黃花和脫水污泥厭氧消化的溫室氣體減排研究

戴曉虎,王凱麗,董 濱,吳 冰 (同濟大學環境科學與工程學院,城市污染控制國家工程研究中心,上海 200092)

隨著經濟的高速發展,中國面臨著嚴峻的碳減排壓力.而通過技術層面來實現碳減排是非常有必要的,厭氧消化可以實現能源回收和廢氣物減量.農業副產品及廢棄物商業價值不高,但和城市污泥作為共基質進行聯合厭氧消化是非常好的選擇.相關研究表明,添加碳水化合物類物質進行聯合厭氧發酵,表現為協同作用,可以增加碳源,調節 C/N,使其更加接近厭氧消化的最佳碳氮比25:1～40:1[1].加拿大一枝黃花為一種危害極大的外來入侵物種,其瘋長蔓延嚴重抑制了本地植物的生長,破壞了生態平衡;目前,對于加大拿一枝黃花的防治主要是通過人工防治和化學防治[2].同時,還可以綜合利用加拿大一枝黃花的輔助控制途徑.而且,黃花在自然條件下生長速率很快,可以在短期內產生較高的生物量.

一個優化的工藝流程,需考慮厭氧消化性能以及能量、經濟和環境等方面的影響來進行綜合評估.目前已有文獻對農業副產品、有機廢棄物、能源作物厭氧消化的技術、經濟和環境影響進行了分析評價[3-5].典型的污泥處理處置的工藝,包括污泥濃縮、脫水、厭氧消化、土地利用等,各個處理單元的碳減排研究已有報道[6].與城市污泥的單獨厭氧消化相比,對植物生物質和城市污泥的聯合厭氧消化性能及環境影響的對比分析的研究相對較少.本研究采用黃花和脫水污泥進行半連續的厭氧消化小試實驗,并將最終的甲烷產率和VS降解性能等厭氧消化性能運用于4種方案的污泥處理處置工藝中,通過分析碳減排、能量利用效率及厭氧消化性能,得出最佳的污泥和黃花 VS投加比例,并針對具體的工藝提出了減少碳足跡的措施.

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 脫水污泥 脫水污泥取自合肥的一個污水處理廠,TS為 17.1%～18.9%(w/w),VS含量為49.0～50.6%(%,VS/TS).接種污泥為小試反應器的每日出料,污泥存于 4℃的冰箱中,并于每日進料之前預熱到35.℃

表1 基質和接種泥的特征Table 1 Characteristics of the substrates and inoculum

1.1.2 加拿大一枝黃花 本實驗所用的纖維素類物質新鮮的黃花于10月份取自合肥郊外.采摘回來的新鮮黃花自然風干,使其含水率低于10%,VS含量約為 91%(占 TS).然后將其切成2～3cm 的碎片,用超細粉碎機研磨,之后過 300目的篩子,最后置于塑料袋子中放于陰涼干燥的地方以待使用.黃花和脫水污泥的特征見表1.

1.2 分析方法

1.2.1 評估 GHG 排放的功能單位 功能單位用來描述系統的輸入,本文所有的計算都基于 1t的干污泥(DS).黃花的添加質量是根據系統的停留時間和黃花與污泥的 VS比例來確定的.本研究采用4臺小試反應器,分別為R1、R2、R3和R4,其中,R1為純脫水污泥,R2、R3和R4代表著不同的黃花和污泥VS混合比例,分別為1:3、1:1和7:3,其是根據黃花和污泥混合后共基質中C/N的不同進行劃分的.在停留時間為20d時,R2、R3和 R4中 1t的干污泥對應的黃花的質量為0.144,0.410,1.340t.濃縮污泥和脫水污泥的含水率分別默認為99.6%和80%.

1.2.2 工藝描述和系統邊界 整個污泥處理處置工藝是由污泥濃縮、脫水、厭氧消化和離心脫水,最終脫水后的沼渣土地利用組成,詳見圖1.厭氧消化單元的主要能量消耗量分為 2部分:電能消耗(用于基質的攪拌和物料的傳輸);熱能輸入(包括將物料從 15℃加熱到 35℃以及維持消化罐溫度的能耗,以及從池壁和熱交換器的熱耗散).方案 A:厭氧消化單元為脫水污泥單獨厭氧消化;方案B:黃花和脫水污泥進行聯合厭氧消化,方案B根據黃花與污泥VS比例的不同,又具體分為方案B1、B2和B3,代表1:3、1:1和7:3的黃花與污泥 VS比例.由于脫水后的沼渣直接就地利用,沼渣運輸過程的能耗不在本研究考慮的范圍.沼渣存儲,機器播撒的能耗是主要的考慮因素.而且,本研究不考慮收獲、運輸和新鮮的黃花預處理的能耗,由于黃花在秋天瘋長蔓延,很容易進行收集利用.

1.2.3 GHG排放的評估方法和系數的選取 根據聯合國政府間氣候委員會(IPCC)推薦的方法.由于各處理處置工藝單元產生的N2O濃度較低,因此在本研究中不予考慮,主要考慮的 GHG氣體為CO2和CH4[7].溫室氣體的排放用CO2當量來表示,CH4為25[8-9].GHG減排計算主要通過黃花和脫水污泥厭氧消化小試實驗的甲烷產率數據進行計算.4臺反應器的單獨和聯合厭氧消化的性能見表2.

圖1 整個工藝流程的碳循環以及系統邊界Fig.1 Flow chart of the carbon cycle and system boundary of the whole process

表2 4臺反應器單獨和聯合厭氧消化的性能Table 2 Performances of the four anaerobic digesters with mono-digestion and co-digestion

1.2.4 厭氧消化中沼氣的利用可以替代的GHG排放計算 沼氣通過沼氣發電機加以利用,沼氣用于發電的利用率(θe)約為 15%～30%(均值是22%),余熱回收利用率(θd)約為 47%～55%(均值是 51%)[10].熱能資源化利用方式的不同,其相應的 CO2的替代量有所區別.電能形式利用,則其CO2的替代量是基于生產電能的綜合能源消耗的溫室氣體排放計算的,約為1.3kg CO2/KWh[11];而以熱能利用的那部分能量,假設替代的是柴油的使用,其 CO2的替代量是基于柴油生產和使用過程中的溫室氣體排放量計算的,約為 3.186kg CO2/kg柴油.

式中:CO2的替代量為污泥厭氧消化能量回用部分的CO2替代排放,kgCO2/t DS;M為污泥和黃花共基質基質的質量,t;VS為干污泥中揮發性固體的含量,%;H為VS的降解效率,%;GR為厭氧發酵中沼氣的產率,m3/kg VS;θe為電能利用率,%;θd為熱能利用效率,%;ftr為電能有效的CO2排放因子, kg CO2/kWh;ftr'為柴油有效的CO2排放因子,kg CO2/kg柴油;Hvg為消化氣的熱值, 22.7MJ/m3;Hve為電能與熱能的轉換關系,3.6MJ/kWh[8];Hvd為柴油的熱值,43.0MJ/kg柴油.

1.2.5 植物光合作用的計算方法以及系數的選取 植物光合作用的計算引用 Frolking(2002)[12]等的方法,植物光合作用與葉片溫度,含水量和光合合成有效輻射有關.基本光合速率計算為:

其中,Pn為單位新鮮植物生物質的光合速率;Pmax為植被的最大光合速率;黃花屬于灌木,Pmax為0.00191kgC/(kg·h)[13],換算成 CO2為 0.00700kg CO2/(kg·h).黃花的生長期為6月到11月.f(T)為溫度乘數;

其中,Topt＜T＜Tmax,對于所有植被:Tmax=35,Topt=20;對于維管植物, T為大氣溫度,黃花生長期的平均溫度數據來自安徽省氣象局,為計算平均值,溫度為24.℃因此,得到f(T)=0.96;f(W)為水分乘數,對于維管植物,f (W) = 1.0; f (PAR)為光合合成有效輻射乘數,取值為0.5.

根據方程(2)計算,Pn=3.36144×10-3kgCO2/(kg·h),乘以黃花的生長期,即為單位新鮮生物質黃花的碳補償:14.52kgCO2/kg.

1.2.6 生物質燃燒的 GHG排放計算方法和系數選取 參考《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南(第二卷)》[8]中有關能源過程溫室氣體排放量的計算方法,生物質燃料黃花的CO2排放量的計算方法為依據,公式如下:

式中:CBM為生物質燃燒的CO2排放量,t;BM為生物質燃料的消耗量,t;C為生物質燃料的含碳系數,%;M 為生物質燃料的氧化率,%;黃花的含碳系數為44%,通過元素分析計算得到;氧化率采用默認值為 100%,CO2相對分子質量與 C原子質量之比44/12.

2 結果與討論

2.1 各種來源溫室氣體對GHG排放的貢獻

從圖2可以看出,凈GHG排放值隨著黃花比例的添加和停留時間的縮短(相應負荷逐步提高)逐漸下降, 當黃花 VS的添加比例達到70%時,整個工藝流可以實現負碳排放.其中與純污泥厭氧消化的 GHG排放相比,13d停留時間下黃花 VS比例為 70%的 GHG排放量從2603kgCO2-eq/t DS下降到-2967kg CO2-eq/t DS,其凈減排量可以達到 214%.較長的停留時間會增加能量輸入,包括增加的反應器體積和攪拌能量消耗.而且污泥停留時間的縮短,負荷相應的提高增加了進料中黃花的比例,這與增加黃花VS比例的影響一致,但是數據分析表明,凈溫室氣體的排放量與進料中基質的黃花所占的比例相關性大于SRT.

從圖 3中可以看出,在各個停留時間下的生物源CO2是GHG的最大貢獻者,在A方案中,生物源 CO2的比重最大,占到總 GHG排放當量的50.3%～70.1%,化石源 CO2和可替代 CO2分別為20.1%～34.4% 和 10.1%～17.1%.隨著黃花比例的增加,生物源CO2逐漸下降,化石源CO2和可替代CO2逐漸增加.與污泥單獨厭氧消化的方案A相比,B1、B2和B3的化石源CO2的排放量增幅分別為1.8%～2.2%、5.3%～6.9%、17.1%～17.3%.由于黃花的添加生物源 CO2排放量大大降低,與各個停留時間下相應的純污泥分別下降 5.9%～22.2%,21.2%～47.6%,76.7%～183%.可替代的 CO2有所提高,幅度分別為 32.2%～54.2%,97.1%～157.8%,261.2%～384.1%.化石源 CO2的增幅遠小于生物源CO2的降低和可替代的CO2的增加,因此,添加黃花聯合厭氧消化可以大大提高溫室氣體的減排量,對環境產生積極影響.

圖2 停留時間和黃花VS比例對凈GHG排放量的影響Fig.2 Effect of SRT and VS ratio of SC on the net GHG emissions

圖3 不同停留時間下四臺反應器中的不同溫室氣體源貢獻值Fig.3 Contribution of different GHG emissions in the four reactors at different SRT

2.2 各方案下的總GHG排放和凈GHG排放量

如表3所示,生物源CO2作為最主要的貢獻單元,其中甲烷的排放對生物源CO2的貢獻值最大,其次是整個厭氧消化單元的能耗,其排放的GHG占到整個過程能耗排放量的74.9%～76.2%,厭氧消化操作的高能耗與高含固率的污泥攪拌的能耗水平有很大的關系[14],厭氧發酵過程進料的含固率較高,物料流動性能較差,需要用泵進出料,以及機械攪拌來保證進料基質的均質化.其余3個操作單元的能耗占到整個 GHG排放的約10%,污泥沼渣土地利用單元相對較低,只占到約2%.因此,厭氧消化系統要盡量減少沼氣的損失,尤其是在高負荷的系統中.Comino等[15]的研究表明,出料的產甲烷潛質會顯著提高在較高的OLR和較短的HRT下,接近12%～31%的總甲烷產量在后產甲烷潛質中釋放出來[16],如果不做回收處理,其將全部被排放到大氣中去.從表3中還可以看出,在 B3方案中,單位池容的沼氣產生速率和甲烷產生速率呈現出下降的趨勢,趨勢為B2＞B1＞A＞B3.當厭氧反應器中黃花的添加比例超過50%時,厭氧消化性能變差,而且相應能耗逐漸增加.

表3 停留時間為20d時方案A、B的每日能耗潛質Table 3 Daily energy consumption potential of Scheme A、B at SRT 20d

2.3 各方案下的GHG減排途徑分析

各個操作單元的碳減排當量如表 4所示,溫室氣體減排主要包括3部分:第1部分為厭氧消化所產生的沼氣的熱電聯產;第 2部分是厭氧消化工藝不利用黃花時,該部分黃花燃燒時排放CO2導致的溫室氣體排放;第 3部分為黃花通過光合作用固定大氣中的 CO2,將其歸為生物源CO2的減排量.

對黃花進行機械鏟除后焚燒的方式,會造成二次污染,其主要生成物為粉塵、CO、CO2、氮氧化物等,因此大量增加了溫室氣體的排放,危害環境;厭氧共消化則可以進一步提高黃花生物質的利用價值.黃花用于厭氧消化替代其直接焚燒的GHG減排量隨著黃花VS比例的增加而逐漸增加.方案B2的可替代CO2排放量超過了化石源CO2的產生量,如果不考慮生物源 CO2排放,其可以實現負碳排放.從碳補償的角度講,黃花從大氣中固碳作用明顯促進了大氣中的碳循環.其與污泥聯合厭氧消化產生的沼氣熱電聯產是溫室氣體減排的主要貢獻者,其次是污泥沼渣的土地利用和黃花厭氧消化處理替代焚燒的碳減排.隨著黃花添加比例的增加,GHG排放減排越多,和污泥單獨厭氧消化的方案A相比,方案B1和B2添加黃花可以實現整個系統的凈GHG排放的減排量達到約24%和78%,方案B3實現了負碳排放,其GHG減排可以達到187%,對CO2減排具有明顯的環境效益.從表 4中可以看出,污泥沼渣替代化學肥料用作氮肥和磷肥可以實現土地利用單元的負碳排放,而污泥厭氧消化單元的生物源和化石源CO2對方案A的總GHG排放的貢獻最大.在整個沼氣系統中,沼氣廠的操作通常是能耗最大的環節,方案A、B1、B2和B3的沼氣運行過程中的GHG排放(化石源CO2和生物源CO2)分別為整個凈排放的111.1%、138.6%、314.0%和153.1%.

表4 停留時間20d方案A、B各個階段的每日凈溫室氣體排放量(kg CO2-eq /t DS)Table 4 Daily net GHG emission at each sub-stage for Scheme A、B (kg CO2-eq /t DS) at SRT 20d

2.4 減少GHG釋放量的控制策略

在 GHG排放中,沼氣的溫室氣體減排潛力應引起高度重視,可以通過改變物料的進料組成和預處理,以及進一步優化工藝參數和設置來提高沼氣產量,減少碳排放:從控制 GHG排放的角度考慮,應重點調節與控制的參數為: SRT、黃花與污泥的VS比例、黃花粒徑等.其中,SRT不應小于13d,污泥與黃花的VS比例最好控制在1:1左右,黃花的降解效率的下降會導致整個總 VS降解率下降.本研究表明進料黃花的粒徑范圍為1～10mm,較大的粒徑不利于厭氧發酵產沼氣.收割的黃花在自然條件下風干,高溫會降低其可生物降解性能,使木質素大量與纖維素和半纖維素結晶,嚴重阻礙了后兩者的生化轉化過程中的降解效率[25].此外,還應綜合考慮沼氣工程自動化監控及管理系統:實現對沼氣工程的攪拌頻率、強度和溫度的自動控制.攪拌在整個厭氧運行中的能耗可以達到 39.5%～42.9%,設置合理的攪拌頻率和強度,以防過度攪拌引起的系統不穩定,及不必要的能源消耗和 GHG排放.在可以滿足實際運行工況的條件下,盡量降低攪拌頻率和強度,尋找到技術和能耗的平衡點.

在污泥厭氧消化技術中,間接碳排放是溫室氣體的重要來源,主要包括 PAM 等化學藥劑的投加.加強污泥濃縮和脫水的自動化系統來嚴格控制絮凝劑投加比例,使厭氧消化系統高效穩定的同時,降低整個工藝的碳排放.保證沼氣運行的中溫穩定運行,盡量利用工藝中產生的余熱和余壓,減少化石能源的使用以及提高所產沼氣的回收效率,最大程度避免甲烷的逃逸.污水廠的污泥處理的構筑物應該進行升級改造,厭氧消化液如果露天貯積,其自然厭氧發酵產生的大量沼氣就會直接進入大氣,造成比 CO2更嚴重的溫室氣體效應.

2.5 各方案的能量效率

對于沼氣廠來說,優化厭氧消化性能,提高能源的利用效益,減少整個工藝流的GHG排放,不僅可以從中產生潛在的碳信用額收益,而且也是發展低碳經濟的要求.與黃花進行聯合厭氧消化,可以使單位池容的甲烷產率增加 68%,其代表著潛在的能量和經濟利益.本研究用 E來評估能量效率,其比值越高,說明沼氣系統的能效越高.這里,能量輸入和輸出分別以GHG排放產生量和沼氣熱電聯產、污泥沼渣土地利化學肥料以及黃花厭氧消化替代露天焚燒的碳減排來進行評估(不包括生物源CO2排放).從圖4中可以看出,各方案在SRT為20d時的整個工藝流的能量效率最高,而在不同的SRT下,能效值有所不同.在SRT為30d和20d 時,其能量效率值為 A＞B2＞ B1＞B3,分別為49.6%～53.7%和43.4%～63.8%.SRT為13d時,能效值整體上呈現出先增加后下降的趨勢,為 B2＞B1＞B3＞A.當進行聯合厭氧消化時,黃花的添加比例為 50%時相應工藝流的能效值最高.因此,與單獨厭氧消化的基本方案相比,污泥和黃花聯合厭氧消化不僅可以提高單位池容的產甲烷潛質,而且具有明顯的GHG減排效應和能量效益.根據本實驗的研究,VS降解率在SRT為13d和黃花與污泥的VS比例為7:3時,比純污泥明顯下降,低于30%,甲烷產率和單位池容的甲烷產生速率也較低.而最適合的SRT和VS比例選取應該綜合考慮能量效率、碳足跡和厭氧消化性能.在 SRT 20d,污泥與黃花VS比例為1:1時,整個工藝流程具有較高的能量效率和較低的GHG排放,而且厭氧共消化基質的VS 降解率值、甲烷產率、單位池容甲烷產生速率值較高.

圖4 在不同停留時間下4種不同方案的能量效率E值變化Fig.4 Variation of the energy efficiency in the four Schemes at different SRT

3 結論

3.1 與基礎方案A相比,方案B1、B2和B3中黃花的添加可以大大提高可替代 CO2-eq,降低生物源 CO2-eq,而能量源 CO2-eq增加幅度較小,凈GHG減排量可以達到24%～187%.

3.2 生物源 CO2-eq中甲烷的排放對 GHG的貢獻值較大,厭氧消化單元的能耗所產生的 GHG占到總能耗GHG排放值的74.9%～76.2%,而厭氧攪拌的能耗占到厭氧總能耗的 39.5%～42.9%.污泥沼渣代替化學肥料可以實現土地利用單元的負碳排放.

3.3 加拿大一枝黃花和脫水污泥厭氧共消化的最適VS比例為1:1,停留時間為20d.1t干污泥每年可以減少910.4Mg的CO2-eq排放當量.

3.4 添加黃花后的 GHG減排主要來自沼氣的熱電聯產利用,黃花焚燒 GHG 減排量,以及減少的化學肥料的生產和使用,這些對減輕溫室效應有非常積極的貢獻.

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