czynnik ludzki odgrywa w niej niewielką rolę.

W listopadowym numerze „Przeglądu Komunalnego” z 2013 r. ukazał się ciekawy artykuł dr Emilii den Boerpt. „Określenie stopnia stabilizacji”, w którym to autorka wskazuje na duże problemy metodologiczne związane z wykonaniem oznaczenia parametru AT4 – określanego mianem aktywności oddechowej. Wyrażane wątpliwości dotyczą zarówno samej metodologii wykonania oznaczenia AT4, jak i metodologii poboru prób odpadów. Wielu autorów podkreśla fakt, iż oznaczenie AT4 cechuje stosunkowo niska powtarzalność wyników, której źródłem jest nie tylko niejednorodność odpadów, ale także duży subiektywizm postępowania analitycznego. Dotyczy to głównie nawodnienia oraz rozdrobnienia próby, co zostało wykazane przez autorkę i wielu innych badaczy.

Wilgotność a aktywność

Zarówno wilgotność, jak i stopień rozdrobnienia próby należą – oprócz temperatury – do parametrów decydujących o szybkości przemian biologicznych. Najwyższą aktywność można obserwować przy wilgotności optymalnej dla danego procesu i populacji mikroorganizmów. Zbyt niska powoduje problemy z dyfuzją substancji organicznych, a więc dostępnością substratów oraz wpływem na turgor komórek bakteryjnych, natomiast zbyt wysoka jest przyczyną ograniczeń w dyfuzji tlenu, co może zmienić charakter przemian z tlenowych na beztlenowe. Im wyższy stopień rozdrobnienia, tym większa jest powierzchnia odpadów, na której mogą bytować mikroorganizmy, oraz wyższa dostępność substratów, a tym samym wyższa aktywność.

Jednak zbyt duże rozdrobnienie może powodować problemy z dyfuzją tlenu. O ile stopień rozdrobnienia można dość precyzyjnie określić i sprecyzować w „normie” poprzez dobór odpowiednich noży i sita w młynie rozdrabniającym, o tyle dobór oraz uzyskanie właściwej, powtarzalnej wilgotności jest trudne. Próba „ręki”, która może wskazywać na właściwe nawodnienie, nie daje jednoznacznych i powtarzalnych poziomów wilgotności dla wszystkich rodzajów próbek, gdyż w zależności od komponentów odpadów, które charakteryzują się zmienną pojemnością wodną, ostateczna zawartość wody w próbce może być zmienna. Wpływać to może zatem na uzyskany wynik. Można także wyjść z założenia, iż analizy AT4 wykonujemy przy takiej wilgotności, jaka jest aktualnie w odpadach. Założenie takie może wynikać z tezy, iż skoro odpady stabilizatu składowane są w takiej formie, w jakiej ostatecznie wychodzą z instalacji MBP, to należy oznaczyć je właśnie przy takich parametrach, jakie naturalnie posiadają. To podejście może dawać możliwość uznania, iż materiał po biosuszeniu, którego wilgotność jest np. poniżej 20%, posiadać będzie aktywność oddechową na poziomie 3-5 mgO2/g s.m. Zgodnie z rozporządzeniem w sprawie mechaniczno-biologicznego przetwarzania zmieszanych odpadów komunalnych, wystarczy, aby jeden z trzech parametrów (straty przy prażeniu, ogólny węgiel organiczny lub aktywność oddechowa) był spełniony. Możliwe jest zatem, iż pomimo stosunkowo dużej zawartości materii organicznej za odpad ustabilizowany będziemy uznawać także odpady wysuszone. Należy tu jasno określić, iż odpad wysuszony nie jest ustabilizowany biologicznie – jest on tylko chwilowo, warunkowo pozbawiony aktywności biologicznej ze względu na deficyt wody. W sytuacji ponownego nawodnienia tego odpadu jego aktywność biologiczna zdecydowanie rośnie.

Najpierw potrzeba, potem rozwiązanie

Innym problemem wskazanym przez dr Emilię den Boer jest metodologia poboru prób. Ta słuszna wątpliwość wynika z tego, iż miejsce poboru próbek w reaktorze determinować może wartość uzyskanego wyniku pomiaru, szczególnie jeżeli dodatkowo jest to sprzężone z wykonywaniem pomiaru AT4 przy naturalnej wilgotności odpadu. Ze względu na występujące gradienty termiczne i niejednorodność przepływu powietrza w reaktorach występują strefy, gdzie przemiany rozkładu materii organicznej zachodzą z dużą intensywnością. Są także strefy, gdzie może występować raczej proces biosuszenia niż biostabilizacji. W związku z tym pobór prób ze stref przesuszonych może dawać lepsze wyniki niż ze stref z intensywną biostabilizacją.

Opisane przez wielu autorów problemy z reprezentatywnością próbek oraz metodologią wykonania oznaczeń, a co za tym idzie – z ich powtarzalnością i wiarygodnością uzyskanych wyników powodują, że rodzi się pytanie: co dalej należy z tym zrobić? Czy utrzymujemy taki stan rzeczy, jaki jest? Jeśli tak, to w wątpliwość można podać sens budowy wszelkich instalacji MBP, skoro nie mamy wiarygodnego źródła danych o efektywności pracy tych instalacji. W tym miejscu dodać należy, iż jednym z głównych celów budowy instalacji MBP jest zmniejszenie masy składowanych odpadów biodegradowalnych oraz zmniejszenie uciążliwości procesu składowania poprzez stabilizację biologiczną odpadów przeznaczonych do składowania.

A jeśli nie mamy wiarygodnego źródła o efektywności pracy instalacji MBP, to jakie jest kryterium wyboru instalacji – inne niż cena – na etapie przetargu, skoro obecna metodologia nie pozwala na wiarygodną weryfikację skuteczności pracy instalacji MBP, a praktycznie wszystkie technologie, które mają podpięty wentylator, są w stanie wysuszyć odpad do poziomu AT4 poniżej 10 mgO2/g s.m.?Czy próbujemy zredefiniować problemy i zaproponować inne podejście – takie, które w sposób wiarygodny i powtarzalny pozwoli na ocenę skuteczności stabilizacji odpadów?

Redefinicja problemu to podejście wynikające ze stosowanej od wielu lat przez Amerykanów inżynierii wynalazczości, której metodologia „Design thinking” przynosi wiele sukcesów w rozwoju innowacyjności amerykańskiej gospodarki (model „Design thinking” przedstawiono na rys. 1).

W pierwszej kolejności określa się występującą potrzebę i jej natężenie. Następnie definiuje się problemy wynikające z braku możliwości realizacji i spełnienia potrzeby, po czym proponuje się możliwe rozwiązania, z których – stosując różne metody eliminacji – wyłania się kilka do budowy prototypu (materialnego lub modelowego). Następnym etapem jest testowanie i porównanie z liczbami kryterialnymi, wskazującymi, czy spełnione są nasze oczekiwania i potrzeby, czy nasz prototyp rozwiązuje problem. W przypadku sukcesu następuje etap wdrożenia. W amerykańskim podejściu znamienne jest to, iż w każdym momencie można wrócić. W przypadku niepowodzeń na etapie testowania, problemów technicznych z wykonaniem prototypu czy braku określenia możliwych rozwiązań można wrócić do wcześniejszych etapów i zredefiniować problem, zaproponować inne rozwiązania, zbudować inny prototyp, a nawet na nowo wskazać potrzeby. To wszystko wydaje się oczywiste, Amerykanie potrafili jednak te oczywistości zdefiniować i przeobrazić w ściśle określoną procedurę rozwiązywania problemów.

MBP: budować czy nie?

Zastanówmy się zatem, jakie mamy potrzeby, jakie problemy, dotyczące niniejszego artykułu z nich wynikają i jak je rozwiązać. Podstawową potrzebą, którą definiują strategie gospodarowania odpadami w Unii Europejskiej, jest bezkrytyczne przekonanie, iż człowiek w znacznym stopniu przyczynia się do wzrostu efektu cieplarnianego. Wrażliwość ta skutkuje wdrożeniem szeregu przepisów zmierzających do ograniczenia emisji gazów cieplarnianych we wszelkich dziedzinach aktywności człowieka, w tym również w gospodarce odpadami. Strategicznym problemem w tym przypadku jest zmniejszenie wpływu człowieka na efekt cieplarniany. Jako rozwiązanie generalne proponuje się obniżenie emisji gazów cieplarnianych pochodzących ze źródeł nieodnawialnych. Ze względu na biurokratyczne podejście jako prototyp zaproponowano stworzenie odpowiednich przepisów, które spowodują rozwiązanie problemu. Teraz odbywa się testowanie tych rozwiązań. Efektem tego są przepisy szczegółowe, związane ze zwiększeniem efektywności recyklingu, aby zmniejszyć wydobycie i wykorzystanie surowców kopalnych i naturalnych do produkcji tworzyw sztucznych, metali, papieru i szkła.

Kolejnym efektem są przepisy związane z redukcją materii organicznej ulegającej biologicznemu rozkładowi, poddawanej składowaniu. Przepisy te wytwarzają zatem kolejne potrzeby wymagające spełnienia. Efektem tego jest wskazanie problemu polegającego na zaprojektowaniu i wdrożeniu technologii nastawionych na intensyfikację recyklingu oraz stabilizacji odpadów. Stąd wynika znacznie większy rozwój technologii MBP w krajach Unii Europejskiej w porównaniu do innych państw rozwiniętych. Pomysły te są wdrażane i testowane. Jako kryterium oceny skuteczności pracy instalacji MBP wprowadza się wskaźniki dotyczące efektywności sortowania oraz stopnia stabilizacji odpadów. Wszystko układałoby się w ładną całość, gdyby nie fakt, iż wielu autorów wskazuje na trudności metodologiczne w oznaczaniu parametrów kryterialnych, co omówiono wcześniej. Z tego względu nie ma wiarygodnej metodologii oceny efektywności pracy instalacji MBP, a co za tym idzie – sensowności ich budowy i eksploatacji.

W tej sytuacji możliwe są dwa rozwiązania. Możemy nic nie robić, ewentualnie podejmując tylko pewne kroki korekcyjne, takie jak dopracowanie metodologii oznaczania AT4 i poboru próbek, aby podnieść stopień wiarygodności, poprzez wprowadzenie nowych przepisów, normalizację procedur, prowadzenie audytów i kontroli firm pobierających próby i wykonujących analizy. Druga droga to całkowita redefinicja problemu, przy czym może ona sięgać na różne poziomy analizy. Możemy zredefiniować problem aż do poziomu pierwotnego, a więc obawy w krajach europejskich o wpływ człowieka na efekt cieplarniany. W takim przypadku – gdy uznamy, iż wpływ ten jest nieistotny (sytuacja taka może mieć miejsce, gdy naukowcy jednoznacznie udowodnią, iż wpływ człowieka na zmiany klimatyczne jest marginalny) – zdefiniowane zostaną inne problemy, bardziej związane z zagospodarowaniem odpadów, brakiem ziemi pod składowanie, wytwarzaniem energii z odpadów itp. Przy tak zdefiniowanym problemie wysoko zaawansowane, skomplikowane i drogie technologie MBP mogą okazać się zbędne, gdyż nie będą skutecznie rozwiązywać nowozdefiniowanych problemów.

Ile biomasy w odpadach?

Możemy także zredefiniować problem do wyższego poziomu analizy. Odejść od podejścia, iż miarą stopnia stabilizacji odpadów jest aktywność mikrobiologiczna odpadów, i przyjąć, że jest nią po prostu zawartość materii organicznej w odpadach. Oczywiście, to podejście jest w części realizowane, gdyż w rozporządzeniu MBP jako wartości kryterialne zawarte są dwa parametry: zawartość materii organicznej, wyrażonej jako straty przy prażeniu, lub ogólny węgiel organiczny. Niestety, żaden z tych parametrów nie określa precyzyjnie, jaka jest zawartość materii organicznej ulegającej biologicznemu rozkładowi. Wynika to z tego, iż przy określaniu zarówno strat przy prażeniu, jak i ogólnego węgla organicznego uwzględniana jest cała materia organiczna zawarta w odpadzie, zarówno rozkładalna (resztki spożywcze, papier, drewno, odpady ogrodowe) i nierozkładalna (tworzywa, część tekstyliów). Parametry te są więc bezużyteczne, jeżeli chodzi o wskazanie, jaka jest podatność odpadu komunalnego, będącego mieszaniną wszystkich wymienionych grup morfologicznych wraz z częściami mineralnymi, na rozkład biologiczny.

Aby rozwiązać ten problem, należy określić zawartość biomasy w odpadach, a więc materiałów ulegających rozkładowi tlenowemu lub beztlenowemu przy udziale mikroorganizmów. Do biomasy wchodzącej w skład odpadów komunalnych można zaliczyć:

  • frakcję podsitową o granulacji 0-20 mm,
  • odpady kuchenne pochodzenia roślinnego lub zwierzęcego, ogrodowe oraz z terenów zieleni,
  • drewno,
  • papier lub tekturę,
  • tekstylia z włókien naturalnych,
  • odpady wielomateriałowe, w tym odpady z utrzymania higieny,
  • skórę.

Zawartość tych składników może być określona poprzez analizę składu morfologicznego. Niestety, duży wpływ na uzyskany wynik ma wilgotność odpadów. Efekt ten wynika z faktu, iż zarówno wymienione materiały wchodzące w skład biomasy, jak i inne komponenty odpadów komunalnych w różnym stopniu chłoną wodę. W efekcie w przypadku odpadów kuchennych, papieru, tekstyliów o dużej wodochłonności uzyskujemy wyniki zawyżone – kosztem innych materiałów o mniejszym nawilżeniu.

Jest taka metoda…

Rozwiązaniem tego problemu jest zastosowanie metody analitycznej, która w sposób bezpośredni wykaże rzeczywistą zawartość frakcji biodegradowalnej w odpadach. Co ciekawe, metoda taka istnieje, jest ona znormalizowana, powtarzalna i odhumanizowana– tzn. czynnik ludzki odgrywa w niej niewielką rolę. Jest to metoda standardowo stosowana do analiz paliw stałych w celu określenia zawartości w nich biomasy.

Pracownicy Instytutu Chemicznej Przeróbki Węgla w Zabrzu opracowali procedurę badawczą z zastosowaniem metody selektywnego rozpuszczania: „Oznaczenie udziału masowego i energetycznego frakcji biodegradowalnej” w mieszankach paliwowych. Wyniki uzyskane tą metodą są porównywalne z wynikami otrzymanymi metodą alternatywną, metodą izotopu 14C. Podstawą opracowania była europejska specyfikacja techniczna CEN/TS 15440:2006 „Solid recoveredfuels–Methods for the determination of biomasscontent”. W 2011 r. Polski Komitet Normalizacyjny opublikował tę procedurę w normie PN-EN 15440 „Stałe paliwa wtórne – Metody oznaczania zawartości biomasy”. Norma ta opisuje metodę oznaczania udziału zarówno masowego substancji biorozkładalnych, jak i energetycznego w mieszankach paliwowych, którymi są m.in. odpady komunalne.

Metoda selektywnego rozpuszczania, o której mowa, wykorzystuje reakcję rozkładu frakcji biodegradowalnej pod wpływem działania stężonego kwasu siarkowego i nadtlenku wodoru. Nieprzereagowaną w wyniku reakcji pozostałość powinny stanowić frakcja niebiodegradowalna i popiół (substancja mineralna). Schemat ideowy metody oznaczania udziału masowego frakcji biodegradowalnej w odpadach przedstawiono na rys.2.

Metoda ta wymaga dobrze wyposażonego laboratorium (na poziomie laboratorium przemysłowego), jest jednak dokładna i powtarzalna. W porównaniu do metody określania aktywności oddechowej koszt zakupu wyposażenia (suszarek, pieców do spalań, kolb, lejków oraz odczynników) jest zdecydowanie niższy niż w przypadku metody AT4. Pewną wadą metody jest natomiast to, iż do frakcji biodegradowalnej może być zaliczona guma, gdyż ulega ona rozpuszczeniu. Wynik może być więc zawyżony. Błąd ten można wyeliminować na etapie przygotowania próbki analitycznej.

Analiza porównawcza

W dalszej części artykułu podano wynik analizy porównawczej pomiędzy trzema metodami określania zawartości składników biodegradowalnych w odpadach.

Z każdej próbki odpadów pobrano dwie próbki laboratoryjne o wadze 5 g każda. Próbkę pierwszą oznaczono symbolem ASRF i oznaczono w niej zawartość popiołu poprzez prażenie w temperaturze 500°C i wyznaczenie masy pozostałej po prażeniu. Drugą próbkę, oznaczoną symbolem B, wysuszono w temperaturze 105°C do stałej masy, a następnie ochłodzono w eksykatorze. Po wysuszeniu i ostudzeniu próbkę zważono (mSRF) i przeniesiono do kolby stożkowej. Dodano stopniowo 150 ml 78-procentowegokwasu siarkowego (VI), dokładnie mieszając całość. Po 16 godzinach reakcji do próbki B dodano 30 ml35% H2O2. Po pięciu godzinach reakcji próbkę przesączono przez filtr z włókna szklanego – po uprzednim dodaniu 300 ml wody destylowanej. Filtr z próbką przemyto sześć razy po 50 ml wody destylowanej. Przed dodaniem ostatniej porcji wody destylowanej zmierzono odczyn filtratu, który powinien wynosić co najmniej 3 pH. Sączek z próbką wysuszono w temperaturze 105°C do osiągnięcia stałej masy. Po wysuszeniu i ostudzeniu próbkę zważono (mresidue). Następnie filtr z próbką wyprażono w temperaturze 500°C w celu oznaczenia popiołu pozostałego po reakcji (mresidue-ash).

Procentowy udział wagowy biomasy w próbie wyliczono według wzoru*.

W próbkach zmieszanych odpadów komunalnych wykonano analizę składu morfologicznego zarówno dla odpadów wilgotnych, jak i po ich wysuszeniu.

Uzyskane wyniki wskazują na dużą dokładność metody selektywnego rozpuszczania. Wykazano to,porównując wyniki analizy składu morfologicznego wykonanego dla suchych odpadów komunalnych z wynikami po selektywnym rozpuszczaniu. Różnica, we wszystkich powtórzeniach, nie przekroczyła 0,1%. Obie analizy wykazały, iż zawartość odpadów biodegradowalnych w badanych odpadach komunalnych stanowiła ok. 40%. Porównanie z wynikami analizy składu morfologicznego odpadów mokrych wykazało, iż zawartość frakcji morfologicznej biodegradowalnej, wyznaczona metodą morfologii mokrej, jest bardzo zawyżona. Wynika to z faktu, iż wszystkie frakcje biodegradowalne charakteryzują się wysoką pojemnością wodną.

Metoda selektywnego rozpuszczania wykorzystuje właściwości kwasu siarkowego oraz nadtlenku wodoru do rozpuszczenia substancji biodegradowalnej zawartej w odpadach. Wyznaczenie substancji biorozkładalnej jest procesem długotrwałym, ale dokładnym. Zabiera łącznie około dwóch dni, co i tak jest okresem krótszym niż w przypadku metody AT4. W trakcie reakcji chemicznej H2SO4 i H2O2 z odpadami dochodzi do rozpuszczenia całej frakcji biodegradowalnej [XB]. W celu oznaczenia frakcji biodegradowalnej wyliczenia są podzielone na dwie części. Pierwsza dotyczy substancji organicznej nierozpuszczalnej, którą wylicza się z różnicy masy substancji nierozpuszczalnej pozostałej po reakcji z kwasem siarkowym i nadtlenkiem wodoru [mresidue] oraz pozostałości po prażeniu [mresidue-ash]. Druga część wyznacza zawartość substancji mineralnej w badanej próbie [ASRF]. Różnica procentowa udziału substancji organicznej nierozpuszczalnej i mineralnej wskazuje na udział frakcji rozkładalnej organicznej w próbie [XB]. Zastosowany wzór wskazuje, iż nie wszystkie substancje, które w budowie chemicznej posiadają węgiel organiczny wchodzą w skład frakcji biodegradowalnej. Komponentami, które zawierały węgiel organiczny nierozkładalny, są np. tworzywa sztuczne. Metodę selektywnego rozpuszczania uzupełnić można także analizami wartości opałowej próbki pierwotnej badanych odpadów oraz pozostałości na sączku po procesie selektywnego rozpuszczania. Z różnicy można wyliczyć wartość opałową frakcji biodegradowalnej oraz udział energii wytworzonej z biomasy w ogólnej ilości energii netto wytworzonej ze spalenia odpadów.

Czas na zmianę

Uzyskane wyniki potwierdzają wysoką stosowalność metody selektywnego rozpuszczania. Metoda analityczna zaprezentowana w niniejszym artykule może być przykładem innowacyjnego rozwiązania w tej dziedzinie. Może ona posłużyć do wyznaczenia frakcji ulegającej tlenowemu lub beztlenowemu rozkładowi, a więc do oznaczania składników biodegradowalnych pozostałych po procesie stabilizacji. Dzięki temu dokładnie, bez wątpliwości natury subiektywnej, wynikającej z czynnika ludzkiego, tak jak ma to miejsce w metodzie AT4, możliwe jest wyznaczenie stopnia ustabilizowania odpadów i efektywności usuwania materii organicznej rozkładalnej w przypadku posiadania wyników materiału wsadowego.

Warto więc zmienić podejście metodyczne i zacząć stosować metodę selektywnego rozpuszczania jako właściwą do wyznaczania stopnia stabilizacji odpadów. Można bowiem stwierdzić, iż metoda selektywnego rozpuszczania dostarcza informacji o procentowym udziale frakcji biorozkładalnej, ale również o udziale frakcji organicznej nierozkładalnej i mineralnej zawartej w odpadach. Jest ona również skuteczna w oznaczaniu frakcji biorozkładalnej zawartej w odpadach komunalnych. Można ponadto stwierdzić, że metoda ta może być powszechnie stosowana, bowiem wyposażenie pomiarowo-badawcze do oznaczenia procentowego udziału frakcji biorozkładalnej w odpadach z zastosowaniem metody selektywnego rozpuszczania jest standardowym wyposażeniem większości laboratoriów przemysłowych. W odróżnieniu od metody wyznaczania aktywności oddechowej nie wymaga zatem znacznych inwestycji w sprzęt kontrolno-pomiarowy. Dodatkowo powszechność zaproponowanej w tym artykule analizy może spowodować znaczące obniżenie cen.

dr hab. inż.Andrzej Białowiec

Instytut Inżynierii Rolniczej, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu