Analiza pracy sk³adowiska odpadów
z punktu widzenia in¿ynierii
bioreaktorowej

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

Katedra In¿ynierii Bioprocesowej, Wydzia³ In¿ynierii Procesowej
i Ochrony Œrodowiska, Politechnika £ódzka, £ódŸ

Landfill as bioreactor

S u m m a r y

In this paper, landfill is described as bioreactor. Firstly, the bioprocesses

taking part within the landfill together with their mathematical descriptions are
presented. Secondly, the investigations on various landfill operational proce-
dures are shown. The method which enables the studies on landfill behaviour is
also described. Three basic concepts for a landfill design operation are ex-
plained: dry landfill, bioreactor landfill and final storage quality landfill. The ad-
vantages of landfill operating as bioreactor are stressed.

Key words:
landfill, bioreactor, waste, biodegradation, mathematical models.

1. Wprowadzenie

Podstawow¹ metod¹ zagospodarowania odpadów jest, jak

dotychczas, ich sk³adowanie. Jest to najstarsza, a jednoczeœnie
najbardziej uniwersalna forma ich usuwania i unieszkodliwiania.
Zgodnie z ustaw¹ O odpadach (ustawa z 27 kwietnia 2001 r.
O odpadach, Dz.U., 2001, 62, 628 z 20 czerwca 2001 r.) „Odpady,
których nie uda³o siê poddaæ odzyskowi, powinny byæ tak unieszkodli-
wiane, aby sk³adowane by³y wy³¹cznie te odpady, których unieszkodli-
wienie w inny sposób by³o niemo¿liwe z przyczyn technologicznych lub
nieuzasadnione z przyczyn ekologicznych lub ekonomicznych”. W prak-
tyce doprowadzi to do zmniejszenia iloœci odpadów trafiaj¹cych

P R A C E P R Z E G L ¥ D O W E

Adres do korespondencji

Katarzyna Kaczorek,
Katedra In¿ynierii
Bioprocesowej,
Wydzia³ In¿ynierii
Procesowej i Ochrony
Œrodowiska,
Politechnika £ódzka,
ul. Wólczañska 213,
93-005 £ódŸ.

2 (69) 69–87 2005

na sk³adowisko, ale nie zlikwiduje istnienia sk³adowisk – nadal pozostan¹ pewne
grupy odpadów, które bêd¹ musia³y byæ sk³adowane.

Sposób projektowania, budowania i eksploatacji sk³adowisk zmienia siê w os-

tatnim czasie. Obecnie przyjmuje siê, ¿e sk³adowisko jest obiektem in¿ynieryj-
nym, s³u¿¹cym do sk³adowania odpadów sta³ych w sposób minimalizuj¹cy za-
gro¿enie i zanieczyszczenie œrodowiska. W sk³adowisku zachodz¹ procesy biolo-
giczne, chemiczne i fizyczne, które powoduj¹ degradacjê odpadów, prowadz¹c do
powstawania zanieczyszczonych odcieków i gazu wysypiskowego. W zwi¹zku
z tym projektowanie i budowa sk³adowiska wymagaj¹ uwzglêdnienia elementów
konstrukcyjnych, które umo¿liwiaj¹ kontrolê powstaj¹cych odcieków i gazu sk³a-
dowiskowego.

Zastosowanie barier, takich jak geomembrany HDPE do uszczelniania dna sk³a-

dowisk i ostatecznych przykryæ wierzchnich, eliminuje mo¿liwoœæ dostawania siê do
sk³adowisk wody deszczowej, która jest konieczna do przebiegu procesów biode-
gradacji. W konsekwencji, odpady szczelnie zamkniête w nowoczesnych sk³adowi-
skach pozostaj¹ praktycznie niezmienione przez d³ugie lata – prawdopodobnie d³u-
¿ej ni¿ czas ¿ycia ich zabezpieczeñ [1].

Stabilizacja odpadów mo¿e byæ przyspieszona, tak aby przebieg³a w czasie krót-

szym ni¿ szczelnoœæ barier, o ile sk³adowisko zosta³o zaprojektowane i jest eksplo-
atowane jako bioreaktor. Wiele placówek naukowo-badawczych w ró¿nych stro-
nach œwiata pracuje nad poznaniem zjawisk zachodz¹cych podczas sk³adowania od-
padów oraz opracowaniem metod pozwalaj¹cych na maksymalne przyspieszenie
stabilizacji sk³adowisk.

W artykule tym przedstawione zostan¹ procesy biochemiczne zachodz¹ce

w sk³adowiskach wraz ze spotykanymi w literaturze modelami matematycznymi
s³u¿¹cymi do ich opisu. Nastêpnie zaprezentowana zostanie metoda badawcza s³u-
¿¹ca do badañ procesów wysypiskowych – eksperymentalna symulacja pracy sk³a-
dowisk w lizymetrach. Ponadto przedstawiona zostanie koncepcja sk³adowiska eks-
ploatowanego jako bioreaktor oraz jeden z najwa¿niejszych sposobów przyspiesza-
nia przebiegu procesów wysypiskowych – recyrkulacja odcieków.

2. Procesy biochemiczne zachodz¹ce w sk³adowiskach

Rozk³ad odpadów w sk³adowisku zachodzi etapami – przyjêto dla nich okreœle-

nie „faza”. W ka¿dej z tych faz obserwowane s¹ charakterystyczne dla nich zmiany
liczebnoœci populacji okreœlonych grup bakterii oraz tworzenie i utylizacja pewnych
produktów metabolicznych. Sk³adowiska s¹ wyj¹tkowo heterogenicznymi mikroœro-
dowiskami. Ró¿ne obszary sk³adowiska (nawet znajduj¹ce siê blisko siebie) mog¹
znajdowaæ siê w innych fazach procesów rozk³adu [2].

Obecna wiedza na temat reakcji, które zachodz¹ wewn¹trz sk³adowiska, pocho-

dzi z obserwacji ich g³ównych produktów koñcowych, takich jak metan, dwutlenek

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

70

PRACE PRZEGL¥DOWE

wêgla i lotne kwasy organiczne [3]. Na rysunku 1 przedstawiono substraty i g³ówne
produkty przejœciowe, które pojawiaj¹ siê w trakcie procesów wysypiskowych.

W literaturze spotyka siê dwa alternatywne podzia³y faz sk³adowiska (tab. 1). Ce-

lem przedstawienia sekwencji procesów zachodz¹cych w sk³adowanych odpadach
zostanie wykorzystany podzia³ spotykany w polskiej literaturze [4,5].

2.1. Faza I – tlenowa

Pierwszy etap rozk³adu trwa zazwyczaj do jednego tygodnia. W tym czasie tlen

zawarty w odpadach i porach cia³ sta³ych jest zu¿ywany w procesach hydrolizy [rów-
nania (1) i (2)]. Powstaje dwutlenek wêgla, który zaczyna dominowaæ w sk³adzie bio-
gazu.

(C

6

H

10

O

5

)

n

+ n(H

2

O)

® nC

6

H

12

O

6

(1)

CH

2

O(s) + O

2

® ½CO

2

(g) + ½H

2

O + ½HCO

3

-

+ ½H

+

(2)

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

71

Rys. 1. Schemat procesów rozk³adu zachodz¹cych w sk³adowisku (na podstawie [3]).

Mo¿liwa jest dalsza dyfuzja tlenu poprzez górne warstwy uszczelniaj¹ce, ale jest

on szybko zu¿ywany w górnych warstwach odpadów i nie wp³ywa znacz¹co na prze-
bieg procesów w ca³ej masie odpadów [6].

Wraz z wyczerpaniem tlenu cz¹steczkowego rozpoczyna siê redukcja utlenio-

nych form azotu i siarki (wyró¿niana przez czêœæ autorów jako faza przejœciowa –
[7]), prowadz¹ca do spadku potencja³u redox. Przyk³adowe reakcje przedstawiaj¹
równania od (3) do (5). Na koñcu tej fazy pojawiaj¹ siê mierzalne stê¿enia zanie-
czyszczeñ organicznych w odciekach.

CH

2

O(s) + NO

3

-

+ NH

4

+

+ OH

-

® N

2

(g) + HCOO

-

+ 3H

2

O

(3)

CH

2

O(s) + ½SO

4

2-

+ H

+

® + ½H

2

S + H

2

O + CO

2

(g)

(4)

CH

2

O(s) + 4FeOOH(s) + 4HCO

3

-

+ 4H

+

® 4FeCO

3

(s) + CO

2

(g) + 7H

2

O (5)

T a b e l a 1

Fazy sk³adowiska

Na podstawie [1]

Na podstawie [4]

faza wstêpna

faza tlenowa

faza przejœciowa

faza kwaœna

faza produkcji kwasów

faza metanowa niestabilna

faza produkcji metanu

faza metanowa stabilna

faza dojrzewania

faza koñcowa

2.2. Faza II – fermentacji kwaœnej

Œrodowisko w z³o¿u odpadów zaczyna byæ ubogie w tlen i bakterie fakultatywne

przechodz¹ na metabolizm zwi¹zany z fermentacj¹ beztlenow¹. G³ównymi sk³adni-
kami odpadów, które mog¹ ulec biodegradacji s¹ celulozy i hemicelulozy (stano-
wi¹ce 90% potencja³u metanogennego – [8]). Wystêpuj¹ one w iloœci od 45 do 60%
suchej masy odpadów [9]. W mikroflorze sk³adowiska wyodrêbniono wiele bakterii
celulolitycznych – z rodzajów Bacillus, Paenibacillus, Cellulomonas, Microbacterium,
Lactobacillus, Cytophagaceae, Enterobacteriaceae, Enterococcus [10]. Ró¿norodne popu-
lacje bakterii hydrolitycznych hydrolizuj¹ powy¿sze polisacharydy oraz wystêpuj¹ce
w mniejszych iloœciach bia³ka i t³uszcze do odpowiednio rozpuszczalnych cukrów,
aminokwasów, d³ugo³añcuchowych kwasów karboksylowych i glicerolu. Te produk-
ty hydrolizy s¹ nastêpnie rozk³adane dalej do krótko³añcuchowych kwasów karbok-
sylowych, dwutlenku wêgla, wodoru, octanu i alkoholi [11] – równania od (6) do
(8). W efekcie produkcji kwasów maleje odczyn sk³adowiska, co powoduje uwalnia-
nie metali [12]. W fazie tej obserwuje siê intensywny wzrost bakterii octowych oraz

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

72

PRACE PRZEGL¥DOWE

gwa³towne wykorzystywanie substratów i zwi¹zków biogennych [7]. Obserwowany
jest te¿ gwa³towny wzrost obci¹¿enia odcieków organicznymi zwi¹zkami wêgla, co
wyra¿a siê wzrostem ChZT (rys. 2).

C

6

H

12

O

6

+ 4H

2

O

® 2CH

3

COO

-

+ 2HCO

3

-

+ 4H

2

(g) + 4H

+

(6)

C

6

H

12

O

6

+ 2H

2

(g)

® 2C

2

H

5

COO

-

+ 2H

2

O + 2H

+

(7)

C

6

H

12

O

6

® 4C

2

H

5

COO

-

+ 2CH

3

COO

-

+ 2CO

2

+ 3H

2

(g) + 2H

2

O + 6H

+

(8)

2.3. Faza III – metanowa niestabilna

W fazie metanowej niestabilnej odczyn odpadów zaczyna byæ stabilizowany

w zwi¹zku z wykorzystywaniem przez bakterie kwasów jako Ÿród³a wêgla [13]. In-
nym czynnikiem buforuj¹cym odczyn œrodowiska jest uwalnianie jonów metali
(w wyniku reakcji kwasów z metalicznymi i nieorganicznymi odpadami), które to
jony rozcieñczaj¹ jony wodorowe. Zmienne buforowanie jonów wapnia w niskich
pH wraz z ci¹g³ym buforowaniem sodu i potasu w neutralnym pH, umo¿liwia bakte-
riom osi¹gniêcie homeostazy oraz neutralizuje obecnoœæ lotnych kwasów t³uszczo-
wych (substratu) [7].

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

73

Rys. 2.

Zmiany produkcji biogazu i ChZT odcieków w czasie eksperymentalnej symulacji pracy

sk³adowiska.

Osi¹gniêcie neutralnego pH pozwala sk³adowisku na przejœcie do zasadniczej

fazy rozk³adu, która charakteryzuje siê najbardziej z³o¿onymi interakcjami miêdzy
drobnoustrojami. Bakterie octowe (redukuj¹ce protony) przekszta³caj¹ dalej krót-
ko³añcuchowe kwasy karboksylowe do octanów, wodorowêglanów i wodoru
[przyk³adowo dla kwasu propionowego reakcja opisana równaniem (9)]. Reakcje te
mog¹ przebiegaæ tylko, wówczas gdy wodór cz¹steczkowy jest usuwany ze œrodowi-
ska [równanie (10)], poniewa¿ utlenianie zredukowanych zwi¹zków organicznych
przez bakterie octowe jest niekorzystne z termodynamicznego punktu widzenia
[14-16]. Dlatego te¿ bakterie produkuj¹ce kwasy zazwyczaj ¿yj¹ w symbiozie mutu-
alnej z bakteriami metanowymi. Tworz¹ one k³aczki, pelletki lub inne agregaty za-
pewniaj¹ce im bliski kontakt z partnerem symbiotycznym.

CH

3

CH

2

COO

-

+ 3H

2

O

® HCO

3

-

+ CH

3

COO

-

+ H

+

+ 3H

2

(9)

HCO

3

-

+ 4H

2

+ H

+

® CH

4

(g) + 3H

2

O

(10)

Jako akceptory wodoru cz¹steczkowego mog¹ równie¿ s³u¿yæ azotany i siarcza-

ny. Ze wzglêdu na wy¿szy potencja³ redox maj¹ wiêksze powinowactwo do wodoru
cz¹steczkowego ni¿ dwutlenek wêgla. W zwi¹zku z tym jeœli w sk³adowisku obecne
s¹ azotany lub siarczany, bakterie metanowe nie rozwijaj¹ siê w nim i nie obserwuje
siê produkcji metanu [13,17,18].

W normalnych warunkach, w tej fazie sk³adowiska, metan jest produkowany

z niskocz¹steczkowych produktów bakterii produkuj¹cych kwasy poprzez redukcjê
dwutlenku wêgla, rozszczepienie octanu lub redukcjê grupy metylowej zwi¹zków
C-1, takich jak trimetyloamina czy metanol [19]. Reakcje te zazwyczaj przebiegaj¹
z udzia³em ró¿nych bakterii metanowych (przyk³ady reakcji wraz z drobnoustrojami
je katalizuj¹cymi zosta³y zebrane w tabeli 2).

W odciekach ze sk³adowisk wyodrêbniono bakterie metanowe nale¿¹ce do

rodzajów Methanocorpusculum, Methanospirillum, Methanogenium, Methanosarcina,
Methanococcus, Methanoculeus [20] oraz Methanobacterium i Methanothrix [5]. Usuwa-
nie niskocz¹steczkowych zwi¹zków przyspiesza redukcjê kwasów, a przez to zwiêk-
sza dostêpnoœæ substratów dla ró¿nych szczepów metanowych.

Niektóre bakterie metanowe mog¹ uzyskiwaæ energiê z ró¿nych zwi¹zków

(tab. 2). Obserwowany jest gwa³towny wzrost produkcji biogazu, przy jednoczes-
nym spadku obci¹¿eñ odcieków organicznymi zwi¹zkami wêgla (rys. 2).

Produkcja metanu mo¿e zostaæ opóŸniona lub w ogóle nie mieæ miejsca, jeœli nie

s¹ zapewnione odpowiednie warunki œrodowiskowe dla bakterii metanowych. Roz-
poczêcie metanogenezy œwiadczy o równowadze w ekosystemie sk³adowiska. Jeœli
aktywnoœæ bakterii fermentuj¹cych znacz¹co przewy¿sza aktywnoœæ bakterii octo-
wych i metanowych, kwasy organiczne i wodór akumuluj¹ siê, odczyn nadmiernie
spada i metanogeneza ulega inhibicji [21]. W przypadku braku zmiataczy wodoru
cz¹steczkowego powstaj¹ mleczany, etanol i inne zredukowane produkty bakterii
fermentuj¹cych, ale nie s¹ one dalej utleniane [2].

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

74

PRACE PRZEGL¥DOWE

T a b e l a 2

Przyk³adowe reakcje i mikroorganizmy odpowiedzialne za produkcjê metanu

Reakcje

Mikroorganizmy

CH

3

COO

-

+ H

2

O

® CH

4

+ HCO

3

-

Methanobacterium soehngeni

Methanococcus mazei

4C

2

H

5

COOH + 2H

2

O

® 7CH

4

+ 5CO

2

Methanobacterium propionicum

Methanococcus mazei

2C

3

H

7

COOH + 2H

2

O

® 5CH

4

+ 3CO

2

Methanosarcina methanica

Methanobacterium suboxydans

2C

2

H

5

OH

® 3CH

4

+ CO

2

2C

2

H

5

OH + CO

2

® CH

4

+ 2CH

3

COOH

Methanobacterium omelianskii

CO

2

(g) + 4H

2

(g)

® CH

4

(g) + 2H

2

O

Methanobacterium bryanti

Warunki panuj¹ce w tej fazie – pH obojêtne, bardzo niski potencja³ redox, ak-

tywnoœæ bakterii siarkowych, sprzyjaj¹ immobilizacji metali w z³o¿u odpadów [12].
Jest to istotne równie¿ ze wzglêdu na populacje metanogenów. Mori i wsp. [22]
ustalili, ¿e bakterie metanowe s¹ wra¿liwe na wysokie stê¿enia jonów metali ciê¿-
kich (szczep Methanobacterium thermoautothropicum wyizolowany ze sk³adowiska nie
móg³ wzrastaæ przy stê¿eniach metali – 0,5 mM Cd

2+

i 1 mM Cu

2+

). Efekt ten nie

by³ widoczny w obecnoœci bakterii z rodzaju Desulfotomaculum, które redukuj¹ siar-
czany do siarczków, wi¹¿¹cych jony metali ciê¿kich [równanie (11)].

Me

2+

+ S

2-

® MeS(s)

(11)

2.4. Faza IV – metanowa stabilna

Szybkoœæ produkcji metanu osi¹ga maksimum, po czym powoli maleje wraz

z wykorzystaniem rozpuszczalnych substratów (kwasów karboksylowych). W tej fa-
zie szybkoœæ produkcji biogazu zale¿y od szybkoœci hydrolizy celuloz i hemiceluloz.
Kwasy karboksylowe s¹ wykorzystywane równie szybko, jak s¹ produkowane [6]
(sta³y poziom obci¹¿enia organicznymi zwi¹zkami wêgla widoczny jest na rysunku
2). Nastêpuje powolna humifikacja zwi¹zków organicznych zawartych w odpadach.
Zwi¹zki humusowe wi¹¿¹ metale ciê¿kie [12].

2.5. Faza V – dojrzewania

Faza dojrzewania rozpoczyna siê z chwil¹ gdy zwi¹zki organiczne zawarte w od-

padach zostan¹ zdegradowane. Wówczas szybkoœæ dyfuzji tlenu do sk³adowiska
mo¿e staæ siê wiêksza ni¿ szybkoœæ jego zu¿ywania przez drobnoustroje. St¹d za-

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

75

k³ada siê, ¿e ustabilizowane sk³adowisko mo¿e z czasem staæ siê ekosystemem tle-
nowym [6].

Poprzednie cztery fazy zosta³y dobrze poznane w badaniach zarówno w skali la-

boratoryjnej, jak i w trakcie obserwacji sk³adowisk. Natomiast brak jest obecnie da-
nych doœwiadczalnych dotycz¹cych procesów, które zachodz¹ w fazie dojrzewania
i mog¹ trwaæ setki lub nawet tysi¹ce lat [6]. Czêœæ badaczy spodziewa siê, ¿e ustabi-
lizowane sk³adowisko bêdzie inertne – bezpieczne dla œrodowiska [2]. Istniej¹ jed-
nak podejrzenia, ¿e wraz ze wzrostem potencja³u redox mo¿e nast¹piæ uwalnianie
metali zimmobilizowanych w z³o¿u odpadów [12].

3. Opis matematyczny kinetyki procesów wysypiskowych

Sk³adowisko odpadów, jako heterogeniczny i niejednorodny, trójfazowy reak-

tor, w którym zachodz¹ skomplikowane reakcje biochemiczne, jest uk³adem bardzo
trudnym do zamodelowania. Zazwyczaj stosuje siê opis bardzo uproszczony i do-
tycz¹cy tylko czêœci procesów.

Spotykane w literaturze modele mo¿na podzieliæ na trzy, podstawowe grupy:
1) symuluj¹ce produkcjê metanu [23-26];
2) hydrologiczne [27-29];
3) uwzglêdniaj¹ce dystrybucjê substancji organicznej miêdzy odpadami, odcie-

kami i biogazem [30-36].

Modele hydrologiczne zostan¹ pominiête w niniejszym przegl¹dzie.
Wiêkszoœæ prób matematycznego opisu koncentrowa³a siê na ustaleniu poten-

cja³u metanogennego sk³adowiska. Pierwsze metody maj¹ce s³u¿yæ prognozowaniu
produkcji biogazu, które pojawi³y siê we wczesnych latach siedemdziesi¹tych
ubieg³ego stulecia, uwzglêdnia³y kinetykê zerowego lub pierwszego rzêdu [37]. Pa-
rametry kinetyczne uzyskiwane w efekcie dopasowania danych doœwiadczalnych do
tego typu modeli s¹ charakterystyczne dla danego miejsca i niezbêdne jest wykony-
wanie pomiarów biogazu na konkretnym sk³adowisku w celu ustalenia sta³ych szyb-
koœci reakcji [26].

Najprostszym z nich jest model bazuj¹cy na za³o¿eniu, ¿e degradacja substancji

organicznej zawartej w odpadach jest reakcj¹ pierwszorzêdow¹ wzglêdem substra-
tu [równanie (12)], zaœ wydajnoœæ produkcji metanu (Y

CH

4

) z odpadów jest sta³a [rów-

nanie (13)]. Przyjmuj¹c warunki pocz¹tkowe CH

4,0

= 0 i t

0

= 0 otrzymuje siê równa-

nie (14), wykorzystywane m.in. przez Bidlingmeiera i wsp. [25].

dS

dt

= -kS

(12)

Y

=

CH - CH

S - S

CH

4

4,0

0

4

(13)

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

76

PRACE PRZEGL¥DOWE

CH = Y

S

1 - exp -kt

4

CH

0

4

(14)

Natomiast Lay i wsp. [23] wykorzystywali zmodyfikowane równanie Gompertza

[równanie (15)], które uwzglêdnia czas trwania lag fazy w produkcji metanu

l (czyli

w praktyce czas trwania fazy tlenowej i fermentacji kwaœnej, w których produkcja
metanu jest znikoma).

CH = Y

S exp -exp

R

Y S

- t + 1

4

CH

0

M

0

4

l

(15)

Wœród modeli uwzglêdniaj¹cych rozdzia³ substancji zawartych w odpadach po-

miêdzy odpadami, odciekami i biogazem istnieje du¿a ró¿norodnoœæ. Wiêkszoœæ
z nich opisuje przebieg procesów zachodz¹cych w sk³adowisku jako reakcje enzy-
matyczne z udzia³em drobnoustrojów [30-35]. Na rysunku 3 przedstawiono dopaso-
wanie do danych doœwiadczalnych modelu nale¿¹cego do tej grupy (model zapropo-
nowany w rozprawie doktorskiej [38]).

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

77

Rys. 3. Porównanie dopasowania modelu kinetycznego do danych doœwiadczalnych w lizymetrze la-

boratoryjnym [38].

Jeden z najprostszych modeli uwzglêdniaj¹cych udzia³ drobnoustrojów w prze-

biegu procesów biochemicznych zachodz¹cych w sk³adowisku zaproponowali Vie-
itez i wsp. [31]. W ich ujêciu zhydrolizowana substancja organiczna (SOM) [reakcja
pierwszorzêdowa – równanie (12)] jest nastêpnie wykorzystywana do wzrostu
drobnoustrojów [limitowanego substratem – równanie (16)] i produkcji przez nie
metanu, jako produktu zwi¹zanego ze wzrostem [równanie (17)].

dX

dt

=

SOM

K + SOM

X

max

S

m

(16)

dCH

dt

= b

SOM

K + SOM

X + Y

SOM - SOM

4

max

S

0

X

0

a m

(17)

Vavilin i wsp. [34] oprócz reakcji biochemicznych zachodz¹cych w z³o¿u odpa-

dów uwzglêdnili równie¿ ruch cieczy w z³o¿u wywo³any recyrkulacj¹ odcieków –
proponuj¹c jednowymiarowy model dyspersyjny o zmiennych roz³o¿onych. Przyjê-
to, ¿e szybkoœæ przemian zwi¹zków organicznych jest limitowana szybkoœci¹ hydro-
lizy substancji organicznej zawartej w odpadach i produkcj¹ metanu z lotnych kwa-
sów organicznych. W celu uproszczenia modelu potraktowano hydrolizê substancji
organicznej z odpadów i produkcjê kwasów organicznych jako jeden etap, nato-
miast powstawanie metanu z lotnych kwasów t³uszczowych jako drugi etap. W obu
etapach uwzglêdniono inhibicjê lotnymi kwasami t³uszczowymi.

Najbardziej pe³ny opis matematyczny pracy sk³adowiska zaproponowali Haar-

strick i wsp. [32]. Materia organiczna zosta³a podzielona na dwie frakcje: szybko
i wolno ulegaj¹ce hydrolizie (rozk³ad obu frakcji jest opisywany jako reakcje pseudo-
pierwszego rzêdu). Zarówno szybkoœæ tworzenia lotnych kwasów organicznych, jak
i metanu, s¹ opisane jako reakcje limitowane i inhibitowane substratem, zacho-
dz¹ce przy udziale dwóch grup drobnoustrojów, których wzrost i zamieranie s¹
uwzglêdnione w modelu. Uwzglêdniony jest w nim równie¿ wp³yw czynników œro-
dowiskowych – temperatury i odczynu na przebieg procesów biochemicznych. Do-
datkowo uwzglêdniony jest miêdzyfazowy ruch masy dwutlenku wêgla miêdzy cie-
cz¹ i gazem oraz efekty cieplne reakcji. Model ten zosta³ doœwiadczalnie zweryfiko-
wany w skali laboratoryjnej (objêtoœæ lizymetru 1,2 dm

3

; [39]).

Mo¿na jednak spotkaæ te¿ modele, w których przebieg reakcji biochemicznych

jest uproszczony do reakcji pseudopierwszego rzêdu, za to uwzglêdniane s¹ trans-
port cieczy i gazu oraz dystrybucja poszczególnych zwi¹zków miêdzy fazami sta³¹,
ciek³¹ i gazow¹ [33] albo niejednorodnoœæ sk³adowiska [36]. Autorzy upraszczaj¹
opis procesów biochemicznych, argumentuj¹c, ¿e w warunkach rzeczywistego sk³a-
dowiska uzyskanie pewnych wartoœci sta³ych kinetycznych reakcji biochemicznych
jest niemo¿liwe, a na szybkoœæ procesów i osi¹gane efekty wiêkszy wp³yw maj¹
czynniki abiotyczne przez nich uwzglêdnione.

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

78

PRACE PRZEGL¥DOWE

3.1. Symulacja sk³adowisk odpadów w warunkach laboratoryjnych

Wp³yw sposobu eksploatacji sk³adowiska na przebieg procesów w nim zacho-

dz¹cych jest przedmiotem badañ naukowych od lat siedemdziesi¹tych ubieg³ego
stulecia. Wykorzystywanie w tym celu wydzielonych czêœci sk³adowiska lub lizyme-
trów o bardzo du¿ej objêtoœci jest uznawane przez czêœæ naukowców za zbyt cza-
soch³onne, kosztowne i nie³atwe do kontrolowania [40]. Badania prowadzone w li-
zymetrach pozwalaj¹ na sporz¹dzanie bilansów masy poprzez pomiar sk³adu i iloœci
powstaj¹cego biogazu, badanie sk³adu odcieków oraz ustalenie wp³ywu ró¿nych pa-
rametrów operacyjnych lub sposobu prowadzenia procesu wysypiskowego na jego
przebieg [40].

Zdaniem Kyleforsa i wsp. [41] lizymetry laboratoryjne mog¹ byæ wykorzystywane

do ustalenia najwy¿szych, mo¿liwych stê¿eñ zanieczyszczeñ organicznych w odcie-
kach (zale¿nych g³ównie od procesów mikrobiologicznych) oraz prognozowania
trendów zmian sk³adu i iloœci odcieków zwi¹zanych z procesami zachodz¹cymi
wewn¹trz odpadów. Przyk³adowe porównanie zmian sk³adu i odczynu odcieków
z rzeczywistych sk³adowisk a wynikami w skali laboratoryjnej zosta³o przedstawio-
ne na rysunku 4.

Podstawy wiedzy o procesach biochemicznych zachodz¹cych w sk³adowiskach

zosta³y uzyskane dziêki badaniom w skali laboratoryjnej [1], jednak wartoœci para-
metrów kinetycznych uzyskane w skali laboratoryjnej nie mog¹ byæ bezpoœrednio

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

79

Rys. 4. Zmiany pH i BZT

5

w rzeczywistych sk³adowiskach i w lizymetrach laboratoryjnych [50].

wykorzystane do projektowania oczyszczalni odcieków, czy instalacji do wykorzy-
stania gazu wysypiskowego, ze wzglêdu na to, ¿e w lizymetrach nie jest mo¿liwe
uzyskanie tak niejednorodnego rozk³adu odpadów, jaki ma miejsce na sk³adowisku
[42]. W warunkach rzeczywistego sk³adowiska oprócz procesów biochemicznych
du¿e znaczenie maj¹ zjawiska hydrogeologiczne – przyk³adowo w trakcie recyrku-
lacji odcieków mog¹ nast¹piæ niebezpieczne zmiany w uk³adzie z³o¿a odpadów,
gro¿¹ce zwa³ami [43].

Youcai i wsp. [42] twierdz¹, ¿e wykorzystanie lizymetrów w skali laboratoryjnej

do zgrubnej symulacji procesów zachodz¹cych w sk³adowisku jest miarodajne, gdy
u¿ywane s¹ tak¿e odpowiednio du¿e reaktory – zawieraj¹ce kilkaset kilogramów
odpadów. Natomiast dok³adne wartoœci parametrów (takich jak sk³ad odcieków,
iloœæ biogazu) dla rzeczywistego obiektu powinny byæ mierzone na sk³adowisku.

Niemniej jednak w ró¿nych oœrodkach naukowo-badawczych na ca³ym œwiecie by³y

prowadzone badania z wykorzystaniem ró¿nych procedur doœwiadczalnych i ró¿nej
wielkoœci lizymetrów – od 2 do 300 dm

3

. W ostatnich latach w lizymetrach przebada-

no nastêpuj¹ce aspekty procesów zachodz¹cych podczas sk³adowania odpadów:

– populacja mikrobiologiczna w sk³adowisku [23];
– wspólne sk³adowanie odpadów innych ni¿ niebezpieczne, osadów œciekowych

i morskich [44];

– recyrkulacja odcieków [23,44-50];
– toksycznoœæ odcieków wobec bakterii metanowych [45];
– dodawanie zwi¹zków biogennych i buforuj¹cych do recyrkulowanych odcie-

ków [51],

– dodawanie osadów œciekowych [52,53] lub ich recyrkulacja [54];
– sk³adowanie popio³ów po spalaniu [55,56];
– sk³adowanie odpadów po biologiczno-mechanicznej obróbce wstêpnej lub kom-

postowaniu i porównanie emisji w stosunku do surowych odpadów [48,51];

– napowietrzanie sk³adowiska [46,48];
– zastosowanie zu¿ytych wyk³adzin jako sk³adnika warstw przykrywaj¹cych od-

pady [57];

– wp³yw recyrkulacji na roœlinnoœæ porastaj¹c¹ powierzchniê sk³adowiska i pro-

cesy zachodz¹ce w warstwie przykrywaj¹cej sk³adowiska [58];

– matematyczne modelowanie produkcji biogazu [59] oraz biorozk³adu odpa-

dów [30] z uwzglêdnieniem ruchu odcieków w z³o¿u [34,60];

– wp³yw dodatku metali ciê¿kich do z³o¿a odpadów na procesy w nim zacho-

dz¹ce i mo¿liwoœæ ich immobilizacji w z³o¿u [49];

– mo¿liwoœæ degradacji polichlorowanych zwi¹zków organicznych i innych trud-

no biodegradowalnych zwi¹zków organicznych w sk³adowisku odpadów [61,63];

– stosowanie warstw odpadów ustabilizowanych [55];
– pakowanie w bele sk³adowanych odpadów [64];
– wykorzystywanie z³o¿a odpadów jako komory denitryfikacji – zawracanie od-

cieków poddanych uprzednio procesowi nitryfikacji [65,66];

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

80

PRACE PRZEGL¥DOWE

– recyrkulacja odcieków pomiêdzy reaktorami znajduj¹cymi siê w ró¿nych fa-

zach – kwaœnej i metanowej [31,49,60];

– zawracanie odcieków wraz z osadem nadmiernym z komory beztlenowego ich

oczyszczania [67];

– rozdzielenie faz i napowietrzanie [46];
– ozonowanie i recyrkulacja odcieków [68,69].

3.2. Recyrkulacja odcieków

Spoœród wszystkich czynników wp³ywaj¹cych na przebieg procesów wysypisko-

wych najwiêksze znaczenie ma recyrkulacja odcieków.

Woda jest niezbêdna w przebiegu wszelkich procesów biologicznych. W sk³ado-

wisku woda jest potrzebna do transportu substratu z odpadów do mikroorga-
nizmów oraz odprowadzania produktów z najbli¿szego ich otoczenia. Przy czym
istotna jest nie tylko sama jej obecnoœæ (odpowiednia wilgotnoœæ odpadów), ale te¿
przep³yw wody. Bez ruchu wody toksyczne produkty mog³yby akumulowaæ siê wo-
kó³ drobnoustrojów. Dodatkowo woda jest niezbêdna w transporcie zwi¹zków bio-
gennych i ciep³a [70].

Recyrkulacja odcieków mo¿e byæ wykorzystana do zapewnienia zarówno opty-

malnej wilgotnoœci jak i odpowiedniego transportu wody w z³o¿u odpadów, a przez
to do optymalizacji procesów zachodz¹cych w sk³adowiskach. Wi¹¿¹ siê z ni¹ jed-
nak konkretne zagro¿enia. Wieloletnie badania prowadzone nad tym zagadnieniem
pozwoli³y na wypracowanie procedur zapewniaj¹cych przewagê zalet recyrkulacji
nad jej wadami [1].

Dziêki recyrkulacji mo¿liwe jest przyspieszenie osiadania odpadów [41,54,71],

co pozwala na osi¹gniêcie ich objêtoœci zbli¿onej do ostatecznej i po³o¿enia osta-
tecznego przykrycia wierzchniego bez ryzyka, ¿e zostanie ono z czasem uszkodzo-
ne z powodu zmian geologicznych w z³o¿u [72]. Recyrkulacja mo¿e równie¿ prowa-
dziæ do zwiêkszenia gêstoœci nasypowej odpadów w z³o¿u, a przez to z³o¿enia
wiêkszej ich iloœci (lepszego wykorzystania powierzchni sk³adowiska [41,72]). Jed-
nak nadmierne zagêszczenie z³o¿a odpadów uniemo¿liwia w nim ruch cieczy [1].
Proponowane jest mniejsze zagêszczanie mechaniczne odpadów na rzecz zagêsz-
czania dziêki recyrkulacji [1].

Recyrkulacja jest równie¿ metod¹ oczyszczania odcieków – in situ [72]. Odcieki

zostaj¹ czêœciowo odparowane [47] – proces ten jest uzale¿niony od stosowanej
techniki recyrkulacji. Oczyszczanie odcieków wewn¹trz sk³adowiska zachodzi do-
piero w fazie metanowej – zanieczyszczenia organiczne s¹ wykorzystywane do
produkcji biogazu, natomiast metale ciê¿kie immobilizowane. Natomiast w poprze-
dzaj¹cej j¹ fazie kwaœnej obci¹¿enia odcieków wzrastaj¹. Procesy hydrolizy i pro-
dukcji kwasów karboksylowych powoduj¹ szybki wzrost stê¿enia tych kwasów
w odciekach, a przez to spadek ich odczynu. Przy zbyt intensywnej recyrkulacji

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

81

[41,47] lub du¿ym udziale ³atwo biodegradowalnych odpadów [45] mo¿e to dopro-
wadziæ do wysokich stê¿eñ niezdysocjowanych kwasów karboksylowych (niskie pH),
które powoduj¹ inhibicjê metanogenezy [73]. Wiele prac naukowo-badawczych zo-
sta³o poœwiêconych rozwi¹zaniu tego problemu. Buforowanie odcieków poprzez
dodawanie roztworów wodorotlenków [51] pozwala³o na zwiêkszenie odczynu,
a przez to zmniejszenie udzia³u niezdysocjowanych kwasów. Stosowanie warstw
ustabilizowanych odpadów [55] lub recyrkulacji odcieków miêdzy z³o¿ami odpadów
znajduj¹cych siê w ró¿nych fazach [31,49,60] prowadzi³o do wykorzystania w war-
stwach materia³u ustabilizowanego kwasów t³uszczowych powstaj¹cych w œwie¿ych
odpadach. Ostatnio proponowane jest stosowanie recyrkulacji rzadziej w fazie kwaœ-
nej, a czêœciej w fazie metanowej sk³adowiska [41]. Problem nadmiernej produkcji
kwasów karboksylowych ma mniejsze znaczenie w rzeczywistych sk³adowiskach,
ni¿ w trakcie ich symulacji w lizymetrach [40]. Wynika to z niejednorodnoœci odpa-
dów i rzadszej recyrkulacji. Recyrkulacja prowadzi do wzrostu szybkoœci produkcji
biogazu [72], a tak¿e jego iloœci – w przypadku braku recyrkulacji czêœæ wêgla za-
wartego w odpadach jest usuwana wraz z odciekami [47]. Dziêki recyrkulacji zatem
zwiêksza siê zysk energetyczny, który mo¿na uzyskaæ ze spalania biogazu [24].

Przyspieszaj¹c przebieg procesów zachodz¹cych w sk³adowanych odpadach re-

cyrkulacja skraca czas ich stabilizacji, co mo¿e prowadziæ do zmniejszenia kosztów
eksploatacyjnych sk³adowiska – skrócenia czasu, w którym niezbêdne jest monito-
rowanie sk³adowiska [55].

Niektórzy autorzy [52,70], na podstawie przeprowadzonych przez siebie badañ,

wyci¹gnêli wniosek, ¿e od samego ruchu cieczy w z³o¿u bardziej istotne jest równo-
mierne rozprowadzenie inokulum (np. osadów œciekowych z beztlenowej komory
fermentacji) w z³o¿u odpadów. Martin i wsp. [74] twierdz¹, ¿e samo równomierne
zaszczepienie z³o¿a odpadów drobnoustrojami w wystarczaj¹cym stopniu przyspie-
sza produkcjê biogazu z odpadów i nie jest potrzebna recyrkulacja odcieków.

W praktyce (eksploatacji rzeczywistego sk³adowiska) najistotniejsze jest zasto-

sowanie skutecznego sposobu dystrybucji odcieków w z³o¿u odpadów oraz kontro-
la zarówno sprawnoœci systemu recyrkulacji, jak i odgazowania sk³adowiska [1].

3.3. Sk³adowisko eksploatowane jako bioreaktor

Obecnie wyró¿nia siê trzy podstawowe koncepcje eksploatacji sk³adowiska od-

padów:

1. Suche sk³adowisko: nowoczesne sk³adowisko z ograniczonym dostêpem wód.

Charakteryzuje siê niewielkimi iloœciami odcieków i biogazu, produkowanymi przez
d³ugi okres. Stabilizacja (degradacja) odpadów trwa bardzo d³ugo i mo¿e nie prze-
biec do koñca ze wzglêdu na ma³¹ wilgotnoœæ odpadów. Z regu³y tego typu sk³ado-
wiska s¹ kosztowne pod wzglêdem inwestycyjnym – wysokie koszty uszczelnieñ
wierzchnich oraz eksploatacyjnym – wymagaj¹ monitorowania przez wiele lat. Co

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

82

PRACE PRZEGL¥DOWE

wiêcej – nios¹ ze sob¹ ryzyko ekologiczne w przypadku rozszczelnienia uk³adu –
procesy biodegradacji nie osi¹gaj¹ swojego kresu [55].

2. Sk³adowisko – bioreaktor: procesy mikrobiologiczne w sk³adowisku s¹ intensy-

fikowane do tego stopnia, aby transformacja i stabilizacja zwi¹zków organicznych
zawartych w odpadach, a dok³adnie ich czêœci ³atwo i umiarkowanie podatnych na
biodegradacjê, trwa³a nie d³u¿ej ni¿ od 5 do 8 lat od chwili zamkniêcia sk³adowiska
[75].

3. Sk³adowisko – ostateczny magazyn: w tego typu sk³adowisku mog¹ byæ sk³ado-

wane tylko odpady przygotowane w taki sposób, aby zawiera³y jak najmniej sub-
stancji organicznych, a mo¿liwoœæ wymywania substancji nieorganicznych by³a rów-
nie¿ zminimalizowana. W tym celu konieczna jest segregacja odpadów i ich wstêp-
na utylizacja. Zak³ada siê, ¿e monitorowanie tego typu sk³adowiska bêdzie krótko-
trwa³e, a koszty unieszkodliwiania odcieków i biogazu minimalne. Istotne jest, aby
redukcja wymienionych kosztów pokrywa³a koszty wstêpnego unieszkodliwiania
odpadów [55].

Przewaga sk³adowiska eksploatowanego jako bioreaktor w stosunku do innych

koncepcji opiera siê na czterech filarach:

– wzrost wydajnoœci przekszta³cenia substancji organicznej zawartej w odpadach

w energiê [1] – realizuje siê poprzez wzrost szybkoœci produkcji biogazu oraz po-
prawê jego jakoœci, co zwiêksza iloœæ energii, któr¹ mo¿na odzyskaæ z biogazu [75];

– magazynowanie lub unieszkodliwianie odcieków [1] – zapewniana jest bioche-

miczna transformacja zarówno zwi¹zków organicznych, jak i nieorganicznych, za-
wartych w odciekach [75] oraz zmniejszana iloœæ odcieków, które trzeba oczyszczaæ
metodami ex situ [47];

– odzyskiwanie przestrzeni [1] – przyspieszenie stabilizacji odpadów prowadzi

do ich osiadania, a przez to umo¿liwia do³o¿enie kolejnej porcji odpadów [41]. Ist-
nieje te¿ mo¿liwoœæ wydobycia ustabilizowanych odpadów w celu zastosowania ich
jako kompostu i ponowne wykorzystanie przestrzeni [75];

– technologia przyjazna dla œrodowiska [1] – poprzez zatrzymywanie odcieków

w masie odpadów oraz kontrolê emisji biogazu zapewniaj¹ minimalny wp³yw na
wody podziemne, powierzchniowe i otoczenie sk³adowiska oraz zmniejszaj¹ emisjê
gazów cieplarnianych do atmosfery [75]. Dodatkowo poprzez ustabilizowanie odpa-
dów minimalizuj¹ d³ugofalowe ryzyko dla œrodowiska naturalnego [1].

Przyspieszenie i intensyfikacja procesów zachodz¹cych w sk³adowiskach najczêœ-

ciej osi¹gane s¹ poprzez zapewnienie optymalnej wilgotnoœci odpadów [1,75]. Zazwy-
czaj nie wystarcza sama recyrkulacja odcieków – niezbêdne jest dodawanie innych
nietoksycznych cieczy lub materia³ów pó³p³ynnych [75]. Dodawanie œcieków prze-
mys³owych (np. z przemys³u spo¿ywczego) oprócz zwiêkszania wilgotnoœci odpadów
do wymaganego poziomu ma jeszcze tê zaletê, ¿e jest tani¹ metod¹ ich unieszkodli-
wiania [76]. Przy czym dodawane ciecze musz¹ mieæ sk³ad sprzyjaj¹cy biodegradacji
odpadów [76]. Podstawowym zagadnieniem jest zastosowanie odpowiedniego syste-
mu recyrkulacji odcieków i doprowadzania cieczy innych ni¿ odcieki. Przy wyborze

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

83

odpowiedniego systemu oprócz optymalnej iloœci cieczy musz¹ byæ uwzglêdnione mi-
nimalizacja oddzia³ywania na œrodowisko (np. powstawanie aerozoli w przypadku po-
wierzchniowego zraszania sk³adowiska) oraz uregulowania prawne [1]. W praktyce
wykorzystywane s¹ zraszanie powierzchniowe za pomoc¹ cystern albo systemem zra-
szania powierzchniowego [77] studnie pionowe i poziome rowy [1].

Koncepcja sk³adowiska-bioreaktora przenios³a siê ju¿ z badañ w skali laborato-

ryjnej do zastosowañ wielkoskalowych, które ciesz¹ siê du¿ym zainteresowaniem
szczególnie w Stanach Zjednoczonych [76]. Bilans ekonomiczny sk³adowiska-bioreak

-

tora mo¿e byæ bardziej korzystny ni¿ suchego sk³adowiska, ale uzale¿nione jest to od
wielu czynników specyficznych dla rejonu, w którym sk³adowisko siê znajduje –
np. koszt oczyszczania odcieków, czy gruntu/powierzchni niezbêdnej dla zbudowa-
nia sk³adowiska [1]. Nale¿y równie¿ pamiêtaæ, ¿e sk³adowisko-bioreaktor powinno byæ
tylko jednym z elementów zintegrowanej gospodarki odpadami, a nie jedynym jej
rozwi¹zaniem – zastêpuj¹cym na przyk³ad recykling odpadów [76].

4. Podsumowanie

Badania nad oddzia³ywaniem sk³adowisk odpadów na œrodowisko naturalne s¹

prowadzone od lat siedemdziesi¹tych ubieg³ego stulecia. Zastosowanie bioreakto-
rów symuluj¹cych pracê sk³adowiska w skali laboratoryjnej (tzw. lizymetrów) po-
zwoli³o na poznanie podstawowych procesów biochemicznych zachodz¹cych w sk³a-
dowanych odpadach. Ustalono, ¿e procesy te zachodz¹ w okreœlonej sekwencji (po-
dzielono czas ¿ycia sk³adowiska na poszczególne fazy: tlenow¹, kwaœn¹, metanow¹
i dojrzewania) i prowadz¹ do powstania dwóch strumieni zanieczyszczeñ mog¹cych
mieæ negatywny wp³yw na œrodowisko naturalne – odcieków i gazu wysypiskowe-
go. Zauwa¿ono równie¿, ¿e sk³ad i strumieñ zanieczyszczeñ emitowanych do œrodo-
wiska (z odciekami i biogazem) zale¿y od bardzo wielu czynników, takich jak sk³ad
odpadów, warunki atmosferyczne, czy sposób eksploatacji sk³adowiska.

Popularn¹ sta³a siê koncepcja sk³adowiska jako bioreaktora, w którym procesy

zachodz¹ce w sk³adowisku wykorzystywane s¹ do oczyszczania powstaj¹cych w nim
odcieków przy jednoczesnej optymalizacji produkcji biogazu i efektywnym wyko-
rzystaniu powierzchni sk³adowiska. W chwili obecnej oprócz badañ naukowych taki
sposób eksploatacji sk³adowiska jest wykorzystywany w praktyce, a debaty nad jego
miejscem w zintegrowanej gospodarce odpadami tocz¹ siê na wiêkszoœci konferen-
cji poœwiêconych gospodarce odpadami [76].

Obecnie nacisk badawczy po³o¿ony jest na:
– zbadanie wp³ywu sposobu eksploatacji sk³adowiska i sk³adu odpadów w nim

umieszczanych na przebieg procesów wysypiskowych;

– weryfikacjê wyników uzyskiwanych w skali laboratoryjnej w rzeczywistych

obiektach (sk³adowiskach);

– modelowanie procesów zachodz¹cych w sk³adowisku.

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

84

PRACE PRZEGL¥DOWE

Symbole

CH

4

– objêtoœæ metanu [dm

3

];

k

– sta³a szybkoœci reakcji [d

-1

];

K

S

– sta³a saturacji [mg·dm

-1

];

R

РszybkoϾ produkcji metanu [dm

3

·d

-1

];

S

– masa odpadów [g];

SOM – stê¿enie rozpuszczonej substancji organicznej [mg·dm

-3

];

X

– stê¿enie biomasy [mg·dm

-3

];

Y

CH

4

– wspó³czynnik wydajnoœci produkcji metanu z odpadów [dm

3

·g

-1

];

Y

X

– wspó³czynnik wydajnoœci biomasy [mg(biomasa) · mg(SOM)

-1

];

l

– czas trwania fazy adaptacyjnej [d];

a

– wspó³czynnik wydajnoœci produktu z biomasy [mg(metan) · mg(biomasa)

-1

];

m

max

– maksymalna w³aœciwa szybkoœæ wzrostu drobnoustrojów [d

-1

].

Subskrypty

0

– wartoœæ pocz¹tkowa

Literatura

1. Reinhart D. R., McCreanor P. T., Townsend T., (2002), Waste Manage. Res., 20, 172-186.
2. Micales J. A., Skog K. E., (1997), Int. Biodeter. Biodegr., 39(2-3), 145-158.
3. Wreford K. A., Atwater J. W., Lavkulich L. M., (2000), Waste Manage. Res., 18, 386-392.

4.

Koz³owska B., (2001),

Ochrona œrodowiska – wybrane zagadnienia, Wyd. Politechniki £ódzkiej, £ódŸ.

5. ¯ygad³o M., (1998), Gospodarka odpadami komunalnymi, Wyd. Politechniki Œwiêtokrzyskiej, Kielce.
6. Kjeldsen P., Barlaz M. A., Rooker A. P., Baun A., Christensen T. H., (2002), Crit. Rev. Env. Sci. Tec.,

32(4), 297-336.

7. Reinhart D. R., Al.-Yousfi A. B., (1996), Waste Manage. Res., 14, 337-346.
8. Bogner J. E., Sweeney R. E., Coleman D., Huitric R., Ririe G. T., (1996), Waste Manage. Res., 14,

367-376.

9. Barlaz M. A., Ham R. K., Schaefer D. M., (1989), J. Environ. Eng-ASCE, 115(6), 1088-1102.

10. Pourcher A.-M., Sutra L., Hebe I., Moguedet G., Bollet C., Simoneau P., Gardan L., (2001), FEMS

Microbiol. Ecol., 34, 229-241.

11. Chidthaisong A., Conrad R., (2000), FEMS Microbiol. Ecol., 31, 87-94.
12. Bozkurt S., Moreno L., Neretnieks I., (2000), Sci. Total Environ., 250, 101-121.
13. Barlaz M. A., Schaefer D. M., Ham R. K., (1989a), Appl. Environ. Microb., 35(1), 55-65.
14. de Bok F. A. M., Plugge C. M., Stams A. J. M., (2004), Wat. Res., 38, 1368-1375.
15. Schink B., Friedrich M., (1994), FEMS Microbiol. Rev., 15, 85-94.
16. Hattori S., Luo H., Shoun H., Kamagata Y., (2001), J. Biosci. Bioeng., 91(3), 294-298.
17. Visser A., Hulshoff Pol L. W., Lettinga G., (1996), Wat. Sci. Technol., 33(3), 99-110.
18. Watson A., Nedwell D. B., (1998), Atmos Environ., 32(19), 3239-3245.
19. O’Flaherty V., Colleran E., (1999), Bioresurce Technol,, 68, 101-107.
20. Huang L.-N., Zhou H., Chen Y.-Q., Luo S., Lan C.-Y., Qu L.-H., (2002), FEMS Microbiol. Lett., 214,

235-240.

21. McMahon K., Stroot P. G., Mackie R. I., Raskin L., (2001), Wat. Res., 35(7), 1817-1827.
22. Mori K., Hatsu M., Kimura R., Takamizawa K., (2000), J. Biosci. Bioeng., 90(3), 260-265.
23. Lay J. J., Li Y. Y., Noike T., (1998), Wat. Res., 32(12), 3673-3679.
24. Milke M. W., (1998), Wat. Sci. Technol., 38(2), 201-208.

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

85

25. Bidlingmeier W., Scheelhaase T., Maile A., (1999), Langzeitverhalten von mechanisch-biologisch vorbehan

-

delten Restmuell auf der Deponie, Fachgebiet Abfallwirtschaft, Universität Gesamtchochschule Essen.

26. Meraz R.-L., Vidales A.-M., Dominguez A., (2004), Fuel, 83, 73-80.
27. McCreanor P. T., Reinhart D. R., (1996), Wat. Sci. Techol., 34, 463-470.
28. Yalcin F., Demirer G. N., (2002), Environ. Geol., 42, 793-799.
29. Fellner J., Huber R., Döberl G., Brunner P. H., (2003), Hydraulics of MSW landfills and its implications

for water flow modelling, in: Proceedings Sardinia 2003, Ninth International Waste Management and Land-
fill Symposium.

30. Pareek S., Matsui S., Kim S. K., Shimizu Y., (1999), Wat. Sci. Technol., 39(7), 235-242.
31. Vieitez E. R., Mosquera J., Ghosh S., (2000), Wat. Sci. Technol., 41(3), 231-238.
32. Haarstrick A., Hempel D. C., Ostermann L., Ahrens H., Dinkler D., (2001), Waste Manage Res., 19,

320-331.

33. Kjeldsen P., Christensen T. H., (2001), Waste Manage Res., 19, 201-216.
34. Vavilin V. A., Rytov S. V., Lokshina L. Y., Pavlostathis S. G., Barlaz M. A., (2003), Biotechnol. Bioeng.,

81(1), 66-73.

35. Vavilin V. A., Rytov S. V., Pavlostathis S. G., Jokela J., Rintala J., (2003), Wat. Sci. Technol., 48(4),

147-154.

36. Zacharof A. I., Butler A. P., (2004), Waste Manage, 24, 241-250.
37. Lamborn J. M., Frecker G. B., (2003), A review of landfill decomposition modelling, in: Proceedings Sardi

-

nia 2003, Ninth International Waste Management and Landfill Symposium.

38. Kaczorek K., (2004), Usuwanie zanieczyszczeñ z odcieków ze sk³adowisk odpadów sta³ych na drodze biode-

gradacji, praca doktorska, Politechnika £ódzka, £ódŸ.

39. Mora-Naranjo N., Meima J. A., Haarstrick A., Hempel D. C., (2003), Experimental investigation and mo-

delling of the effect of environmental conditions on the acetate and methane generation in municipal solid
waste, in: Proceedings Sardinia 2003, Ninth International Waste Management and Landfill Symposium.

40. Stegmann R., (1997), Description of laboratory scale method to investigate anaerobic degradation process

taking place in solid waste, in: Eds. Christensen T. H., Cossu R., Stegmann R., Proceedings of the Sixth
International Landfill Symposium, Cagliari, Italy:CISA, 37-43.

41. Kylefors K., Andreas L., Lagerkvist A., (2003), Waste Manage, 23, 45-59.
42. Youcai Z., Luochon W., Renhua H., Dimin X., Guowei G., (2002), Waste Manage, 22, 29-35.
43. Koerner R. M., Soong T.-Y., (2000), Geotext Geomembranes, 18, 293-309.
44. Chan G. Y. S., Chu L. M., Wong M. H., (2002), Environ. Pollut., 118, 393-399.
45. Wang Y-S., Odle W. S., Eleazer W. E., Barlaz M. A., (1997), Waste Manage Res., 15, 149-167.
46. O’Keefe D. M., Chynoweth D. P., (2000), Bioresource Technol., 72, 55-66.
47. San I., Onay T. T., (2001), J. Hazard Mater., B87, 259-271.
48. Cossu R., Raga R., Rossetti D., (2003), Waste Manage, 23, 37-44.
49. Erses A. S., Onay T. T., (2003), J. Hazard Mater., B99, 159-175.
50. Ledakowicz S., Kaczorek K., (2004), J. Environ. Sci. Heal., A, A39, 4, 859-871.
51. West M. E., Brown K. W., Thomas J. C., (1998), Waste Manage Res., 16(5), 430-436.
52. Bae J. H., Cho K. W., Lee S. J., Bum B. S., Yoon B. H., (1998), Wat. Sci. Technol., 38(2), 159-168.
53. Gülec S. B., Onay T. T., Erdincler A., (2000), Wat. Sci. Technol., 42(9), 269-276.
54. El-Fadel M., (1999), Environ. Technol., 20, 121-133.
55. Komilis D. P., Ham R. K., Stegmann R., (1999), Waste Manage Res., 17, 20-26.
56. Twardowska I., Szczepanska J., (2002), Sci. Total Environ., 285, 29-51.
57. Pohland F. G., Rachdawong P., (1996), Wat. Sci. Technol., 34(7-8), 429-436.
58. Watzinger A., Reichenauer T. G., Blum W. E. H., Gerzabek M. H., (2003), Leachate production and gas

composition in a revegetated landfill cover under landfill leachate irrigation, in: Proceedings Sardinia 2003,
Ninth International Waste Management and Landfill Symposium.

59. Pohland F. G., Kim J. C., (1999), Wat. Sci. Technol., 40(8), 203-210.
60. Nopharatana A., Pullammanappallil P. C., Clarke W. P., (2003), Biochem. Eng. J., 13, 21-33.
61. Pohland F. G., Karadagli F., Kim J. C., Battaglia F. P., (1998), Wat. Sci. Technol., 38(2), 169-175.
62. Mersiowsky I., Weller M., Ejlertsson J., (2000), Wat. Res., 35(13), 3063-3070.

Katarzyna Kaczorek, Stanis³aw Ledakowicz

86

PRACE PRZEGL¥DOWE

63. Ejlertsson J., Karlsson A., Lagerkvist A., Hjertberg T., Svensson B. H., (2003), Adv. Environ. Res., 7,

949-960.

64. Robles-Martinez F., Gourdon R., (1999), Bioresource Technol., 69, 15-22.
65. Onay T. T., Pohland F. G., (2001), Wat. Sci. Technol., 44(2-3), 367-372.
66. Price G. A., Barlaz M. A., Hater G. R., (2003), Waste Manage., 23, 675-688.
67. Libânio P. A. C., Costa B. M. P., Cintra I. S., Chernicharo C. A. L., (2003), Wat. Sci. Technol., 48(6),

241-247.

68. Beaman M. S., Lambert S. D., Graham N. J. D., (1998), Wat. Sci. Technol., 20, 121-132.
69. Ledakowicz S., Kaczorek K., (2004), Waste Manage Res., 22, 149-157.
70. Chugh S., Clarke W., Pullammanappallil P., (1998), Waste Manage Res., 16, 564-573.
71. Ozkaya B., Basturk A., Demir A., Debik E., Bilgili M. S., (2002), Investigation of leachate recirculation

effects in Istanbul Odayeri sanitary landfill, Proceedings of ISWA Annual Congress, Istanbul, 8-12.06.2002,
vol. 2, 953-960.

72. Mehta R., Barlaz M. A., Yazdani R., Augenstein D., Bryars M., Sinderson L., (2002), J. Environ. Eng.,

128(3), 228-237.

73. Fukuzaki S., Nishio N., Shobayashi M., Nagai S., (1990), Appl. Environ. Microb., 56(3), 719-723.
74. Martin C. D., Johnson K. D., Moshiri G. A., (1999), Wat. Sci. Technol., 40(3), 67-74.
75. Warith M., (2002), Waste Manage, 22, 7-17.
76. Barlaz M. A., Reinhart D., (2004), Waste Manage, 24, 859-860.
77. Wintheiser P., (1998), Leachate recirculation: a rewiev of operating experience at MSW landfills througho

-

ut the United States, Proceedings of SWANA Conference, 25-26.

Analiza pracy sk³adowiska odpadów z punktu widzenia in¿ynierii bioreaktorowej

BIOTECHNOLOGIA 2 (69) 69-87 2005

87