填埋场原位好氧稳定化技术的应用现状及研究进展

李 蕾,彭 垚,谭涵月,杨屏锦,茹凌宇,王小铭,彭绪亚

填埋场原位好氧稳定化技术的应用现状及研究进展

李 蕾*,彭 垚,谭涵月,杨屏锦,茹凌宇,王小铭,彭绪亚

(重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆 400045)

综述了原位好氧稳定化技术的原理、系统构成、关键单元的设计和优化及终点评价,结合我国填埋场及垃圾特点,展望了该技术在我国的发展前景和挑战.均匀布气及配水是原位好氧稳定化项目实施过程中主要的难点.做好渗滤液导排保证堆体最优含水率、优化曝气及提气管道布局、分层整治并辅以高压局部曝气有望提高氧气利用率;采用分层回灌或者压力回灌以及控制回灌速率可分别改善液体回灌过程中的屏障效应和大孔隙出流效应,保障堆体布水均匀.好氧稳定化处理后垃圾腐殖土及场底土壤的风险评价体系及最终出路尚未明确,后期加强相关基础研究以指导工程应用是必要的.

填埋场修复；原位好氧稳定化；曝气终点；风险评价

我国生活垃圾无害化处理始于20世纪80年代,填埋作为最主要的垃圾处理方式,消纳了近70%的生活垃圾[1-2].据2018年城乡建设统计年鉴报道[3], 2018年我国有运行中的城市生活垃圾卫生填埋场663座,县城生活垃圾卫生填埋场1196座.此外,我国还有大量已封场的垃圾填埋场,如全国一级城市内大约有7430座旧垃圾填埋场[4],村镇地区排查出的非正规垃圾填埋场更有2万余座[5].

大量存在的填埋场在对垃圾开展最终处置的同时也占用了累计达35亿m3的土地资源[6].受地区气候条件和垃圾组成等因素影响,不加人工调控的情况下,传统填埋场一般要在封场后30～50a才能完全稳定[7-8].在漫长的降解周期内,一方面,填埋场会持续产生渗滤液、填埋气等污染物,需要长期持续的后维护以消除其对周边环境的影响;另一方面,填埋场还将形成长期占地效应,浪费土地资源、破坏城乡环境形象.近年来,随着城市化进程加快,原本处于城市远郊区的填埋场逐渐进入城市近郊区甚至主城区范围,填埋场越发制约着周边区域的开发建设.处于村镇地区的简易填埋场也一直充当着污染源的角色,持续污染周边水土[9].基于此,开展各类垃圾填埋场治理,促进其快速稳定具有重要意义.

国内外生活垃圾填埋场治理技术主要包括原位封场、筛分综合利用、异地搬迁及好氧稳定化等.4种技术中筛分综合利用和异地搬迁成本较高,适用于垃圾存量较小、财政资金充足且土地需高密度利用的地区;而原位封场和好氧稳定化成本较低,在垃圾存量大而土地仅需低密度利用地区非常适用[10].与原位封场相比,好氧稳定化又具有降解时间短、渗滤液产量少、温室气体排放量低等优点[11].对2014～ 2018年间公开招标投资额达到千万元的垃圾填埋场整治项目进行统计,发现好氧稳定化项目数量占整治项目总数的16%,以大型非正规垃圾填埋场整治为主[10].在Elsevier ScienceDirect数据库中用“landfill”及“Aerobic stabilization”字段分别搜索文献,发现近10a 2类文献数量都呈逐年增加趋势,好氧稳定化类文献占填埋类总文献的比例稳定在(6.95±0.60)%,且其10a平均增长率达12.03%.

鉴于此,本文综述了好氧稳定化技术的原理、系统构成、气液系统的设计和优化、填埋场稳定化终点评价等,并结合我国填埋场及垃圾特点,展望了好氧稳定化技术在我国的发展前景,并结合其工程应用过程中遇到的问题,提出该技术高效应用的注意事项及技术优化方向.

1 好氧稳定化技术

填埋场好氧/曝气技术有高压主动曝气耦合废气提取、低压主动曝气耦合废气提取、低压主动曝气无废气提取、低压主动抽气耦合被动曝气、依靠风力驱动的能源自给式曝气及准好氧曝气等类别. Ritzkowski等[12]对上述各类技术展开过详细综述.鉴于在以垃圾快速降解及土地开发利用为目的的老垃圾场整治修复中,我国主要采用主动曝气(高压或低压)耦合废气提取技术,本文所指的好氧稳定化技术主要指此技术,后文着重针对此类技术展开综述.

1.1 好氧稳定化的原理

好氧稳定化技术是将垃圾填埋场视为一个巨大的容器,在其中设计气体抽注和液体循环等系统,以改变垃圾堆体的水、气、热等条件,构建适合好氧微生物生存的环境,从而利用微生物的作用,加速垃圾中可生物降解有机物分解的技术[13].好氧降解可将填埋场内有机物的降解时间缩短5～30倍,开展好氧稳定化治理后,填埋场往往能在2～4a内达到稳定[13].气体抽注系统的设计还可以杜绝填埋气的非控制性扩散,且与厌氧降解产生CH4、NH3、H2S等强温室气体或臭气不同,好氧降解的产物为H2O和CO2,可实现温室气体减排[9,13].渗滤液在回灌过程中,污染物可通过吸附、截留及降解等作用被去除;堆体的高温还会促进渗滤液蒸发减量,因此好氧稳定化还有助于降低渗滤液处理量及污染负荷[14-15].好氧降解过程会产生热量,往往能使堆体温度维持在45～60℃,通过此高温对致病菌灭活,还可以减少填埋场对环境卫生的影响[16].好氧稳定化技术的这些优点,使它在老垃圾场快速稳定治理中备受关注.

1.2 好氧稳定化的系统构成

好氧稳定化一般由气体系统、液体系统、污染隔离系统及数据监测与控制等系统构成[14,17-18].

1.2.1 气体系统 气体系统主要由气体抽注及尾气吸收等部分构成.其中,气体抽注系统是保障堆体好氧环境,使填埋场区别于厌氧及准好氧填埋过程的核心系统.该系统主要由正压的曝气系统和负压的抽气系统组成,涉及构筑物/设备包括抽气井、曝气井、抽气风机、曝气风机、气体换热器、气体过滤器、气体管道等[17].空气经曝气系统打入填埋场内部,氧气在场内被微生物利用后,剩余的尾气及产生的填埋气被抽气系统引出堆体.根据曝气压力的不同,好氧稳定化技术可以分为低压曝气和高压曝气2类.低压曝气技术是主流的好氧稳定化技术[19-21],在该技术中填埋场内打入/抽出气体的正负压在80kPa之内,且以3～8kPa居多[14,22-23].而高压曝气技术采用特定的喷枪以及设定好的电磁阀将压缩后的空气间断地打入填埋场内部,打入填埋场中空气的正压最高可达600kPa.高压空气可以穿透填埋场中高密度区域、常年包气带以及常年渗沥液汇集区域,因此该系统曝气效率相比于低压曝气系统可提升30%以上[22].但因能耗较高,高压曝气一般只在渗滤液水位高或有曝气井堵塞等现象的填埋场短程/局部使用,以改变填埋场中空气及渗滤液的流动途径,减少填埋场内部的短流现象[24].此外,由于主动曝气修复结束后,堆体往往还存在产甲烷能力[25],部分填埋场会采用能源自给自足的长期曝气作为修复末期的补充技术[12].该类技术将由风力驱动的抽气机安装在现有气井上,压缩空气被引到现有气井中,从而为基本达到稳定的填埋场持续供氧[25].相比于主动曝气系统,它提供的风量和风压有限,但其在运营过程中几乎不产生电费,可以大大减少运行费用[12].

为保证氧气在填埋场内的均匀分布,好氧稳定化技术往往会在强制注气的同时开展主动的废气提取.然而,填埋场是各类垃圾的“汇”,其中不仅含生物质垃圾,也含各种人工合成的有机、无机垃圾,底物的复杂性无疑会造成气相产物的复杂性.多相混杂和各向异性还使填埋场在整治过程中难以实现完全的好氧环境及充分的垃圾降解[21,26].鉴于此,抽气井提取的填埋气往往不仅有随曝气空气进入堆体但未被利用的N2、O2,有机物降解产生的CO2和水蒸汽,还含有部分恶臭物质及挥发性有机化合物(VOCs).如杨府山垃圾填埋场填埋气检测分析发现高浓度H2S、NH3、SO2和VOCs,其中VOCs浓度高达5.6～23600mg/m3[14].北京营坊村西非正规垃圾填埋场填埋气中检测到的CH4、CO2和O2之外的气体含量也高达46.9%～80.5%[27].此部分气体直接排放会对环境产生污染,因此设置气水分离器、洗涤塔、除臭设备等尾气吸收单元去除填埋气中的有害有味气体是必要的[14].瑞安东山垃圾填埋场就采取了“喷淋塔水洗+高效除雾段+植物液碱液洗涤+高效除雾段+干式中和脱臭”工艺作为尾气处理工艺[28].

1.2.2 液体系统 渗滤液收集及循环系统也是好氧稳定化过程的重要系统之一.该系统一般由渗滤液抽提、回灌及处理系统构成.涉及的构筑物/设备包括渗水沟渠、渗滤液井、渗滤液泵、蓄水池、水管道等等[17].不同于常规填埋场以控制污染为目的,对收集的渗滤液进行处理后即达标排放;在好氧稳定化修复技术中,收集到的渗滤液往往经暂存或初步的水质调节后即部分或全部回灌至堆体内,多次循环后再通过渗滤液处理装置进行处理[29].

就渗滤液抽提系统而言,垃圾在填埋场内降解时因自身分解、雨水浸入等会产生渗滤液.有效的收集和排除渗滤液是好氧稳定化技术顺利开展的前提[30].因为渗滤液积存导致含水率高时,堆体的自由气隙(FAS)会显著下降,导致氧气无法顺利在堆体内流通[16,22].多项研究指出填埋场中存在常年储存渗滤液的区域时,低压曝气无法改变其厌氧状态,好氧微生物也无法生长.正常情况下,渗滤液可通过填埋场场底设置的渗滤液导排设施有效导排,达到目标含水率.但部分填埋场随着运行时间的增长,渗滤液导排层因物理、化学、生物淤堵等原因,出现渗透系数下降,底部导排层逐渐失效的情况,则会造成场底渗滤液水位壅高[31-32].此时可在堆体中布置抽水井,采用压缩空气排水或直接放潜污泵排水[33-34].

渗滤液回灌具有均衡填埋场垃圾含水率、调节堆体温度、降低渗滤液污染负荷等多重目的.具体而言,微生物进行生长代谢的最佳含水率在45%～60%,但老填埋场往往达不到此含水率,且不同填埋深度垃圾含水率差距也极大[16,35],因此采用渗滤液(量不足时还需辅以雨水或自来水等)回灌有助于让埋深不同的垃圾都能处在适宜的含水率下.当微生物降解产生大量的热导致堆体温度急剧增加时,渗滤液回灌还可以降低堆体温度,保证修复工程的安全性[26,36].另一方面,高温及抽气会将填埋场内液体以蒸汽的形式带出,有助于渗滤液减量;垃圾层的截留、过滤、吸附及微生物降解又有助于渗滤液中污染浓度的降低[37].如Campanaro等[38]指出即使采用新鲜垃圾开展好氧稳定化,渗滤液中的化学需氧量(COD)和氨氮(TAN)都能从初期的(59016±4014)和(1987± 80)mg/L降至171d的(1883±474)和(30±19)mg/L.老垃圾场中这种削减更为明显[21].

有鉴于此,好氧稳定化修复工程的渗滤液处理系统在工程案例中少有提及,多次循环后的渗滤液往往污染负荷较低,而多余未回灌的渗滤液处理方式与传统填埋场是一致的.

1.2.3 污染隔离系统 目前好氧稳定化技术在我国多用于非正规填埋场整治,而这类填埋场基本没有任何污染防治措施(如底部防渗、填埋气收集与导排等),与周边水土开放接触[10,39].原位好氧稳定化治理需要一个相对封闭的环境来提高反应效率,降低运行成本[18,23,29];封闭环境也有利于切断填埋场内渗滤液与周边地表、地下水的水力联系,防止气体横向迁移等,以减少污染范围并杜绝安全事故[18,39-40],因此设置污染隔离系统是必要的.污染隔离系统一般有垂直防渗和水平防渗系统两类[18].其中水平防渗指填埋场顶部的封场覆盖,可选用高密度聚乙烯(HDPE)膜或粘土进行覆盖.水平防渗不仅可以阻隔降雨带来的渗滤液,其覆盖密封性能还会对垃圾体内负压分布有明显影响[23].垂直防渗是指在填埋场周边设置竖向防渗帷幕,以往多采用注浆帷幕、搅拌桩帷幕[40],近年来柔性垂直土工膜帷幕也开始被关注.湖南省湘阴县附山垸生活垃圾填埋场治理时就将3mm厚HDPE膜垂向插入相对不透水层中,构成了垂直防渗系统[41].垂直防渗系统不仅可用于隔水,对防止填埋气的无序扩散也有显著效果[42].

1.2.4 数据监测与控制系统 数据监测与控制系统包括各种监测井、气体监测探头、温度、湿度传感器及配套组件等[17].对垃圾堆体温度、湿度、填埋气组成、渗滤液水位等参数进行监测和控制是避免安全隐患、保证好氧稳定化治理效果的必要手段[18].具体而言,爆炸、火灾、边坡稳定性等都是填埋场好氧修复过程中需重点防范的安全问题.填埋场原本以厌氧环境为主,场内填埋气富含甲烷,好氧稳定化修复时需向填埋场内注入大量空气,而当注入的O2与场内CH4达到一定混合比,即可能发生爆炸.鉴于填埋场与空气气氛不同,Ko等[26]曾提出了针对填埋场情况(CH4与CO2混合)的爆炸范围图,并指出对填埋场内CH4和O2等气体的浓度进行例行监测和评估是必要的,一旦气体混合物的成分在爆炸范围内,需立即停止注气并监控该区域.另外,废物的好氧分解是大量产热的,空气注入引发填埋场内高温进而引发闷烧甚至火灾的现象也已被多次报道[26,43-44].根据美国新河地区垃圾填埋场的经验,开展温度监测,保证温度小于76.6℃是必要的,一旦观察到存在温度>70℃的高温区,即应调整空气注入速率;当温度接近高温阈值时,可能还需在停止注气的同时向周边井回灌液体[26].值得注意的是,当液体回灌量过大引起堆体水位急剧增高时又可能导致边坡稳定性问题[34].因此开展水位监测也是必要的.除了安全性问题,数据监测的另一个目的是指导工艺参数设置,优化系统工况[14,17].多个填埋场均直接根据监测到的堆体氧浓度情况指导曝气量[16],而以堆体湿度情况调节渗滤液回灌量[45].

2 好氧稳定化技术的关键设计单元

好氧稳定化的4个系统中,后2个系统在工程应用中鲜少出现争议或设计难点,但气、液两系统涉及相当多的工艺参数,我国好氧稳定化项目起步较晚,第1个项目2006年才启动,截止目前我国并没有相关标准或规范来明确各类参数的取值或计算[22].本研究调研了国内外典型的垃圾填埋场好氧稳定化工程案例(表1),并着重分析了各案例气、液系统的关键参数设计方法,讨论了存在的问题,以期为该技术的后续工程应用提供指导.

2.1 曝气量

曝气量是影响好氧稳定化效果的重要参数,为保证填埋场好氧反应,应将堆体氧浓度(体积分数)控制在16%～21%,当氧浓度低于10%时,好氧反应将被严重抑制[16].由此可见,过少的曝气量不足以保证垃圾堆体的好氧环境.但过大的曝气量不仅会增大运行费用;还会带走水分,影响堆体湿度;且会降低堆体温度,影响降解速率.控制合适的曝气量,兼顾O2利用率、堆体温度、湿度控制及治理成本是必要的.

测定和计算垃圾的好氧降解潜力是曝气量设计的第一步.不同填埋场因填埋垃圾类别、组分及填埋期不同,其好氧降解潜力会有明显不同.杨府山垃圾填埋场在曝气量设计时,首先调研了填埋场的垃圾组分,再对其中的有机组分进行元素分析,以加权平均的方式算出了填埋场有机垃圾的概化分子式.基于好氧和厌氧反应的理论方程式,并假设好氧稳定化过程中85%的垃圾参与好氧降解,15%参与厌氧降解,最后以化学计量法求出了单位垃圾的需氧量,结合垃圾总量和治理目标最终求出了曝气量[14].此案例为计算曝气量提供了思路,但实际上仅可生物降解有机垃圾可在整治过程中与氧气反应,而填埋场除可生物降解有机物外还有很多人工合成的有机物,这部分垃圾的存在会严重干扰曝气量的计算.鉴于此,有研究者进一步提出了如式(1)所示的曝气量计算方法[28]:

式中:为填埋场总抽/注气量,m3/min;G为填埋垃圾总质量,kg;0和C分别为修复前后垃圾的可生物降解度(BDM),%;r为治理达标率;BDM为BDM好氧降解潜力,即降解单位质量的BDM所需氧气的质量,gO2/kgBDM;为治理年限,取值一般在2～3a;O2为氧气的物质的量质量,32g/mol;O2为氧气利用率;为安全系数.

表1 垃圾填埋场好氧稳定化修复典型案例

续表1

注:NA表示原文中没有介绍.

公式(1)有BDM和BDM2个关键参数.相比有机物含量,BDM含量能更准确表征在修复过程中的耗氧物质.该指标可根据GB/T 23857—2009[56]采样监测.BDM,对老垃圾场而言,各类易降解垃圾已降解完全,而木质素在修复期间降解程度低,主要的可降解部分为纤维素和半纤维素,基于此两类物质的理论需氧量及含量加权平均计算BDM可能比测出元素分析后,基于其概化分子式计算更为准确[28].

式(1)中还有垃圾质量、治理达标率、降解年限及氧气利用率等指标.前3者是每个修复场地的特异性参数,由管理者根据实际情况或需求进行选择,但氧气利用率在取值过程中则存在很大差异.从表1可知,瑞安东山填埋场的取值为0.43[28];杨府山填埋场取值0.6[14];奥地利某填埋场取值0.69[54].但国外好氧稳定化示范项目的氧气利用率仅15%～22%[22];我国填埋场由于环境复杂、填埋深度大、曝气控制系统不完善等问题,该值更仅为8%～15%[22].由此可见,实际氧气利用率远没有设计值那么乐观.为保证堆体的好氧条件,部分填埋场留出了一定的安全系数;部分填埋场直接根据监测系统反馈的堆体氧含量动态调整曝气量[16].但长远来看,优化曝气及提气井位布局,缓解布气不均匀现象,以提高氧气利用率才更经济合理.

2.2 井位布置型式及其结构

优化井位布局可从抽注气井的布置间距及型式上入手[57].小的布置间距及多的区域交叠有助于均匀布气、避免死角.鉴于此,好氧稳定化修复中常用的井位布置型式有井字形和梅花形两种[33].两种布置形式分别指4座和6座曝气井组成正多边形,一个抽气井在其中心的布置方式(图1).2种布置方式都满足当某个抽气井需要维修时,关闭周围的曝气井,其抽气影响半径内的填埋气可被任意抽气井抽走.由此既保证了布气的均匀性、避免了死区产生,又对好氧稳定化的治理效果影响最小.关于布置间距,前期有研究者在现场实验中发现,即使在0.04m3/s的大抽气量下,抽气影响半径都只有20～ 30m,超过30m处的监测井在抽气过程中甲烷浓度变化不大[23].大多工程案例的单井影响半径取值也在15～25m(表1).相应的曝气井之间及其与抽气井之间的间距为10～18m(井字形布置)或8～14m(梅花形布置),远小于常规填埋场25～50m的导气井布设间距.同样的影响半径下井字形布置的井位总数量少于梅花形布置,因此研究者指出井字形布置比较适合采用“强制抽气+强制注气”的好氧工艺,而采用“强制抽气+自动补气”的准好氧工艺中更适合使用梅花形布置[33].然而从表1可知,尽管都采用“强制抽气+强制注气”工艺,除湖北省夷陵垃圾填埋场采用了井字形布置外[45],杨府山和瑞安东山垃圾填埋场都采用了六边形布置[14,28].垃圾深度大、垃圾渗透系数小、堆体存在常年包气带、渗滤液汇集区等会降低气体的迁移扩散能力,这可能是不同项目选择不同布置形式的原因.有些填埋场为了防止堵塞,增强抽注气效果,还建议将抽气井和曝气井互换使用[16].

井结构方面,好氧稳定化工艺的抽、注气井结构是相似的,气井直径一般为800mm,井深为自场底或渗滤液液位向上1m至堆体顶部以上1m.且井内自井底向上,需以1m穿孔管2m非穿孔管的方式内置直径100mm的HDPE管,穿孔管视垃圾层厚度不同,可设置2～3段,上部其余部分采用非穿孔管[33].这种结构与生活垃圾填埋气导气井也有明显区别.在常规填埋场导气井的布置中,气井距场底间距不应小于5m,内置导气管均为多孔管.好氧稳定化技术中减少了气井到场底的间距,这可能是因为气体密度小,在注入堆体后会向上运动,若注气管距离场底较远,难以使场底垃圾达到好氧环境;而注气井同高度布设则是为了保证布气的均匀性.同理,内置管道采用穿孔和非穿孔管相间分布也是为了布气均匀、防止短流.研究表明,随着垃圾深度的增加,孔隙度降低,含水率升高,气体渗透系数会急剧下降[23,26],在此条件下若不分段抽注气,很容易导致气体短流,集中在堆体上部.此外,为了提高抽注气效率,HDPE管外至井筒之间下部需填充级配碎石,防止管道堵塞;上部则应由膨润土压实,避免漏气[23,33].

图1 导气井平面布置示意

2.3 曝/抽气压力

曝/抽气压力是好氧稳定化过程中风机选型的依据,与前述曝/抽气流量及气井影响半径等都密切相关.有研究者根据抽气井抽气条件下填埋气压力分布简易模型,总结出了抽气压力的计算式[33]:

式中:为抽气压力,Pa;为单井抽气量,m3/s;为抽气管直径m;为抽气井影响半径m;h为气体水平方向渗透系数,m2/(Pa·s);为抽气井井深,m.

式(2)中的取值一般为0.1m.根据前期好氧稳定化修复案例,、、h和4个参数的取值多集中在0.001～0.03m3/s[28,37,45,58-59], 15～25m, 10-7～ 10-5m2/(Pa·s)[27,60-61]及3～25m(表1).从图2可知,抽气压力与单井抽气量和井影响半径成正比,与气体水平方向渗透系数和抽气井深度成反比.当、K和等都处于设置的典型范围(0.01m3/s,10-6m2/(Pa·s)和15m)时,可直接读出需要的曝气压力;而当、h和等不在典型值时,尽管得不到具体压力数值,图2仍可为技术人员初步判断曝气压力提供依据.在设计曝气压力时,基础数据(如h和)的获取是必要的,明确基础数据后即可根据设计的值求出相应值.

图2 井深、曝气压力及气体渗透系数与曝气井影响半径和抽气压力的关系

2.4 液体回灌量及回灌方式

液体系统中主要的设计要点是液体回灌量及回灌方式.液体回灌量的计算分为初期注水量和运行期回灌量两种.初期注水量主要根据堆体现状平均含水率、修复工艺确定的最优含水率(通常定在40%～70%,表1)及垃圾总质量确定[16].该计算较为简便,液体在运行前一次性加入堆体,以构造目标含水率环境.运行期回灌量的计算由排气带出水量扣除进气带入水量和好氧反应产生水量,并考虑一定水分利用率计算得出[14,16].排气和进气中出水量的差异主要是两者温度不同,饱和含水率不同导致;而有机物降解的需水及产水量,则需结合2.1节曝气量计算中的反应方程式确定,因此该计算相对复杂.鉴于此,很多工程案例在运行期并不计算回灌量,而是直接定一个回灌比(25%左右)或者根据监测系统监控到的温度、湿度信息动态调整回灌量(表1).

回灌方式可分为渗水沟渠、地表喷灌和竖井注入等.渗水沟渠回灌和地表喷灌溉都是依靠液体的渗透作用进行回灌,不同的是,渗水沟渠布置在覆盖层之下,而地表喷灌需要通过覆盖层向下渗透;地表喷灌受环境影响较大,且对回灌时间和注水速率反应敏感[37].两种回灌方式都可能存在水分在垂直方向扩散受阻的问题.Clément等[58]通过电阻成像方法对渗滤液在垃圾堆体中的流动进行了量化和空间化,发现渗滤液在垂直方向的流动范围仅限于注入点下方的2～3m.这可能是垃圾在填埋过程中采用黏土进行了日覆盖或中间覆盖,而土壤层相比垃圾层具有极低的渗透系数造成的.分层回灌或者带压力回灌的方法有望改善上述屏障效应[58],如表1所示,许多已建工程会采用竖井回灌,将渗滤液在曝气风机正下方添加,旨在加强液体的快速扩散[24,46,29].另一方面,有些填埋场在回灌过程中又发现渗滤液无法像理论中那样经过垃圾的层层过滤和吸附,降低污染浓度和水量后再流出堆体,而是极快的渗出了堆体.这可能与垃圾是大孔隙介质相关.无论如何,这种回灌-出流方式也无法起到预定作用,加大渗滤液的异位处理力度是有效的兜底方法.但另一方面,控制回灌量被认为可有效防止此现象.Jain等[35]就曾指出为避免回灌的渗滤液快速下渗积累在防渗层上,美国政府规定好氧稳定化250d前后的最大允许回灌量分别为218和132m3/d.此外,渗滤液异位处理后再回灌还可能更有助于提高好氧稳定化效率.夏向利等[9]发现在回灌渗滤液中添加菌剂可使堆体沉降性能提高60%～75%.瑞安东山垃圾填埋场采用“预处理+厌氧反应器+A2O+MBR+芬顿氧化”为主体的工艺处理渗滤液后,将其排放到调理水池,并在池内投加生物菌剂和药剂,混合均匀后输送至垃圾堆体顶部回灌水箱进行液体回灌[28].这种回灌模式极大的提高了好氧稳定化速率,填埋场原定32个月完成的修复目标在14个月后即已实现.

3 好氧稳定化的终点评价

填埋场好氧稳定化修复的目的是使垃圾成分稳定,场地无燃烧爆炸风险并得以再次开发利用.我国的好氧稳定化修复工程往往根据生活垃圾填埋场稳定化场地利用技术要求[62],以有机质含量和填埋气浓度等作为终点评价和验收指标.但有些填埋场在达到修复目标并停止曝气一段时间,又会出现产气反弹现象[25].国外以BDM代替有机质作为修复终点时,也依然会存在该问题.鉴于此,研究者提出以RI4和GP21作为补充评价指标,当RI4在1～3mgO2/ gDM或GP21达到0.2L/kgDM时可停止曝气[54].其中,RI4似乎较易实现,如意大利北部摩德纳垃圾填埋场稳定后收集的样品RI4的平均值为1.6mgO2/ gDM[32];奥地利维也纳附近一个旧垃圾填埋场和奥地利城市生活垃圾填埋场稳定后收集的样品RI4平均值均为1.7mgO2/gDM[54].但从表1可知,到曝气终点时GP21似乎鲜少达到此目标值.也有不少研究者会考虑修复终点的渗滤液污染负荷及堆体沉降量,但这类指标更多的应该是常规监测作用,而不是作为修复目标.目前该方向的科研探索尚在持续.

另一个值得注意的问题是,曝气结束后填埋场内会剩余大量腐殖土,这些腐殖土应如何最终处置或利用,原场地周边或场底的土壤应如何进行风险评价,都还未成体系.韩祖光等[7]曾对好氧降解处理后的北京黑石头垃圾填埋场表层土壤进行质量评价,发现填埋场土壤尽管在测试指标范围内没有明显超标,但重金属含量大多高于北京市土壤背景值;毛管孔隙度与孔隙比低,水气性能不够协调.至于是否有微塑料、抗生素抗性基因、环境激素等新型污染物,前期未见监测与评价.由此可见,加大好氧稳定化修复后场地的利用技术研究力度是必要的.

4 展望

4类填埋场整治技术中,原位好氧稳定化的综合成本仅38～69元/m3,而以筛分综合利用为主体的异位治理方式,其成本达到了223～533元/m3[10,18,63].悬殊的成本差异,使好氧稳定化技术在大型垃圾填埋场的修复上极具应用优势.

但尽管该技术在北美和欧洲起步较早且示范项目较多,其在我国的应用却尚不成熟,许多工艺参数尚待摸索.如与国外填埋垃圾的初始含水率平均为27%相比,我国10个不同地区填埋垃圾的初始含水率平均52%,南方湿润地区垃圾初始含水率接近60%[64],垃圾高含水率导致渗滤液产量大,加之填埋场场底渗滤液导排系统普遍容易淤堵等,造成我国垃圾填埋场极易存在水位壅高现象,影响布气效率.此外,我国填埋场垃圾厚度往往也远高于国外,部分卫生填埋场垃圾厚度可达50m.而国内外填埋场好氧修复经验均表明,深层垃圾往往压实度高,孔隙小,导气率差,易形成短流通道且存在常年包气带,因此随着填埋厚度增加,曝气效果将明显变差.鉴于此,为保证该技术在我国的高效应用,针对我国垃圾、填埋场特性,做好技术适应性调整是必要的.比如,首先要保证渗滤液成功导排,避免“水泡垃圾”的现象出现,在底部渗滤液导排系统异常的情况下,要积极探索诸如压缩空气排水、气井抽水等工艺,确保渗滤液成功导排.再者,针对垃圾各向异性特征明显,要探索曝气及提气管道布局的优化方法.甚至对于垃圾厚度极高的填埋场,也许还需考虑分层整治辅以局部高压曝气,以提高氧气利用率.另外针对堆体湿度不均匀的问题,正确合理的液体回灌也是必要的.对于黏土层造成的屏障效应,目前已探索出分层或压力回灌的方法来解决.对于垃圾大孔隙介质难以截留吸附水分的问题,一方面控制好回灌速率可能有所改善;另一方面,加大渗滤液异位处理力度,不过度依靠垃圾中的微生物截留、吸附、降解渗滤液中的污染物也许是必要的.

填埋场是各类垃圾的“汇”,成分复杂、危害各异的垃圾处理后即使变成腐殖土,这些腐殖土的生态风险及利用,也存在争议.目前部分简易填埋场由于已停止服役20余年,对其周边土壤开展检测未见明显风险.但场底土壤,乃至垃圾腐殖土本身也是大量存在的,这部分土壤应如何评价其风险,如何规范其出路,是下一步研究中亟待解决的问题.

5 结论

5.1 原位好氧稳定化是极具前景的填埋场治理技术,它由气体、液体、污染隔离及数据监测与控制四大系统组成.

5.2 气、液系统是影响好氧稳定化效率的关键,目前实际工程在均匀布气、渗滤液收集和循环上面存在很多困难.做好渗滤液导排保证堆体最优含水率、优化曝气及提气管道布局、分层整治并辅以局部高压曝气有望改善布气不均现象,提高氧气利用率;采用分层回灌或者压力回灌可改善液体回灌过程中的屏障效应;针对大孔隙出流效应,在控制回灌速率的同时,加大渗滤液异位处理力度以削减渗滤液污染负荷也许是必要的.

5.3 有机质、BDM、甲烷含量、RI4和GP21等常被用于指示曝气终点,但尚无指标体系可对好氧稳定化治理后垃圾腐殖土及场底土壤的生态风险进行评估,其最终处置方法或资源化途径也无明确指南,后期应加强相关基础研究以指导工程应用.

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Application status and research progress of in-situ landfill aeration.

LI Lei*, PENG Yao, TAN Han-yue, YANG Ping-jin, RU Ling-yu, WANG Xiao-ming, PENG Xu-ya

(Key Laboratory of Three Gorges Reservoir Region’s Eco-Environment, Ministry of Education, Chongqing University, Chongqing 400045, China)., 2021,41(6)：2725～2736

This paper reviewed the technical principles, system components, the design and optimization of key units, as well as the completion criteria of in-situ landfill aeration. Future development and challenges were prospected in combination with the characteristics of landfill sites and wastes in China. At present, uniform air and water distribution was the major difficulty faced in the implementation of in-situ aeration projects. Oxygen utilization rate could be improved with engineering measures such as the proper leachate collection and distribution to maintain an optimal waste humidity, the optimization of the aeration and extraction pipeline layouts, and the implementation of layer by layer remediation accompanied by high pressure aeration. In addition, the barrier effect and macropore outflow effect during the liquid recirculation could be improved by using stratified or pressurized recirculation, and controlling the recirculation rate, so that an uniform distribution of moisture in landfills may be provided. After aerobic stabilization, the risk assessment system and the final disposal of decomposed wastes and bottom soils were not clearly demonstrated yet, therefore, it was necessary to strengthen the relevant basic research to guide engineering application in future.

landfill remediation；in situ aeration；completion criteria；risk assessment

X705

A

1000-6923(2021)06-2725-12

2020-10-23

重庆市市城管科字(2019)第14号;中央高校基金基本科研业务费项目(2019CDCGHS307)

* 责任作者, 副教授, lileich17@cqu.edu.cn

李 蕾(1989-),女,江西宜春人,副教授,博士,主要从事固体废物污染控制与资源化研究.发表论文30余篇.