通風方式對高含水率垃圾生物干化的影響

黃文雄 ,蘇紅玉 ,黃丹丹 ,尹 然 ,袁 松 ,梁前芳 (1.北京科技大學土木與環(huán)境工程學院,北京 100083；.城市建設研究院,北京 10009)

含水率高,廚余類有機物含量高,發(fā)熱量低,是我國城市生活垃圾的基本特征[1].這種高含水率的混合垃圾如果用于填埋會釋放大量的滲濾液和溫室氣體,增加二次污染潛力;如果用于焚燒,會降低生活垃圾低位熱值,致使焚燒熱能利用效率降低,甚至需要添加輔助燃料;同時,高含水率還使得垃圾不同組分相互粘連,機械分選效果差,限制了通過分選實現(xiàn)垃圾處理過程優(yōu)化的可能性. 因此,在生活垃圾分類收集難以全面展開的前提下,迫切需要開發(fā)降低垃圾含水率的技術[2].

生物干化是近幾年來逐步興起的一種預處理手段,與熱干化不同,它無需消耗外界熱能,而利用垃圾中可生物降解的有機物好氧分解釋放的熱量,使得垃圾中水分汽化,通過強制通風對流,將汽化后的水蒸氣帶出[3].這種方式既不消耗外界熱能,又提高垃圾低位熱值[4];還能使可生物降解有機物部分穩(wěn)定化[5-6],減少后續(xù)處理過程污染物產生潛力.一些學者開展了如何提高生物干化的速率的研究[7],如控制通風量[8]、分階段干化[9]和產物接種、滲濾液回噴[10]等.雖然國內外對通風方式對垃圾堆肥的影響報道較多[11],但鮮見通風方式對生物干化效果影響的報道.

本研究針對我國混合收集的高含水率生活垃圾,在不同通風方式下,開展垃圾含水率變化、有機質含量變化、堆體質量變化、熱值變化等研究,以期為生物干化技術工藝參數(shù)優(yōu)化提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗開始于3月份,室內平均氣溫20℃左右,室內空氣平均相對濕度約20%～28%.所用生活垃圾采自北京市朝陽區(qū)某居民小區(qū)垃圾收集桶,經(jīng)簡單人工破袋后,混勻備用.根據(jù)生物降解特性,將垃圾分為廚余、塑料、紙張和其他(表1).

表1 試驗垃圾組分和含水率Table 1 Waste components and water content

1.2 試驗裝置

試驗裝置如圖 1所示.其中干化反應器為圓柱形PVC容器,高2.0m,內徑0.8m,外層包裹30mm厚的聚氨酯用于保持與外界絕熱.容器底部設一定傾角的實心板,從一側接出直徑為40mm 的PVC管用于滲濾液導排.底部的另一側接直徑40mm 的PVC通風管,該通風管在容器內部長800mm,上面等間距布置多個通風孔,通風管在反應器內部一端封口,入口一端接旋渦風機(臺灣亞力達)和轉子氣體流量計,分別用于強制通風和流量監(jiān)測.距底部200mm設一圓板,上面均勻布滿多個小孔(孔徑約5mm).穿孔隔板上部填充生活垃圾,填充高度為1.3m;將混勻備用的垃圾分多批次等量依次填入4組反應器中,以保證每組反應器中物料性質均勻.完成垃圾填充后,上覆一定厚度的稻草墊,用于吸收排氣中的水蒸汽,防止冷凝后重新回到堆體.反應器頂端密封,接出排氣管,遠端接負壓抽風裝置,保持排氣管出口微負壓.采用定制的電阻絲加熱空氣的加熱裝置使空氣加熱到預定溫度,并用調壓器進行溫度調節(jié),使得空氣溫度能在短時間內(＜1min)達到設置溫度.

在堆體內距多孔板1.0,0.7,0.3m處設置溫度傳感器,以監(jiān)測堆體上、中、下3點的溫度變化.本研究自行設計了一套多功能數(shù)據(jù)采集和控制系統(tǒng),能實現(xiàn)堆體溫度、氧濃度、通風時間等參數(shù)在線測量和反饋,從而實現(xiàn)系統(tǒng)的自動控制,具有數(shù)據(jù)連續(xù)測量、存儲以及查詢等功能,并可實現(xiàn)多種不同通風方式的調節(jié).自控系統(tǒng)采用上下位機兩級控制策略,上位機為PC機,安裝組態(tài)軟件,下位機為西門子 S7-200系列 PLC,上位機可以顯示并保存下位機傳輸上來的數(shù)據(jù),也可以實現(xiàn)對下位機下達指令.

圖1 試驗裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment

1.3 試驗方法

設4組平行試驗,各組的物料重量、通風條件、通風溫度及通風時間如表2所示. 1#、2#采用傳統(tǒng)的間隙(30min為一個周期)-室溫通風方法,但通風時間不一致;3#采用間歇(10min/20min)-40℃空氣(利用加熱裝置)通風;4#采用先間隙通風(10min/20min)后連續(xù)通風,為了堆體能快速達到高溫階段,試驗前 3d采用間隙通風(10min/20min),達到60℃后,采用連續(xù)通風.4組試驗通風速率均為0.077m3/(min×m3)垃圾,每3d進行1次人工翻堆,4組試驗生物干化時間均為18d.

1.4 測試方法

垃圾堆體溫度采用溫度傳感器(Pt100)連續(xù)監(jiān)測,每10min讀取數(shù)據(jù)存儲于計算機中.從試驗開始,每3d在翻堆的同時從試驗裝置中取樣,每次取樣量不小于 2kg,測定物料含水率[(100±5)℃烘干至恒重]、固相揮發(fā)性固體VS含量(干化樣品550℃灼燒2h恒重法)、堆體重量(磅秤稱重)、熱值(氧彈燃燒法,美國PARR 1356)[12].采用常溫下重鉻酸鉀氧化有機質的方法測定垃圾中可生物降解的有機質 BDM含量[13].含水率、熱值、VS、BDM、熱值等指標測定采用平行試驗,使得兩次試驗結果偏差不大于10%,取2次算術平均值為測量值.

表2 通風試驗條件Table2 Aerobic condition of 4 experiments

2 結果

2.1 堆體溫度

圖2為PLC連續(xù)記錄堆體內中心點溫度的變化,其中出現(xiàn)溫度突降是由于翻堆的緣故.由圖2可見,室溫基本維持在約20℃,4組試驗起始溫度均接近室溫,隨后逐漸上升,3#、4#升溫較快,至第2d時便進入高溫階段(＞60℃),而1#、2#稍慢,但在第3d也進入了高溫階段.4組試驗物料在高溫階段分別停留了 18,17,12,10d,且最高溫度都達到70℃,表明垃圾堆體生物反應比較旺盛.

由圖2可看出,1#與2#試驗溫度變化較為相似,高溫階段保持的時間較長,至試驗結束時仍然維持在在 60℃左右,未出現(xiàn)明顯下降.3#堆體溫度在第4次翻堆后便快速下降,主要原因是較高的進風溫度使得堆體水分散失較快,低含水率限制了有機物降解放熱,有機物降解放熱小于氣體帶走的熱量,導致溫度降低.4#為先間歇通風后連續(xù)通風,與1#、2#對比,4#堆體溫度下降明顯,這與其通風較長時間有關,長時間的通風不利于保持溫度,且水分散失較快.

圖2 物料溫度變化Fig.2 Temporal evolution of temperature during biodrying

2.2 含水率變化

生物干化過程中由于好氧發(fā)酵,使垃圾中生物質組分的細胞結構破壞,田間持水量下降,少量水可滲出垃圾基質[14],在生物干化反應器底部作為滲濾液收集,但以這種形式去除的水分較少[15].水分去除大部分是依靠對流蒸發(fā)帶出,本次試驗中未見滲濾液排出.

由圖3可知,在開始的前3d,垃圾含水率變化較小,主要是由于此階段處于升溫期,微生物尚處于適應馴化階段,生物反應不夠旺盛,放出熱量較少,干化以空氣對流蒸發(fā)帶走的水分為主.因此,表現(xiàn)為前期含水率未出現(xiàn)大幅度下降.

由表3可見,隨著生物干化的進行,垃圾含水率出現(xiàn)了明顯的下降過程,其中3#、4#水分散失較快,到試驗結束時平均含水率分別達到23.72%和24.50%,比 1#和2#產物的平均含水率降低了近13%.3#試驗脫水效果好,其水分去除率和單位去除率均最高,4#次之,但其水分去除率和單位去除率仍遠高于1#和2#,說明3#、4#的通風方式可明顯提高水分去除率和干化效果.

圖3 物料含水率的變化Fig.3 Temporal evolution of water content during biodrying

表3 試驗結束時物料含水率與水分變化Table 3 Variation of water content in materials after biodrying

對比 1#和2#,盡管二者通風量相差較大,但是 1#含水率變化卻與 2#基本一致(圖3),這是因為1#和2#試驗的通風量與揮發(fā)垃圾中水分所需要的通風量相比較小,總通風量仍相對不足,通風量已不是影響二者生物干化效果的最主要因素.

2.3 質量損失

生物干化過程中質量平衡如圖 4所示.由于本試驗中未見滲濾液產生,因此物料的質量總損失為水分去除和可生物降解有機物降解量之和.

由圖5可見,隨著生物干化的進行,由水分揮發(fā)導致原生垃圾質量損失的貢獻率(去除率)、由有機物降解而導致的質量損失貢獻率(降解率)以及總去除率(二者之和)均不斷上升.到實驗后期,3#、4#的水分去除率和總損失率均大于1#和2#,而有機質的降解率卻小于 1#和2#.到試驗結束時,3#、4#水分去除率(按原生垃圾質量計)為52.30%、52.18%,相當于全部含水量的85.04%和84.84%被去除,而1#、2#的水分去除率為43.66%和47.60%,僅相當于全部含水量的70.99%和77.39%被去除.從有機物降解上看,3#、4#降解率(按原生垃圾總干重計)為23.12%、25.40%,而1#、2#降解率為29.25%、31.25%.證明3#和4#的通風模式更有利于水分蒸發(fā),消耗更少的有機物.

圖4 生物干化示意Fig.4 Schematic representation of biodrying

圖5 物料減重率變化Fig.5 Temporal evolution of the mass reduction ratio during biodrying

此外,生物干化過程中,由于水分揮發(fā)導致質量損失遠大于由于有機物的降解導致的質量損失.4組實驗的有機物平均降解率(按原生垃圾質量計)為10.5%,而水分的平均去除率(按原生垃圾質量計)高達48.9%.

為了更好地說明生物干化過程中水分去除與有機物降解的關系,研究了4組試驗單位質量的有機物消耗所對應的脫水能力變化如圖 6所示.該曲線呈現(xiàn)先升高然后降低最后趨于平緩的趨勢,這是由于試驗前期,分子間游離水較多,容易被對流蒸發(fā)去除,之后水分主要以細胞內水的形式存在,隨著通風供氧,溫度顯著上升,進入高溫階段,較易降解的有機物(如糖類)快速消耗,游離水逐漸減少,細胞內水開始被去除,但總去除量有所降低.從圖6可知,如果采用1#、2#的通風方式,每消耗單位質量的有機物可以去除3.88和3.96倍質量的水分,而如果采用3#或4#的通風方式時,每消耗單位質量的有機物可以去除5.87和5.34倍質量的水分.

圖6 生物干化過程中單位有機物消耗脫水能力Fig.6 Temporal evolution of water removal capacity per organic matter consumption during biodrying

2.4 VS和BDM的變化

生物干化利用生活垃圾中可生物降解有機物發(fā)酵釋放熱量,使得垃圾中水分汽化蒸發(fā),這一過程是水分與可降解的有機質同時作用的結果,而惰性物質(其他)和不可生物降解的有機物(塑料等)在此過程中基本沒有變化,因此需同時考察可降解的有機物降解過程,以說明物料含水率的變化機制.本研究單獨將生活垃圾中的可生物降解組分(廚余+紙張)分離出來,單獨分析其揮發(fā)性固體(VS)的變化規(guī)律,如圖7所示.

VS包含可生物降解和不可生物降解部分,而在生物干化過程中,只有可生物降解部分才能分解,故有必要單獨考察可生物降解部分的降解程度.評價可生物降解有機物降解程度(生物活性)的指標有很多[16],如AT4[17]、SOUR[18]等,這些指標通過監(jiān)測有機物的耗氧量來間接反映,本文采用可生物降解物質(BDM)含量[13]的變化直接表征可降解有機物降解程度.物料中廚余組分是最易生物降解的部分,因此采用試驗前后廚余垃圾的BDM 變化情況來表征生物降解程度(圖8).

圖7 物料可生物降解組分VS的變化Fig.7 Temporal evolution of Volatile solid of biodegradable components during biodrying

圖8 試驗前后廚余組分BDM的變化Fig.8 Food waste BDM variation before and after biodrying

由圖7可見,物料中可生物降解組分初始VS為86.5%,隨著生物干化的進行,各組試驗物料VS均呈下降趨勢.在4組試驗中,1#、2#物料有機份VS下降幅度比3#、4#大,到反應終點時4組試驗出料的可生物降解部分VS分別為78.9%、79.2%、80.9%和81.5%,說明1#、2#試驗的通風條件有利于有機物降解.對于 3#、4#試驗而言,雖然較高的進風溫度使得微生物繁衍迅速或者長時間通風保證了堆體較高的氧濃度,但是不利于維持堆體溫度,水分下降較快,導致有機物降解較慢,這與堆肥的原理是一致的.

由圖8可知,試驗結束時,1#廚余垃圾的BDM 最低,2#、3#次之,4#最高,達到56.8%.證明1#物料降解較完全,其穩(wěn)定度最高,2#、3#、4#依次遞減,這與VS消耗結果相吻合.

2.5 垃圾低位熱值變化

由圖9可知,隨著生物干化的進行,各組試驗物料的低位熱值均呈上升的趨勢,進料時垃圾的低位熱值為5413kJ/kg,當實驗進行到第6d時,產物熱值超過7000kJ/kg,達到經(jīng)濟焚燒的熱值要求;當試驗進行 18d時,各組試驗的干化產物低位熱值分別為11954kJ/kg、12994kJ/kg、15760kJ/kg、14801kJ/kg,與原生垃圾相比,熱值分別提高了121%、140%、191%及173%,達到制作固體衍生燃料(SRF)的熱值要求[19].4組試驗相比,3#、4#熱值較 1#與 2#提高更多,其熱值比 1#分別提高了32%和24%,主要原因是3#、4#的通風模式以較少的有機物降解獲得了較多的水分去除(圖6).

圖9 低位熱值變化Fig.9 Temporal evolution of material lower heat value during biodrying

3 討論

3.1 生物干化產物利用方式

生物干化的產物可用于衛(wèi)生填埋[21],以減少填埋過程二次污染物產生;也可以作為焚燒預處理手段,改善焚燒性能[2],還可以作為SRF原料替代化石燃料[22].不同的產物利用方式應對應不同的干化策略.我國城市生活垃圾平均含水率超過了50%,平均低位熱值僅有4000kJ/kg左右,如果作為焚燒預處理方式,需要將垃圾熱值提高到6000～7000kJ/kg,以達到經(jīng)濟焚燒要求.從本試驗結果來看,干化第6d,4組試驗物料熱值均超過7000kJ/kg,進場垃圾可不經(jīng)料坑儲存直接焚燒.如果作為填埋的預處理方式,應以有機物更穩(wěn)定和含水率較低為目標,減少填埋后的溫室氣體和滲濾液排放.而如果作為原料制作SRF立即使用,應以較低的含水率和較高的低位熱值為目標,有機物穩(wěn)定化程度可不作為其目標[5].從本試驗結果看,1#和2#試驗含水率大幅下降(圖3)、VS消耗較大(圖7)、相對更為穩(wěn)定(圖8),可作為填埋預處理方式;而3#和4#試驗單位總重量的水分去除率更高(表3),熱值提高更多(圖9),其產物可作為SRF原料.

3.2 生物干化過程中通風對水分去除機理

生物干化過程中,堆體的水分降低主要通過兩步完成[3]:(1)垃圾進行好氧發(fā)酵,通過生物質組分降解,產生熱量驅動水分蒸發(fā),使得水分子從垃圾顆粒表面蒸發(fā)至空氣中;(2)通過主動通風,使得蒸發(fā)的水分以蒸汽的形式從垃圾堆體穿過,隨廢氣排出.上述兩個步驟的脫水效果均與水分的飽和蒸汽壓相關,由于飽和蒸汽壓隨著溫度升高而升高,第一步中,有機物好氧分解釋放熱量,使得堆體升溫,堆體中水分在較高的溫度下更易于汽化;第二步中,由于空氣攜帶水蒸氣的容量是有限的,對于相對濕度確定的空氣,其可持有的水蒸氣量隨著溫度的升高而增加[22].

從試驗結果來看,3#的水分去除能力和產物熱值都最高,而有機物的降解卻較少,這是由于3#試驗的通風溫度要高于1#和2#的緣故,較高的通風溫度其單位體積攜帶水蒸氣的容量大.然而,對于生物干化而言,過高的通風溫度會導致堆體溫度超過高溫微生物的耐受范圍,微生物繁殖環(huán)境難以建立,不利于有機物降解放熱,從而變?yōu)闊岣苫^程.因此,對于高含水率的生活垃圾,干化效果最佳的通風溫度仍然需要進一步研究.4#試驗通風時間長,通風量大,結果呈現(xiàn)出水分去除能力也較強(表3).雖然 1#與 2#堆體高溫段保持更長,但由于總通風量相對不足,通過通風所攜帶的水蒸氣量也小,因而水分去除能力較 3#和4#低.從堆體溫度上看,1#與2#保持高溫時間長也證明了其適宜的含水率條件.

3#和4#通風方式雖然能明顯改進垃圾的水分去除能力,但這是以比1#與2#更大的能耗為代價的.因此,對于通風方式的選擇需要進行進一步能量和經(jīng)濟的評價.

4 結論

4.1 對于高含水率生活垃圾的生物干化,其水分揮發(fā)導致的質量損失遠大于有機物降解導致的質量損失.干化 18d后,水分的平均去除率(按原生垃圾質量計)為48.9%,是有機物平均降解率的4.66倍.

4.2 采用高溫通風的生物干化,增加了單位體積空氣攜帶水蒸氣的容量,提高了單位重量的水分去除率及產物低位熱值,降低了 VS消耗和有機質穩(wěn)定度.

4.3 高含水率生活垃圾經(jīng)過18d的生物干化,4種不同通風方式產物的平均熱值為13877kJ/kg,其中采用 40℃間隙通風和間隙-連續(xù)通風的產物熱值達到15760kJ/kg、14801kJ/kg,比原生垃圾熱值提高191%、173%,可作為生產SRF原料.

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