以負(fù)碳排放為目標(biāo)的生物質(zhì)灰礦化CO2路徑研究

晏水平 馮 椋 段海超 紀(jì) 龍 賀清堯

(1.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)工學(xué)院， 武漢 430070； 2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部長江中下游農(nóng)業(yè)裝備重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 武漢 430070)

0 引言

2020年，我國提出了2030年實(shí)現(xiàn)碳達(dá)峰和2060年前實(shí)現(xiàn)碳中和。為實(shí)現(xiàn)這一目標(biāo)，需要大力發(fā)展零碳排放的可再生能源。在眾多可供選擇的可再生能源中，生物質(zhì)能源的直接利用不會(huì)導(dǎo)致大氣環(huán)境中的CO2濃度增加[1]，被認(rèn)為是碳中性的可持續(xù)能源。在生物質(zhì)能源開發(fā)與利用過程中開展碳捕集、利用與儲(chǔ)存(Bioenergy with carbon capture，utilization and storage，BECCUS)，可進(jìn)一步從沼氣、燃生物質(zhì)煙氣等富CO2氣體中捕集CO2，繼而實(shí)現(xiàn)負(fù)碳排放。但生物質(zhì)直燃電廠、沼氣工程和生物質(zhì)熱解工程等生物質(zhì)能源轉(zhuǎn)化工廠的規(guī)模較小，不宜直接采用與燃煤煙氣CO2捕集與封存相同的技術(shù)[2-3]。尤其是CO2地質(zhì)封存，需依靠大規(guī)模的CO2氣源[4]。采用可持續(xù)的小規(guī)模碳捕集、利用和儲(chǔ)存技術(shù)已成為生物質(zhì)能源工程為碳中和助力的主要途徑。

生物質(zhì)灰是生物質(zhì)直接燃燒產(chǎn)生的固體殘?jiān)黐5]。目前世界上具有能源應(yīng)用潛力的生物質(zhì)年產(chǎn)量約為70億t，而絕大部分生物質(zhì)被直接燃燒利用。因此，全球每年可產(chǎn)生約4.76億t生物質(zhì)灰[6-7]，但由于處理方式限制，目前只能集中堆放或就地掩埋，極易導(dǎo)致環(huán)境污染問題[6,8]。生物質(zhì)灰因含有CaO、MgO等堿土金屬氧化物，理論上可永久安全地封存CO2[9-14]。若能將生物質(zhì)灰應(yīng)用于沼氣提純，將沼氣中CO2礦化和儲(chǔ)存，不僅可以實(shí)現(xiàn)CO2負(fù)排放，還可獲得生物天然氣來緩解我國天然氣的供需矛盾[15-16]。但生物質(zhì)灰CO2礦化涉及生物質(zhì)灰的固碳性能、固碳過程耗能、生物質(zhì)灰從產(chǎn)地到氣源地的運(yùn)輸碳排放等多個(gè)影響因素，其能否實(shí)現(xiàn)負(fù)碳排放還有待進(jìn)一步研究。為此，本文主要研究典型生物質(zhì)灰的空氣CO2礦化、中等CO2初始分壓礦化和高CO2初始分壓CO2礦化等3種路徑的CO2礦化性能，并結(jié)合生命周期評價(jià)方法，評估其負(fù)碳排放性能。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

所使用的生物質(zhì)灰(Biomass ash，BA)采自于武漢光谷藍(lán)焰新能源股份有限公司的某一生物質(zhì)清潔供熱工程，該工程以馬尾松木材作為唯一原材料進(jìn)行直接燃燒供熱。由于所選生物質(zhì)灰(鍋爐底灰)的粒徑分布不均勻，為了研究粒徑對生物質(zhì)灰CO2礦化性能的影響，特將生物質(zhì)灰篩分為以下粒徑梯度：G-1(0～0.075 mm)、G-2(0.075～0.150 mm)、G-3(0.150～0.250 mm)和G-4(0.250～0.425 mm)。該梯度下生物質(zhì)灰比表面積依次為3.255、4.568、1.824、1.728 m2/g，其由比表面積和孔隙度分析儀(TriStar Ⅱ 3020型)測得。使用X射線熒光光譜儀(Axios型)測定生物質(zhì)灰主要成分含量，如表1所示[17]。

表1 不同粒徑生物質(zhì)灰化學(xué)成分Tab.1 Chemical components of biomass ash with different particle sizes

1.2 試驗(yàn)裝置與工藝流程

研究中探討了生物質(zhì)灰的3種礦化路徑，即空氣CO2礦化、中等CO2分壓CO2礦化和高CO2分壓CO2礦化。

1.2.1生物質(zhì)灰空氣CO2礦化

為模擬生物質(zhì)灰在自然狀態(tài)下從空氣中吸收CO2而礦化的情形，選擇如圖1所示的試驗(yàn)流程。共設(shè)置6組試驗(yàn)，每組均取10 g生物質(zhì)灰(G-3粒徑)放入培養(yǎng)皿中，然后向其中加入不同質(zhì)量的蒸餾水，并混合均勻，制備出含水率分別為0、20%、30%、40%、50%和60%的6組樣品，從而模擬不同含水率的生物質(zhì)灰，此時(shí)堆積厚度約為2 mm。每組試驗(yàn)設(shè)置7個(gè)重復(fù)，以保證結(jié)果的準(zhǔn)確性。最后，將所有處理好的樣品置于恒溫恒濕箱中40 d，每隔2～3 d取出稱量一次，若有質(zhì)量減少則添加去離子水補(bǔ)充。每隔10 d取樣一次。40 d后，測定礦化后的生物質(zhì)灰特性，計(jì)算CO2礦化性能。此外，當(dāng)含水率為20%時(shí)，也研究了堆積厚度(2、4、6、8、10 mm)對CO2礦化性能的影響。

圖1 生物質(zhì)灰的空氣CO2礦化流程圖Fig.1 Schematic diagram of atmospheric CO2 mineralization by biomass ash1.生物質(zhì)灰 2.蒸餾水 3.生物質(zhì)灰漿體 4.恒溫恒濕培養(yǎng)箱

1.2.2中等CO2分壓下生物質(zhì)灰CO2礦化

在生物質(zhì)灰的實(shí)際CO2礦化中，一般需要對沼氣等含CO2氣體進(jìn)行加壓，通過增加氣相CO2分壓來提高礦化性能。在此討論了中等CO2分壓條件下的生物質(zhì)灰CO2礦化性能。研究中，采用常壓純CO2氣體(101.3 kPa)來模擬具有中等CO2初始分壓的加壓氣體。在此試驗(yàn)條件下，相當(dāng)于將沼氣(CO2體積分?jǐn)?shù)為40%)加壓至約250 kPa。試驗(yàn)流程如圖2所示。

圖2 中等CO2分壓下生物質(zhì)灰CO2礦化流程圖Fig.2 Flow chart of CO2 mineralization of biomass ash under moderate CO2 partial pressure1.CO2氣瓶 2.控制閥 3.氣體流量計(jì) 4.鼓泡反應(yīng)器 5.CO2入口 6.CO2出口 7.磁力攪拌器 8.固液分離裝置 9.CO2吸收能力測定裝置

首先，向G-3粒徑的生物質(zhì)灰中加入一定質(zhì)量的蒸餾水，制備出生物質(zhì)灰漿體，其中生物質(zhì)灰漿的液固比(質(zhì)量比)設(shè)定為99、49、19、9和4。然后，將總質(zhì)量為200 g的漿體置入鼓泡反應(yīng)器中，調(diào)節(jié)磁力攪拌器的轉(zhuǎn)速為600 r/min，并在常溫常壓下將純CO2直接泵入鼓泡反應(yīng)器中，直至達(dá)到CO2吸收飽和。在每次運(yùn)行結(jié)束時(shí)，將CO2吸收飽和后的灰漿在離心機(jī)中以3 000 r/min的速度離心15 min，分離出的固相在60℃熱風(fēng)干燥箱中干燥至質(zhì)量恒定，而分離出的上清液則直接檢測。每個(gè)CO2吸收試驗(yàn)進(jìn)行兩次。上清液的CO2負(fù)荷和固體中的CO2封存量由經(jīng)典酸滴定法確定[18-19]。此外，還在液固比19的條件下探究了生物質(zhì)灰粒徑分布對CO2礦化性能的影響。

1.2.3高CO2分壓下生物質(zhì)灰CO2礦化

采用加壓純CO2氣體模擬了高CO2分壓條件(300～1 400 kPa)。此時(shí)，相當(dāng)于將典型沼氣加壓至750～3 500 kPa情形。試驗(yàn)流程如圖3所示。

圖3 高CO2分壓下生物質(zhì)灰CO2礦化流程圖Fig.3 Schematic diagram of CO2 mineralization by biomass ash under high CO2 partial pressure1.CO2氣瓶 2.控制閥 3.氣體緩沖罐 4.高壓反應(yīng)釜 5.磁力攪拌器 6.壓力傳感器 7.無紙記錄儀 8.計(jì)算機(jī)

首先，用G-3粒徑的生物質(zhì)灰制備出液固比為9且總質(zhì)量為200 g的生物質(zhì)灰漿，并將其置入不銹鋼高壓反應(yīng)釜中，然后打開CO2氣瓶，在一定壓力(300、500、1 000、1 400 kPa)下將純CO2注入到高壓反應(yīng)釜中，當(dāng)達(dá)到設(shè)定壓力后，封閉反應(yīng)釜。隨后通過機(jī)械攪拌(600 r/min)強(qiáng)化生物質(zhì)灰與氣體的接觸，并保持約10 h。在注入CO2前需向反應(yīng)釜中通入N2將反應(yīng)釜排空。在反應(yīng)過程中，系統(tǒng)的實(shí)時(shí)壓力由壓力傳感器監(jiān)測并通過無紙記錄儀將數(shù)據(jù)保存在計(jì)算機(jī)上，用于計(jì)算生物質(zhì)灰在試驗(yàn)過程中的CO2礦化量。考慮到部分CO2在礦化過程中會(huì)溶解在水中，因此還進(jìn)行了空白溶液的對照試驗(yàn)。

1.3 數(shù)據(jù)分析

1.3.1生物質(zhì)灰CO2礦化性能

在空氣中的CO2礦化和中等CO2分壓礦化中，液相的CO2吸收能力計(jì)算公式為

mL-CO2=(αs-αi)MCO2VT

(1)

式中mL-CO2——生物質(zhì)灰漿中液相總的CO2凈吸收量，g

αs——CO2吸收飽和后液相CO2負(fù)荷，mol/L

αi——CO2吸收飽和前液相CO2負(fù)荷，mol/L

MCO2——CO2摩爾質(zhì)量，g/mol

VT——礦化過程中所用液體總體積，L

在式(1)中，液相的CO2負(fù)荷可通過標(biāo)準(zhǔn)滴定法測定[18]。

礦化過程中生物質(zhì)灰的CO2實(shí)際封存能力計(jì)算公式為

(2)

其中

mS-CO2=mc-mi

(3)

式中mS-CO2——固相的凈CO2封存能力，g/kg

mi——CO2吸收飽和前固相CO2質(zhì)量比，g/kg

mc——CO2吸收飽和后固相CO2質(zhì)量比，g/kg

mCO2——生物質(zhì)灰CO2實(shí)際封存能力，g/kg

mBA——礦化過程中使用的生物質(zhì)灰質(zhì)量，kg

其中，mc和mi可通過標(biāo)準(zhǔn)酸堿滴定法測定[19]。

在高CO2分壓的礦化研究中，生物質(zhì)灰的CO2實(shí)際封存能力計(jì)算公式為[20]

(4)

(5)

PMineralization=PTotal-PBlack

(6)

式中PMineralization——生物質(zhì)灰礦化所導(dǎo)致的系統(tǒng)壓降，kPa

PTotal——系統(tǒng)總壓降，kPa

PBlack——空白溶液導(dǎo)致的系統(tǒng)壓降，kPa

nCO2——所吸收的CO2物質(zhì)的量，mol

VCO2——反應(yīng)釜中CO2的實(shí)際體積，L

R——?dú)怏w常數(shù)，取8.134 J/(mol·K)

T——溫度，K

1.3.2負(fù)碳排放量估算

采用全生命周期評估進(jìn)行負(fù)碳排放量估算。全生命周期評估包括系統(tǒng)邊界界定、清單分析、影響評價(jià)和結(jié)果解釋等步驟。由于生物質(zhì)灰的CO2礦化過程可能發(fā)生在自然狀態(tài)和生物質(zhì)能源工廠中，涉及的邊界具有不確定性，且過程較復(fù)雜，因此本文僅考慮了CO2礦化過程中的能源投入、生物質(zhì)灰轉(zhuǎn)運(yùn)投入和生物質(zhì)灰的實(shí)際CO2封存量等主要因素，忽略了設(shè)備建設(shè)和產(chǎn)品最終使用過程中可能導(dǎo)致的溫室氣體排放。

生物質(zhì)灰在空氣、中等CO2分壓(101.3 kPa)和高CO2分壓(1 400 kPa)下的CO2礦化過程能耗分別假設(shè)為1.00、44.45、213.89 kW·h/t[21-22]。不同電能來源下，在生命周期內(nèi)的溫室氣體排放量如下：煤炭為0.960 kg/(kW·h)，天然氣為0.440 kg/(kW·h)，生物質(zhì)能為0.140 kg/(kW·h)，核能為0.066 kg/(kW·h)，太陽能光伏為0.032 kg/(kW·h)，水能為0.010 kg/(kW·h)，風(fēng)能為0.009 kg/(kW·h)[23-24]。生物質(zhì)灰采用柴油貨車進(jìn)行運(yùn)輸，運(yùn)輸過程所產(chǎn)生的碳排放量為0.157 kg/(t·km)[21]。

當(dāng)綜合考慮生物質(zhì)灰的CO2礦化性能、生物質(zhì)灰運(yùn)輸及礦化耗能所導(dǎo)致的CO2排放量時(shí)，礦化每噸CO2所能實(shí)現(xiàn)的實(shí)際負(fù)碳排放量計(jì)算公式為

QNCE=1 000-QcEi-rQCO2QBA

(7)

式中Qc——單位電耗所產(chǎn)生的碳排放量，kg/(kW·h)

Ei——第i種礦化路徑情形下單位CO2礦化所消耗的電能，kW·h/t

QCO2——生物質(zhì)灰運(yùn)輸中的碳排放量，kg/(t·km)

r——運(yùn)輸距離，km

QBA——單位質(zhì)量CO2礦化所需的生物質(zhì)灰量，t/t

QNCE——礦化每噸CO2的實(shí)際負(fù)碳排放量，kg/t

2 結(jié)果與討論

2.1 生物質(zhì)灰的空氣CO2礦化性能

生物質(zhì)灰在空氣中的CO2礦化性能如圖4所示。由圖4可知，生物質(zhì)灰的CO2礦化量(實(shí)際封存能力)隨著礦化時(shí)間的延長而增加，且生物質(zhì)灰的含水率對礦化性能有較大影響。當(dāng)采用干生物質(zhì)灰(即含水率為0)時(shí)，40 d后的CO2礦化量僅為8.15 g/kg。當(dāng)生物質(zhì)灰含水率為20%時(shí)，40 d后可達(dá)到60.66 g/kg。但是，隨著含水率的進(jìn)一步增加，生物質(zhì)灰的CO2礦化量反而呈現(xiàn)下降趨勢。如在40 d時(shí)，30%含水率下的CO2礦化量降至37.28 g/kg，而當(dāng)含水率提高到60%時(shí)，CO2礦化量則大幅降至23.41 g/kg。

圖4 不同含水率和礦化時(shí)間的生物質(zhì)灰CO2礦化量曲線(堆積厚度2 mm)Fig.4 CO2 sequestration capacities of biomass ash affected by water content and mineralization time when accumulation thickness was 2 mm

在低含水率條件下，空氣中CO2與灰中有效固碳成分的反應(yīng)受到限制，屬于典型的氣固反應(yīng)，反應(yīng)速率較慢[25]?；液试黾雍?，一方面可加速灰中堿性金屬元素的浸出，另一方面可促進(jìn)CO2在液相中溶解，繼而加速CO2的封存[26]。但含水率過高時(shí)，并不利于CO2礦化，原因可能在于無攪拌情形下，生物質(zhì)灰易沉積結(jié)塊，從而導(dǎo)致生物質(zhì)灰中的孔隙系統(tǒng)堵塞，阻礙了CO2擴(kuò)散，進(jìn)而抑制了礦化反應(yīng)的進(jìn)行[20]。

當(dāng)含水率為20%時(shí)，生物質(zhì)灰堆積厚度對其CO2礦化量的影響如圖5所示。生物質(zhì)灰的堆積厚度越大，氣固總接觸面積越小，且CO2的傳質(zhì)阻力越大[20]，因而生物質(zhì)灰的CO2吸收性能越差。如當(dāng)堆積厚度由2 mm增加至10 mm時(shí)，生物質(zhì)灰的CO2礦化量從58.60 g/kg降低至32.15 g/kg，降低了45%。但是，在自然礦化中，難以保證較小的生物質(zhì)灰堆積厚度，因而需要對礦化性能進(jìn)行強(qiáng)化。

圖5 堆積厚度對生物質(zhì)灰CO2礦化量的影響(含水率20%)Fig.5 Effect of accumulation thickness on CO2 sequestration capacity of biomass ash with 20% water content

2.2 中等CO2分壓下生物質(zhì)灰CO2礦化性能

不同液固比和灰粒徑條件下，生物質(zhì)灰在中等CO2分壓(101.3 kPa)下的CO2礦化性能如圖6所示。由圖6可知，CO2礦化量隨液固比的減小而降低，當(dāng)液固比為99時(shí)，CO2礦化量可達(dá)121.68 g/kg。當(dāng)液固比減小至4時(shí)，CO2礦化量降至41.52 g/kg，下降了65.88%。主要原因在于較少的液體量減少了生物質(zhì)灰中可與CO2進(jìn)行化學(xué)反應(yīng)的鈣、鎂等堿土金屬元素的浸出量[27]。

圖6 中等分壓時(shí)生物質(zhì)灰漿的液固比與生物質(zhì)灰粒徑對CO2礦化量的影響Fig.6 Effects of weight ratio of solid to water and particle size of biomass ash on CO2 sequestration capacities under medium CO2 partial pressure

粒徑對生物質(zhì)灰礦化特性的影響如圖6所示。G-2粒徑(0.075～0.150 mm)生物質(zhì)灰的CO2礦化性能最好，液固比19下的CO2礦化量可達(dá)90.25 g/kg。在相同反應(yīng)條件下，生物質(zhì)灰的CO2礦化性能主要受生物質(zhì)灰的化學(xué)組成(主要是CaO和MgO含量)、顆粒與液體的接觸面積及顆粒的團(tuán)聚特性等影響[20,28]。粒徑越大，生物質(zhì)灰的比表面積越小，其與液體接觸的液-固接觸面積越小，從而降低了CO2與生物質(zhì)灰中堿性元素反應(yīng)的傳質(zhì)面積，導(dǎo)致生物質(zhì)灰的CO2礦化性能受到限制[29-30]。因此，與G-1粒徑生物質(zhì)灰相比，盡管G-3粒徑生物質(zhì)灰具有更高的CaO和MgO含量，但G-3粒徑生物質(zhì)灰的比表面積更低(1.824 m2/g)，從而導(dǎo)致G-3粒徑生物質(zhì)灰的CO2礦化能力略低。

2.3 高CO2分壓下生物質(zhì)灰CO2礦化性能

生物質(zhì)灰礦化過程中，初始CO2分壓(300～1 400 kPa)對CO2礦化性能的影響如圖7所示。隨著CO2滯留時(shí)間的延長，生物質(zhì)灰的CO2礦化量逐漸增加。同時(shí)，CO2分壓越高，達(dá)到平衡所需的時(shí)間越長，生物質(zhì)灰CO2礦化量越高。當(dāng)CO2初始壓力為300～500 kPa時(shí)，反應(yīng)可在200 min左右達(dá)到平衡，而當(dāng)CO2分壓增加至1 400 kPa時(shí)，需要約400 min才達(dá)到平衡。

圖7 高CO2分壓條件下生物質(zhì)灰CO2礦化量曲線Fig.7 CO2 sequestration capacities of biomass ash under high CO2 partial pressure

當(dāng)CO2初始壓力低于500 kPa時(shí)，CO2礦化量小于70 g/kg，低于中等分壓(101.3 kPa)情形。這可能是因?yàn)樵诟邏悍磻?yīng)釜中進(jìn)行礦化時(shí)，氣體未經(jīng)攪拌，進(jìn)入液相中的CO2量較小，進(jìn)而導(dǎo)致最終CO2礦化量較低。而當(dāng)初始CO2分壓提升至1 400 kPa時(shí)，CO2礦化量可大幅提升至216.85 g/kg，具有良好的礦化性能。但此時(shí)，氣體加壓需要額外的能量投入，也會(huì)產(chǎn)生額外碳排放。

2.4 不同礦化路徑下生物質(zhì)灰負(fù)碳排放性能

為更好地理解生物質(zhì)灰礦化過程可能帶來的負(fù)碳排放效益，本文以QNCE為主要指標(biāo)，對礦化全過程進(jìn)行了評估，結(jié)果如圖8所示。

圖8 生物質(zhì)灰運(yùn)輸距離對不同生物質(zhì)灰礦化路徑的負(fù)碳排放量影響 Fig.8 Effect of transport distance of biomass ash on negative carbon emission of different mineralization pathways

根據(jù)試驗(yàn)研究結(jié)果，假設(shè)生物質(zhì)灰在自然狀態(tài)、中等CO2分壓(101.3 kPa)和高CO2分壓(1 400 kPa)條件下的CO2礦化量分別為50、100、200 g/kg。生物質(zhì)灰運(yùn)輸過程中的碳排放量與運(yùn)輸距離和灰的質(zhì)量相關(guān)。由圖8可知，當(dāng)運(yùn)輸距離小于27 km時(shí)，空氣CO2礦化路徑的負(fù)碳排放量最高，中等分壓礦化路徑次之，高分壓礦化路徑最差。但是，在實(shí)際空氣CO2礦化工程中，生物質(zhì)灰的實(shí)際堆積厚度并不可能達(dá)到試驗(yàn)中的理想狀態(tài)，因而實(shí)際負(fù)碳排放量低于理論值。同時(shí)，生物質(zhì)灰的集中堆放處理還極易導(dǎo)致環(huán)境污染問題。因此，在運(yùn)輸距離小于27 km的情況時(shí)，可能更適合選擇中等CO2分壓礦化路徑。

當(dāng)運(yùn)輸距離為27～207 km時(shí)，中等分壓CO2礦化路徑可實(shí)現(xiàn)最高的負(fù)碳排放量。而當(dāng)運(yùn)輸距離大于207 km時(shí)，高分壓下CO2礦化路徑的負(fù)碳排放量最高。顯然，需要根據(jù)生物質(zhì)灰產(chǎn)地與礦化及應(yīng)用地點(diǎn)的距離來選擇合適的礦化路徑。

由式(7)可知，除了受生物質(zhì)灰運(yùn)輸距離的影響外，不同生物質(zhì)灰礦化路徑的實(shí)際負(fù)碳排放量還受礦化能耗及電能來源的影響。顯然，能耗越高，實(shí)際負(fù)碳排放量越低。而相同能耗下，可再生電能的碳排放量低于化石能源電能情形，因而負(fù)碳排放量更高。當(dāng)運(yùn)輸距離為100 km時(shí)，采用不同電能來源時(shí)，礦化每噸CO2的實(shí)際負(fù)碳排放量如圖9所示。由于生物質(zhì)灰空氣CO2礦化時(shí)的能耗最低，電能消耗所產(chǎn)生的碳排放占比較低，因而電能來源對此種路徑下的負(fù)碳排放量影響并不顯著。與此相比，無論是中等分壓礦化，還是高分壓礦化，礦化能耗大幅上升，電能消耗所產(chǎn)生的碳排放量占比大幅提升，因而電能來源對礦化過程的負(fù)碳排放量影響顯著。由圖9可知，采用生物質(zhì)能、太陽能等可再生能源生產(chǎn)電能時(shí)，生產(chǎn)過程中的碳排放量小，因而可比煤電或天然氣發(fā)電情形獲得更大的負(fù)碳排放量。顯然，在生物質(zhì)電廠中利用生物質(zhì)灰礦化CO2時(shí)，更有利于負(fù)碳排放目標(biāo)的達(dá)成。

圖9 生物質(zhì)灰礦化中電能來源對生物質(zhì)灰礦化路徑的負(fù)碳排放量影響Fig.9 Effect of electricity resource on actual negative carbon emission of CO2 mineralization pathway of biomass ash

3 結(jié)論

(1)生物質(zhì)灰在空氣中的CO2礦化性能受含水率、堆積厚度等因素的影響。當(dāng)堆積厚度為2 mm、灰含水率為20%時(shí)，生物質(zhì)灰礦化40 d后的CO2礦化量可達(dá)到60.66 g/kg。

(2)在中等CO2分壓(101.3 kPa)的生物質(zhì)灰礦化路徑中，CO2礦化量隨液固比減小而降低，且生物質(zhì)灰化學(xué)組分和粒徑對礦化量也有顯著影響。

(3)在高CO2分壓條件下的生物質(zhì)灰礦化路徑中，初始CO2分壓越大，生物質(zhì)灰CO2礦化量越高。當(dāng)分壓達(dá)到1 400 kPa時(shí)，生物質(zhì)灰礦化量可達(dá)到216.85 g/kg。

(4)當(dāng)生物質(zhì)灰運(yùn)輸距離小于207 km時(shí)，適合選擇中等CO2分壓的礦化路徑，以獲得更高的負(fù)碳排放量。當(dāng)運(yùn)輸距離大于207 km，應(yīng)選擇高CO2分壓的礦化路徑。在生物質(zhì)灰CO2礦化中使用可再生電能有助于獲得更高的負(fù)碳排放量。