黄花和脱水污泥厌氧消化的温室气体减排研究

戴晓虎,王凯丽,董 滨,吴 冰 (同济大学环境科学与工程学院,城市污染控制国家工程研究中心,上海 200092)

随着经济的高速发展,中国面临着严峻的碳减排压力.而通过技术层面来实现碳减排是非常有必要的,厌氧消化可以实现能源回收和废气物减量.农业副产品及废弃物商业价值不高,但和城市污泥作为共基质进行联合厌氧消化是非常好的选择.相关研究表明,添加碳水化合物类物质进行联合厌氧发酵,表现为协同作用,可以增加碳源,调节 C/N,使其更加接近厌氧消化的最佳碳氮比25:1～40:1[1].加拿大一枝黄花为一种危害极大的外来入侵物种,其疯长蔓延严重抑制了本地植物的生长,破坏了生态平衡;目前,对于加大拿一枝黄花的防治主要是通过人工防治和化学防治[2].同时,还可以综合利用加拿大一枝黄花的辅助控制途径.而且,黄花在自然条件下生长速率很快,可以在短期内产生较高的生物量.

一个优化的工艺流程,需考虑厌氧消化性能以及能量、经济和环境等方面的影响来进行综合评估.目前已有文献对农业副产品、有机废弃物、能源作物厌氧消化的技术、经济和环境影响进行了分析评价[3-5].典型的污泥处理处置的工艺,包括污泥浓缩、脱水、厌氧消化、土地利用等,各个处理单元的碳减排研究已有报道[6].与城市污泥的单独厌氧消化相比,对植物生物质和城市污泥的联合厌氧消化性能及环境影响的对比分析的研究相对较少.本研究采用黄花和脱水污泥进行半连续的厌氧消化小试实验,并将最终的甲烷产率和VS降解性能等厌氧消化性能运用于4种方案的污泥处理处置工艺中,通过分析碳减排、能量利用效率及厌氧消化性能,得出最佳的污泥和黄花 VS投加比例,并针对具体的工艺提出了减少碳足迹的措施.

1 材料与方法

1.1 材料

1.1.1 脱水污泥 脱水污泥取自合肥的一个污水处理厂,TS为 17.1%～18.9%(w/w),VS含量为49.0～50.6%(%,VS/TS).接种污泥为小试反应器的每日出料,污泥存于 4℃的冰箱中,并于每日进料之前预热到35.℃

表1 基质和接种泥的特征Table 1 Characteristics of the substrates and inoculum

1.1.2 加拿大一枝黄花 本实验所用的纤维素类物质新鲜的黄花于10月份取自合肥郊外.采摘回来的新鲜黄花自然风干,使其含水率低于10%,VS含量约为 91%(占 TS).然后将其切成2～3cm 的碎片,用超细粉碎机研磨,之后过 300目的筛子,最后置于塑料袋子中放于阴凉干燥的地方以待使用.黄花和脱水污泥的特征见表1.

1.2 分析方法

1.2.1 评估 GHG 排放的功能单位 功能单位用来描述系统的输入,本文所有的计算都基于 1t的干污泥(DS).黄花的添加质量是根据系统的停留时间和黄花与污泥的 VS比例来确定的.本研究采用4台小试反应器,分别为R1、R2、R3和R4,其中,R1为纯脱水污泥,R2、R3和R4代表着不同的黄花和污泥VS混合比例,分别为1:3、1:1和7:3,其是根据黄花和污泥混合后共基质中C/N的不同进行划分的.在停留时间为20d时,R2、R3和 R4中 1t的干污泥对应的黄花的质量为0.144,0.410,1.340t.浓缩污泥和脱水污泥的含水率分别默认为99.6%和80%.

1.2.2 工艺描述和系统边界 整个污泥处理处置工艺是由污泥浓缩、脱水、厌氧消化和离心脱水,最终脱水后的沼渣土地利用组成,详见图1.厌氧消化单元的主要能量消耗量分为 2部分:电能消耗(用于基质的搅拌和物料的传输);热能输入(包括将物料从 15℃加热到 35℃以及维持消化罐温度的能耗,以及从池壁和热交换器的热耗散).方案 A:厌氧消化单元为脱水污泥单独厌氧消化;方案B:黄花和脱水污泥进行联合厌氧消化,方案B根据黄花与污泥VS比例的不同,又具体分为方案B1、B2和B3,代表1:3、1:1和7:3的黄花与污泥 VS比例.由于脱水后的沼渣直接就地利用,沼渣运输过程的能耗不在本研究考虑的范围.沼渣存储,机器播撒的能耗是主要的考虑因素.而且,本研究不考虑收获、运输和新鲜的黄花预处理的能耗,由于黄花在秋天疯长蔓延,很容易进行收集利用.

1.2.3 GHG排放的评估方法和系数的选取 根据联合国政府间气候委员会(IPCC)推荐的方法.由于各处理处置工艺单元产生的N2O浓度较低,因此在本研究中不予考虑,主要考虑的 GHG气体为CO2和CH4[7].温室气体的排放用CO2当量来表示,CH4为25[8-9].GHG减排计算主要通过黄花和脱水污泥厌氧消化小试实验的甲烷产率数据进行计算.4台反应器的单独和联合厌氧消化的性能见表2.

图1 整个工艺流程的碳循环以及系统边界Fig.1 Flow chart of the carbon cycle and system boundary of the whole process

表2 4台反应器单独和联合厌氧消化的性能Table 2 Performances of the four anaerobic digesters with mono-digestion and co-digestion

1.2.4 厌氧消化中沼气的利用可以替代的GHG排放计算 沼气通过沼气发电机加以利用,沼气用于发电的利用率(θe)约为 15%～30%(均值是22%),余热回收利用率(θd)约为 47%～55%(均值是 51%)[10].热能资源化利用方式的不同,其相应的 CO2的替代量有所区别.电能形式利用,则其CO2的替代量是基于生产电能的综合能源消耗的温室气体排放计算的,约为1.3kg CO2/KWh[11];而以热能利用的那部分能量,假设替代的是柴油的使用,其 CO2的替代量是基于柴油生产和使用过程中的温室气体排放量计算的,约为 3.186kg CO2/kg柴油.

式中:CO2的替代量为污泥厌氧消化能量回用部分的CO2替代排放,kgCO2/t DS;M为污泥和黄花共基质基质的质量,t;VS为干污泥中挥发性固体的含量,%;H为VS的降解效率,%;GR为厌氧发酵中沼气的产率,m3/kg VS;θe为电能利用率,%;θd为热能利用效率,%;ftr为电能有效的CO2排放因子, kg CO2/kWh;ftr'为柴油有效的CO2排放因子,kg CO2/kg柴油;Hvg为消化气的热值, 22.7MJ/m3;Hve为电能与热能的转换关系,3.6MJ/kWh[8];Hvd为柴油的热值,43.0MJ/kg柴油.

1.2.5 植物光合作用的计算方法以及系数的选取 植物光合作用的计算引用 Frolking(2002)[12]等的方法,植物光合作用与叶片温度,含水量和光合合成有效辐射有关.基本光合速率计算为:

其中,Pn为单位新鲜植物生物质的光合速率;Pmax为植被的最大光合速率;黄花属于灌木,Pmax为0.00191kgC/(kg·h)[13],换算成 CO2为 0.00700kg CO2/(kg·h).黄花的生长期为6月到11月.f(T)为温度乘数;

其中,Topt＜T＜Tmax,对于所有植被:Tmax=35,Topt=20;对于维管植物, T为大气温度,黄花生长期的平均温度数据来自安徽省气象局,为计算平均值,温度为24.℃因此,得到f(T)=0.96;f(W)为水分乘数,对于维管植物,f (W) = 1.0; f (PAR)为光合合成有效辐射乘数,取值为0.5.

根据方程(2)计算,Pn=3.36144×10-3kgCO2/(kg·h),乘以黄花的生长期,即为单位新鲜生物质黄花的碳补偿:14.52kgCO2/kg.

1.2.6 生物质燃烧的 GHG排放计算方法和系数选取 参考《2006年IPCC国家温室气体清单指南(第二卷)》[8]中有关能源过程温室气体排放量的计算方法,生物质燃料黄花的CO2排放量的计算方法为依据,公式如下:

式中:CBM为生物质燃烧的CO2排放量,t;BM为生物质燃料的消耗量,t;C为生物质燃料的含碳系数,%;M 为生物质燃料的氧化率,%;黄花的含碳系数为44%,通过元素分析计算得到;氧化率采用默认值为 100%,CO2相对分子质量与 C原子质量之比44/12.

2 结果与讨论

2.1 各种来源温室气体对GHG排放的贡献

从图2可以看出,净GHG排放值随着黄花比例的添加和停留时间的缩短(相应负荷逐步提高)逐渐下降, 当黄花 VS的添加比例达到70%时,整个工艺流可以实现负碳排放.其中与纯污泥厌氧消化的 GHG排放相比,13d停留时间下黄花 VS比例为 70%的 GHG排放量从2603kgCO2-eq/t DS下降到-2967kg CO2-eq/t DS,其净减排量可以达到 214%.较长的停留时间会增加能量输入,包括增加的反应器体积和搅拌能量消耗.而且污泥停留时间的缩短,负荷相应的提高增加了进料中黄花的比例,这与增加黄花VS比例的影响一致,但是数据分析表明,净温室气体的排放量与进料中基质的黄花所占的比例相关性大于SRT.

从图 3中可以看出,在各个停留时间下的生物源CO2是GHG的最大贡献者,在A方案中,生物源 CO2的比重最大,占到总 GHG排放当量的50.3%～70.1%,化石源 CO2和可替代 CO2分别为20.1%～34.4% 和 10.1%～17.1%.随着黄花比例的增加,生物源CO2逐渐下降,化石源CO2和可替代CO2逐渐增加.与污泥单独厌氧消化的方案A相比,B1、B2和B3的化石源CO2的排放量增幅分别为1.8%～2.2%、5.3%～6.9%、17.1%～17.3%.由于黄花的添加生物源 CO2排放量大大降低,与各个停留时间下相应的纯污泥分别下降 5.9%～22.2%,21.2%～47.6%,76.7%～183%.可替代的 CO2有所提高,幅度分别为 32.2%～54.2%,97.1%～157.8%,261.2%～384.1%.化石源 CO2的增幅远小于生物源CO2的降低和可替代的CO2的增加,因此,添加黄花联合厌氧消化可以大大提高温室气体的减排量,对环境产生积极影响.

图2 停留时间和黄花VS比例对净GHG排放量的影响Fig.2 Effect of SRT and VS ratio of SC on the net GHG emissions

图3 不同停留时间下四台反应器中的不同温室气体源贡献值Fig.3 Contribution of different GHG emissions in the four reactors at different SRT

2.2 各方案下的总GHG排放和净GHG排放量

如表3所示,生物源CO2作为最主要的贡献单元,其中甲烷的排放对生物源CO2的贡献值最大,其次是整个厌氧消化单元的能耗,其排放的GHG占到整个过程能耗排放量的74.9%～76.2%,厌氧消化操作的高能耗与高含固率的污泥搅拌的能耗水平有很大的关系[14],厌氧发酵过程进料的含固率较高,物料流动性能较差,需要用泵进出料,以及机械搅拌来保证进料基质的均质化.其余3个操作单元的能耗占到整个 GHG排放的约10%,污泥沼渣土地利用单元相对较低,只占到约2%.因此,厌氧消化系统要尽量减少沼气的损失,尤其是在高负荷的系统中.Comino等[15]的研究表明,出料的产甲烷潜质会显著提高在较高的OLR和较短的HRT下,接近12%～31%的总甲烷产量在后产甲烷潜质中释放出来[16],如果不做回收处理,其将全部被排放到大气中去.从表3中还可以看出,在 B3方案中,单位池容的沼气产生速率和甲烷产生速率呈现出下降的趋势,趋势为B2＞B1＞A＞B3.当厌氧反应器中黄花的添加比例超过50%时,厌氧消化性能变差,而且相应能耗逐渐增加.

表3 停留时间为20d时方案A、B的每日能耗潜质Table 3 Daily energy consumption potential of Scheme A、B at SRT 20d

2.3 各方案下的GHG减排途径分析

各个操作单元的碳减排当量如表 4所示,温室气体减排主要包括3部分:第1部分为厌氧消化所产生的沼气的热电联产;第 2部分是厌氧消化工艺不利用黄花时,该部分黄花燃烧时排放CO2导致的温室气体排放;第 3部分为黄花通过光合作用固定大气中的 CO2,将其归为生物源CO2的减排量.

对黄花进行机械铲除后焚烧的方式,会造成二次污染,其主要生成物为粉尘、CO、CO2、氮氧化物等,因此大量增加了温室气体的排放,危害环境;厌氧共消化则可以进一步提高黄花生物质的利用价值.黄花用于厌氧消化替代其直接焚烧的GHG减排量随着黄花VS比例的增加而逐渐增加.方案B2的可替代CO2排放量超过了化石源CO2的产生量,如果不考虑生物源 CO2排放,其可以实现负碳排放.从碳补偿的角度讲,黄花从大气中固碳作用明显促进了大气中的碳循环.其与污泥联合厌氧消化产生的沼气热电联产是温室气体减排的主要贡献者,其次是污泥沼渣的土地利用和黄花厌氧消化处理替代焚烧的碳减排.随着黄花添加比例的增加,GHG排放减排越多,和污泥单独厌氧消化的方案A相比,方案B1和B2添加黄花可以实现整个系统的净GHG排放的减排量达到约24%和78%,方案B3实现了负碳排放,其GHG减排可以达到187%,对CO2减排具有明显的环境效益.从表 4中可以看出,污泥沼渣替代化学肥料用作氮肥和磷肥可以实现土地利用单元的负碳排放,而污泥厌氧消化单元的生物源和化石源CO2对方案A的总GHG排放的贡献最大.在整个沼气系统中,沼气厂的操作通常是能耗最大的环节,方案A、B1、B2和B3的沼气运行过程中的GHG排放(化石源CO2和生物源CO2)分别为整个净排放的111.1%、138.6%、314.0%和153.1%.

表4 停留时间20d方案A、B各个阶段的每日净温室气体排放量(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 减少GHG释放量的控制策略

在 GHG排放中,沼气的温室气体减排潜力应引起高度重视,可以通过改变物料的进料组成和预处理,以及进一步优化工艺参数和设置来提高沼气产量,减少碳排放:从控制 GHG排放的角度考虑,应重点调节与控制的参数为: SRT、黄花与污泥的VS比例、黄花粒径等.其中,SRT不应小于13d,污泥与黄花的VS比例最好控制在1:1左右,黄花的降解效率的下降会导致整个总 VS降解率下降.本研究表明进料黄花的粒径范围为1～10mm,较大的粒径不利于厌氧发酵产沼气.收割的黄花在自然条件下风干,高温会降低其可生物降解性能,使木质素大量与纤维素和半纤维素结晶,严重阻碍了后两者的生化转化过程中的降解效率[25].此外,还应综合考虑沼气工程自动化监控及管理系统:实现对沼气工程的搅拌频率、强度和温度的自动控制.搅拌在整个厌氧运行中的能耗可以达到 39.5%～42.9%,设置合理的搅拌频率和强度,以防过度搅拌引起的系统不稳定,及不必要的能源消耗和 GHG排放.在可以满足实际运行工况的条件下,尽量降低搅拌频率和强度,寻找到技术和能耗的平衡点.

在污泥厌氧消化技术中,间接碳排放是温室气体的重要来源,主要包括 PAM 等化学药剂的投加.加强污泥浓缩和脱水的自动化系统来严格控制絮凝剂投加比例,使厌氧消化系统高效稳定的同时,降低整个工艺的碳排放.保证沼气运行的中温稳定运行,尽量利用工艺中产生的余热和余压,减少化石能源的使用以及提高所产沼气的回收效率,最大程度避免甲烷的逃逸.污水厂的污泥处理的构筑物应该进行升级改造,厌氧消化液如果露天贮积,其自然厌氧发酵产生的大量沼气就会直接进入大气,造成比 CO2更严重的温室气体效应.

2.5 各方案的能量效率

对于沼气厂来说,优化厌氧消化性能,提高能源的利用效益,减少整个工艺流的GHG排放,不仅可以从中产生潜在的碳信用额收益,而且也是发展低碳经济的要求.与黄花进行联合厌氧消化,可以使单位池容的甲烷产率增加 68%,其代表着潜在的能量和经济利益.本研究用 E来评估能量效率,其比值越高,说明沼气系统的能效越高.这里,能量输入和输出分别以GHG排放产生量和沼气热电联产、污泥沼渣土地利化学肥料以及黄花厌氧消化替代露天焚烧的碳减排来进行评估(不包括生物源CO2排放).从图4中可以看出,各方案在SRT为20d时的整个工艺流的能量效率最高,而在不同的SRT下,能效值有所不同.在SRT为30d和20d 时,其能量效率值为 A＞B2＞ B1＞B3,分别为49.6%～53.7%和43.4%～63.8%.SRT为13d时,能效值整体上呈现出先增加后下降的趋势,为 B2＞B1＞B3＞A.当进行联合厌氧消化时,黄花的添加比例为 50%时相应工艺流的能效值最高.因此,与单独厌氧消化的基本方案相比,污泥和黄花联合厌氧消化不仅可以提高单位池容的产甲烷潜质,而且具有明显的GHG减排效应和能量效益.根据本实验的研究,VS降解率在SRT为13d和黄花与污泥的VS比例为7:3时,比纯污泥明显下降,低于30%,甲烷产率和单位池容的甲烷产生速率也较低.而最适合的SRT和VS比例选取应该综合考虑能量效率、碳足迹和厌氧消化性能.在 SRT 20d,污泥与黄花VS比例为1:1时,整个工艺流程具有较高的能量效率和较低的GHG排放,而且厌氧共消化基质的VS 降解率值、甲烷产率、单位池容甲烷产生速率值较高.

图4 在不同停留时间下4种不同方案的能量效率E值变化Fig.4 Variation of the energy efficiency in the four Schemes at different SRT

3 结论

3.1 与基础方案A相比,方案B1、B2和B3中黄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增加幅度较小,净GHG减排量可以达到24%～187%.

3.2 生物源 CO2-eq中甲烷的排放对 GHG的贡献值较大,厌氧消化单元的能耗所产生的 GHG占到总能耗GHG排放值的74.9%～76.2%,而厌氧搅拌的能耗占到厌氧总能耗的 39.5%～42.9%.污泥沼渣代替化学肥料可以实现土地利用单元的负碳排放.

3.3 加拿大一枝黄花和脱水污泥厌氧共消化的最适VS比例为1:1,停留时间为20d.1t干污泥每年可以减少910.4Mg的CO2-eq排放当量.

3.4 添加黄花后的 GHG减排主要来自沼气的热电联产利用,黄花焚烧 GHG 减排量,以及减少的化学肥料的生产和使用,这些对减轻温室效应有非常积极的贡献.

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