徐 輝,詹良通,李 鶴,蘭吉武,陳云敏

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降解和壓縮作用下城市生活垃圾的持水量變化

徐 輝,詹良通*,李 鶴,蘭吉武,陳云敏

(浙江大學(xué),軟弱土與環(huán)境土工教育部重點實驗室,浙江 杭州 310058)

在自制的城市生活垃圾降解-壓縮-滲流儀中開展了5組持水量試驗,分別研究不同溫度和逐級遞增應(yīng)力條件下新鮮高廚余垃圾的持水量隨時間的變化,新鮮高廚余、新鮮無廚余和基本降解垃圾的持水量隨應(yīng)力的變化.試驗結(jié)果表明:在恒定應(yīng)力條件下,新鮮高廚余垃圾的持水量隨時間呈指數(shù)下降,即MRC=-(1-exp(-ct));在應(yīng)力10kPa和室溫(0~27oC)條件下,持水量下降較慢(=0.003,=1.18);在應(yīng)力10kPa和恒溫(40±3℃)條件下,持水量下降較快(=0.173,=0.601);應(yīng)力從50kPa逐級遞增至100kPa、200kPa和400kPa后,持水量分別瞬時下降3.0%、2.3%和1.9%;新鮮高廚余、新鮮無廚余和基本降解垃圾的持水量均隨應(yīng)力的對數(shù)呈線性下降,即MRC=-×lg();當應(yīng)力從10kPa增大至400kPa時,新鮮高廚余、基本降解和新鮮無廚余垃圾的持水量分別從63.0%、46.5%和37.9%下降至46.0%、35.3%和30.4%.通過對比分析國內(nèi)外持水量試驗結(jié)果,揭示了在相同應(yīng)力條件下新鮮垃圾持水量隨廚余含量的增加而增大、不同組分老垃圾持水量基本相同的規(guī)律.分析了生化降解和應(yīng)力壓縮對新鮮高廚余垃圾持水量的影響機理,并提出了增大新鮮高廚余垃圾脫水速率和脫水量的工程建議.

持水量；城市生活垃圾；生化降解；應(yīng)力壓縮；脫水

我國城市生活垃圾的一個重要特征是廚余含量高,通?？蛇_50%以上[1-4].廚余的含水量是所有組分中最高的,一般高于70%(濕基),從而導(dǎo)致我國垃圾的初始含水量高達40%~75%(濕

基)[5-8].然而,這卻為垃圾的處置帶來了嚴峻挑戰(zhàn).首先,高含水量的垃圾進入填埋場后,容易造成滲濾液產(chǎn)量大、水位高等現(xiàn)象[9],進而導(dǎo)致堆體失穩(wěn)[10-11]、滲濾液滲漏與擴散[12]、填埋氣收集受阻[9]等問題.其次,我國高初始含水量的垃圾的低位熱值僅為5000kJ/kg左右,低于垃圾焚燒所需的熱值下限值6000~6500kJ/kg[2].因此,對高廚余垃圾進行脫水預(yù)處理是極其有必要的.一方面,在填埋場中能夠減少滲濾液產(chǎn)量、降低滲濾液水位;另一方面,在焚燒廠中能夠提高垃圾熱值、降低焚燒能耗.

城市生活垃圾的持水量(MRC)是指在重力排水條件下垃圾體內(nèi)能夠保持的水量.持水量能夠反映垃圾的自身產(chǎn)水或吸持水分的能力,是進行滲濾液產(chǎn)量預(yù)測、脫水效果評估等所必須的重要參數(shù).目前,國內(nèi)外很多學(xué)者開展了垃圾持水量的短期試驗研究.結(jié)果表明:填埋垃圾的持水量隨著垃圾的粒徑[13]、埋深[14-15]、干密度[16-18]和上覆應(yīng)力[19-20]的增大而減小.然而,很少有文獻研究高廚余垃圾持水量隨降解時間的長期變化以及對比研究不同類型垃圾的持水量隨應(yīng)力的變化.

針對上述問題,本文在自制的垃圾降解-壓縮-滲流儀中開展了5組持水量試驗,A組用于研究恒溫(40±3℃)和室溫(0~27℃)條件下新鮮高廚余垃圾的持水量隨降解時間的變化,B組用于研究逐級遞增應(yīng)力條件下新鮮高廚余垃圾的持水量隨降解時間的變化,C、D和E組分別用于研究新鮮高廚余垃圾、新鮮無廚余垃圾和基本降解垃圾的持水量隨應(yīng)力的變化.基于試驗結(jié)果,進一步分析高廚余和低廚余垃圾持水量的差異以及生化降解和應(yīng)力壓縮作用對垃圾持水量的影響機理,并提出增大高廚余垃圾脫水速率和脫水量的工程啟示.

1 材料及方法

1.1 試驗設(shè)備

持水量試驗在自制的城市生活垃圾降解-壓縮-滲流儀中開展,其基本結(jié)構(gòu)如圖1所示.試樣筒為不銹鋼材質(zhì),高102cm,內(nèi)徑30cm.試樣筒底部設(shè)有10cm厚的碎石導(dǎo)排層用于滲濾液導(dǎo)排,頂部布水層用于添加水分.試樣頂部荷載施加方式主要有堆載和液壓加載兩種,加載范圍分別為0~30kPa和0~600kPa.保溫室利用保溫材料構(gòu)筑而成,同時通過恒溫加熱器將室內(nèi)溫度控制在40±3℃范圍內(nèi).保溫室頂部設(shè)置通風(fēng)口,用于排出降解過程產(chǎn)生的甲烷氣體,避免發(fā)生爆炸事故.

1.2 試驗材料

于2010年對杭州市垃圾組分及其含水量進行了調(diào)研,結(jié)果如表1所示,其中廚余含量高達60.1%,垃圾濕基含水量62.6%.試驗中共采用三種類型的試樣,即新鮮高廚余垃圾 (HFWC- MSW)、新鮮無廚余垃圾(NFWC-MSW)和基本降解垃圾(D-MSW).HFWC-MSW和NFWC- MSW均根據(jù)杭州市垃圾濕基組分進行人工配制,各組分質(zhì)量配比見表1.其中實驗室采用的廚余組分的初始濕基含水量為84.0%,靜置脫水至76.6%,其余組分分別添加水分至表1中相應(yīng)的含水量.各組分的特征粒徑均控制在30mm以內(nèi).將配制的部分HFWC-MSW試樣放置在恒溫(40±3)℃的條件下進行厭氧降解,降解3年后取出并烘干,作為D-MSW試樣.對D-MSW試樣進行組分分析,其中難以辨認的組分均當作渣土,結(jié)果如表1所示.

采用分層壓實方式將試樣填入試樣筒內(nèi),至試樣厚度達到85cm.添加自來水至試樣達到飽和狀態(tài).HFWC-MSW、NFWC- MSW和D-MSW試驗單元中填埋的試樣重量分別為49.3(濕重)、40.4(濕重)和26.5kg(干重),添加的水量分別為10、15和30kg,初始含水量分別為68.8%、57.4%和53.1%.

表1 垃圾組分和相關(guān)參數(shù)(%) Table 1 waste composition and related parameters (%)

1.3 試驗方案

持水量試驗共開展10個,劃分為5組,如表2所示.A-1、A-2和A-3主要研究不同溫度條件下新鮮高廚余垃圾的持水量隨時間的變化,其中A-1和A-2為平行試驗.試樣填埋完成并飽和后,將A-1和A-2放置于溫度維持在(40±3)℃的保溫室內(nèi),A-3放置于溫度隨季節(jié)變化的實驗室內(nèi).然后采用堆載方式施加應(yīng)力至10kPa,并打開排水孔閥門.試驗過程中記錄每天的滲濾液收集量(t).當連續(xù)三個月未收集到滲濾液時,停止試驗.試驗持續(xù)時間為998d.試驗結(jié)束后,將所有試樣取出并稱取濕重M,然后在70℃下烘干并稱取干重M.

B-1主要研究逐級遞增應(yīng)力作用下新鮮高廚余垃圾的持水量隨時間的變化.試樣填埋完成并飽和后,放置于保溫室內(nèi).采用液壓加載方式施加第一級應(yīng)力50kPa,并打開排水孔閥門.之后,每過30d施加下一級應(yīng)力,應(yīng)力施加順序依次為100kPa、200kPa和400kPa.荷載施加至400kPa時,持續(xù)觀測滲濾液出流情況.試驗過程中記錄每天的滲濾液收集量(t).當連續(xù)三個月未收集到滲濾液時,停止試驗.試驗持續(xù)時間為400d.試驗結(jié)束后,將全部試樣取出并稱取濕重M,然后在70℃下烘干并稱取干重M.

C-1和C-2,D-1和D-2以及E-1和E-2均為平行試驗,分別研究新鮮高廚余垃圾、無廚余垃圾和基本降解垃圾的持水量隨應(yīng)力的變化.試樣填埋完成并飽和后,放置于實驗室內(nèi).其中,C-1和C-2,D-1和D-2均采用添加pH=3的乙酸溶液的方式使試樣達到飽和狀態(tài),以減少降解作用對試驗過程的影響.采用液壓加載方式施加第一級應(yīng)力,并打開排水孔閥門.之后,每排水24h即施加下一級應(yīng)力,應(yīng)力范圍為10~ 400kPa.試驗過程中記錄每級荷載作用下的滲濾液收集量(σ).

1.4 數(shù)據(jù)處理

垃圾持水量是指在重力排水條件下垃圾體內(nèi)能夠保持的水量,這里認為排水24h后即達到初始持水量狀態(tài).之后,若不改變應(yīng)力或排水條件,均認為垃圾處于持水量狀態(tài).

考慮到C-1和C-2,D-1和D-2試驗過程中采取了抑制降解措施,而E-1和E-2試樣中基本不存在可降解物質(zhì),且上述試驗周期均較短(20d以內(nèi)),因此,在持水量計算中均不考慮試樣中可降解物質(zhì)的質(zhì)量損失.鑒于此,C、D和E組的濕基持水量計算方法為:

式中:MRC(σ)為第級應(yīng)力σ作用下的濕基持水量;(σ)為第級應(yīng)力σ作用下的滲濾液收集量,kg;M和M分別為填埋試樣總質(zhì)量(包括添加的水量)和總水量(包括添加的水量), kg;考慮到A-1、A-2、A-3和B-1的試驗周期較長,試驗過程會造成試樣中部分可降解物質(zhì)的消耗,因此,在持水量計算時需要考慮試樣中可降解物質(zhì)的質(zhì)量損失.假設(shè)可降解物質(zhì)的消耗符合一階動力學(xué)方程,則A組和B組的濕基持水量計算方法為:

式中:MRC(t)為試驗至第d的濕基持水量;(t)為第d的滲濾液收集量, kg;s0和sf分別為填埋試樣初始和最終的干質(zhì)量, kg;為可降解物質(zhì)的消耗速率, 根據(jù)一階動力學(xué)方程進行計算[22].

為了更加清楚、合理地闡述本文的研究內(nèi)容,對A-1、A-2和A-3僅分析前225d的試驗數(shù)據(jù),對B-1僅分析前200d的試驗數(shù)據(jù).

表2 持水量試驗方案 Table 2 Program for MRC tests

2 結(jié)果及分析

2.1 不同溫度條件下新鮮高廚余垃圾的持水量隨時間的變化

圖2(a)為具有恒溫措施的保溫室(A-1和A-2)和沒有恒溫措施的實驗室(A-3)的溫度隨時間的變化.試驗期間,保溫室的溫度基本穩(wěn)定在37~43℃的范圍內(nèi),而實驗室的溫度則受氣溫影響較大.第1~100d,實驗室溫度從15~20℃逐漸下降至0~6℃.第101~225d,實驗室溫度逐漸上升至22~27℃.

圖2(b)為A-1、A-2和A-3的滲濾液pH值和COD濃度隨時間的變化.A-1和A-2的滲濾液pH和COD濃度表現(xiàn)出較為一致的變化規(guī)律.第1~100d,滲濾液COD濃度從17g/L迅速上升至66~68g/L,pH從約5.0上升至6.2.第101~225d,滲濾液COD濃度下降至61.5~63.5g/L,pH則基本保持不變.第1~25d,A-3 的滲濾液COD濃度從15.4g/L迅速上升至27.9g/L,pH從5.4上升至6.2.第26~225d,COD濃度進一步上升至35.6g/L,pH上升至6.8.上述試驗結(jié)果表明:相比于室溫工況(0~27℃),溫度較高時(40±3℃),新鮮高廚余垃圾的水解作用較快,導(dǎo)致滲濾液COD濃度的上升速率和峰值均較高,pH則較低.

圖2(c)為A-1、A-2和A-3的持水量隨時間的變化.在10kPa上覆應(yīng)力作用下,A-1、A-2和A-3的初始持水量較為接近,分別為63.7%、63.3%和62.7%.第15d,A-1和A-2的持水量迅速下降至57.4%和55.6%,而A-3僅降至61.9%,下降幅度相對較緩.第100d,A-1、A-2和A-3的持水量進一步下降至52.3%、51.2%和56.9%.第101~225d,A-1和A-2的持水量隨時間下降不顯著,基本穩(wěn)定在52.2%和50.9%,而A-3進一步下降至52.9%.利用公式MRC=-(1-exp(-t))分別對A-1和A-2的平均持水量以及A-3的持水量數(shù)據(jù)進行了擬合,且擬合效果較好.對于A-1和A-2,溫度條件為恒溫(40±3)℃,=0.173,=0.601,持水量下降較快;而對于A-3,溫度條件為室溫0~ 27 ℃,=0.003,=1.18,持水量下降較慢.上述結(jié)果表明:高廚余垃圾的持水量隨降解時間呈指數(shù)下降;持水量下降速率與降解過程密切相關(guān),溫度較高時下降較快.

2.2 逐級遞增應(yīng)力作用下新鮮高廚余垃圾的持水量隨時間的變化

圖3(a)為B-1的滲濾液pH值和COD濃度隨時間的變化.在第一級應(yīng)力50kPa施加后的30d內(nèi),滲濾液COD濃度從32.3g/L迅速上升至66.5g/L, pH值從5.5上升至6.0左右.第二級應(yīng)力100kPa施加后,滲濾液COD濃度瞬時上升至74.9g/L,pH值則下降至5.6左右.隨后的30d內(nèi),COD下降至55.4g/L,pH值上升至6.3.第三級應(yīng)力200kPa施加后,滲濾液COD濃度瞬時上升至63.9g/L,pH值下降至6.0左右.隨后的30d內(nèi),COD下降至32.4g/L,pH值上升至6.6.第四級應(yīng)力400kPa施加后,滲濾液COD濃度瞬時上升至52.8g/L,pH值下降至6.1左右.隨后的100d內(nèi),COD下降至5.2g/L,pH值上升至7.7.上述試驗結(jié)果表明:逐級遞增應(yīng)力條件下,新鮮高廚余垃圾的降解過程在每級應(yīng)力施加后均會出現(xiàn)滲濾液COD濃度陡增和pH值陡降的現(xiàn)象.應(yīng)力作用能夠加快新鮮高廚余垃圾的水解進程.

圖3(b)為B-1的持水量隨時間的變化.在第一級應(yīng)力50kPa作用下,初始持水量為55.2%,低于A-1和A-2.30d后,持水量下降至48.3%.第二級應(yīng)力100kPa施加后,持水量迅速下降至45.3%,30d后進一步降至42.6%.第三級應(yīng)力200kPa施加后,持水量迅速下降至40.3%, 30d后進一步降至38.7%.第四級應(yīng)力400kPa施加后,持水量迅速下降至36.8%,100d后下降至35.4%.上述試驗結(jié)果表明:逐級遞增的應(yīng)力條件下,新鮮高廚余垃圾的持水量在每級應(yīng)力施加后均會出現(xiàn)瞬時下降的現(xiàn)象;之后,持水量隨著降解過程進一步下降并逐漸趨于穩(wěn)定.

2.3 不同類型垃圾的持水量隨應(yīng)力的變化

圖4為新鮮高廚余垃圾(C-1和C-2)、新鮮無廚余垃圾(D-1和D-2)和基本降解垃圾(E-1和E-2)的持水量隨應(yīng)力的變化.當應(yīng)力從10kPa增大至400kPa時,C組的持水量從62.3%~63.8%下降至44.8%~47.1%,D組的持水量從37.2%~ 38.8%下降至29.9%~30.8%,E組的持水量從45.3%~47.6%下降至34.5%~36.0%.利用公式MRC=-×lg()分別對C組、D組和E組的持水量數(shù)據(jù)進行了擬合.從圖中可以看出,擬合曲線與試驗數(shù)據(jù)點吻合較好.這表明新鮮高廚余、新鮮無廚余和基本降解垃圾的持水量隨應(yīng)力的對數(shù)呈現(xiàn)線性下降的變化規(guī)律.在相同應(yīng)力水平下,新鮮高廚余垃圾的持水量>基本降解垃圾的持水量>新鮮無廚余垃圾的持水量,且三者的差距隨著應(yīng)力的增大而減小.

3 討論

3.1 國內(nèi)外試驗結(jié)果對比

圖5為國內(nèi)外不同垃圾的持水量試驗結(jié)果.其中,實線為根據(jù)本文試驗結(jié)果得到的廚余含量為60%的新鮮垃圾的持水量隨應(yīng)力的變化曲線,即MRC=0.754-0.112lg();虛線為根據(jù)本文試驗結(jié)果得到的基本降解垃圾的持水量隨應(yīng)力的變化曲線,即MRC= 0.521-0.067lg().

圖5中文獻試驗結(jié)果均表明,新鮮垃圾和老垃圾的持水量均隨應(yīng)力的對數(shù)呈現(xiàn)線性下降趨勢.這與本文得到的試驗結(jié)果一致.另外,根據(jù)本文試驗結(jié)果得到的新鮮垃圾的持水量-應(yīng)力曲線與蘭吉武(2012)[20]和Arif (2010)[21]的試驗結(jié)果較吻合,而基本降解垃圾的持水量-應(yīng)力曲線與涂帆等(2010)[15]、Zornberg等(1999)[14]和Beaven(2000)[19]的試驗結(jié)果較為接近.這表明本文得到的試驗結(jié)果是較為可靠的.

新鮮垃圾的持水量與其廚余含量密切相關(guān).根據(jù)文獻[19]結(jié)果,英國新鮮垃圾的廚余含量為13%,中國或法國新鮮垃圾的廚余含量約60%,在相同應(yīng)力水平下前者持水量要比后兩者低5%-10%.因此,在相同應(yīng)力水平下,新鮮垃圾的廚余含量越高,持水量就越大.對于老齡期的垃圾來說,組分差異對持水量的影響不太顯著.在相同應(yīng)力水平下,中國、美國和英國的老垃圾的持水量均較為接近.

3.2 持水量變化機理

城市生活垃圾中所持有的水分包括孔隙水和胞內(nèi)水兩種形式[14],如圖6所示.孔隙水主要存在于紙張、織物等吸水性組分以及組分間隙中.胞內(nèi)水是被細胞壁或細胞膜包裹在細胞內(nèi)的水分,主要存在于菜葉、果皮等廚余組分中.本文所采用的高廚余垃圾試樣中同時存在孔隙水和胞內(nèi)水,而新鮮無廚余和基本降解垃圾試樣中僅存在孔隙水.

根據(jù)2.3節(jié)可知,在相同應(yīng)力水平下,基本降解垃圾的孔隙水持有量要高于新鮮無廚余垃圾.另外,根據(jù)3.1節(jié)可知,不同組分的老齡期垃圾的持水量均較為接近.因此,可以認為垃圾的孔隙水持有量隨著降解時間而增大.另外,根據(jù)2.1節(jié)可知,在恒定應(yīng)力作用下,高廚余垃圾的持水量隨著降解時間而下降.由此可以推測,垃圾的胞內(nèi)水持有量是隨著降解時間而下降的.綜上所述,生化降解作用對垃圾持水量的影響主要體現(xiàn)在降低胞內(nèi)水持有量和增大孔隙水持有量兩方面,如圖7(a)所示.垃圾填埋后,廚余等易水解物質(zhì)的細胞壁中的纖維素以及細胞膜中的脂類、蛋白質(zhì)、糖類等大分子化合物被分解成小分子有機酸.這一過程將導(dǎo)致以下三個結(jié)果:第一,孔隙水(液)中的有機物不斷累積,COD濃度升高;第二,被細胞壁或細胞膜包裹的胞內(nèi)水得以釋放出來而形成孔隙水,垃圾的胞內(nèi)水持有量下降;第三,可降解固相不斷被分解,垃圾細粒含量逐漸增加,孔隙水持有能力增大.對于新鮮高廚余垃圾而言,降解初期胞內(nèi)水持有量的減小速率要遠大于孔隙水持有量的增加速率,超過孔隙水持有量的那部分孔隙水被排出,因此垃圾持水量不斷下降.在適宜的溫度(40±3℃)條件下,垃圾的水解速率要大于溫度較低時(0~27℃)的工況,因此后者的持水量下降得較為緩慢.

根據(jù)2.3節(jié)可知,新鮮無廚余和基本降解垃圾的孔隙水持有量均隨著應(yīng)力的增大而降低.在相同應(yīng)力水平下,若認為新鮮高廚余垃圾中孔隙水的持有量與新鮮無廚余垃圾相等,則兩者之間的持水量的差值即為新鮮高廚余垃圾中胞內(nèi)水的持有量.當應(yīng)力從10kPa增大至400kPa時,胞內(nèi)水持有量的平均值從25.1%下降至15.6%,并有繼續(xù)下降的趨勢.因此,可以認為垃圾胞內(nèi)水持有量也隨著應(yīng)力的增大而下降.綜上所述,應(yīng)力壓縮作用對垃圾持水量的影響主要體現(xiàn)在降低胞內(nèi)水持有量和降低孔隙水持有量兩個方面,如圖7(b)所示.第一,在應(yīng)力壓縮作用下,垃圾骨架之間的孔隙減小,從而造成孔隙水持有量的下降.第二,在應(yīng)力壓縮作用下,廚余組分的細胞壁和細胞膜受到機械擠壓后發(fā)生破損,從而導(dǎo)致被細胞壁或細胞膜包裹的胞內(nèi)水的釋放,也即胞內(nèi)水持有量的降低.應(yīng)力施加后,存在于垃圾骨架之間的高有機負荷的胞內(nèi)水被擠壓出來,從而造成了收集到的滲濾液COD濃度的陡高和pH值的陡降.

為了從機理上認識高廚余和低廚余垃圾的持水量的差異,對比了中國和美國填埋垃圾中三相態(tài)五種物質(zhì)的體積比例,如表3所示.表3中數(shù)據(jù)主要根據(jù)中國高廚余垃圾組分和含水量(表1)和美國低廚余垃圾組分和含水量[23],并結(jié)合各組分的可降解物質(zhì)組成比例[24]進行計算得到.從表3可以看出,中國垃圾的胞內(nèi)水體積sw要顯著高于美國垃圾,而可降解固相體積sd要低于美國垃圾.因此,中國新鮮高廚余垃圾的持水量要明顯高于美國新鮮低廚余垃圾,但隨著降解的進行兩者逐漸接近,最終前者可能會略低于后者.這與圖5文獻結(jié)果較為一致.另外,中國高廚余新鮮垃圾的修正主壓縮系數(shù)'c平均值約為0.30,而美國低廚余新鮮垃圾約為0.22,前者要高于后者[25].這主要與新鮮垃圾的固相胞內(nèi)水在應(yīng)力壓縮作用下被釋放出來形成液相孔隙水有關(guān).

表3 中美填埋垃圾相態(tài)體積對比 Table 3 Comparison of phase volume for landfilled MSW in China and America

3.3 工程建議

圖8為不同工況下的垃圾滲濾液產(chǎn)率在15d內(nèi)的變化.滲濾液產(chǎn)率定義為滲濾液累積收集重量與垃圾填埋重量的比值.在滲濾液產(chǎn)率計算過程中,滲濾液累積收集重量和垃圾填埋重量均減去試驗初期添加的水量.工況1~3分別采用A-3、A-2(與A-1的平均值)和B-1的試驗結(jié)果計算15d內(nèi)的滲濾液產(chǎn)率;工況4~6分別采用C-2(與C-1的平均值)在100kPa、200kPa和400kPa下的試驗結(jié)果計算第1d的滲濾液產(chǎn)率.第2~15d的滲濾液產(chǎn)率根據(jù)工況3試驗數(shù)據(jù)進行估算.

工況1和2分別處于室溫(0~27℃)和恒溫(40±3℃)的條件下,兩者對比分析可以用來研究溫度條件對短期內(nèi)垃圾滲濾液產(chǎn)率的影響.第1d,工況1和2的滲濾液產(chǎn)率較為接近,分別為0.09和0.11.之后,隨著時間的發(fā)展,工況1和2的滲濾液產(chǎn)率的差距越來越大.第15d,工況1和2的滲濾液產(chǎn)率分別為0.11和0.22.由以上分析可知,提高垃圾溫度有利于增大滲濾液產(chǎn)出速率(Δ滲濾液產(chǎn)率/Δ時間).因此,在氣溫較低的季節(jié)或寒冷地區(qū)需要對高廚余垃圾進行脫水處理時,可以采取提高垃圾溫度的措施來加快脫水.根據(jù)本文研究結(jié)果,建議提高垃圾溫度至40℃左右.

工況2~6分別處于10kPa、50kPa、100kPa、200kPa和400kPa的應(yīng)力作用下,對比分析后可以用來研究應(yīng)力作用對短期內(nèi)垃圾滲濾液產(chǎn)率的影響.第1d,工況2~6的滲濾液產(chǎn)率分別為0.11、0.23、0.28、0.32和0.35.第15d,工況2和3的滲濾液產(chǎn)率分別增大至0.20和0.32,兩者的滲濾液產(chǎn)出速率接近.由以上分析可知,增大垃圾上覆應(yīng)力能夠在較短時間內(nèi)顯著增大滲濾液產(chǎn)率.因此,在實際工程中,如垃圾焚燒廠,需要對高廚余垃圾進行充分脫水時,可以采取增大上覆荷載的措施增大脫水量.根據(jù)本文研究結(jié)果,且考慮到實際工程的經(jīng)濟合理性,建議施加上覆應(yīng)力100~200kPa且保持3~7d,預(yù)計滲濾液產(chǎn)率能夠達到0.3~0.4.

4 結(jié)論

4.1 在恒定應(yīng)力作用下,高廚余垃圾的持水量(包括孔隙水和胞內(nèi)水)隨著降解時間呈指數(shù)形式下降,即MRC=-(1-exp(-ct)).在相同應(yīng)力水平下,基本降解垃圾的持水量(孔隙水)要高于新鮮無廚余垃圾的持水量(孔隙水).因此,生化降解作用會造成垃圾胞內(nèi)水持有量的降低和孔隙水持有量的增大.在相同應(yīng)力條件下,新鮮垃圾持水量隨廚余含量的增加而增大,不同組分老垃圾的持水量基本相同.

4.2 提高垃圾溫度有利于加快持水量下降,增大滲濾液產(chǎn)出速率.在初始15d內(nèi),處于恒溫[(40±3)℃]條件下的垃圾的持水量從63.5%下降至56.5%,滲濾液產(chǎn)率從0.11上升至0.22,而處于室溫(0~27℃)條件下的垃圾的持水量從62.7%下降至61.9%,滲濾液產(chǎn)率從0.09上升至0.11.因此,在氣溫較低的季節(jié)或寒冷地區(qū)對高廚余垃圾進行脫水處理時,建議提高垃圾溫度至40℃左右以加快脫水.

4.3 新鮮高廚余垃圾、新鮮無廚余垃圾和基本降解垃圾的持水量均隨應(yīng)力的對數(shù)呈線性下降規(guī)律, 即MRC=-×lg().當應(yīng)力從10kPa增大至400kPa時,新鮮高廚余垃圾、基本降解垃圾和新鮮無廚余垃圾的持水量分別從63.0%、46.5%和37.9%下降至46.0%、35.3%和30.4%.新鮮高廚余垃圾與新鮮無廚余垃圾的持水量的差值,即新鮮高廚余垃圾的胞內(nèi)水持有量,也隨著應(yīng)力的增大而減小.因此,應(yīng)力壓縮作用會同時造成垃圾胞內(nèi)水持有量和孔隙水持有量的下降.在逐級遞增應(yīng)力作用下,荷載施加后會出現(xiàn)垃圾持水量瞬時下降的現(xiàn)象.

4.4 增加垃圾上覆應(yīng)力能夠在較短時間內(nèi)顯著降低垃圾持水量,增大滲濾液產(chǎn)率.當上覆應(yīng)力從10kPa增大到400kPa時,重力排水1d后,垃圾持水量從63.0%下降至46.0%,滲濾液產(chǎn)率從0.11增大至0.35.因此,在實際工程中需要對高廚余垃圾進行充分脫水時,建議施加上覆應(yīng)力100~ 200kPa且保持3~7d,預(yù)計滲濾液產(chǎn)率能夠達到0.3~0.4.

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* 責(zé)任作者, 教授, zhanlt@zju.edu.cn

Variation of moisture retention capacity of municipal solid waste under the influence of degradation and stress

XU Hui, ZHAN Liang-tong*, LI He, LAN Ji-wu, CHEN Yun-min

(Key Laboratory of Soft Soils and Geoenvironmental Engineering of Ministry of Education, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China)., 2016,36(8)：2409~2417

Five sets of moisture retention capacity (MRC) experiments were conducted in degradation-compression- permeation cells for municipal solid waste (MSW). The variations of MRC with degradation time under different temperature conditions and incremental stresses for fresh high food waste content (HFWC) MSW were characterized, and the variation of MRC with stress for fresh HFWC-MSW, fresh zero food waste content (NFWC) MSW and decomposed MSW (D-MSW) were determined. Based on the experimental results, the following findings were obtained: MRC of fresh HFWC-MSW decreased exponentially with the degradation time, i.e., MRC=-(1-exp(-ct)); the values ofandwere obtained as 0.003 and 1.18 under the stress of 10kPa and room temperature of 0~27℃, while 0.173 and 0.601 under the stress of 10 kPa and constant temperature of (40±3)℃. MRC of fresh HFWC-MSW sharply dropped 3.0%, 2.3% and 1.9% after the application of incremental stresses of 100kPa, 200kPa and 400kPa, respectively. MRC appeared to decrease linearly with an increase of logarithmic stress for fresh HFWC-MSW, NFWC-MSW and D-MSW, i.e., MRC=-×lg(). The MRCs of fresh HFWC-MSW, D-MSW and NFWC-MSW decreased from 63.0%, 46.5% and 37.9% to 46.0%, 35.3% and 30.4%, respectively, with an increase of stress from 10kPa to 400kPa. It was concluded from the analyses of reference data that the MRC of fresh MSW increased with the food waste content and the MRC of aged MSW with different compositions were basically consistent under a given stress. The influence mechanism of degradation and stress on MRC of fresh HFWC-MSW was discussed, and the practical implications were proposed to enhance the dewatering of fresh HFWC-MSW.

moisture retention capacity；municipal solid waste；stress；biodegradation；dewatering

X705,TU411

A

1000-6923(2016)08-2409-09

徐 輝(1987-),男,浙江舟山人,博士研究生,主要從事巖石流變力學(xué)、城市固廢處置及資源化等方面的研究.發(fā)表論文11篇.

2016-01-04

國家重點基礎(chǔ)研究發(fā)展計劃(973) (2012CB719802);國家自然科學(xué)基金青年基金項目(41502276)