книги / Управление отходами. Сточные воды и биогаз полигонов захоронения твёрдых бытовых отходов

Это становится особенно актуальным в связи с тенденцией к закрытию, рекультивации старых свалок и строительству современных полигонов.

ВРоссии вопросами управления отходами, разработкой мероприятий по снижению негативного воздействия полигонов захоронения ТБО на окружающую среду занимаются сравнительно недавно, поэтому многие действующие технологии очистки фильтрационных вод базируются на зарубежном опыте и часто не адаптированыкклиматическим условиям иконкретному объекту.

Анализ существующих технологий очистки фильтрационных вод показал, что для этой цели могут быть использованы различные биохимические (аэробная и анаэробная очистка) и физико-химические (коагуляция, флокуляция, сорбция на АУ, микро- и ультрафильтрация, обратный осмос, озонирование, электрохимическое окисление, ультрафиолетовое излучение) методы.

Вэтой связи возникает проблема выбора метода и технологии очистки таких вод в зависимости от этапа жизненного цикла полигона ТБО, мощности объекта, климатических особенностей региона, которая может быть решена на основании исследования процессов формирования ФВ, их химического состава, объема, обоснования критериев играничных условий применения каждого метода.

Сложность разработки технологий очистки ФВ связана не только с многокомпонентностью их химического состава, но и с зависимостью его от стадии биохимической деструкции и, соответственно, от этапов жизненного цикла полигона.

Для обоснованного управления качеством ФВ, при разработке технологий очистки ФВ и системы мониторинга полигона ТБО необходимо прогнозировать изменение химического состава фильтрата. Длительность процессов разложения отходов не позволяет получить достоверных экспериментальных результатов по изменению состава фильтрата на различных стадиях биодеструкции. Часто результаты экспериментов по анаэробному разложению ТБО, полученные в лабораторных лизиметрах, не коррелируют с реальными полевыми условиями. В этом случае методы моделирования процессов образования фильтрационных вод могут являться более надежным инструментом прогнозирования изменения их состава.

Внастоящее время не существует единого подхода к прогнозным оценкам состава фильтрата, многие модели находятся в стадии разработки.

Существуют физические, химические, и биохимические модели прогноза состава фильтрата, базирующиеся на фундаментальных исследованиях H. Belevi, P. Baccini, M.A. Barlaz, Р. Mgyen, E. Battley, T. Christensen [46–52].

Методика H. Belevi, P. Baccini основана на математической модели для определения долговременного прогноза состава фильтрата на протяжении

100–10 000 лет [46].

61

Для разработки технологий очистки фильтрата наиболее важно знать его состав в периоды активной эксплуатации полигона, а также рекультивационного ипострекультивационного (активного), длящиеся до 100 лет. При использовании этой модели для краткосрочного прогноза состава фильтрата могут быть получены недостоверные результаты [46]. На рис. 1.19 схематически представлено изменение концентрации органического углерода (С0) в фильтрате на протяжении времени от момента размещения отходов на полигоне до 10 000 лет, а также показано время(tЕ), в течение которого концентрацияфильтрата снижается до ПДК(СЕ).

Рис. 1.19. Изменение концентрации органического углерода в фильтрате полигона ТБО во времени [1]

Эта модель предполагает, что начальная концентрация органических веществ в составе фильтрата изменяется по экспоненциальному закону.

Физическая модель формирования ФВ основана на расчете материального баланса органических веществ в ФВ на каждой фазе биодеградации. Деградируемая часть отходов трактуется как смесь целлюлозы, протеинов и жиров. Выход фильтрационных вод смоделирован по закону Дарси [47].

Биохимические модели учитывают стадии биодеструкции ТБО при формировании фильтрата [48–51].

При разработке методики прогноза состава фильтрата обычно моделируют стадии анаэробного разложения ТБО как наиболее длительные в жизненном цикле полигона и обусловливающие основные эмиссии загрязняющих веществ. Принимают, что биодеградируемая часть отходов представлена в основном целлюлозосодержащими соединениями, при этом считают, что пептиды и протеины, как легкоразлагаемая часть ТБО, разрушаются в аэробной фазе.

В работе [52] рассматривается термодинамическая модель биохимических процессов разложения летучих жирных кислот в анаэробных условиях на ацетогенной стадии разложения ТБО, определяются наиболее термодинамически вероятные реакции и на основании этого рассчитывается равновесный состав ФВ.

62

Однако недостатком всех рассмотренных моделей является то, что они пытаются описать процесс образования фильтрата вне взаимосвязи с формированием свалочного грунта, биогаза.

На кафедре охраны окружающей среды ПНИПУ была предпринята попытка разработки модели, описывающей состав фильтрата и биогаза с одних позиций и позволяющей без длительных экспериментальных исследований определять изменение состава фильтрата во времени в зависимости от морфологического состава ТБО. Разработанная модель основана на кинетическом анализе процессов формирования фильтрата.

На основе анализа процессов деструкции различных фракций ТБО разработана биохимическая модель деструкции ТБО на этапах жизненного цикла.

При разработке биохимической модели были использованы следующие допущения:

1.Полагалось, что на аэробной стадии деструкции подвергаются только пищевые отходы.

2.Принималось, что анаэробному разложению подвергаются в основном целлюлозосодержащие отходы (бумага, садово-парковые отходы, древесина, текстиль).

3.Полагалось, что основными продуктами разложения целлюлозосодержащих отходов являются летучие жирные кислоты, разрушающиеся до уксусной кислоты, углекислый газ, водород и вода. В фазе активного метаногенеза под действием метаногенных бактерий происходит разложение образующейся уксусной кислоты с образованием биогаза – метана и углекислого газа. Известно, что 70–75 % метана образуется именно из уксусной кислоты. На стадии стабильного метаногенеза биоразложению подвергается наиболее трудно разлагаемый лигнин.

4.В процессе разложения целлюлозы образуются летучие кислоты жирного ряда, биогаз, биомасса и свалочный грунт, значительно отличающийся от природных материалов (торфа, земли и др.), органическая часть которого содержит твердые органические соединения прогумусовой природы. Химический состав формирующейся в анаэробных условиях биомассы можно выразить сле-

дующей формулой: C1H1,8O0,5N0,2 [6].

Гумусовые вещества (гуминовые и фульвокислоты, гумин) – это специфические высокомолекулярные, полифункциональные, азотсодержащие соединения циклического строения и кислотного характера, которые являются продуктами конденсации ароматических соединений фенольного типа с аминокислотами

ипротеинами [53, 54]. Химический анализ формирующегося свалочного грунта

иприроды гуминовых веществ, их свойств позволил смоделировать основной фрагмент свалочного грунта, формирующегося в течение 20–25 лет, и установить его структурную формулу, на основании которой была определена химическая брутто-формула органической фракции свалочного грунта (ОФГ): C1H1,2O0,5N0,2.

63

5.Целлюлозосодержащие отходы ((C6H10O5)п) в уравнениях представлены

ввиде глюкозы – nC6H12O6.

Биохимическая модель разложения отходов на стадиях аэробной деструкции, активного и стабильного метаногенеза представлена в табл. 1.18.

Количество целлюлозосодержащей фракции в 1 т ТБО было представлено в виде количества глюкозы (п0, кмоль/т) и определено исходя из известного морфологического состава отходов по формуле

64

При определении nCi фракций древесных и садово-парковых отходов учиты-

валось содержание в них биорезистентного лигнина, который составляет 18–20 % отихмассы.

Расчеты показали, что в 1 т сухих ТБО содержится

–1,16 кмоль пищевых отходов;

–2,49 кмоль целлюлозосодержащих отходов, представленных в виде глюкозы, находящейся в твердом состоянии;

–0,267 кмоль лигнина;

–0,76 кмоль азота.

Вцелом в 1 т сухих ТБО содержится 29,18 кмоль, или 350,16 кг, углерода

и10,93 кг азота.

Для прогноза состава и формирования фильтрационных вод на каждом этапе жизненного цикла полигона необходимо использовать кинетические модели.

Кинетическая модель была разработана на основе упрощенной биохимической модели, которую можно представить следующей схемой:

nC6H12O6(т) → nC6H12O6(ж) → nC2H4O2(ж) + nСГ(т) → nCO2(г) + nCH4(г), (1.14)

гидролиз ацетогенез метаногенез

где СГ – техногенный свалочный грунт.

Формирование фильтрата может быть описано двумя последовательно протекающими реакциями, и изменение состава фильтрата во времени можно определить на основе кинетического уравнения последовательной реакции первого порядка:

A→k1 →B k2 C (1.15)

↓

nC6H12O6(ф) → nC2H4O2(ф) → nCO2(г) + nCH4(г) ,

где k1 – константа скорости реакции в фазе ацетогенеза; k2 – константа скорости реакции в фазе метаногенеза; А, В, С – последовательное превращение веществ.

Константы скорости разложения отходов могут быть определены по времени полураспада основных фракций ТБО, представленных в работах [3, 4].

65

Время полураспада для разных фракций отходов зависит в первую очередь от влажности поступающих на захоронение отходов и годового количества атмосферных осадков. Константа скорости разложения отходов в фазе ацетогенеза (k1) может изменяться в пределах 0,25–0,4 в зависимости от влажности отходов и климатических условий. Значения периода полураспада и константы скорости разложенияотходоввфазе метаногенеза (k2) дляразных условий показанывтабл. 1.19.

Таблица 1.19 Значения периода полураспада и константы разложения отходов

Общее время разложения отходов определяется временем распада средне- и медленноразлагаемых фракций, и величину константы скорости разложения можно принять как среднее для этих фракций значение: k = 0,07 для районов с годовым количеством осадков более 650 мм (влажные условия), k = 0,037 для районов с годовым количеством осадков менее 650 мм (сухие условия).

Скорость изменения содержания компонента В (vB) и, соответственно, изменение состава фильтрата во времени определяется по формуле

Обозначим степень превращения компонента А через x, скорость превращения компонента А примет вид

Обозначив степень образования компонента С через у, скорость накопления компонента С определим по уравнению

66

Интегрируя уравнение 1.19 с учетом 1.18, получим

Изменение числа молей компонента В во времени и, следовательно, изменение состава фильтрата определяется как

B = x − y

или

Зная nτ в определенный момент времени и объем образующихся ФВ Vф (м3/т сухих ТБО), можно определить величину ХПК (г О2/м3):

где М – молярная масса промежуточного продукта В (уксусной кислоты) (кг/кмоль); 1,07 – теоретическое значение ХПК уксусной кислоты.

Расчеты показали, что при климатических условиях, характерных для средней полосы России и Западного Урала, объем фильтрата может изменяться

впределах от 2,5 до 4,0 м3/т сухих ТБО.

Сучетом массы складированных отходов (Q, т/год), влажности отходов W и объема ФВ Vф (м3/год) формулы 1.21 и 1.22 можно привести к виду

На основе полученной модели был разработан программный продукт прогноза состава фильтрата [55].

Исходные данные, необходимые для расчета:

–морфологический состав ТБО;

–брутто-формулы и молярная масса каждой биодеградируемой фракции отходов, молярная масса фракции;

–масса накопленных отходов;

–влажность;

–константы скорости разложения ТБО в фазах ацетогенеза и метаногенеза;

–объем ФВ.

Модель была верифицирована при исследовании химического состава ФВ полигона ТБО г. Перми. По расчетам на 2006 год (после 30 лет депонирования

67

отходов) величина ХПК ФВ составила 4500 мг О2/дм3 (рис. 1.20), что коррелирует с экспериментальными данными по анализу ФВ, отобранных из тела полигона и наземных скоплений.

Рис. 1.20. Изменение ХПК фильтрационных вод во времени

Концентрация фильтрационных вод (ХПК) изменяется в диапазоне

1600–6000 мг О2/дм3.

Модель прогноза состава ФВ дает результаты, достаточные для принятия практических решений при проведении диагностических мониторинговых исследований и выборе метода и технологии очистки ФВ.

1.5.3.Очистка сточных вод полигона ТБО

1.5.3.1.Анализ существующих технологий очистки фильтрационных вод

Как свидетельствует практика, в настоящее время действующие технологии обезвреживания и очистки ФВ в основном базируются на зарубежном опыте, часто не адаптированы к климатическим условиям, конкретному объекту

инередко экономически неоправданны.

Впрактике очистки сточных вод на основе накопленного опыта уже сложились определенные традиционные подходы к выбору методов и технологий очистки.

Сточные воды, содержащие взвешенные и коллоидные примеси, подвергают механической, коагуляционной или флотационной очистке. В последние годы для этих целей стали применять методы микро- и ультрафильтрации.

68

Стоки, содержащие органические примеси, обезвреживают биохимическими методами и в зависимости от концентраций загрязняющих компонентов, применяют аэробную или анаэробную очистку. Для доочистки используют адсорбционные или мембранные технологии. Обеззараживание воды осуществляют хлорированием, озонированием или ультрафиолетовым облучением (УФО).

Для очистки сточных вод, содержащих ионы тяжелых металлов, магния, кальция и других, используют осадительные, ионообменные или мембранные (обратный осмос) методы [56, 57].

В связи с тем, что фильтрационные воды полигонов ТБО содержат широкий спектр примесей различного характера – органических, неорганических, микробиологических, возникает необходимость разработки комплексных технологий их обезвреживания. Изменяющиеся на протяжении всего жизненного цикла полигона состав и концентрация загрязняющих веществ в ФВ не позволяют создать универсальную схему очистки.

Наиболее просто задача обезвреживания ФВ при его небольшом объеме может быть решена путем сброса в систему общегородской канализации, если концентрации загрязняющих веществ с учетом их разбавления не превышают установленных нормативов. Однако в большинстве случаев фильтрат содержит высокотоксичные и биорезистентные компоненты, что приводит к значительному усложнению очистки городских сточных вод. Например, в Германии такая совместная очистка фильтрата разрешается, если его объем составляет не более 5 % от общего объема стоков, подаваемых на городские очистные сооружения [58].

Увеличение доли фильтрата в стоках ухудшает процессы отстаивания сточных вод при механической очистке, при этом повышается их коррозионная активность. В результате накопления ионов тяжелых металлов в активных илах исключается возможность их использования в качестве удобрения в сельском хозяйстве, биотоплива или субстрата для рекультивации нарушенных земель, в ряде случаев требуется захоронение или обезвреживание избыточного ила по технологиям, предусмотренным для отходов 1-го и 2-го классов опасности.

Одним из способов уменьшения объема фильтрационных вод является их рециркуляция, т.е. использование собранного фильтрата для орошения рабочего тела полигона [59–62].

Метод позволяет увеличить влажность отходов, что стимулирует биохимические процессы их разложения, снижает риски возгорания тела полигона. «Промывка» тела полигона ТБО способствует более плотной укладке отходов, выносу водорастворимых продуктов их деструкции, усилению процессов метаногенеза. Однако накопление в рециркулируемом фильтрате продуктов деструкции, ионов тяжелых металлов, биорезистентных примесей будет постепенно приводить к нарушению процессов анаэробного разложения отходов, при этом

69

значительно повышается концентрация загрязняющих веществ в фильтрате [61]. При использовании метода рециркуляции фильтрата необходимо эмпирическим или расчетным методом определять кратность рециркуляции, а затем направлять концентрированный фильтрат на очистку.

В г. Краснокамске Пермского края введен в эксплуатацию современный полигон захоронения ТБО площадью 16 га, рассчитанный на прием 520 тыс. т отходов в течение 20 лет. Укладка бытовых отходов осуществляется на рабочей карте по технологии послойного уплотнения. Полигон предназначен для обслуживания четырех поселений, численность населения которых составляет около 74 тыс. человек. На полигоне осуществляется предварительная сортировка части отходов (более 30 %, 80 т/сут) на мусоросортировочном комплексе, позволяющем выделять 18 видов вторичного сырья – макулатуру, полиэтиленовые бутылки, алюминиевые и жестяные банки, лом бытовой техники, стекло, полипропилен, полиэтилен и другие. Отходы прессуются и отправляются на перерабатывающие предприятия Москвы, Казани, Кирова, Сыктывкара, Перми. На полигоне депонируются остатки сортировки и часть несортированных отходов (смешанный поток).

Для снижения объема фильтрационных вод, ускорения процессов биодеструкции отходов и их возможного возгорания совместно со специалистами ПНИПУ разработана автоматизированная система сбора и рециркуляции фильтрата, включающая дренажную сеть, расположенную на водонепроницаемом основании рабочего тела полигона, с отводом фильтрата в два гидравлически связанных между собой пруда-накопителя (рис. 1.21).

Емкость прудов-накопителей обеспечивает накопление фильтрата, его усреднение и очистку от взвешенных веществ отстаиванием.

Система автоматической подачи фильтрата на рабочее тело полигона включала следующие элементы:

1.Прибор для управления насосом САУ-М2 в комплекте с датчиками уров-

ня предназначен для создания систем автоматического поддержания уровня жидкости в резервуарах, накопительных емкостях.

2.Регистратор времени наработки оборудования Мерадат-М24СН1

предназначен для регистрации суммарного времени наработки оборудования.

3.Твердотельное реле KIPPRIBOR HT предназначено для управления трехфазной электрической нагрузкой от 10 до 120 А.

4.Преобразователь интерфейсов USB-RS-485 предназначен для преобра-

зования сигналов интерфейса USB в сигналы двухпроводного магистрального интерфейса RS-485 с гальванической изоляцией.

5.Реле электромагнитное нормально разомкнутое предназначено для замыкания контактов цепи при подаче напряжения на реле.

70