книги / Управление метаногенезом на полигонах твердых бытовых отходов
..pdfН ~ ^ М — * } ' • |
<3-9> |
|||
|
|
|
Таблица 3.4 |
|
Разновидности моделей прогноза |
|
|||
образования биогаза на основе уравнения |
|
|||
разложения первого порядка |
|
|||
Источник |
равнение |
|
Обозначения |
|
Massoud, |
V (t)- V 0- c '* |
V(t) - объем биогаза; |
|
|
E-Fadel !И. [17] |
|
V0 - |
объем биогаза, образо |
|
FeliubadaloJ. [26] |
|
ванный ед. отходов в ед. вре |
||
|
|
мени; |
|
|
|
|
t - |
общее время генерации; |
|
|
|
к -константа разложения, |
||
|
|
1/год |
|
|
Pyrah L.C., |
V(t) = (V o k ,/k > (e _n- l ) ( c n - l ) |
V(t) - объем биогаза; |
|
|
McDougal J. R. [19] |
|
V0 - |
объем биогаза, образо |
|
Feliubadalo J. [26] |
|
ванный ед. отходов в ед. вре |
||
|
|
мени; |
|
|
|
|
t - |
общее время генерации; |
|
|
|
к -константа разложения, |
1/год; к,- ежегодная засыпка
Модель |
о - а д - i o - ^ - |
1,85 |
АКХим. |
w _60 |
|
|
|
|
К.Д. Памфилова [18] |
|
13 |
Qt - объем образуемого биогаза, M 3A to ;
W - естественная влажность отходов, %;
t - продолжительность пе риода стабилизированного вы хода биогаза, год;
к - константа разложения
Модель Tabasaran- |
G t = G 1(1 -1 0 **) |
G, - |
количество выделивше |
Retenberger [24,34] |
G |= 1,868-Co' (0,014T+0,028) |
гося метана за время t, м3; |
|
|
G, - |
потенциал генерации |
|
|
|
||
|
|
метана; |
|
|
|
С0- |
содержание органичес |
|
|
кого углерода; |
|
|
|
Т - |
температура в теле по |
|
|
лигона |
Источник
LandGEM [27]
Marticorena В., Attai А., Camacho Р., Manem G., Hesnault D.,
Salmon P., 1993 [36]
EPA, 1998 [22]
EIIP, 1999
Landfill Air Emissions
Model [28]
Окончание таблицы 3.4
равнение
s
F- 2 |
T ( |
/ |
* |
4 |
„ |
|
M P Q |
|
( - / Y l |
^2k
°U k{Tp - T L) + 2
Q = L0 R(e 'kc-e •|!,)
Обозначения
G - количество биогаза;
LQ - потенциал генерации метана;
t - общее время генерации; t, - время от размещения до
начала генерации;
s - фазовая константа увеличения скорости распада 1-го порядка, 1/год
F - |
количество |
метана, |
м3/год;Т - Jвес отходовJ |
с одной |
|
ячейки; |
|
|
i - |
количество ячеек или |
|
слоев (карт); |
|
|
d - |
время разложения, год; |
|
t - |
продолжительность пе |
риода выхода биогаза; МР0 - метановый потенци
ал неразложившихся отходов
к - константа разложения; G0 - количество биогаза; Трвремя пикового уровня
биогаза, год;
TL- время хранения отхо дов;
1^ - потенциал генерации метана
Q - уровень метанообразования;
Ц - потенциал генерации метана;
R - ежегодный прирост от ходов;
с - время с момента закры тия полигона;
t - текущий год;
к - константа разложения
где: С, —концентрация i-ro компонента; G. —уровень гене рации i-ro компонента, прошедшего через толщу отходов с водным потоком q к основанию полигона площадью за время Tb; pCTJ —вероятность времени движения загрязни теля от точки образования до основания, полигона; erf — функция стандартной ошибки; ц —логарифмическая ско рость вертикального гидравлического потока; ст —стандар тное отклонение.
3.5. Модели переноса свалочных газов
Модели переноса используются в настоящее время для расчета параметров систем дегазации. В основу этих моде лей положен фундаментальный физический процесс пере носа потока газа через пористую среду, вызванный гради ентом давления. При этом принимается, что модельное свалочное тело является гомогенной средой.
Модель переноса, разработанная Lang (1989), определя ет уровень газовой генерации как функцию времени [15]. В ходе экспериментальной проверки разработанных урав нений он установил, что на мелких полигонах большой площади путь наименьшего сопротивления газовому пото ку направлен вверх даже с глиняным покрытием полиго на. Сорбция газов в засыпке приводит к нарушению про цесса переноса к поверхности. Lang показал, что массовый баланс элементарного объема газа в полигоне описывается уравнением:
p -^ - = - v (pF)+G, |
(3.10) |
где: р - плотность газа, кг/м3; t - время, с; V - объемная скорость, м/с; G —уровень газообразования, кг/м3 • с;
После ряда преобразований по закону идеальных газов и закону Дарси уравнение движения газа по Lang прини мает вид:
д ( М |
к |
ф 2"! |
ax{RT\i д дх ) dy{RTц 1 д у ) &[д7ц' |
г |
& у (3.11) |
где: М —атомная масса биогаза (СН4+С02), кг/кг*моль; R - универсальная газовая постоянная, 8,314 Дж/моль* К; Т - температура газа, °К; д - вязкость газа, кг/м*с;
К —внутренняя проницаемость, м; G —уровень газообра зования, кг/м 3 • с; х, у, г —координаты.
Основным недостатком моделей переноса является их одномерность. Они не учитывают сорбционные процессы и процессы биоразложения, которые значительно влияют на диффузию главных (смесь СН4 и С02) и следовых компо нентов биогаза [27].
Модели переноса предполагают наличие определенных базовых допущений; часть из которых, однако, если не все, не совсем корректны. Во-первых, предполагается, что пространственное распределение отходов в теле свалки и их состав известны; во-вторых, что «история» захороне ния отходов записана; в-третьих, допускается, что тело свал ки —гомогенная пористая среда с известными характери стиками; в-четвертых, уровень газообразования известен в каждой точке внутри полигона и является постоянным. Свойственные моделям переноса допущения практически не встречаются, поэтому такой подход к оценке эмиссий в настоящее время ограничен.
Практические расчеты систем дегазации, тем не менее, основываются на использовании математического описа ния движения газа в условиях градиента давления. В на стоящее время эти задачи решаются на основе закона Дар си для ламинарного потока жидкости через пористые сре ды. Поток газа из тела полигона к скважине выражается математически следующим образом:
V = -к— , |
(3.12) |
dl |
|
где: I - расстояние от скважины (м); |
V — скорость газа |
(м/с); k —коэффициент проницаемости (м/с); h —гидрав лический напор (м).
Производная dh/dl —гидравлический градиент на рас стоянии 1 м.
Закон Дарси применим только к ламинарному потоку жидкости или газа. Для определения характера потока обычно используется число Рейнольдса (Re).
Ламинарное движение жидкости имеет место, если чис ло Рейнольдса, определяемое по формуле (3.13), больше или равно 2000.
Re = 0,0354 Q/d'V,
94
где: Q —расход газа, м3/ч; d —внутренний диаметр газопро вода, см; v —коэффициент кинематической вязкости, м3/с.
Это означает, что закон Дарси применим только к очень медленному перемещению воды или газа. Максимальная скорость газа (V) при соблюдении ламинарного режима составляет 0,3 см/с. В условиях активной дегазации поток биогаза рассчитывается как турбулентный (число Рейноль дса - более 4000).
Использование теоретических моделей, основанных на законе Дарси, требует оценки таких параметров, как гид равлическое сопротивление, газопроницаемость слоя отхо дов, текущий уровень газообразования, статическое давле ние в скважине, вязкость биогаза, радиус трубы, радиус влияния буровой скважины.
Гидравлическое сопротивление слоя отходов может силь но изменяться даже в пределах одного полигона. Обычно оно находится в интервале от 10‘7 до 1012 см2.
Газопроницаемость может быть измерена, принята по физическим характеристикам свалочного грунта или рас считана по формуле [15]:
Я ,-Л 3. 1 п М г ) - ц - р - е - £ .
(3.14)
' М-(Р2+Py){lVD!L) ’
где: k —проницаемость слоя отходов (см2); Pt —давление в теле полигона (Па/м2); Ру —давление в скважине (Па/м2); R - радиус влияния, (м); г —радиус буровой скважины (м); ц - вязкость биогаза (Па/с); D — плотность среды (кг/м3); Q - уровень газообразования (м3/с); Е — эффек тивность системы сбора (1 —100 %); М - емкость полиго на (кг); WD - длина экрана скважины (м); L - глубина полигона ТБО (м).
Применение этих уравнений возможно только при ус ловии, что уровень газообразования Q, или метановый по тенциал, известен, то есть либо измерен, либо определен теоретически с помощью моделей биоразложения.
3.6. Метод расчета эмиссий
Все перечисленные методы расчета газообразования до вольно сложны и требуют определенного качества и коли чества исходных данных. Их общим недостатком являет
ся использование большого числа зависимых параметров, которые не могут быть должным образом определены или измерены. С практической точки зрения сомнительно, что вся требуемая информация будет когда-нибудь суще ствовать.
Зачастую известно лишь общее количество склади руемых отходов и их поступление на полигон за пос ледние несколько лет. Это влияет на точность прогно зирования и усложняет практическое применение мо делирования.
Так как характеристики отходов и условия работы по лигона существенно варьируют в различных регионах, ско рость выделения свалочного газа и его состав колеблются в широком диапазоне. Тем не менее, можно систематизи ровать основные требования к моделированию процессов метаногенеза.
Для прогноза эмиссий биогаза с российских полигонов параметры моделей должны учитывать их характерные особенности: отсутствие учета длительности воздействия складированных отходов на окружающую среду; отсутствие предварительной подготовки отходов перед захоронением; отсутствие системы дегазации; применение земляной за сыпки в качестве защитного покрытия; отсутствие изоли рующей пересыпки складируемых слоев отходов.
Поэтому моделирование должно рассматриваться, с од ной стороны, в качестве приблизительного индикатора ожидаемых тенденций образования биогаза [1], с другой - использоваться шире и более гибко, в зависимости от по ставленных задач. Идеальной была бы модель, которая позволяла бы решать практические задачи в реальные сро ки и при минимуме исходных данных. На данном этапе исследований разработать универсальную модель невоз можно, однако при наличии определенных исходных дан ных и методов расчета эмиссий, применяемых в практи ке проектирования полигонов, можно адаптировать су ществующие модели в соответствии с поставленными задачами для закрытых, эксплуатируемых и проектируе мых полигонов в зависимости от их емкости и специфи ческих особенностей.
На основе проведенного анализа можно сформулиро вать основные принципы разработки модели прогноза об-
разования биогаза на полигоне ТБО, с тем чтобы она стала надежным инструментом управления метаногенезом.
Модель должна отвечать некоторым общим требовани ям:
а) соответствовать поставленной задаче (оценка глобаль ных эмиссий или локальных воздействий);
б) соответствовать типу полигона (свалка или санитар ный полигон) и этапу его жизненного цикла (рекультиви руемый или действующий);
в) учитывать наиболее важные факторы, влияющие на эмиссию метана;
г) быть удобной для проектировщика и пользователя и не содержать большого количества эмпирически опреде ляемых констант;
д) давать результаты, достаточные для принятия прак тических решений.
Скорость и полнота протекания процессов биодеструк ции отходов зависят, главным образом, от их морфологи ческого, химического состава, климато-географических условий, стадии жизненного цикла полигона.
Источником биогаза являются биоразлагаемые фракции отходов, составляющие в среднем 60 —80% от массы ТБО, к которым относятся пищевые отходы, садово-парковые, бумага, древесина, некоторые виды текстиля.
^ Наиболее важной стадией, лимитирующей общую ско рость разложения органических веществ в теле полигона, является разложение целлюлозы. Считается, что 71—77% целлюлозы разлагается на последних этапах жизненного цикла полигона. Поэтому общее время разложения отхо дов определяется временем распада средне- и медленноразлагаемых фракций.
Факторами, которые целесообразно учитывать в прогно зах образования биогаза, являются влажность отходов и их морфология. Температуру в теле полигона и рН-среды можно рассматривать в оптимальных для метаногенеза диапазонах значений и не принимать во внимание их ко лебания, так как они всегда приводят к торможению или прекращению процесса. Таким образом, целесообразно, моделируя процесс, принять следующие допущения.
1. Температура и pH среды рассматриваются в диапазо не значений, оптимальных для метаногенеза.
2.Содержание метана в биогазе «оставляет 50% [24, 37].
3.Активная фаза метаногенеза наступеет через два года после формирования анаэробных условий.
4.При деградации отходов 1% от общего содержания биоразлагаемого углерода переходит в фильтрат.
5.Процесс разлож ения отходов подчиняется кине тическому уравнению первого порядка (3.3). Констан та скорости разлож ения к определяется по времени полураспада основных фракций отходов и их влаж ности.
Величина константы разложения к может быть рассчи тана следующим образом.
Время полураспада —это время, за которое начальная концентрация С0 уменьшается наполовину, т.е.
В результате интегрирования кинетического уравнения первого порядка (3.3) получаем уравнение:
с}дС |
= -к\дт |
(3.15) |
||
\ |
- |
|||
С о |
ь |
|
1о |
|
inC0-inC=ftft-x0; |
(3.16) |
|||
Отсюда |
|
. |
г |
|
к = — In — |
(3.17) |
|||
|
|
т |
С„ |
При С = У2С0 константа разложения определяется по формуле:
^ _ In2 _ 0,69
(3.18)
Т V *V
где т0 5 —время полураспада компонента.
Время полураспада для разных типов отходов зависит в первую очередь от влажности поступающих на захороне ние отходов и годового количества осадков, присущих ме
стности, где расположен полигон. Значения периода полу распада и константы разложения для разных условий по казаны в табл. 2.2.
л Наиболее важной стадией, лимитирующей общую ско рость разложения органических' веществ в теле полигона, является разложение целлюлозы. Считается, что 71—77% целлюлозы разлагается на последних этапах жизненного цикла полигона и образует 90% общего количества метана [10, 11]. Поэтому общее время разложения отходов опре деляется временем распада средне- и медленноразлагаемых фракций, и величину константы скорости разложения можно принять как среднее для этих фракций значение, пренебрегая значением для быстроразлагаемых фракций: k = 0,072 для районов с годовым количеством осадков бо лее 650 мм (влажные условия), k = 0,037 для районов с годо вым количеством осадков менее 650 мм (сухие условия).
Принимая указанные допущения, можно считать, что величина эмиссии биогаза будет определяться количеством и морфологическим составом отходов, их влажностью. Изменение этих параметров можно выразить через вели чину метанового потенциала отходов, определенного с уче том коэффициента биоразложения. Максимальное коли чество биогаза, которое может выделиться из одной тон ны отходов, определяется стехиометрически. Однако реальное газообразование значительно меньше. Точность прогнозирования будет зависеть от того, как определен метацовый потенциал отходов. Экспериментально обосно ванную максимально возможную в реальных условиях степень разложения отходов —фактор биоразложения BF различных органических отходов - можно определить по таблице 2.2.
Таким образом, для моделирования эмиссий метана пользователю в качестве исходных достаточно определить следующие параметры: морфологический и химический состав биоразлагаемой части ТБО; зольность отходов А (доля ед.); влажность w (доля ед.); коэффициент биоразложения отходов на стадии полного метаногенеза Bf (доля ед.).
Первоначально на основе морфологического состава ТБО рассчитывается метановый потенциал Loi (нм3/т сухих от ходов) для каждой фракции отходов, с учетом коэффици ента биоразложения BF и зольности А, по формуле (3.19):
L 0i = 1000-^-(l-/f )• 22,4-а 0,99 |
(3.19) |
И, |
|
где пс —число киломолей углерода, содержащееся в 1 тон не фракции; р. —молярная масса фракции, кг/кмоль (табл. 2).
После соответствующих преобразований формула при нимает вид:
I 0j = 11088 |
(1 - |
А )В f , (нм3/т). |
(3.20) |
Полный потенциал генерации метана L0 (нм3/т |
сухих |
||
отходов) можно определить по формуле: |
|
||
^'0 = Z (i o,••*,) |
(нм3/т), |
(3.21) |
где xt —доли биоразлагаемых фракций.
Количество метана Q (нм8), выделившееся за время t, можно определить следующим образом:
& = {L0-Mt -Q)-к, |
(3.22) |
а х |
|
где L0 - метановый потенциал отходов, нм3/т; |
k —кон |
станта разложения. |
|
Мс —масса сухих отходов (в тоннах), которую удобнее выразить через массу влажных отходов, Мчл, поступаю щих на полигон:
К = М „ ( 1-w), |
(3.23) |
где w - влажность отходов, поступающих на полигон, доли ед. Интегрируя, а затем логарифмируя это уравнение, по
лучаем объем выделившегося метана (нм3):
Q= М„(\ - w)£(l0f |
(l h ). |
(3.24) |
Дифференцируя уравнение (3.21), можно определить скорость образования метана (в нм3) в год:
Усн. =0 - |
• * ( 3 . 2 5 ) |
где xz —время, необходимое для установления анаэробных условий.