Управление отходами. Сточные воды и биогаз полигонов захоронения твер

ется основой для расчета эмиссии биогаза по моделям, разработанным Американским агентством по охране окружающей среды (US EPA). Так, Landfill Air Emission Estimation Model позволяет определить уровень метанообразования в год на основе информации о среднегодовом накоплении отходов, модель LandGEM [160] используется для определения общего объема метана, выделенного тонной ТБО в момент времени t.

ВАвстрии и Германии расчет эмиссии биогаза производят по модели Tabasaran – Rete nberger [153], которая определяет количество образующегося биогаза в зависимости от содержания в отходах разлагаемого органического углерода. На основе модели Tabasaran – Retenberger в России Академией коммунального хозяйства (АКХ) им. К.Д. Памфилова разработана методика расчета эмиссии биогаза после стабилизации процесса разложения в фазе метаногенеза с учетом влажности ТБО.

Вцелом модели биологического разложения обладают достаточно высоким уровнем точности, в частности установлено соответствие между расчетными методами определения эмиссии биогаза и полевыми измерениями (рис. 2.14). Но их общими недостатками являются громоздкость, большое число расчетных коэффициентов и констант, существенно зависящих от локальных факторов, высокие требования к качеству исходных данных.

Рис. 2.14. Сравнение величин эмиссий биогаза, полученных экспериментальными и теоретическими методами

Мультиплетные модели прогноза. В конце 90-х годов появился много-

фазный подход с целью создания комплексных, мультиплетных моделей прогноза, учитывающих взаимодействие между газом, жидкостью и твердой фазой.

171

Наряду с влажностью и содержанием органики, влияющими на процесс образования биогаза, мультиплетная модель характеризует изменение параметров сточных вод и осадки полигона S во времени t.

Чтобы повысить точность прогноза, A.I. Zacharov и A.P. Bulter предложили интегрированную модель прогноза [48]. Хотя диапазон факторов внешней среды, влияющих на биологическое разложение, широк, авторы опираются на распространенное мнение о том, что влажность – наиболее управляемый фактор в течение всего жизненного цикла полигона. Модель базируется на гипотезе о том, что движение жидкости через разрушающиеся отходы влияет на преобразование твердого вещества и генерацию метана.

Таблица 2.7

Разновидности моделей прогноза образования биогаза на основе уравнения разложения первого порядка

172

где Ci – концентрация i-го компонента; Gi – уровень генерации i-го компонента, прошедшего через толщу отходов с водным потоком q к основанию полигона площадью AL за время Tb ; p( Tb ) – вероятность времени движения загрязнителя от точки образования до основания полигона; erf – функция стандартной ошибки; µ– логарифмическая скорость вертикального гидравлического потока; σ – стандартное отклонение.

Пока эти модели не нашли широкого применения на практике и остаются в поле зрения узкого круга специалистов-исследователей.

Модели переноса свалочных газов. Модели переноса используются в настоящее время для расчета параметров систем дегазации. В основу этих моделей положен фундаментальный физический процесс переноса потока газа через пористую среду, вызванный градиентом давления. При этом принимается, что модельное свалочное тело является гомогенной средой.

Модель переноса, разработанная Lang (1989), определяет уровень газовой генерации как функцию времени [146]. В ходе экспериментальной проверки разработанных уравнений автор установил, что на мелких полигонах большой площади путь наименьшего сопротивления газовому потоку направлен вверх даже с глиняным покрытием полигона. Сорбция газов в засыпке приводит к нарушению процесса переноса к поверхности. Lang показал, что массовый баланс элементарного объема газа в полигоне описывается уравнением

где ρ – плотность газа, кг/м3; t – время, с; V – объемная скорость, м/c; G – уровень газообразования, кг/м3·с.

После ряда преобразований по закону идеальных газов и закону Дарси уравнение движения газа по Lang принимает вид

где М – атомная масса биогаза; µ– вязкость газа, кг/м·с; K – внутренняя проницаемость, м; G – уровень газообразования, кг/м3·с; x, y, z – 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 СО2) и следовых компонентов биогаза [160].

Модели переноса предполагают наличие определенных базовых допущений. Во-первых, предполагается, что пространственное распределение отходов

174

в теле свалки и их состав известны; во-вторых, что «история» захоронения отходов записана; в-третьих, допускается, что тело свалки – гомогенная пористая среда с известными характеристиками; 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 основываются на использовании математического описания движения газа в условиях градиента давления. В настоящее время эти задачи решаются на основе закона Дарси для ламинарного потока жидкости через пористые среды. Поток газа из тела полигона к скважине математически выражается следующим образом:

где l – расстояние от скважины, м; V – скорость газа, м/c; k – коэффициент проницаемости, м/c; h – гидравлический напор, м; производная dh/dl – гидравлический градиент на расстоянии 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 число Рейнольдса, определяемое по формуле (2.28), больше или равно 2000.

циент кинематический вязкости, м3/c.

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 Рейнольдса – более 4000).

Использование теоретических моделей, основанных на законе Дарси, требует оценки таких параметров, как гидравлическое сопротивление, газопроницаемость слоя отходов, текущий уровень газообразования, статическое давление в скважине, вязкость биогаза, радиус трубы, радиус влияния буровой скважины.

Гидравлическое сопротивление слоя отходов может сильно изменяться даже в пределах одного полигона. Обычно оно находится в интервале от 10–7 до 10–12 см2.

Газопроницаемость может быть измерена, принята по физическим характеристикам свалочного грунта или рассчитана по формуле

175

где k – проницаемость слоя отходов, см2; Pl – давление в теле полигона, Па/м2; Pv – давление в скважине, Па/м2; R – радиус влияния, м; r – радиус буровой

скважины, м; – вязкость биогаза, Па/c; D – плотность среды, кг/м3; Q – уровень газообразования, м3/c; E – эффективность системы сбора (1–100 %); М – емкость полигона, кг; WD – длина экрана скважина, м; L – глубина полигона ТБО, м.

Применение этих уравнений возможно только при условии, что уровень газообразования Q, или метановый потенциал, измерен или определен теоретически с помощью модели биоразложения.

2.2.2. Методы расчета эмиссии биогаза

Все перечисленные методы расчета газообразования довольно сложны

итребуют определенного качества и количества исходных данных. Их общим недостатком является использование большого числа зависимых параметров, которые не могут быть должным образом определены или измерены. Однако с практической точки зрения сомнительно, что вся требуемая информация будет когда-нибудь существовать.

Зачастую пользователь знает лишь общее количество складируемых отходов и их поступление на полигон за последние несколько лет. Это влияет на точность прогнозирования и усложняет практическое применение моделирования.

Поскольку характеристики отходов и условия работы полигона существенно варьируются в различных регионах, скорость выделения свалочного газа

иего состав колеблются в широком диапазоне.

Тем не менее можно систематизировать 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 засыпки в качестве защитного покрытия; отсутствие изолирующей пересыпки складируемых слоев отходов.

Идеальной была бы модель, которая позволяла бы решать практические задачи в реальные сроки и при минимуме исходных данных. На данном этапе исследований разработать универсальную модель невозможно, однако при наличии определенных исходных данных и методов расчета эмиссий, применяемых в практике проектирования полигонов, можно адаптировать существующие модели в соответствии с поставленными задачами для закрытых, экс-

176

плуатируемых и проектируемых полигонов в зависимости от их емкости и специфических особенностей.

На основе проведенного анализа можно сформулировать основные принципы разработки модели прогноза образования биогаза на полигоне ТБО, с тем, чтобы она стала надежным инструментом управления метаногенезом.

Модель должна отвечать некоторым общим требованиям:

a) соответствовать поставленной задаче (оценка глобальных эмиссий или локальных воздействий);

б) соответствовать типу полигона (свалка или санитарный полигон) и этапу его жизненного цикла (рекультивируемый или действующий);

в) учитывать наиболее важные факторы, влияющие на эмиссию метана; г) быть удобной для проектировщика и пользователя и не содержать

большого количества эмпирически определяемых констант; д) давать результаты, достаточные для принятия практических решений.

Скорость и полнота протекания процессов биодеструкции отходов зависит, главным образом, от их морфологического, химического состава, климатогеографических 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 [145].

Факторами, которые целесообразно учитывать в прогнозах 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 колебания, 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 диапазоне значений, оптимальных для метаногенеза.

2.Содержание метана в биогазе составляет 50 %.

3.Активная фаза метаногенеза наступает через два года после формирования анаэробных условий.

4.При деградации отходов 1 % от общего содержания биоразлагаемого углерода переходит в фильтрат.

5.Процесс разложения отходов подчиняется кинетическому уравнению первого порядка. Константа скорости разложения k определяется по времени полураспада основных фракций отходов и их влажности.

Величина константы разложения k может быть рассчитана следующим образом. Интегрируя кинетическое уравнения первого порядка (2.14), получаем:

где τ0,5 – время полураспада компонента.

Время полураспада разных типов отходов зависит в первую очередь от влажности поступающих на захоронение отходов и годового количества осадков, присущих местности, где расположен полигон. Значения периода полураспада и факторабиоразложения дляразных условий показаны втабл. 2.2.

Наиболее важной стадией, лимитирующей общую скорость 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 [151]. Поэтому общее время разложения отходов определяется 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 годовым количеством осадков более 650 мм (влажные условия), k = 0,037 для районов годовым 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 величину метанового потенциала отходов, определенного с учетом коэффициента биоразложения. Максимальное количество биогаза, которое может выделиться из одной тонны отходов, определяется стехиометрически. Однако реальное газообразование значительно меньше. Точность прогнозирования будет зависеть от того, как определен метановый потенциал отходов.

Таким образом, для моделирования эмиссий метана пользователю в качестве исходных достаточно определить следующие параметры: морфологический и химический составы 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 L0i (нм3/т сухих отходов) для каждой фракции отходов с учетом коэффициента биоразложения BF и зольности А по формуле

где nc – число киломолей углерода, содержащееся в 1 т фракции; µi – молярная масса фракции, кг/кмоль.

178

После соответствующих преобразований формула принимает вид

где xi – доли биоразлагаемых фракций.

Количество метана Q, нм3, выделившееся за время τ , можно определить следующим образом:

Мс – масса сухих отходов, т, которую удобнее выразить через массу влажных отходов, Мвл, поступающих на полигон:

где w – влажность отходов, поступающих на полигон, доли ед.

Интегрируя и затем логарифмируя это уравнение, получаем объем выделившегося метана, нм3:

Дифференцируя уравнение (2.37), можно определить скорость образования метана, в нм3 /год:

где τi – расчетный год эксплуатации полигона, τl – расчетный год эксплуатации полигона – время, необходимое для установления анаэробных условий.

Формулу (2.38) можно использовать для расчета эмиссий метана (биогаза) на различных этапах жизненного цикла полигона.

Для действующего полигона необходимо учитывать среднегодовое накопление массы отходов Мсг. В этом случае Мвл рассчитывается следующим образом:

где τi – расчетный год эксплуатации полигона.

179

Формула (2.50) принимает вид

На этапе рекультивации полигона масса отходов принимается постоянной и равной общей массе на момент закрытия Мτ. Расчет ведется по формуле (2.47).

Особенностью захоронений ТБО в России является горение складированных отходов, так как происходит ряд экзотермических реакций, приводящих к саморазогреву. При наличии кислорода в пограничных зонах, объем которых может быть достаточно большим, и метана, мигрирующего в теле полигона, происходит самовозгорание, приводящее к пожарам. На большинстве эксплуатируемых свалок горение происходит круглый год в течение многих лет. В результате часть отходов, а следовательно, и органического углерода выгорает. Поэтому в расчетах целесообразно принимать это явление во внимание и уменьшать массу отходов на величину сгоревших, которую можно определить, пользуясь действующими Временными рекомендациями по расчету выбросов вредных веществ в атмосферу в результате сгорания на полигонах твердых бытовых отходов.

Решение системы уравнений (2.25) и (2.37) позволяет производить расчет систем дегазации [145].

Применение моделей Американского агентства по охране окружающей среды (US EPA)

Американское агентство по охране окружающей среды ведет постоянный мониторинг эмиссий биогаза на полигонах ТБО, данные которого облегчают использование расчетных моделей, так как позволяют назначать некоторые параметры в виде констант. Для оценки глобальных эмиссий US EPA рекомендует следующую методику [159].

Для больших полигонов вместимостью более 1,1 млн т, расположенных во влажной климатической зоне с годовым количеством осадков более 650 мм, количество образующегося метана, т/г, определяется следующим образом:

где W – общее количество захороненных отходов, т.

Для южных полигонов, расположенных в сухой зоне с годовым количест-