2023, Vol. 44
“中国将提高国家自主贡献力度, 采取更加有力的政策和措施, CO2排放力争于2030年前达到峰值, 努力争取2060年前实现碳中和.”2020年9月习总书记在第七十五届联合国大会上首次提出我国的双碳目标[1, 2].为实现此目标, 有必要用科学的核算方法对各行业碳排放进行量化.国家发改委对碳排放几大重点行业：发电、电网、钢铁、化工和水泥等制定了核算方法和报告指南, 然而对污水及污泥处理行业碳核算的研究还相对较少.随着近年来水质标准的提高, 污水处理行业能耗和剩余污泥产量不断增加, 碳排放量随之增加, 污水处理厂逐渐成为温室气体的主要来源之一[3], 据统计我国每年总用电量有0.3%用于污水处理厂, 大约释放1.14亿t (CO2当量)[4].实际上, 污水中污染物本身就是能源和资源的载体, 污水处理过程中部分有机污染物会转移到污泥中, 由于工艺过程中必要能耗导致的碳排放很难抵消, 因此只有将污泥中蕴含的资源回收利用, 才能完成水处理行业整体的碳中和[5~7].不同污泥处理处置技术路线能耗不同, 污泥资源化利用程度也不同, 所以产生的碳排放也会有所差异.在“双碳”背景下, 有必要对污泥处理处置技术路线进行碳排放核算, 污水处理厂对污泥处理处置方法的选择和评估也应考量碳排放的影响.
在已有的研究中, 张岳等[8]对污水处理厂提标改造前后A2/O工艺中产生的CH4、N2O和CO2碳排放当量进行核算, 发现水质标准提高后, 碳排放量也会增加.该核算模型基于进出水总氮(TN)和生物需氧量(BOD)的差值, 无法直接套用到污泥中对不同的污泥处理处置路线进行碳排放核算.王琳等[9]运用联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)提供的方法对不同污泥处理处置单元进行了碳排放核算, 并探究污泥有机质含量对碳排放的影响.结果显示, 当污泥有机质含量为40%时, 每t脱水污泥(含水率80%)处理处置全生命周期碳排放为38.90~410.45 kg, 其中碳排放最高单元为填埋410.45 kg, 最低为湿式氧化38.90 kg, 有机质含量越高越容易实现零排放, 甚至负排放.该方法排放因子均取IPCC国际推荐值, 没有结合我国实际, 可能会低估焚烧碳排放量, 高估填埋过程碳排放量.因此, 本文拟构建一种满足不同污泥处理处置路线全周期的碳核算模型, 从我国污泥实际值出发对IPCC碳核算模型进行优化, 从碳排放角度对我国典型污泥处理处置技术路线进行比较分析, 以期为污泥处理处置技术路线提供科学依据.
1 典型污泥处理处置技术路线与碳排放核算边界确定目前我国城镇污泥的最终去向主要有卫生填埋、土地利用和建材利用, 焚烧、堆肥、热水解和厌氧消化是中国污泥处理的主流技术[10, 11].焚烧技术具有减量化明显、无害化彻底、余热可回收和灰分可建材利用等优点, 已逐渐成为国外污泥处置的主流技术[12].但由于焚烧投资与运行费用太高, 一般污泥处理首先考虑好氧堆肥和厌氧消化, 为提高有机物能源转化效率, 可在厌氧消化前对污泥进行热水解处理.有研究根据不同的污泥处置方式[13, 14], 给出了几种典型组合技术路线, 本文对其中应用广泛且有前景的4条路线进行碳排放核算.分别是R1：重力浓缩+板框压滤脱水+运输+干化+焚烧+建材利用; R2：重力浓缩+板框压滤脱水+好氧堆肥+运输+土地利用; R3：重力浓缩+深度脱水+运输+卫生填埋; R4：重力浓缩+热水解+厌氧消化+板框压滤脱水+运输+土地利用.
本文碳排放计算起点是污泥从污水处理系统二沉池分离浓缩开始, 到最终作为产品输出或能量回收为止.为准确对比不同污泥处理处置技术路线中的碳排放, 统一取1 t干污泥(DS)作为核算对象, 按照不同排放类型分为直接碳排放、间接碳排放和碳补偿来进行计算.直接碳排放是指温室气体排放发生在组织边界内[15, 16], 包括固定源和移动源的燃烧, 填埋场和厌氧消化过程CH4的直接逸散排放, 好氧发酵产生的CH4、N2O(因生物成因不计入产生的CO2).间接碳排放是指由组织边界内的活动引起消耗, 但温室气体排放发生在边界外[15, 16], 例如工艺中的电能来自国家电网, 干化和热水解消耗的热能(假设为外购热力)和污泥脱水添加的化学药剂.碳补偿是指通过对污泥中资源的回收利用, 可减少化石类能源在其他地方的使用, 从而降低总碳排放, 如回收污泥焚烧产生的热量发电, 剩余灰分替代水泥原料建材利用, 回收CH4发电, 污泥进行生物处理后做有机肥料可替代化肥等.碳排放核算边界以及各工艺单元碳排放来源分析见图 1.
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图 1 碳排放核算边界和来源分析 Fig. 1 Carbon emission accounting boundary and source analysis |
除CO2外, CH4、N2O、HFCs、PCFs和SF等温室气体也包含在碳排放评估中, 不同气体由于生命周期和辐射效率不同, 对气候变化的影响也有所不同.为了以相同标准对比各种温室气体的影响, 用温室气体排放量乘以全球增温潜势(GWP)统一折算为CO2排放当量, 表征其对气候变化影响的相对能力.本文GWP采用IPCC第五次评估报告[17], 污泥处理处置涉及的温室气体(CO2、CH4和N2O)100 a水平全球增温潜势如表 1所示.
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表 1 温室气体全球增温潜势值(GWP) Table 1 Global warming potential(GWP) of greenhouse gases |
2.1.1 运输
污泥在转移过程中必然需要车辆运输, 运输过程中由于化石燃料燃烧会产生CO2直接排放.大型载重货车多为柴油车, 柴油消耗量以运输距离估算, 本文运输距离均取50 km, 国产载重量15 t的货车百公里耗油约15 L柴油.
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(1) |
式中, RL为柴油消耗量, kg; m为污泥干重, t; w为污泥含水率, %; M为单位载重量, t; L为污水厂到处置地运输距离, km; AVG为百公里油耗, L·(100 km)-1; ρ1为柴油密度, 0.84 kg·L-1.
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(2) |
式中, ECO2, 运输为运输过程直接碳排放量(以CO2计, 下同), kg; RZ为柴油热值, 43.33 GJ·t-1[18]; C为柴油单位热值含碳量(以C元素计), 20.2 t·TJ-1[18]; α为柴油碳氧化率, 98%[18]; 44/12为CO2与C的相对分子质量之比.
2.1.2 焚烧干污泥有很好的可焚烧性, 污泥热值与含水率和有机质含量有关[3, 19].本文按照干化后污泥含水率40%进行计算, 按照已知关系式有机质含量35%以上即可自持燃烧[19], 我国不同地区污泥有机质含量存在差异, 在30%~80%之间且逐步提高.本文假设该污泥能够自持燃烧, 不需要辅助燃料.
污泥焚烧可能产生的温室气体有CO2、CH4和N2O.在IPCC中将污水污泥视为生物质材料, 化石碳含量比例取0, 焚烧产生的CO2归为生源碳, 不计入排放.但实际中污水污泥化石碳含量不低[20, 21], 有必要计入碳排放, 对IPCC因子进行优化, 本文按照文献[4, 22]报道化石碳在总碳中的比例为12%进行计算.污泥是热值多变的低质燃料, 不完全燃烧可能会导致CH4排放[23], 本文焚烧炉假设取连续性大型高效流化床焚化炉, 产生的CH4排放量很小, 不计入CH4排放.N2O采用IPCC推荐的排放因子进行计算.
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(3) |
式中, ECO2, 焚烧为污泥焚烧CO2排放量, kg; CF为干物质中的碳比例, 45%[23]; FCF为化石碳在总碳中的比例, 12%[4, 22]; OF为氧化因子, 100%[23].
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(4) |
式中, EN2O, 焚烧为污泥焚烧过程中N2O碳排放量, kg; EFN2O, 焚烧为焚烧过程中N2O排放因子(以N2O/DS计), 0.99 kg·t-1; GN2O为N2O的全球增温潜势265.
2.1.3 卫生填埋污泥卫生填埋后在厌氧条件下会生成CO2和CH4, 由于化石碳主要来源于石油化工产品, 难以通过生物活动被降解, 所以填埋等生物活动产生的CO2作为生源碳不计入总排放, 化石碳大多仍残留在填埋污泥中.针对卫生填埋CH4的计算有一阶衰减法(FOD)和质量平衡法[11], 由于填埋气体会在一段时间内急剧升高, 随后几十年或更长的时间里逐渐减少, 一阶衰减法就是通过对填埋场多年历史数据(50 a以上)进行分析, 得出指数因子来准确预测总CH4释放量.质量平衡法是假设污泥中全部有机碳可排放CH4量一次性排放, 结果会略高估实际CH4的排放量.由于我国卫生填埋技术起步较晚, 缺乏长期监测数据, 故采用质量平衡法进行估算.IPCC中干污泥中可分解有机碳(DOC)占总碳比例值为50%, 而我国污泥实际DOC在10%~20%之间[24], 且不同协同处置方式及不同地域污泥DOC的含量也存在差异.本文假设污泥单独填埋, DOC含量取文献[24]报道我国6座污水处理厂实际DOC含量的平均值为15.6%计算.
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(5) |
式中, MCH4, 卫生填埋为卫生填埋CH4产生量, kg; DOC为污泥中可分解有机碳含量, 取文献[24]报道值, 15.6%; DOCf为可分解转化为CH4的DOC比例, 50%[23]; MCF为CH4产生量修正因子, 1.0[23]; F为CH4在填埋气体中的比例, 50%[23]; 16/12为CH4与C的相对分子质量之比; OX为CH4氧化因子, 取0.1[23].
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(6) |
式中, ECH4, 卫生填埋为卫生填埋CH4碳排放量, kg; MCR为CH4回收率, 采用我国常规集气效率40%[25]; GCH4为CH4的全球增温潜势28.
2.1.4 好氧堆肥好氧堆肥产生的CO2作为生源碳不计入总排放, 产生的CH4和N2O直接排放采用IPCC推荐的排放因子进行计算.
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(7) |
式中, ECH4, 好氧堆肥为污泥好氧堆肥环节CH4碳排放量, kg; EFCH4, 好氧堆肥为污泥好氧堆肥过程中CH4排放因子(以CH4/DS计), 取10 kg·t-1[23].
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(8) |
式中, EN2O, 好氧堆肥为污泥好氧堆肥环节N2O碳排放量, kg; EFN2O, 好氧堆肥为污泥好氧堆肥过程中N2O排放因子(以N2O/DS计), 取0.6 kg·t-1[23].
2.1.5 厌氧消化厌氧消化产生的CH4有专用集气设备收集, 但由于无意泄漏仍可能导致CH4逸散, 通常在CH4产量的0~10%[23].如果能确保无意泄漏的CH4排放均被喷焰燃烧, 则可忽略CH4排放, 本文取IPCC指南的推荐值5%作为CH4逸散排放率.厌氧消化采用热水解预处理可大幅提高产气量, 本文取小红门污水处理厂污泥热水解厌氧消化项目2017年吨干泥产CH4量数据341 m3·t-1[26]进行计算.
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(9) |
式中, ECH4, 厌氧消化为污泥厌氧消化CH4逸散碳排放量, kg; CL为产CH4因子(以DS计), 341 m3·t-1[26]; φ1为污泥厌氧消化CH4逸散率, 5%[23]; ρ2为CH4密度0.72 kg·m-3.
2.2 间接碳排放 2.2.1 电能、热能和药剂间接排放的计算一般采用排放因子法, 用活动消耗数据与对应的量化单位活动排放量的经验系数(排放因子)相乘得到碳排放量.
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(10) |
式中, E为碳排放量, kg; D为耗电量、耗热量或耗药量; EF为对应的排放因子见表 2.
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表 2 间接碳排放因子 Table 2 Indirect carbon emission factors |
污泥浓缩和脱水等所有设备运行所需耗能主要为电能, 电力隐含的CO2排放用电力排放因子表示.不同区域能源结构不同, 电力排放因子也不同.2015年度全国电力平均排放因子为0.6101 kg·(kW·h)-1, 本文按照2022年最新修订的0.583 9 kg·(kW·h)-1计算(较2015年下降约4.3%).依据国家发改委公布的各行业核算指南, 热力对应的碳排放因子为110 kg·GJ-1.污泥处理过程需要投加脱水药剂, 主要有FeCl3、CaO和聚丙烯酰胺(PAM), 投加量及其他间接排放能耗见表 3.
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表 3 不同工艺单元间接排放能耗汇总 Table 3 Energy consumptions of indirect emissions from different process units |
2.2.2 热干化和热水解
机械脱水后可以使污泥含水率达到80%, 无法自持燃烧, 需进一步干燥至目标含水率后再入炉焚烧.不同起始和最终含水率对热干化能耗影响很大, 本文按照干化后含水率40%计算, 根据文献[19]分两部分：污泥固体升温所需热量和水分蒸发吸收热量, 计算热干化理论热能耗.
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(11) |
式中, QS为污泥固体升温所需热量, GJ; T1为脱水污泥初始温度(20℃); T2为干化温度(100℃); CS为污泥比热容, 3.62 kJ·(kg·℃)-1;
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(12) |
式中, MW为热干化过程蒸发的水量, kg; w1和w2为污泥热干化前、后含水率, 分别为80%和40%.
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(13) |
式中, QW为污泥中水分吸收的热量, GJ; CW为水的比热容, 4.2 kJ·(kg·℃)-1; Qg为水在100℃时的汽化潜热, 为2 260 kJ·kg-1.
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(14) |
式中, E热干化为热干化过程碳排放量, kg; EF热为热力排放因子, 110 kg·GJ-1.
热水解是一种污泥预处理方法, 将污泥在密闭的容器中进行高温高压处理, 使污泥细胞壁破裂, 使细胞内部有机质和结合水释放出来, 以提高厌氧消化有机物转化率, 改善污泥脱水性能.热水解后污泥无需加药, 直接压滤含水率可达到约60%[33].与污泥热干化相比, 热水解处理是在密闭条件下进行, 避免了水分蒸发过程的能量消耗, 因此热水解所需蒸汽量仅为热干化的32%[34], 总能耗约为热干化的50%[19], 本文按照污泥热干化理论耗热量50%计算热水解理论耗热量.
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(15) |
式中, E热水解为热水解过程碳排放量, kg.
2.3 碳补偿 2.3.1 焚烧热量回收假设污泥焚烧产生的全部热能用热电联产技术(CHP)进行发电, 用文献[19]方法计算热电联产发电效率CH热电联产约为2 467 kW·h·t-1.
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(16) |
式中, CH热电联产为热电联产发电效率, kW·h·t-1; Q均为中国污泥热值均值(以DS计, 下同)11.9 GJ·t-1[19]; Q损为能量损失约0.8 GJ·t-1[19]; ω热电联产为热电联产效率, 取80%[19]; 3.6为热量与电量转化系数, 1 kW·h=3 600 kJ.
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(17) |
式中, R焚烧为焚烧过程碳补偿量, kg; EF电为电力排放因子, 0.583 9 kg·(kW·h)-1.
2.3.2 CH4回收收集卫生填埋和厌氧消化产生的CH4气体可用CHP技术加以高效利用, 甲烷浓度越高, 可回收利用产生的电能也会越高, 本文CH4单位体积产电量取2.30 kW·h·m-3[35, 36].
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(18) |
式中, R卫生填埋为卫生填埋碳补偿量, kg; MCH4, 卫生填埋为式(5)计算的卫生填埋CH4产生量, kg·t-1; MCR为CH4回收率, 采用我国常规集气效率40%[25]; ρ3为CH4密度0.72 kg·m-3; CD为CH4发电效率2.30 kW·h·m-3[35, 36].
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(19) |
式中, R厌氧消化为厌氧消化碳补偿量, kg; CL为厌氧消化产CH4因子341 m3·t-1[26]; φ1为污泥厌氧消化CH4逸散率, 5%[23].
2.3.3 土地利用污泥中N、P能被植物利用, 可替代氮肥与磷肥使用, 实现碳补偿.污泥产品中有机质含量按照北京市排水集团有机营养土[37]计算：ω(全氮)为18.8 g·kg-1, ω(全磷)为12.7 g·kg-1, 含水率为57.8%.
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(20) |
式中, R土地利用为污泥土地利用替代化肥的碳补偿量, kg; w为含水率, 57.8%; EFN为单位氮肥制造排放因子(以元素C计), 2.116 kg·kg-1[38]; EFP为单位磷肥制造排放因子(以元素C计), 0.636 kg·kg-1[38]; ωN为污泥产品氮含量, 18.8 g·kg-1[37]; ωP为污泥产品磷含量, 12.7 g·kg-1[37].
2.3.4 建材利用焚烧灰渣是焚烧系统所产生的固体灰渣, 根据工艺的不同一般为焚烧前总质量的5%~30%, 主要成分为金属或非金属氧化物SiO2、Al2O3和Fe2O3等, 与硅酸盐水泥成分相似, 再加入一定量的石灰(CaO)经过煅烧即可制成硅酸盐水泥.假定污泥高温煅烧过程中有机质彻底分解, 灰渣直接计入熟料产量.
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(21) |
式中, R建材利用为污泥建材利用替代水泥熟料的碳补偿量, kg; EF水泥为水泥熟料生产排放因子, 0.97 kg·kg-1[39]; φ2为灰渣平均占比, 17.5%[29].
3 典型污泥处理处置路线核算结果分析 3.1 全路线计算结果与分析经R1路线处理每t DS全程总碳排放量为431.23 kg·t-1(如图 2), 其中主要碳排放产生在热干化单元(1 049.24 kg·t-1)和焚烧单元(635.52 kg·t-1), 主要碳补偿方式是热电联产(-1 440.29 kg·t-1)和建材利用(-169.75 kg·t-1).经计算, 每t DS含水率从80%到40%污泥干化单元的热耗为9.16 GJ·t-1, 干化热耗主要受污泥含水率的影响, 降低干化前含水率可减少干化蒸发水量, 有利于减少污泥干化的碳排放.焚烧单元碳排放较高, 主要包括间接排放175.17 kg·t-1, 直接排放CO2为198.00 kg·t-1, N2O(以CO2/DS计)为262.35 kg·t-1.同时, 污泥焚烧有较好的碳补偿潜力, 通过在焚烧系统中引入共燃材料(厨余垃圾), 可增加发电量[40], 焚烧后残留灰渣可替代水泥熟料进行建材利用, 有技术条件的还可以回收灰渣中的磷和重金属, 所以该路线未来有望实现碳中和.
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kg·t-1表示处理每t DS碳排放量(以CO2/DS计), 百分数表示含水率, 下同 图 2 R1技术路线碳排放 Fig. 2 Carbon emissions of R1 route |
经R2路线处理每t DS全程总碳排放为550.48 kg·t-1(如图 3), 其中主要碳排放为好氧堆肥单元(614.17 kg·t-1)和板框脱水单元(342.36 kg·t-1), 主要碳补偿方式是土地利用替代化肥(-415.83 kg·t-1).好氧堆肥间接排放为电耗, 可以通过自动化控制优化工艺减少电耗.好氧堆肥直接碳排放包括CH4排放280.00 kg·t-1和N2O排放(以CO2/DS计)159.00 kg·t-1, 而堆肥分解有机碳产生的CO2, 认为是生源碳不计入排放.目前土地利用替代化肥碳补偿量较低, 该路线暂无法实现碳中和.但污泥堆肥后作为有机肥施用环境效益优于化肥, 如可以增加土壤孔隙率, 增加土壤生物多样性等[41, 42], 有研究证明[8], 污泥土地利用可以改善土壤的性质, 增加12%~137%的植物固碳量, 使土壤具有更强的碳汇功能.污泥好氧堆肥前, 为调节含水率添加辅料, 也可以消纳一些固体废弃物, 如木屑, 稻草, 秸秆等, 可以实现营养物质的循环利用, 并增加碳汇, 如有研究显示[43], 污泥堆肥添加竹炭可减排温室气体14.81%~20.41%.该部分碳补偿量不在本文核算边界内, 但污泥土地利用增加了土壤碳汇, 在一定程度上减缓了气候变化[44].
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图 3 R2技术路线碳排放 Fig. 3 Carbon emissions of R2 route |
经R3路线处理每t DS全程总碳排放为1 723.03 kg·t-1(如图 4), 其中主要碳排放单元为深度脱水单元(960.99 kg·t-1)和填埋单元(786.24 kg·t-1), 主要碳补偿方式是收集填埋气回收CH4进行发电(-35.07 kg·t-1).按照污泥处置控制标准[45], 污泥含水率低于60%才可进入填埋场.为降低污泥含水率, 深度脱水环节产生较大碳排放, 主要是药耗, 应尽可能减少药剂投加量, 或开发更为低碳的污泥脱水试剂.本文按我国已进行填埋气开发利用的填埋场常规集气效率40%计算, 但大多数填埋场并没有进行填埋气的开发利用, CH4直接逸散排放量可能会更高.截至2010年底, 我国已进行填埋气开发利用的填埋场不足总量的7%[25].CH4全球增温潜势是CO2的28倍, 若能采取合适的收集方式提高填埋气回收率, 避免其直接逸散在大气中将显著降低填埋产生碳排放.该技术路线碳排放最高, 且占用土地, 存在恶臭污染和渗滤液蓄积等二次污染问题, 距离碳中和目标有很大差距.
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图 4 R3路线碳排放 Fig. 4 Carbon emissions of R3 route |
经R4路线处理每t DS全程总碳排放为99.41 kg·t-1(如图 5), 其中主要碳排放单元热水解(544.67 kg·t-1)和厌氧消化(371.4 kg·t-1), 主要碳补偿方式是厌氧消化产CH4进行发电(-435.06 kg·t-1)以及土地利用替代化肥(-415.83 kg·t-1).热水解使得污泥厌氧消化更加充分, 比传统厌氧消化产气率提高, 可达到341 m3·t-1[26].由于热水解改善了污泥脱水性能, 使得脱水药剂使用量大大降低, 比浓缩后直接脱水减少药剂碳排放319.00 kg·t-1.本文CH4逸散排放率取5%, 如果能确保逸散的CH4排放均被喷焰燃烧, 则可以避免厌氧消化CH4逸散342.20 kg·t-1, 该路线已经能够实现碳中和.厌氧消化还可以通过额外添加有机废物协调处置增加底物浓度, 提高CH4的产量, 同时消纳一部分有机废物(如厨余垃圾), 进一步提高碳补偿量.厌氧消化的沼液中还有氮、磷等资源亟待回收, 所以R4路线是目前最具潜力的污泥处理处置技术路线.
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图 5 R4技术路线碳排放 Fig. 5 Carbon emissions of R4 route |
对不同路线中碳排放量较高的几个工艺单元碳排放组成进行分析(如图 6).板框脱水和深度脱水主要碳排放产生于药耗, 降低碳排放重点在于优化脱水工艺减少药剂投加量以及开发高效低耗的脱水试剂[46].
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图 6 主要碳排放工艺单元碳排放组成 Fig. 6 Carbon emission composition of main carbon emission process unit |
热干化和热水解主要碳排放产生于热耗, 降低干化前污泥含水率有利于降低碳排放; 若干化前可将污泥含水率降为60%, 则干化到40%理论热耗约为2.68 GJ·t-1, 比含水率从80%~40%理论上可节约碳排放约713.9 kg·t-1[按照式(11)~(14)计算].与污泥热干化相比, 热水解是在密闭条件下进行, 避免了水分蒸发过程的能量消耗, 因此热水解所需蒸汽量仅为热干化的32%[34], 总能耗约为热干化的50%[19], 本文按照污泥热干化理论耗热量50%计算热水解理论耗热量为4.58 GJ·t-1, 与含固率3%污泥实际比能耗(3.216~9.647 GJ·t-1[47])相当.为节省污泥热水解过程中的间接碳排放, 有研究使用超声波对污泥进行预处理, 同样达到提高污泥厌氧消化产气量, 改善脱水性能的目的.但超声电能消耗较大, 不同泥质达到最佳破解效果的比能耗达6~21 GJ·t-1[48~50], 高于热水解过程的平均比能耗, 同样是一种高能耗工艺, 有学者为提高能耗效率, 采用加碱或者组合不同声能密度超声波等方式开展了研究[51, 52].
根据报道, 污泥厌氧消化上清液中的氮磷可通过鸟粪石沉淀法进行回收[53, 54], 促进资源的循环利用.如德国Steinhot可持续污水处理厂[55], 在消化污泥脱水前添加MgCl2来生产鸟粪石(MgNH4PO4·6H2O).但也有研究表明, 由于技术应用的巨大差异, 鸟粪石工艺回收替代化肥产生的碳补偿量无法抵消额外药剂投加和能源消耗产生的直接或间接碳排放[56~58], 鸟粪石回收的环境影响应进一步研究.
焚烧过程CO2和N2O直接排放占比较大, 有必要严格进行烟气净化或者使用更先进的污泥焚烧炉[59, 60], 若烟气污染减少一半, 焚烧直接碳排放可减少230.17 kg·t-1.
好氧堆肥碳排放组成为电耗、N2O和CH4, 由于在堆肥过程中曝气不充分会导致N2O和CH4的生成, 有研究报道[61]可以采用自动控制曝气技术, 及时检测污泥堆内厌氧情况和温度变化, 以准确调节曝气频率, 从而减少温室气体的排放和电耗.
填埋场多年日常维护所需电耗以及填埋日常作业车辆油耗不在本文核算边界内, 所以卫生填埋单元碳排放全部为CH4逸散直接排放.CH4全球增温潜势逐年提高, 是CO2的28倍, 避免CH4直接逸散在大气中将显著降低填埋碳排放.若填埋场集气效率达到模型值94.3%[62], CH4直接排放大约可减少711.55 kg·t-1.
不同处理处置路线中各碳排放类型如表 4所示.R3的直接排放最高, 减少直接排放可以通过人为收集净化对逸散气体进行处理或者使用先进设备从化学机制上阻碍温室气体产生的条件.R1间接碳排放最高, 主要来源于电力和热力消耗, 随着我国能源结构日益清洁化, 新能源逐渐替代化石能源, 电力和热力碳排放因子将会逐年降低, 因此相同能耗下间接碳排放也会随之减少.R1的碳补偿最高, 主要来自于焚烧发电(-1440.29 kg·t-1)和建材利用(-169.75 kg·t-1), 其次是R4, 主要来自厌氧消化CH4发电(-435.06 kg·t-1)和土地利用(-415.83 kg·t-1).由于“焚烧+建材利用”的直接排放和间接排放更高, 环境友好性差, 所以综合来看“厌氧消化+土地利用”碳补偿潜力更大.4种典型污泥处理处置路线中, R4的总碳排放量最低, 为99.41 kg·t-1, 其次是R1(431.23 kg·t-1)、R2(550.48 kg·t-1)和R3(1 723.03 kg·t-1).R4如果避免过程中CH4逸散排放, 现阶段已经可以实现碳中和; R1和R2通过一定的节能减排方式, 有望实现碳中和; R3碳排放量较大, 完成碳中和目标有一定的困难.
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表 4 不同技术路线碳排放类型(以CO2/DS计)/kg·t-1 Table 4 Types of carbon emissions from different routes (calculated as CO2/DS)/kg·t-1 |
4 结论
(1) 污泥4条处理处置路线总碳排放从小到大为：R4 < R1 < R2 < R3, 其中R4(重力浓缩+热水解+厌氧消化+板框压滤脱水+运输+土地利用)碳排放量为99.41 kg·t-1, 是最为低碳的污泥处理处置工艺路线, 如果避免过程中CH4逸散排放342.20 kg·t-1, 该路线现阶段已能够实现碳中和.
(2) 各路线中的主要碳排放单元为：热干化、深度脱水、卫生填埋、焚烧、好氧堆肥、热水解和板框脱水.对这些工艺单元进行重点优化, 可以有效降低碳排放.
(3) 工艺路线中碳补偿主要来自于：焚烧发电、厌氧消化回收CH4发电、建材利用替代水泥熟料和土地利用替代化肥.“焚烧+建材利用”的方式碳补偿量最高, 但环境友好性差, 综合来看“厌氧消化+土地利用”碳补偿潜力更大, 是值得提倡的处理处置方式.
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