李 歡,金宜英,李洋洋

(清華大學(xué)a.深圳研究生院,深圳 518055;b.環(huán)境科學(xué)與工程系,北京 100084)

污水污泥處理的碳排放及其低碳化策略

李 歡a,金宜英b,李洋洋b

(清華大學(xué)a.深圳研究生院,深圳 518055;b.環(huán)境科學(xué)與工程系,北京 100084)

污水污泥處理過程中的碳排放是溫室氣體的重要來源。為了促進污泥處理過程的碳減排,針對常用污泥處理技術(shù)采用質(zhì)量平衡模型進行碳排放核算,通過低碳化程度評估,建立了面向不同層次需求的污水污泥低碳化處理策略。結(jié)果表明,污泥厭氧消化產(chǎn)沼利用、余熱干化后焚燒或混燒發(fā)電等技術(shù)的低碳化程度最高,分別為89.6%、80.3%和76.6%;而在不具備上述處理條件的地區(qū),采用好氧堆肥或在填埋前進行好氧穩(wěn)定預(yù)處理也是較好的低碳處理方式。低碳化處理作為污泥處理的新策略,必須與具體區(qū)域的經(jīng)濟、技術(shù)、社會條件相結(jié)合,以適應(yīng)中國污泥處理從衛(wèi)生無害到碳減排的多層次需求。

污水污泥;填埋;焚燒;低碳化策略

隨著中國城鎮(zhèn)污水排放量的增加和處理率的提高,污水污泥產(chǎn)生量也快速增長。由于中國污泥處理事業(yè)起步較晚,目前仍有相當(dāng)部分污泥采用簡易堆放、填埋等處理方式,在污泥厭氧發(fā)酵過程中產(chǎn)生的大量甲烷,已經(jīng)成為中國溫室氣體的重要來源[1]。因此,減少包括污水污泥在內(nèi)固體廢棄物處理過程的碳排放,被中國應(yīng)對氣候變化國家方案列為中國溫室氣體減排的重要措施[2]。隨著中國越來越多城市開始建設(shè)低碳經(jīng)濟社會,污水污泥作為大宗城市固體廢棄物,其碳排放和減排潛力將發(fā)揮重要影響。

為了實現(xiàn)污泥的低碳化處理,研究者發(fā)展了城市污水廠包括污泥處理在內(nèi)的碳排放評估方法[3],分析了特定污泥處理過程的碳排放,如堆肥[4-5],厭氧消化[6-7],熱氧化處理[8]和土地利用[9]等,并通過對不同技術(shù)組合的分析,篩選最佳的低碳排放污泥處理流程[10]。歐盟已經(jīng)開始考慮包括污水污泥在內(nèi)固體廢物處理的系統(tǒng)碳減排策略[11],如甲烷回收利用[12-13],處理技術(shù)改造[14]等。目前關(guān)于中國污泥處理過程碳排放的系統(tǒng)研究還很少,該文將針對常用污水污泥處理處置技術(shù),系統(tǒng)分析其碳排放和減排情況結(jié)合無害化、減量化、資源化原則,以及中國不同區(qū)域的經(jīng)濟技術(shù)條件,初步建立污水污泥的低碳化處理策略。

1 研究方法

1.1 研究對象和邊界

清潔發(fā)展機制(CDM)的碳排放核算基于長期全球碳平衡,因此不計入污泥等生物質(zhì)降解或焚燒產(chǎn)生的CO2。然而,生物質(zhì)焚燒生成的CO2需要經(jīng)過數(shù)十年乃至上百年才能重新匯集到生物體內(nèi),而堆肥處理使得大量碳元素保留在堆肥產(chǎn)品中,經(jīng)施用后大部分仍保持生物質(zhì)碳狀態(tài)(如土壤腐殖質(zhì)),因此污泥焚燒和堆肥的實際碳排放效應(yīng)并不相同。以80%含水率的脫水污泥為研究對象,碳排放核算既包括CH4,也包括CO2,此外還包括處理過程消耗能量產(chǎn)生的碳排放,同時扣除輸出能量或產(chǎn)物用于替代燃料/原料所產(chǎn)生的減排效應(yīng),其研究邊界如圖1所示。

圖1 生活垃圾低碳化處理研究邊界示意

1.2 低碳化評估方法和基準(zhǔn)

為了便于對不同污泥處理過程的碳排放進行比較,在核算碳排放的基礎(chǔ)上,參考資源化處理率等指標(biāo),定義處理過程的低碳化程度(DLC)為

2 常用污泥處理處置技術(shù)的碳排放分析

2.1 污泥衛(wèi)生填埋

采用聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會(IPCC)的質(zhì)量平衡方法[15]計算碳排放。污泥厭氧填埋過程中,和產(chǎn)生量分別為：

式中,W為污泥質(zhì)量;DOC為可降解有機碳,污水污泥中DOC取決于產(chǎn)生該污泥的廢水來源、處理工藝,IPCC推薦值為干污泥的40-50%[15],按污泥含水率80%計,則濕污泥DOC含量為8～10%,按10%計算;DOCf為實際分解的可降解有機碳比例, IPCC推薦取50%[15];MCF為甲烷修正因子,對于厭氧填埋場,可以選擇為100%;F為填埋氣體中的CH 4體積比例,按50%計;16/12為CH 4/C分子量比率;44/12為CO2/C分子量比率。

將式(2)和(3)相加,1 t CH4的全球變暖趨勢(GWP)按21 tCO2計,代入相關(guān)參數(shù)(DOC=10%,DOCf=0.5,MCF=1,F=0.5),厭氧填埋的碳排放為

根據(jù)CJT249-2007城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置混合填埋泥質(zhì),污泥含水率要降至60%以下才能進入填埋場,因此脫水污泥需進一步干化,而如果采用熱干化,將進一步增加處理過程的碳排放。

2.2 污泥干化焚燒發(fā)電

污泥中有機碳燃燒最終形成的碳排放為

其中CF為污泥碳含量,取濕污泥的10%;OF為氧化因子,取85%。

污泥焚燒前一般需干化,不同干化工藝能耗差異較大。1個標(biāo)準(zhǔn)大氣壓下水的氣化潛熱為2 512 k J/kg,1 kg 80%含水率污泥干化至含水率30%,至少需要熱量1 793 k J/kg。統(tǒng)一按無煙煤供熱(碳排放因子0.098×10-3kg/k J[15]),燃煤及干化機綜合熱效率按50%計,干化系統(tǒng)耗電按35 kWh/t濕污泥計。電力碳排放參考主要火電企業(yè)發(fā)電單位CO2排放量0.7～0.8 kg/kWh[16],這里及后文均取0.8 kg/kWh。則干化過程碳排放約為

污泥焚燒發(fā)電效率與污泥熱值有關(guān),污泥熱值差異較大,約在6 000～24 000 kJ/kg DS(干污泥)之間[17]。對于干固體低位熱值為20 000 k J/kg的污泥,假設(shè)含水率已降至30%,則1 kg原污泥(含水率80%)含干固體0.2 kg,發(fā)熱量4 000 k J,含水率降至30%后,水分剩0.086 kg,蒸發(fā)消耗掉215 k J熱量,剩余熱量3 785 k J?？紤]熱損失、燃燒效率和發(fā)電效率,按 30%熱量用于發(fā)電,則1 136 k J用于發(fā)電,發(fā)電量為0.315 kWh,焚燒廠本身耗電占發(fā)電量約20%～30%,按對外輸出電力230 kWh/t計。該條件下的減排量為

因此,污泥焚燒發(fā)電的碳排放為

根據(jù)式(1),污泥干化焚燒發(fā)電的低碳化程度為

如采用余熱資源進行污泥干化,則可節(jié)約干化能耗,式(5)干化過程碳排放變?yōu)?/p>

則低碳化程度為

2.3 污泥好氧堆肥

污泥好氧堆肥過程中大部分DOC轉(zhuǎn)化為CO2和微生物有機質(zhì),少量CH4產(chǎn)生于堆體的厭氧部分,但其很大程度上在堆體的有氧部分發(fā)生氧化。釋放到大氣的CH 4估值為干材料中初始碳含量的低于1%至幾個百分點[15]。針對具有良好通風(fēng)系統(tǒng)的堆肥過程,對釋放的CH4采用默認值0。因此,堆肥處理過程產(chǎn)生的碳排放為：

式中,DOCf為好氧堆肥條件下分解的可降解有機碳比例,考慮堆肥完全腐熟后DOC分解率超過99.5%[18],碳在堆肥過程中約2/3轉(zhuǎn)換為CO2,其余1/3用于細胞合成[19],因此該值可以取0.65。

參考《城市生活垃圾堆肥處理工程項目建設(shè)標(biāo)準(zhǔn)》,電耗按10 kWh/t計算,附加碳排放為

雖然堆肥產(chǎn)品可以用作肥料代替部分化肥,從而減少化肥生產(chǎn)過程的碳排放,然而由于堆肥產(chǎn)品實踐中還難以替代化肥,因此不考慮堆肥產(chǎn)品的碳減排效應(yīng)。總碳排放為

則低碳化程度為

堆肥過程將污泥中大部分DOC轉(zhuǎn)化為CO2和腐殖質(zhì),避免了厭氧過程的CH 4排放,從而產(chǎn)生了碳減排效應(yīng)。由于污泥好氧堆肥的費用大大低于干化焚燒,如果污泥性質(zhì)和堆肥產(chǎn)品能滿足土地利用的要求,好氧堆肥將是一種相對經(jīng)濟的減排手段。此外,對于填埋而言,以污泥穩(wěn)定化為目的的好氧預(yù)處理,也可以減少填埋過程中的甲烷排放。

2.4 污泥厭氧消化

污泥消化包括好氧消化和厭氧消化兩種方式,后者可以進行沼氣利用,是目前中國污泥消化的主要形式。對于污泥厭氧消化產(chǎn)沼發(fā)電,污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的CH 4和CO2分別為(DOC=0.1,DOCf= 0.5)

處理過程需要消耗電能攪拌并加熱(沼氣發(fā)電余熱可供利用),按40 kWh/t計,附加碳排放為

甲烷燃燒產(chǎn)生后形成的總碳排放為

沼氣發(fā)電效率一般在25～30%,大約0.2 kg甲烷可回收1 kW h電能。因此減排量為總的碳排放為

低碳化程度為

污泥消化不僅可以通過沼氣利用實現(xiàn)碳減排,而且通過污泥的減量化和穩(wěn)定化,也可以顯著減少脫水泥餅的運輸費用和運輸過程的碳排放,以及后續(xù)填埋過程的碳排放。

2.5 污泥混燒處理

利用工業(yè)窯爐如水泥窯、電廠燃燒器混燒污泥,可以避免污泥焚燒設(shè)施的建設(shè),節(jié)約投資費用和設(shè)施用地,因此近年來發(fā)展十分迅速,這里僅以電廠混燒為例。

1)濕污泥直接混燒

江蘇某熱電廠進行了濕污泥混燒實踐,污泥干基熱值13 640 kJ/kg,75 t/h次高壓、次高溫循環(huán)流化床鍋爐處理4 t/h污泥,污泥與燃煤的摻燒比例約25～30%。參考式4),污泥燃燒過程的碳排放為

由于污泥含水率80%,煙氣量增大12%,煙氣阻力增加200 Pa左右,增加引風(fēng)機電耗18 kWh,污泥系統(tǒng)設(shè)備濃料泵、沖洗泵、電動推桿、污水泵、照明耗電11 kWh。消耗的電能對應(yīng)碳排放為

焚燒污泥4 t/h時,要保持原有熱效率需增加0.054 t標(biāo)煤/t污泥。標(biāo)煤熱量為29 271 k J/kg,按增加煤耗為無煙煤,因此混燒濕污泥增加的煤耗對應(yīng)碳排放為

因此,濕污泥直接與煤混燒的低碳化程度為

2)污泥干化后混燒

當(dāng)污泥量較大時,難以直接混燒,需要預(yù)先干化。按照熱源和換熱方式,典型的污泥干化方法包括兩類：一是利用鍋爐煙道抽取的高溫?zé)煔饣蝈仩t排煙直接加熱濕污泥;另一類是利用低壓蒸汽作為熱源,通過換熱裝置間接加熱污泥。前者污泥干化的電耗為 85 kWh/t,后者為 35 kWh/t[20]。按35 kW h/t計,則干化過程電耗產(chǎn)生的碳排放為

干化污泥可以替代部分燃煤,根據(jù)生產(chǎn)數(shù)據(jù),每噸濕污泥干化后可節(jié)約標(biāo)煤0.053 t,標(biāo)煤熱量為29 271 kJ/kg,按節(jié)約煤耗為無煙煤,節(jié)約煤耗對應(yīng)碳排放為

因此,污泥干化后與煤混燒發(fā)電的低碳化程度為

在電廠,污泥混燒通過替代燃料產(chǎn)生了明顯的碳減排效益,而在水泥窯混燒過程中,干化污泥無機部分還可以替代部分原料,產(chǎn)生附加碳減排效應(yīng)。

2.6 不同處理技術(shù)低碳化程度的比較

需要注意的是,對于同樣的污泥處理技術(shù),不同處理設(shè)施、設(shè)備的工藝參數(shù)、處理水平和能效會有很大差異,其碳排放也會有所差別,上述計算結(jié)果只反映了該類技術(shù)的大概水平,對于具體項目而言,可依據(jù)公式進行調(diào)整。不同處理技術(shù)的碳排放情況如表1所示,其中污泥厭氧消化產(chǎn)沼利用、余熱干化焚燒/混燒低碳化程度最高,它們實際上具有雙重減排效應(yīng),即減少污泥填埋產(chǎn)生的CH4排放和減少化石燃料使用產(chǎn)生的CO2排放,是首選的污泥低碳化處理技術(shù)。好氧堆肥無論是作為單獨處理,還是作為填埋前的預(yù)處理,通過有機質(zhì)的穩(wěn)定化和避免甲烷的產(chǎn)生,相對厭氧填埋也具有明顯的減排作用。

表1 污泥處理過程的碳排放和低碳化程度

3 污泥的低碳化處理策略

中國地區(qū)發(fā)展差異較大,不同地區(qū)對污泥處理的要求,從僅僅滿足衛(wèi)生無害的需求到服務(wù)于低碳城市建設(shè),差別很大。因此,低碳化僅是延續(xù)減量化、無害化、資源化等污泥處理決策的新的組成部分,它和其它技術(shù)、社會、經(jīng)濟因素共同決定污泥處理策略。

根據(jù)對污泥處理技術(shù)的評估結(jié)果,以及中國社會發(fā)展和污泥處理的現(xiàn)狀,要實現(xiàn)污泥的低碳化處理,首先要考察污泥生物質(zhì)能利用的可能性,如污泥量較大,可以建立厭氧消化設(shè)施,進行產(chǎn)沼發(fā)電,其低碳化程度接近90%。與厭氧填埋進行沼氣回收相比,厭氧消化的沼氣產(chǎn)量穩(wěn)定,收集率高,純度高,便于凈化利用。如不適宜建設(shè)厭氧消化設(shè)施,可以利用當(dāng)?shù)氐乃喔G或燃煤電廠,混燒經(jīng)余熱干化后的污泥,從而在減少污泥處理設(shè)施投資的同時實現(xiàn)碳減排,而通過節(jié)省燃煤并收取污泥處理費用,也可以促進企業(yè)發(fā)展。當(dāng)污泥處理量很少時,濕污泥適宜直接混燒,從而節(jié)省干化設(shè)施建設(shè)投資和運行費用。當(dāng)不具備上述條件時,可以考慮建設(shè)單獨的污泥焚燒爐,干化后進行焚燒發(fā)電。對于經(jīng)濟相對落后的地區(qū),可以進行好氧堆肥,產(chǎn)品用于礦山土地恢復(fù)、園林綠化、填埋覆土等。如缺乏出路,可以考慮將污泥與生活垃圾混合進行好氧預(yù)處理,然后進行填埋,預(yù)處理僅需一次發(fā)酵過程,通過污泥的穩(wěn)定化,降低含水率,可以減少填埋過程的碳排放,改善填埋作業(yè)條件。

上述分析基于中國城市的一般情形,還有部分技術(shù)未能列入,如污泥制建材,這些技術(shù)也可以實現(xiàn)污泥的資源化利用,但其在我國污泥處理量中所占的比例還較低,因此這里暫未考慮。此外,污泥水分含量高、體積大,減量化對于減少后續(xù)處理負擔(dān)以及處理過程中的碳排放具有重要意義。對于特定城市,尤其是大城市而言,單一的處理技術(shù)并不能滿足污泥處理的全部需求,因此要根據(jù)具體情況選擇適當(dāng)?shù)奶幚砑夹g(shù)組合。綜合上述分析,污水污泥的低碳化處理策略決策原則可以依次概括為以下幾條：

1)通過強化脫水、消化和利用余熱的干化實現(xiàn)污泥減量;

2)通過厭氧消化產(chǎn)沼回收生物質(zhì)能;

3)余熱干化后在電廠、水泥窯混燒;

4)余熱干化后焚燒發(fā)電;

5)好氧堆肥;

6)通過穩(wěn)定化預(yù)處理減少填埋過程的甲烷排放;

7)降低處理過程能耗。

4 結(jié) 論

通過對污泥常用處理技術(shù)進行碳排放核算,以低碳化方法進行評估,結(jié)合區(qū)域條件制訂低碳化策略,可以得到如下結(jié)論：

1)污泥厭氧產(chǎn)沼利用、余熱干化+焚燒發(fā)電、余熱干化+電廠混燒、好氧堆肥等技術(shù)的低碳化程度較高。

2)低碳化策略是,盡量減少污泥的產(chǎn)生量和處理量,在條件許可的地區(qū)開展厭氧產(chǎn)沼利用,或利用余熱干化后進入工業(yè)窯爐混燒或焚燒發(fā)電;而對于經(jīng)濟相對落后的地區(qū),可以采用好氧堆肥,或在填埋之前進行好氧穩(wěn)定預(yù)處理。

[1]中華人民共和國政府.氣候變化初始國家信息通報[R],北京：2004.

[2]中國國家發(fā)展和改革委員會.中國應(yīng)對氣候變化國家方案[R],北京：2007.

[3]MONTEITH H D,SAHELY H R,MACLEAN H L. A rational p rocedure for estimation of greenhouse-gas em issions from municipal w astewater treatment plants [J].Water Environment Research,2005,77(4)：390-403.

[4]MAJUMDAR D,PATEL J,BHATT N,et al. Em ission ofmethane and carbon dioxide and earthworm survival during composting of pharmaceutical sludge and spentmycelia[J].Bioresource Technology,2006, 97(4)：648-658.

[5]MANIOS T,MANIADAK IS K,BOUTZAK IS P,et al.Methane and carbon dioxide em ission in a tw o-phase olive oil m ill sludge windrow pile during composting [J].Waste Management,2007,27(9)：1092-1098,

[6]YASUI H,MATSUHASH I R,NOIKE T,et al. Anaerobic digestion w ith partial ozonation m inimises greenhouse gas emission from sludge treatment and disposal[J].Water Science and Technology,2006,53 (3)：255-263.

[7]ZITOMER D H,ADH IKARI P,HEISEL C. Municipal anaerobic digesters for codigestion,energy recovery,and greenhouse gas reductions[J].W ater Environment Research,2008,80(3)：229-237.

[8]GUIBELIN E.Sludge thermal oxidation processes：Mineral recycling, energy impact,and greenhouse effect gases release [J].Water Science and Technology,2004,49(10)：209-216.

[9]PARAMASIVAMS,FORTENBERRY G Z,JULIUS A,et al.Evaluation of emission of greenhouse gases from soils amended with sew age sludge[J].Journal of Environmental Science and H ea lth-Part A Toxic/ Hazardous Substances and Environmental Engineering, 2008,43(2)：178-185.

[10]SODA S,IWA I Y,SEI K,et al.Model analysis of energy consump tion and greenhouse gas em issions of sew age sludge treatment systems w ith different processes and scales [J].W ater Science and Technology,2010,61(2)：365-373.

[11]MARMO L.EU strategies and policies on soil and wastemanagement to offset greenhouse gas em issions [J].Waste Management,2008,28(4)：685-689.

[12]YASUI H,KOMATSU K,GOEL R,et al.Minimization of greenhouse gas em ission by application of anaerobic digestion process with biogas utilization[J].Water Science and Technology,2005,52(1-2)：545-552.

[13]TILCHE A,GALATOLA M.The potential of biomethane as bio-fuel/bio-energy for reducing greenhouse gas em issions：A qualitative assessment for Europe in a life cycle perspective [J].W ater Science and Technology,2008,57(11)：1683-1692.

[14]POULESEN T G,H ANSEN J A.Assessing the impac ts of changes in treatment techno logy on energy and greenhouse gas balances for organic w aste and wastewater treatment using historical data[J].Waste Managementand Research,2009,27(9)：861-870.

[15]IPCC.2006 IPCC Guidelines for Nationa l G reenhouse Gas Inventories[R].Geneva：2006.

[16]綠色和平組織.中國發(fā)電集團氣候影響排名[R].北京：2009.

[17]陳萌,韓大偉,吉芳英,等.城市污水處理廠污泥熱值及影響因素分析[J].給水排水,2008,34(4)：37-40.

CHEN MENG,HAN DA-WEI,JI FANG-YING,et al. On sludge heat valueexamination and its in fluencing factors of municipal w astewater treatment p lants[J].Water and Wastewater Engineering,2008,34(4)：37-40.

[18]GARCIA C,COSTA H F,AYUSO M.Evaluation of the maturity ofmunicipal waste compost using simple chemical parameters[J].Communications in Soil Science and Plant Analysis,1992,23(13-14)：1501-1512.

[19]趙由才,牛冬杰,柴曉利.固體廢物處理與資源化[M],北京：化學(xué)工業(yè)出版社,2006.

[20]郭名女,唐強,李建雄,等.城鎮(zhèn)污水廠污泥與煤混燒發(fā)電的技術(shù)經(jīng)濟分析[J].中國給水排水,2008,24 (16)：22-25.

GUO MING-NV,TANG QIANG,LI JIAN-XIONG, et al.Techno-econom ic ana lysis of power generation by co-combustion ofmunicipal sewage sludge and coal[J]. China W ater and W astewater,2008,24(16)：22-25.

(編輯 胡 玲)

Carbon Em ission and Low-carbon Strategies of Sewage Sludge Treatment

LIHuan1,JINYi-ying2,LIYang-yang2

(a.G raduate School at Shenzhen,Tsinghua University,Shenzhen 518055,China; b.Departmen t of Environmental Science and Engineering,Tsinghua University,Beijing 100084,China)

The carbon em ission during sew age sludge treatment is an important source of greenhouse gas. For the carbon reduction,the emissions from common treatm ent technologies are calcu lated with them ass balancemodel,then their low-carbon degreesare evaluated,and finally the low-carbon treatment strategies are put forward for different requirements.The results show that the technologies,such as digestion for methane recovery,incineration or co-incineration for power production after drying with industrial waste heat,are the onesw ith the low est carbon em ission.Their low-carbon degrees are 89.6%,80.3%and 76. 6%respectively.In the area where the above technologies cannotbe app lied,aerobic com posting or land fill with aerobic stabilization pretreatmentare the effectivemethods to reduce carbon emission.The low-carbon treatment strategy,a new part of sludge treatment strategies,should be app lied combining the local economy,technology and social conditions,so that it canmeet the different requirem ents from sanitation to carbon emission reduction.

sew age sludge;land fill;incineration;low carbon strategy

X 705

A

1674-4764(2011)02-0117-05

2010-11-15

十二五科技支撐計劃項目(2009BAC64B06)

李歡(1979-),男,博士,主要從事固體廢物資源化研究,(E-mail)sunpace@vip.163.com