污泥高溫厭氧消化工程運行及碳足跡特點案例分析

趙 剛，唐建國，徐竟成

(1.上海市城市建設設計研究總院<集團>有限公司，上海 200125；2.同濟大學環境科學與工程學院，上海 200092)

污水處理廠污泥的處理和處置已經是世界范圍內水務行業面臨的技術、經濟和環境挑戰。污泥厭氧消化是最重要的污泥穩定化和無害化的技術之一，厭氧消化的產物包括沼氣和消化污泥，均具有較高的資源化價值。近年來，污泥高溫厭氧消化在國外發展迅速，國內學術界和工業界也在做深入的研究和應用。工程上的污泥高溫厭氧消化一般運行溫度為50～55 ℃，與常規的中溫厭氧消化(37 ℃)相比，有助于提高顆粒有機物的溶解性和降解率，從而產生更多的沼氣[1]。此外，高溫處理可以達到更好的病原菌消毒效果[2]。Hyperion污水處理廠自2003年運行污泥高溫厭氧消化至今，運行效果穩定，本文分析其運行模式和特點，對于我國污泥厭氧消化的設計和運行有借鑒意義。同時，在我國“雙碳”的背景下，研究污泥高溫厭氧消化+土地利用的碳足跡，有利于挖掘污泥高溫厭氧消化和產物利用的低碳和生態價值。

1 工程運行

1.1 污水處理廠概況

洛杉磯Hyperion污水處理廠為美國西海岸規模最大的污水處理廠之一，服務污水管道長度為1萬km，服務人口約為500萬，旱天污水處理流量平均為130萬m3/d，雨天約為300萬m3/d。污水處理工藝(圖1)采用純氧曝氣傳統活性污泥法，進水BOD5質量濃度為314 mg/L，SS質量濃度為406 mg/L，出水BOD5質量濃度為22 mg/L，SS質量濃度為23 mg/L，出水經消毒后排海，排放距離為10 km。污泥產量(以濕污泥計)約為初沉污泥8 176 m3/d、剩余污泥27 500 m3/d。污泥的處理主要采用高溫厭氧消化技術，沼氣利用方式為熱電聯產，污泥處理產物處置方式為土地利用。

圖1 Hyperion污水處理廠工藝流程Fig.1 Process Flow of Hyperion WWTP

1.2 污泥處理工程

1.2.1 污泥處理工藝

2003年以前，Hyperion污水處理廠的污泥一直采用中溫厭氧消化處理工藝，污泥處理產物處置方式主要為土地利用。2003年以后，洛杉磯縣禁止了B級污泥(美國503法規)的土地利用途徑，為了應對更加嚴格的污泥處置要求，Hyperion污水處理廠將污泥中溫厭氧消化轉換為高溫厭氧消化運行至今，污泥處理后獲得A級產物，產物繼續維持土地利用方式。

圖2 Hyperion污水處理廠污泥處理處置Fig.2 Sludge Treatment and Disposal of Hyperion WWTP

目前，Hyperion污水處理廠共運行20座消化池(圖2)，池體形狀為卵形，單個池體容積為9 500 m3，最大直徑為25.6 m，高度為33.4 m。消化池分為3組，為D1組、D2組和E組。其中D1組和D2組為污泥消化的第一階段，采用連續運行方式，污泥平均停留時間為13 d，消化池內平均溫度為53.7 ℃。E組為污泥消化的第二階段，又稱為消毒階段，采用序批式運行，污泥停留時間為16 h，池內平均溫度為53.4 ℃。E組污泥消化池的序批運行模式如表1所示。污泥消化前加入FeCl2溶液，主要目的是遏制鳥糞石在污泥管道中的形成以及減少硫化氫的生成。污泥經消化及消毒處理后，過0.1 mm篩，去除毛發、纖維、粗砂等雜質，過篩后的污泥經化學調理后進入離心脫水單元，調理劑為聚丙烯酰胺(PAM)。離心脫水后的污泥產物含水率約為75%，污泥進入污泥料倉，然后由卡車運到處置場地進行農用。值得注意的是，在厭氧消化上游污泥中添加FeCl2以及消化污泥過篩設施在我國污泥厭氧消化工程中鮮有應用，文獻報道我國污泥厭氧消化工程運行中常發生嚴重的鳥糞石結垢問題和硫化氫濃度過高問題。白龍港污水處理廠曾嘗試在污泥厭氧消化前進行過篩除渣，篩網孔徑為0.4 mm，可去除90%以上的雜質[3]。

表1 污泥消化第二階段運行模式Tab.1 Operation Mode of Sludge Anaerobic Digestion in the Second Stage

1.2.2 高溫厭氧消化

(1)進泥泥質

由表2可知，Hyperion污水處理廠污泥高溫厭氧消化進泥的含固率在3.1%～4.4%，進泥的平均有機質含量約為84.0%。從進泥含固率看，與上海白龍港中溫厭氧消化(平均值為4.1%)水平相當，低于北京高安屯含熱水解預處理的中溫厭氧消化(進泥平均含固率為7.3%)；從進泥有機質看，Hyperion污水處理廠進泥明顯高于上海白龍港污水處理廠的58.4%和北京高安屯污泥處理廠的68.5%[4-5]。

圖3 Hyperion污水處理廠污泥高溫厭氧消化的連續運行數據Fig.3 Continuous Operation Data of Sludge High Temperature Anaerobic Digestion in Hyperion WWTP

表2 厭氧消化進泥泥質Tab.2 Inflow Sludge Quality of Anaerobic Digestion

(2)運行情況

2017年3月，Hyperion污水處理廠污泥高溫厭氧消化的連續運行數據如圖3所示。揮發酸和堿度是消化池穩定運行的重要判定參數，一般認為應控制揮發酸與堿度比值在0.2以下[6]。圖3(a)顯示了Hyperion污泥高溫厭氧消化過程中的揮發酸和堿度值，揮發酸質量濃度在322～284 mg/L，堿度在3 813～4 069 mg/L。揮發酸/堿度平均為0.08，可知高溫厭氧消化過程運行穩定。

沼氣的產量與污泥有機質含量和有機質降解率有關，由圖3(b)可知，Hyperion污水處理廠高溫厭氧消化污泥有機質降解率在55.7%～70.1%，平均值為61.5%。沼氣產量為13.8萬～27.5萬m3/d，平均為19.3萬m3/d，經計算，沼氣產率約為19.5 m3沼氣/(m3進泥)。污泥有機負荷可反映厭氧消化工程處理污泥的效率，Hyperion污水處理廠消化設施整體有機負荷為18.5～40.5萬kg VS/d，平均值為31.3萬kg VS/d，折算成有機容積負荷率為1.64 kg VS/(m3·d)。我國污水處理廠污泥厭氧消化停留時間普遍較長，進泥的含固率較高，然而污泥有機質含量普遍較低，導致我國污泥厭氧消化系統的有機質降解率不高。另外，研究報道高溫厭氧消化對減少污泥停留時間和提高有機質降解率起著重要作用[7]，因此，Hyperion污水處理廠高溫厭氧消化呈現停留時間短和有機質降解率高的特點。

2 碳足跡評價

2.1 核算邊界

依據世界資源研究所(WRI)和地方政府操作規程(LGOP)，將本文污泥處理和處置工程運行的碳足跡核算劃分3個范圍：范圍1(scope 1)指污泥處理處置過程中直接產生的溫室氣體揮發性排放，此工程包括污泥厭氧消化產物CH4收集過程的逃逸排放、污泥運輸過程中燃料燃燒排入大氣中的溫室氣體排放和污泥農用過程中氮元素轉化過程產生的溫室氣體排放；范圍2(scope 2)指污泥處理處置過程中由于能源消耗而間接產生的溫室氣體排放，包括污泥脫水、消化等處理設備運行的熱能和電能消耗；范圍3(scope 3)指污泥處理處置過程中由于物料消耗而間接產生的溫室氣體排放，主要是用于污泥調理的藥劑消耗。本文中碳足跡的單位以kg CO2/(t DS)計，DS指污泥干基重量。碳足跡的核算邊界如圖4所示。

圖4 污泥處理處置碳排放核算邊界Fig.4 System Boundary for Carbon Emission Calculation of Sludge Treatment and Disposal

2.2 清單和計算方法

2.2.1 范圍1排放

(1)污泥高溫厭氧消化CH4逸散排放

《聯合國氣候變化框架公約》(UNFCCC)認為，采用鋼質或內襯混凝土消化池(卵形消化池)和氣體儲存系統，CH4的逸散量占總產量的2%，計算如式(1)。

ETAD,meth=QTAD×Fmeth×Wmeth×Dmeth×25

(1)

其中：ETAD,meth——CO2排放當量，kg CO2-eq/d；

QTAD——高溫厭氧消化產生的沼氣量，m3/d，可采用理論估算值或實測值，本文采用實測值，為19.3萬m3/d；

Fmeth——逸散比例，取UNFCCC推薦值，為2%[8]；

Wmeth——CH4占沼氣的體積分數，本文采用實測值，為60.8%；

Dmeth——CH4密度，CH4在20 ℃和105Pa壓力下的密度為 0.67 kg/m3；

25——CH4的全球增溫潛勢。

(2)污泥處置運輸產生的溫室氣體排放

本文以汽車和火車兩種污泥運輸方式為例，計算方法如式(2)～式(3)。

ETC=EFTC,CO2+25×EFTC,CH4+298×EFTC,N2O

(2)

ETR=EFTR,CO2+25×EFTR,CH4+298×EFTR,N2O

(3)

其中：ETC、ETR——每噸污泥每公里汽運、火車的碳排放量，kg CO2-eq/(t·km)；

EFTC,CO2、EFTR,CO2——汽運、火車的CO2排放因子，kg CO2-eq/(t·km)，采用美國EPA推薦值，分別為0.179、0.018 kg CO2-eq/(t·km)；

EFTC,CH4、EFTR,CH4——汽運、火車的CH4排放因子，kg CH4/(t·km)，采用值分別為0.018×10-4、0.013×10-4kg CH4/(t·km)；

EFTC,N2O、EFTR,N2O——汽運、火車的N2O排放因子，kg N2O/(t·km)，采用值分別為0.049×10-4、0.005×10-4kg N2O/(t·km)[8]；

298——N2O的全球增溫潛勢。

表3為污泥產物的運輸與處置情況匯總。

表3 Hyperion污水處理廠污泥產物處置運輸情況Tab.3 Transportation of Sludge Product for End-Use of Hyperion WWTP

(3)污泥土地利用產生的溫室氣體排放

參考《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南 》第4卷“農業、林業和其他土地利用”第11章第11.2節：“源自管理土壤的N2O排放，將污泥產物應用到農田中，土壤中氮的生物化學轉化引起N2O的排放”。計算方法如式(4)。

(4)

其中：ELD——污泥產物土地利用產生的CO2排放當量，kg CO2-eq/d；

TNLD——污泥產物的含氮質量比，本文采用實測值，為5.7%；

EFNLD——土地利用污泥產物中的N生成N2O的轉化因子，采用文獻報道值，為0.5%[9]；

44/28——N2O和N2的摩爾質量比。

2.2.2 范圍2排放

由污泥處理設備消耗電能產生的CO2排放計算如式(5)。

EELE=EUNIT×QSL×EFGRID

(5)

其中：EELE——污泥處理設備電耗產生的CO2排放當量，kg CO2-eq/d；

EUNIT——污泥處理單元的能耗強度，kW·h/m3，本文采用現場調研值；

QSL——每天處理的污泥量，m3/d；

EFGRID——當地電網的碳強度，kg CO2-eq/(kW·h)，本文采用美國加州電網的碳排放因子，為0.26[8]。

2.2.3 范圍3排放

由于污泥處理藥劑消耗產生的CO2排放計算如式(6)。

ECHE=QCHE×DCHE×MCHE×EFCHE

(6)

其中：ECHE——污泥化學調理產生的CO2排放當量，kg CO2-eq/d；

QCHE——每天的投加液體積，m3/d；

DCHE——投加液的體積質量, kg/m3；

MCHE——藥劑所占的質量比；

EFCHE——藥劑消耗的CO2排放因子，kg CO2/kg，本污泥處理項目所用的藥劑為FeCl2和PAM溶液，CO2排放因子分別為0.33 kg CO2/kg和4.25 kg CO2/kg[10]。

2.2.4 碳補償

(1)污泥厭氧消化沼氣利用產生的碳補償

污泥高溫厭氧消化單元產生的沼氣進行熱電聯產所產生的碳補償量計算如式(7)。

OETAD=(QBG×Fmeth×Wmeth×HV× 0.8)/3.6×EFGRID

(7)

其中：OETAD——沼氣利用產生的碳補償量，kg CO2/d；

QBG——污泥高溫厭氧消化產生的沼氣量，m3；

HV——甲烷的體積熱值，取37 MJ/m3；

0.8——熱轉化效率；

3.6——熱能至電能的轉換系數。

(2)污泥產物土地利用產生的碳補償

由于污泥中含有一定量的N、P營養物質，農用過程中可為植物提供養分。假設污泥中的N、P均為植物可利用的成分，則污泥提供的N、P可相應地減少生產化肥N、P所消耗的能源，由此而產生的碳補償計算如式(8)。

OELU=MSL×(WN×SN+WP×SP)

(8)

其中：OELU——污泥產物土地利用產生的碳補償量，kg CO2/d；

MSL——污泥土地利用的量，以干重計，kg/d；

WN、WP——污泥產物的N、P質量分數，本文取5.1%和3.5%；

SN、SP——N、P替代肥料產生的CO2補償量，kg/kg，取文獻報道值，分別為3.6、4.9 kg/kg[9]。

2.3 污泥處理處置碳足跡特點

2.3.1 污泥處理處置單元能耗和碳排放

圖5 污泥處理處置單元能耗和碳排放(未考慮碳補償)Fig.5 Energy Consumption and Carbon Emission for Sludge Treatment Unit (Without Considering the Carbon Offset)

Hyperion污水處理廠污泥處理各單元的能耗強度和碳排放如圖5所示，高溫厭氧消化單元的能耗強度約為800 kW·h/(t DS)，且以熱量消耗為主，明顯高于其他處理單元。范圍1的碳排放特點為污泥處置大于污泥處理，污泥農用和運輸是主要組成部分。污泥運輸產生的碳排放主要受運輸工具類型、運輸距離和運輸容量等因素影響，Hyperion污水處理廠污泥產物運輸產生的碳排放占范圍1總排放的22.2%。范圍2的碳排放與污泥處理能耗直接相關，同樣，高溫厭氧消化單元的碳排放強度高于其他污泥處理單元，為209.5 kg CO2/(t DS)，這里未考慮碳補償。范圍3為污泥濃縮和脫水消耗藥劑的碳排放強度，由于采用了低碳排放因子的藥劑，且離心脫水工藝藥劑消耗較少，范圍3的碳排放強度占整體碳排放的比例較低。

由圖6可知，高溫厭氧消化單元所消耗的熱能為270.2 MJ/(t DS)，占總能耗的94%，而產生的沼氣熱電聯產可產電和熱共853.4 MJ/(t DS)，凈能耗為-563 MJ/(t DS)，沼氣利用產生的碳補償量為615 kg CO2/(t DS)，明顯高于污泥土地利用所產生的碳補償量[140 kg CO2/(t DS)]。整體來看，Hyperion污水處理廠污泥處理處置產生的碳排放為595.4 kg CO2/(t DS)，碳補償為-794.2 kg CO2/(t DS)，凈碳排放為-179 kg CO2/(t DS)。因此，可以認為Hyperion污水處理廠的污泥處理處置處于碳中和水平，且可以進一步抵消污水處理部分所產生的碳排放，污泥高溫厭氧消化在碳減排方面發揮了關鍵作用。

圖6 高溫厭氧消化能量平衡及污泥處理處置 碳足跡(考慮碳補償)Fig.6 Energy Balance and Carbon Footprint of Sludge Treatment and Disposal (With Considering the Carbon Offset)

2.3.2 污泥運輸碳足跡特點

由上文分析可知，污泥產物運輸產生的碳排放量不可忽視，圖7為洛杉磯Hyperion污水處理廠汽車運輸污泥產物產生的碳排放同距離之間的關系，以及同等碳排放量下火車運輸的距離。采用汽車運輸方式，每噸污泥(以濕泥計，本文污泥產物含水率為75%)每50 km所產生的碳排放為10.3 kg CO2，運輸250 km可產生51.5 kg CO2。若采用低碳的火車運輸方式，則分別可運輸560 km和2 800 km，與汽車運輸相比，火車具有較強的污泥運送能力和更低的燃料消耗排放因子。因此，遠距離采用火車運輸污泥是較為低碳的運輸方式。

圖7 運輸距離與碳排放關系Fig.7 Relationship between Transport Distance and Carbon Emission

3 結論

美國污泥厭氧消化從中溫發展為高溫的驅動首先是為了獲得高品質的污泥固體產物，其次是沼氣產量的提升。高溫厭氧消化處理污泥運行穩定，揮發酸/堿度小于0.1，污泥有機質降解率高，沼氣產量主要受益于污泥的有機質含量高。污泥高溫厭氧消化兩級運行模式具有較短的污泥停留時間和較好的污泥消毒效果等優點，消化污泥過篩有助于提升污泥固體產物質量，滿足高標準的土地利用要求。

污泥高溫厭氧消化為高能耗單元，同時也是能源回收單元，通過沼氣利用可降低消化單元的凈能耗，產生相應的碳補償量。同樣地，污泥產物土地利用產生的碳補償也可抵消其產生的碳排放。總體而言，污泥高溫厭氧消化+土地利用的處理處置方式為低碳處理工藝，碳足跡為-179 kg CO2/(t DS)。