城市固体废弃物好氧填埋的可行性研究

1、第33卷第3期2003年7月吉 林 大 学 学 报 (地 球 科 学 版)journa l of jilin university( e arth science edition)vol. 33no. 3jul.2003文章编号:16715888(2003) 03033505城市固体废弃物好氧填埋的可行性研究王 蕾,赵勇胜,董 军(吉林大学 环境与资源学院,吉林 长春130026)摘要:在我国,城市固体废弃物(msw)多用厌氧填埋法处理,该方法有降解速度慢、 气体不易控制等缺点 。通过好氧填埋法与厌氧填埋法处理msw的对比实验,得出利用好氧填埋处理msw ,使有机物降解率明显高于厌氧法。同时,

2、根据垃圾场内部含氧量及湿度等因素将会影响好氧填埋效果,并在借鉴半好氧填埋技术的基础上,最终提出用分层通风来提高供氧效率,并与污水回灌等方法结合,不但解决垃圾场内部含水量不足问题,还能加快场内有机物的降解,使其迅速稳定。关键词:好氧填埋法;厌氧填埋法;降解;半好氧填埋中图分类号:x705文献标识码:a收稿日期:20020916基金项目:吉林省杰出青年基金项目(1173) ;吉林大学创新基金项目(403010123016)作者简介:王蕾(1977 ) ,女,山东寿光人,硕士研究生,主要从事水土环境污染控制和治理研究, email :wangleimay 163. net.通讯联系人:赵勇胜(196

3、2) ,男,内蒙古达茂旗人,教授,博士生导师,主要从事水土环境污染模拟预报、 控制和治理研究 1我国城市人均垃圾产量为1 kg d 左右1 ,接近工业发达国家水平,而无害化处理率(43. 7 %) 却远远落后于发达国家( 98 % ,包括再生及处置)2 。根据美国epa固体废物管理部门1997年的报告3 ,美国等其他发达国家城市固体废弃物(municipal sol2id waste,msw) 的处理用地质填埋(landfill ) (约 60 %左右 ) ,其次是回收利用和焚烧( 约 25 %) ,用混合堆肥法处理的比例最小。地质填埋仍是处理垃圾的主要方法 。1好氧填埋的理论基础国际上对ms

4、w的地质填埋主要有两种观点。首先是瑞士环保部门提出的最终堆放理论:固体废物一经堆放,不会使进入环境(空气 、 水 、 土壤 ) 中的物质发生显著改变;与其相反的是 “反应堆理论” :废物在堆放场中发生物理、 化学和生物化学作用,使填埋场内部尽快达到稳定4 。目前 ,地质填埋中常用的是 “包容理论” ,主要研究各种屏障技术,将固体废物包围起来,使其发生厌氧反应。而本文根据 “反应堆理论”,提出注入空气法,主要目的是利用供氧提高微生物的活性,使其充分分解,最终形成稳定的产物 (co2和水蒸汽) 。此时 ,填埋单元相当于一个大的容器 ,通过管理调控渗滤液、 可挥发性气体(lfg)及其它影响好氧降解的

5、因素(湿度 、 温度等 ) ,加快场内的生物化学反应,缩短填埋场稳定时间。2实验设计及步骤2. 1新老垃圾有机物降解对比实验我国简易垃圾场经msw 堆放后 ,压实并覆土,其内部基本处于厌氧发酵状态。本次实验用厌氧柱模拟填埋场,柱子内部填放垃圾,上部缓慢加水,使其处于厌氧状态。然后从柱子底部取淋滤液,对其各项指标进行测定。其中新鲜垃圾取自北京西郊南部 “北天堂垃圾场” ,放置不足 2 个月 ;陈腐垃圾取自长春市已封场多年的 “车家垃圾厂” 。实验装置如图1 ,实验结果分析将选取有代表性的生化需氧量(cod) 的变化来说明垃圾内部的反应情况,图 2、 图3 分别为新鲜垃圾、 陈腐垃圾在厌氧条件下有

6、机物降解曲线,横坐标水土比5ws为随着实验进行淋滤液的累计质量(w) 与厌氧柱中垃圾的总量(s) 之比 ,它是一个无量纲变量,随着时间的增加,ws值也增大 。从图 2、 图 3 中可以看出:反应初期,新鲜图1厌氧柱模拟垃圾填埋场示意图fig. 1experimentaldesign of landfillby anaerobic column图2新鲜垃圾cod降解示意图fig. 2cod degradation curve of freshw aste图3陈腐垃圾cod降解示意图fig. 3demonstrativefigureof cod changing by old w aste垃圾有机

7、物浓度从最初的18 680 mg l 垂直降至7720 mg l ,中期的变化较初期小,cod 降到 3 600 mgl ,最终在 cod900 mg l ,ws为 1. 0 时基本稳定;陈腐垃圾也由初始值932 mg l 大幅度降至284.4 mg l 后略微浮动至260. 4 mg l ,在ws为 1. 2 时 ,cod 在200 mg l 左右小幅度变化。新老垃圾cod降解率分别为 0. 95,0. 44。由以上数据可以看出,在厌氧发酵初期 ,新鲜垃圾或是陈腐垃圾,降解效果都很好,而降解到一定程度时就难以继续。说明用传统的厌氧填埋有很大的局限性,需作改进 。2. 2好氧填埋、厌氧填埋处理

8、msw 对比实验为使好氧 、 厌氧实验结果具有可比性,所用垃圾均来自长春市 “车家垃圾场” ,并在相同环境,同一时间进行实验,各自包括饱和带和非饱和带。其中饱和带的含水率大于50 % ,非饱和带的含水率约为15 %。厌氧装置见图1 ,用 2 个厌氧柱分别代表厌氧饱和带以及厌氧非饱和带。好氧装置见图4 ,由好氧槽和充气设备组成,包括饱和带、 非饱和带 。图4好氧槽饱和带及非饱和带实验装置图fig. 2experimentaldesign of saturation zone and unsatur2ation zone in aerobic tanker3好氧 、 厌氧对比实验结果分析3. 1t

9、oc 、 tn 降解率的分析图 5、 图 6 分别是总有机碳(toc) 、 总氮 ( tn) 降解率柱状图。图中 1 ,2 ,3 ,4 分别为好氧饱和带、 好氧非饱和带、 厌氧饱和带 、 厌氧非饱和带。由图 5 可知 :总体来看,好氧条件下toc 降解效果较好。好氧饱和带toc降解变化最大,约 50 % ,非饱和带相对较低 ,约 36%。二者的差异主要是因为好氧非饱和带 msw内部含水率较低,需水微生物在养料上得不到满足,一定程度上抑制了微生物的降解能力;厌氧饱和带toc降解率较非饱和带大,此规律与好氧条件下一致。由图 6 tn 降解率可以看出,无论是好氧条件还是厌氧条件,tn 降解能力相差不

10、大。这是由于硝酸633吉 林 大 学 学 报(地 球 科 学 版)2003年 图5toc在好氧厌氧条件下降解率比较fig. 5comparison of toc degradation rate图6tn在好氧厌氧条件下降解率比较fig. 6comparison of tn degradation rate根与氨根在适宜条件下发生转化,tn 总体上保持不变 。反应方程如下:有 机 氮 细菌分解nh3 + o2+ 消化细菌no-3 细菌脱氮作用n2。3. 2好氧厌氧条件下各项指标最终值的比较表 1是氯离子、硬度 、 总 fe、 ph 、 cod、 tn 在好氧和厌氧条件下饱和带、 非饱和带中垃圾场

11、内部反应末期的数值比较,从表中可以看出: (1) 好氧槽及厌氧柱饱和带的ph 略大于7,已达中性,而厌氧非饱和带 ph 为 6. 2 ,这是由于 msw 中氧气量不足,含水率低 ,使微生物降解速率减慢,填埋场仍处在厌氧酸化状态 ; (2)从各项指标的最终值来看,好氧填埋法处理垃圾 ,对总 fe、 cl-、 硬度 、 tn 的影响不大,较厌氧填埋法并无太大的优势,而在处理有机物方面效果显著 ;(3) 据表 1 中 cod 值 ,好氧条件下处理msw具明显优势 。由于实验在相同外界环境下,用相同垃圾且同时进行,造成饱和带与非饱和带差异的主要原因是 msw 内含水率的不同。反应初期,微生物活动频繁,

12、需水量较大,降解速度快,至反应末期,能量的消耗使微生物活性减弱,此时饱和带的水分过多 ,又成为其降解的障碍,使得同为好氧或厌氧条件下饱和带最终值反而大于非饱和带。表1好氧厌氧条件下各项指标最终值比较table 1final data comparison of several items under the aer2obic and anaerobic situations(cl)硬度(总fe)(tn)(c od)(mg?l- 1)ph好氧槽饱和带非饱和带1 200.961 601.281 406.6561 582.4883.821. 943.5829. 538327. 57. 6厌氧柱饱和带

13、非饱和带1 000.81 200.961 406.6561 582.4882.721.3729.6729.1478647. 56. 23. 3垃圾场内部温度变化分析温度是微生物降解的指示。msw 经堆放后,填埋场内垃圾在微生物的作用下渐渐腐熟,温度有升高的趋势 。本次实验分别记录了好氧槽内、 厌氧柱内的温度变化情况。(1)厌氧柱内温度普遍高于室温。同时非饱和带的温度略高于饱和带,使得 cod 浓度最终值造成差异 ,分别为 64 mg l ,78 mg l 。(2)虽然好氧槽内温度普遍较室温低,但反应末期各指标值较厌氧柱低。主要是因为:好氧槽容积大 ,暴露在空气中的面积较厌氧柱大,使积聚起的热量

14、很快散失;同时鼓风使低温空气进入垃圾空隙中,也带走一部分热量。4优化填埋场的方案4. 1影响好氧发酵的环境因素根据以上数据的分析可知:首先供氧量的多少至关重要6 。供气量太大,不但造成供气量过剩,还把发酵装置中的热量带走,使装置内的温度升不上去;供气量太小,对微生物供氧不足 ,使 msw分解速度减慢。其次温度也很重要。由于好氧菌的生命活动是由一系列生物化学反应组成的,这些反应受温度的影响极为明显。再次微生物生长也需要一定的湿度,实验中的厌氧 、 好氧条件下,非饱和带toc降解率约36 % ,都低于饱和带。因此 ,当 msw自身水分不足以维持有机质的生物降解时,应人为提高垃圾含水率。国内733第

15、3期 王 蕾,赵勇胜,董 军:城市固体废弃物好氧填埋的可行性研究的卫生填埋终场覆盖多采用渗透系数很小的防护层 ,防止降水 、 地表径流等的影响,这在一定意义上减少了渗滤液,但同时也抑制了需水量较大的微生物的生长繁殖。因此 ,好氧填埋场应不完全限制渗滤液的产生,而是适量利用渗滤液循环等手段一方面增加 msw的含水率,同时引进回灌中的细菌、 好氧微生物加快有机物的降解。4. 2现有的处理msw的好氧填埋场模式下部陈腐垃圾加土覆盖后,已进入稳定的产气阶段 。根据垃圾发酵的4 个阶段7 ,即有氧分解、 厌氧分解 (无甲烷生成 ) 、 厌氧分解(有甲烷生成,但不稳定 ) 、 厌氧分解 ( 有甲烷生成,稳

16、定 ) 。当陈腐垃圾中的甲烷进入新鲜垃圾层中,会形成易燃易爆的混合气体 ,给填埋场带来危害。kallel amjad 教授提出了处置城市垃圾的半好氧填埋模式8 : (1) 该模式是在老式填埋场中采用竖直井通入空气,加快微生物反应 。上层通风确保场内垃圾为好氧状态,下层通风灌入空气到陈腐垃圾内部,使其由厌氧状态变成好氧状态 ,产生性质稳定的co2; (2) 该模式与通风井和渗滤液收集系统结合,充分利用自然通气来加快微生物的反应。4. 3好氧填埋场的优化根据影响本次实验结果的几个因素,并借鉴kallel amjad教授半好氧垃圾填埋模式,将厌氧式填埋改进为好氧填埋,如图 7 所示 。井中安装上、

17、中 、下 3 根供风管 。竖直井上部通风负责供给垃圾好氧降解时所需的氧气。图7好氧填埋场优化示意图fig. 7optimizationof aerobic landfillsite中部通风管的作用与半好氧模式相同,空气渗入垃圾层将比重小于空气的甲烷驱替出去,使垃圾从厌氧发酵阶段转换为好氧阶段。下层通风管位于淤泥层,主要是将厌氧消化状态的污泥转变为好氧消化。它与回灌装置结合,使污水流向垂直井,抽水到地面后,污水与空气接触,易于形成活性污泥,重新回灌到上层新鲜垃圾,不但能调节垃圾填埋场的湿度,还为垃圾场内部有机物的降解补充营养。5结论与建议本文通过好氧填埋与厌氧填埋处理msw 的对比实验 ,得出以

18、下结论:(1) 应用好氧填埋法处理msw 时 ,有机物降解效果优于厌氧填埋法。(2) 好氧微生物分解有机物时,氧必不可少,但要适量 。(3)垃圾场内部处于好氧状态时,湿度的大小是影响垃圾内部降解的一个重要条件。(4)分层通风提高了供氧效率,与污水回灌结合 ,不但解决了垃圾场内部含水量不足的问题,还加快了场内有机物的降解。从长远看,好氧填埋可使垃圾在短期内完全腐熟。当然厌氧填埋也有其自身的优点,因此要本着无害化 、 资源化原则9 ,利用危险性评价方法,深入研究好氧填埋和厌氧填埋技术,兼顾二者的优点,提出适合 msw处理的最优方法。参考文献:1 聂永丰,王伟.我国填埋场渗滤液控制现状、 问题与解决

19、途径j .环境科学研究,1998 ,11(3) : 2527.nie yongfeng , wang wei. presentstate, problem and way inthe control of landfillleachate in chinaj .researchof en2vironmental science, 1998 ,11(3) : 2527.2 townsend t g, miller w l , earle j f k. leachate recycleinfiltrationpondsj .environmental engineering, 1995 , 121

20、(6) :465471.3 us environmental protectionagency. municipal and industri2al s olid waste division a .report no. epa530 -g - 97 -015. characterization of municipal s olid waste in the unitedstates c.us: epa,1997.4 peter baccini.the landfill : reactor and final storage swissworkshop on land disposal of

21、s olid waste gerzensee m .swiss:springer verlag ,1989.5 赵勇胜,林学钰.地下水污染模拟及污染的控制和处理m.长春:吉林科学技术出版社,1994. 3134.zhao yongsheng, lin xueyu. modeling , control and disposalof groundwaterpollution m.changchun:jilinscientific andtechnological house ,1994. 3134.6 陈满江,李国建.高温好氧法处理生活垃圾中的供氧与833吉 林 大 学 学 报(地 球 科 学

22、版)2003年 通风控制j .环境卫生工程,2000 ,8(1) :2425.chen manjiang ,liguojian.the cost calculation model ofmunicipal domestic waste collection and transportation systemj .engineeringof environmental sanitation,2000 ,8(1) :2425.7 emcon assicuates.methane generation and recovery fromlandfillsm.1420 koll circle , sa

23、njose , california95112 :emconassociates, 1980. 5100.8 kallel amjad.oxygen gas consumption and trans fer in oldlandfillsitedbol . http : wastegr2 - er. eng. hokudai. ac.jphome, august 3rd,2001.9 苏小四,张贻侠,闫静奇,等.中国城市垃圾研究的典型实例长春市垃圾普查与整治j .长春科技大学学报,2001 ,31 (4) :376381.su xiaosi ,zhang yixia , yan jingqi

24、 ,et al. a typical exampleof chinesemsw research:msw investigation and its disposalin changchun, northeast china j .journal of changchununiversity of science and technology, 2001 ,31 (4) : 376381.the feasibi lit y of aerobic lan dfillinmunicipalsolid waste (msw ) disposalwanglei , zhao y ong 2sheng,

25、 dongjun(college of environment and resources,jilinuniversity,changchun130026,china)abstract : anaerobicsanitarylandfill is popular in disposingmsw(municipal s olid waste ) in china. but it hasseveraldisadvantages , suchas slowdegradationrate, difficulties in gascontrolling, etc. thispaperthroughanaerobicandaerobiccontrastingexperiments, elicits that organicsdegradationratein aerobicland fill is betterthanin anaerobiclandfill.at the sametime , accordingto that severalfactors, suchas oxygencontent, humidity and s o on , will influ2enceaero