污泥預調理方式影響下市政污泥“深度脫水-干化-焚燒”碳排放

馬鑒云,李 智,顧 俊,汪 菲,侯保連,余 冉*

污泥預調理方式影響下市政污泥“深度脫水-干化-焚燒”碳排放

馬鑒云1,李 智1,顧 俊1,汪 菲2,侯保連3,余 冉1*

(1.東南大學能源與環(huán)境學院,江蘇 南京 210096；2.南京水務集團有限公司,江蘇 南京 210000；3.江蘇金陵環(huán)境股份有限公司,江蘇 南京 210000)

基于污泥深度脫水中試示范,根據(jù)聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會(IPCC)提供的方法,對比新型污泥生物裂解綠色預調理技術和常規(guī)化學藥劑(鐵鹽＋石灰)預調理方式下的污泥“深度脫水-干化-焚燒”處理處置工藝碳排放特性.結果表明,污泥經(jīng)過兩種方法預調理后,板框壓濾污泥含水率均能降至60%以下,但壓濾泥餅干質含量和干基熱值差異明顯.經(jīng)生物裂解后的污泥干質含量比投加鐵鹽+石灰的污泥減少23.0%;同時,其污泥干基熱值較投加化學預調理后的高32.1%.通過碳排放量計算,處理每立方米含水率為98%的污泥,基于生物裂解的污泥“深度脫水-干化-焚燒”處理處置工藝總碳排放為15.8kg CO2eq/m3RS,比基于化學預調理工藝的總碳排放量(27.1kg CO2eq/m3RS)低41.7%.

污泥脫水；生物裂解；焚燒；碳排放

隨著我國城市化進程的發(fā)展,作為市政污水生物處理副產(chǎn)物的污泥產(chǎn)量迅速增加,2020 年全國年污泥產(chǎn)量約6000萬t(以含水率80%計)[1].常見的污泥處置方式包括填埋、焚燒、土地利用以及建材利用[2].其中,污泥焚燒處理效率高、減量徹底,能夠有效殺死病原菌、降低健康風險,同時可以回收能量,日趨成為主流處置工藝[3].

污泥主要由微生物、胞外聚合物(EPS)、有機纖維和無機顆粒組成[4],并且具有含水率高、易腐爛的特點,污水處理廠產(chǎn)生的剩余污泥一般需進行脫水處理減少體積,以便于污泥的運輸、貯存及后續(xù)處理和處置工藝的進行.由于污泥具有高度水合膠體結構[5],直接脫水困難,有必要對污泥進行預調理,以提高其脫水性能.污泥預調理技術可分為物理法、化學法以及生物法.研究表明,通過添加絮凝劑可以提高污泥的沉降性能,構建骨架增強可壓縮性,同時破壞EPS結構釋放污泥中的結合水,以達到改善污泥脫水性能的效果[6].目前污水處理廠一般采用鐵鹽+石灰聯(lián)合高壓機械壓濾的方式對污泥進行深度脫水,以使泥餅含水率最終降至60%以下[7].但這種預調理方法會導致許多問題,包括成本高,增加脫水污泥固體含量、降低污泥熱值和二次污染.與化學預調理技術相比,生物調理方法成本低、無二次污染,可生物降解,有利于后續(xù)的污泥處理與處置[8].本課題組前期開發(fā)的利用專性寄生性蛭弧菌(BALOs)裂解污泥細胞及其絮體結構的生物調理法能有效提高污泥脫水性能,經(jīng)生物裂解后污泥比阻最高下降率為(47.2±1.7)%[9].BALOs是一類小型寄生性革蘭氏陰性細菌,可以裂解大多數(shù)科、屬的革蘭氏陰性細菌和少數(shù)革蘭氏陽性細菌,具有類似于噬菌體的噬菌作用,目前在食品安全、水產(chǎn)養(yǎng)殖、生物醫(yī)學以及凈水領域得到廣泛應用[10-12].

污泥處理處置是污水處理全過程中碳排放的重要環(huán)節(jié),其產(chǎn)生的CO2、N2O和CH4(三種主要溫室氣體)可占到污水處理相關的溫室氣體排放總量的40%[13-14].在“碳中和、碳達峰”的戰(zhàn)略背景需求下,污泥處理處置過程中碳排放的核算與減量成為研究熱點.現(xiàn)有研究中,已有不少學者對污泥處理處置過程中的碳排放進行詳細核算.李哲坤等人利用IPCC提供的碳核算模型,對我國典型污泥處理處置技術路線進行比較分析,結果表明,污泥深度脫水環(huán)節(jié)產(chǎn)生的碳排放較大(占整個工藝路線的55.78%),藥耗占主導因素[15].林文聰?shù)萚16]運用聯(lián)合國政府間氣候變化委員會(IPCC)方法學原則計算發(fā)現(xiàn),在污泥處理處置全流程中,深度脫水單元藥劑消耗導致的間接碳排放量最大,占間接碳排放總量的80%.次翰林等人對3 種基于焚燒的污泥處理處置技術路線(干化-焚燒、深度脫水-干化-焚燒、厭氧消化-深度脫水-干化-焚燒)進行碳足跡分析,揭示了化學藥劑的使用導致污泥熱值降低、焚燒產(chǎn)熱量減少,最終提高了凈碳排放量[17].污泥深度脫水階段藥劑的高投加量以及藥劑生產(chǎn)過程產(chǎn)生的大量CO2導致了較高的間接碳排放,同時,大量化學藥劑的投加降低了污泥熱值,導致后續(xù)焚燒階段的熱量回收降低,最終使污泥深度脫水階段藥劑的使用成為污泥處理處置過程中碳排放的主要來源. 因此,綠色低碳的污泥預調理工藝開發(fā)是污泥處理處置過程中碳減排的關鍵環(huán)節(jié).

污泥預調理方式不同,脫水能耗和污泥性質均不同,進而后續(xù)干化、焚燒的能耗投入以及熱量回收不同,最終導致兩種工藝路線的碳排放大小不同.因此,本文進行了兩種不同污泥預調理方式(生物裂解和鐵鹽+石灰化學調理)下的污泥脫水減量中試對比研究,并進一步基于IPCC提供的方法計算了兩種污泥預調理方式下的污泥“深度脫水-干化-焚燒”處理處置工藝的碳排放量,識別了碳排放關鍵影響因素,以期為污泥處理處置碳核算和預測以及降碳工藝優(yōu)化提供重要的數(shù)據(jù)支撐和技術參考.

1 研究方法

1.1 材料與方法

1.1.1 試驗材料 本研究以某采用A2O工藝的市政污水處理廠含水率約98%的濃縮池污泥(RS)為研究對象.試驗所用污泥生物裂解菌劑為課題組前期分離純化培養(yǎng)所得[9].

1.1.2 試驗裝置 中試裝置主要由污泥調理罐(容積為2.89m3)和板框壓濾機組成.濃縮污泥通過潛污泵打入調理罐中進行預調理,然后通過螺桿泵送入板框壓濾機壓濾脫水(圖1).板框壓濾機型號為XMZG10/630-30U,壓緊壓力為18～22MPa,進料壓力為0.6～0.8MPa,鼓膜水壓￡1.2MPa,濾室數(shù)量22個,過濾面積為10m2,采用自動拉板方式進行卸料.

圖1 中試試驗工藝流程

1.1.3 試驗方法 對調理罐中污泥分別進行生物預調理和化學預調理,參考課題組前期研究基礎和污水廠常規(guī)化學藥劑投加經(jīng)驗參數(shù),向調理罐中投加待處理污泥1/1000體積比例的生物裂解菌劑,開啟曝氣反應12～14h;向調理罐中投加待處理污泥干重4%的氯化鐵和20%的石灰,開啟攪拌與曝氣,充分反應0.5h.預調理后的污泥由螺桿泵送入板框壓濾機進行壓濾脫水,控制板框壓濾條件相同,一次進料壓力為0.6～0.8MPa,時間為3.5h;二次壓榨壓力為1.1MPa,時間為1.5h.壓濾結束后拉板卸泥.

0為保證脫水泥餅含水率具有代表性,分別選取左、中、右三塊板框,在每塊板框邊緣處及板框邊緣與中心進泥口連線的中點處分別取樣,混合均勻后進行檢測,獲得三塊板上泥餅含水率的平均值為最終泥餅含水率.

1.1.4 分析方法 污泥混合液懸浮固體濃度(MLSS)、泥餅含水率參考《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》標準方法測定;脫水階段各部分電耗采用DTS2016直入式電表計量;壓濾泥餅質量采用稱重法進行測量;污泥干基熱值采用氧彈量熱法[18]測量.

污泥干質變化率:假設污泥預調理前混合液懸浮固體濃度為MLSS(g/L),參與壓濾的體積為(m3), 壓濾后泥餅含水率為,壓濾泥餅總質量為(kg),則污泥干質變化率計算公式：

1.2 碳核算分析

1.2.1 碳核算邊界 污泥“深度脫水-干化-焚燒”處理處置工藝過程中碳排放根據(jù)產(chǎn)生方式的不同分為直接碳排放、間接碳排放以及碳匯三部分(圖2).直接碳排放是指工藝過程中排放的CO2、N2O以及CH4.根據(jù)IPCC規(guī)定,污泥中的碳為生物成因,焚燒產(chǎn)生的CO2為生源碳,不計入總排放.污泥不完全燃燒會導致CH4產(chǎn)生,本研究中假設焚燒爐取連續(xù)性大型高效流化床焚化爐,產(chǎn)生的CH4排放量很小,不計入CH4排放[15].間接碳排放是指工藝過程中消耗電力、熱量以及投入化學藥劑或生物菌劑等物耗所產(chǎn)生的CO2.碳匯是指污泥焚燒后產(chǎn)生的熱量可進行回收利用.

圖2 污泥“深度脫水-干化-焚燒”工藝碳核算邊界

為便于“深度脫水-干化-焚燒”處理處置工藝碳排放量計算對比,本文以1m3含水率為98%的濃縮污泥(RS)作為核算單位,計算并比較基于兩種不同污泥脫水預調理方式,“深度脫水-干化-焚燒”處理處置工藝的碳排放大小.基于生物裂解預調理方式的“深度脫水-干化-焚燒”工藝路線記為R1,基于鐵鹽+石灰預調理方式的“深度脫水-干化-焚燒”工藝路線記為R2.

1.2.2 碳核算方法

(1)直接碳排放:污泥焚燒階段N2O的產(chǎn)生采用IPCC推薦的排放因子進行計算:

式中:N2O為污泥焚燒過程中因N2O排放產(chǎn)生的碳排放,以CO2當量計算,kg CO2eq;為污泥干重,kg;EFN2O為N2O的排放因子,0.99kg/t干污泥[19]; GWPN2O為N2O全球增溫潛勢值,265[20];

(2)間接碳排放:工藝過程中消耗的電耗、熱耗等能耗以及投入化學藥劑和生物菌劑等物耗所產(chǎn)生的碳排放均由活動數(shù)據(jù)和相應的碳排放因子計算得來,本文中涉及的碳排放因子見表1,間接碳排放計算涉及的主要參數(shù)見表2.

①電力消耗:

式中:ele,CO2為因電力消耗產(chǎn)生的碳排放,kg CO2eq;ele,i為不同環(huán)節(jié)的電耗大小,kW×h;EFele為電力碳排放因子.

②藥劑消耗:

式中:m,CO2為因藥劑消耗產(chǎn)生的碳排放,kg CO2eq;D,i為不同藥劑的消耗量,kg;EF,i為不同藥劑碳排放因子.

表1 碳排放因子

③生物菌劑消耗:

式中:bio,CO2為因生物菌劑消耗產(chǎn)生的碳排放,kg CO2eq;bio為生物菌劑消耗量,L;bio為生物菌劑碳排放因子,本研究根據(jù)課題組前期確立的蛭弧菌菌劑的擴大化培養(yǎng)方法,基于碳排放系數(shù)法,計算蛭弧菌的碳排放因子.

④熱量消耗:

為了減少后續(xù)焚燒階段的運行負荷與能耗投入,需要對污泥進行干化處理,進一步降低污泥含水率,本文中假設污泥干化后含水率降至40%[15].干化階段所需熱量由污泥固體升溫和水分蒸發(fā)所需的熱量兩部分組成[3].

a) 污泥固體升溫所需熱量:

式中:s為污泥固體升溫理論所需熱量,kJ;2為污泥干化溫度,100℃;1為污泥初始溫度,20℃;s為污泥比熱容,3.62kJ/(kg·℃);s為污泥干質重量,kg.

b) 水分蒸發(fā)吸收熱量:

式中:w為污泥中水分蒸發(fā)理論吸收熱量,kJ;w為污泥干化過程中蒸發(fā)的水量,kg;1和2分別為污泥干化前后的含水率,分別為60%和40%;w為水的比熱容,4.2kJ/(kg·℃);Q為水在100℃時的汽化潛熱, 2260kJ/kg.

因污泥干燥機存在熱損失,熱損失效率約為10%～20%,本文取較高值20%計算[21].根據(jù)1kW×h= 3600kJ,將熱量轉化為電量進行碳排放計算.

式中:干化為污泥干化過程中實際所需熱量,kJ;Q為干化過程中因熱量消耗產(chǎn)生的碳排放,kg CO2.

(3)碳匯:污泥焚燒后產(chǎn)生的熱量可回收抵消部分其他環(huán)節(jié)需要的熱量.對于未完全燃燒的氣體和固體、焚燒爐熱損失、煙氣和灰渣帶走的熱量等造成的綜合熱量損失按輸入熱量的15%計算[25],回收熱量替代的碳減排按標煤替代計算:

式中:re為污泥焚燒過程中因熱量回收產(chǎn)生的碳匯,kg CO2eq;sl為污泥焚燒熱量,kJ;g為輔助燃料(天然氣)熱量,kJ;s為污泥干基熱值,kJ/kg;為輔助燃料天然氣投加量,m3;NG為天然氣熱值,38931kJ/ m3[24].

表2 間接碳排放計算涉及的主要參數(shù)

2 結果與討論

2.1 脫水泥餅性狀分析

污泥經(jīng)兩種預調理方式調理后,脫水泥餅含水率均能夠降到60%以下,但在污泥干質含量和干基熱值上表現(xiàn)出較大差異.生物裂解預調理方式下污泥干質含量減少(6.8%±0.3%),投加鐵鹽+石灰預調理方式下污泥干質含量增加(21.0%±1.0%),生物裂解預調理后的污泥干質比投加鐵鹽+石灰預調理的污泥減量23.0%,這主要是生物菌劑對污泥微生物的裂解捕食作用,不僅破壞了污泥中微生物細胞和污泥絮體結構,提高了污泥脫水性能,還同時釋放出細胞內和污泥絮體中胞內水和緊密結合水,以及胞內有機物質,促進污泥中異氧微生物的隱性生長,從而導致污泥干質含量減少[27];而投加鐵鹽+石灰過程直接導致脫水后污泥無機干質含量顯著增加.另外,生物裂解預調理方式下污泥干基熱值為(9.7±0.5) MJ/kg,比投加鐵鹽＋石灰(7.4±0.1) MJ/kg高32.1%.因此,相較于傳統(tǒng)的化學預調理污泥,生物預調理污泥在降低污泥干質含量從而減少脫水泥餅產(chǎn)量以及提高污泥熱值方面具有明顯優(yōu)勢.

2.2 碳核算結果分析

兩種預調理方式下污泥“深度脫水-干化-焚燒”處理處置工藝的碳排放如圖3所示.R1路線的總碳排放為15.8kg CO2eq/m3RS,碳排放主要來自深度脫水階段的電耗(6.4kg CO2eq/m3RS)以及熱量消耗(9.3CO2eq/m3RS).R2路線的總碳排放為27.1kg CO2eq/m3RS,碳排放主要來自藥耗(12.2kg CO2eq/ m3RS)以及干化階段的熱量消耗(12.5CO2eq/m3RS).兩種路線中干化階段的熱量消耗均是最大的碳排放來源,李哲坤等人[15]同樣得出類似的研究結果.干化過程中熱量的消耗主要受污泥含水率以及熱損失的影響,污泥所需蒸發(fā)的水量越多,干化過程中熱損失越大,所需的熱量便越多.降低污泥含水率以及熱損失效率有利于減少熱量消耗,從而降低碳排放.除了熱量消耗,R1路線中碳排放量第二高的來源段是板框脫水階段的電耗,其是R2同階段電耗的1.8倍,主要原因是生物裂解過程需要進行曝氣反應,優(yōu)化生物裂解過程中曝氣工藝,采用變頻曝氣可以降低電耗,可進一步減少碳排放.而R2路線中除了熱量消耗,最大碳排放來源便是藥耗,這與已有的研究相符合.兩種工藝路線中,由于熱量的回收利用,焚燒階段凈碳排放均為負,分別為-2.0kg CO2eq/m3RS (R1)和-2.6kg CO2eq/m3RS(R2).

對比分析兩種工藝路線的碳排放, R1工藝路線的總碳排放(15.8kg CO2eq/m3RS)比R2(27.1kg CO2eq/m3RS)低41.7%.由圖3可以得出,相較于R1路線,R2路線中藥劑的使用是增加其碳排放的關鍵影響因素.此外,R2路線中,熱耗、N2O、輔助燃料所產(chǎn)生的碳排放均高于R1,這主要是因為熱耗、輔助燃料的使用量以及N2O的產(chǎn)生均與污泥干質含量有關,污泥干質含量增加,后續(xù)處理處置的能耗投入也會相應增加.R2路線中因使用化學藥劑,導致污泥干質含量提高,R1路線中污泥經(jīng)生物裂解后,干質含量減少(6.8%±0.3%),所以R2路線中這三項的碳排放均高于R1.對于熱量的回收利用,R1路線產(chǎn)生的碳匯比R2低,分別為10.6kg CO2eq/m3RS和13.7kg CO2eq/m3RS.污泥焚燒過程中熱量的回收利用不僅與污泥的熱值有關,也與其干質含量有關,雖然較高的污泥熱值意味著較高熱量回收,但因R1路線中污泥干質含量遠低于R2,最終導致回收的熱量低于R2.相較于傳統(tǒng)的投加化學藥劑對污泥進行脫水預調理,生物裂解工藝在減少污泥干質含量,增加污泥熱值方面具有顯著優(yōu)勢,最終導致基于生物裂解的污泥“深度脫水-干化-焚燒”工藝更為低碳,為以焚燒為污泥處置方式工藝的低碳化提供了參考和依據(jù).

圖3 兩種工藝路線的碳排放組成

3 結論

3.1 相較于投加鐵鹽+石灰預調理污泥,生物裂解預調理技術具有較顯著的減量效果,污泥干質比投加鐵鹽+石灰的污泥減少23.0%;同時生物裂解預調理可保證高污泥熱值,其干基熱值比投加鐵鹽+石灰的污泥增加32.1%.

3.2 基于投加鐵鹽+石灰預調理的污泥“深度脫水-干化-焚燒”工藝的碳排放主要來源為藥耗及熱量消耗;基于生物裂解的污泥“深度脫水-干化-焚燒”工藝無需添加化學藥劑,碳排放主要來源為電耗以及熱量消耗.

3.3 基于生物裂解的污泥“深度脫水-干化-焚燒”工藝的凈碳排放量比基于投加鐵鹽+石灰的工藝減少41.7%,具有很大的碳減排潛力.

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Carbon emissions of municipal sludge "deep dehydration-drying-incineration" processes under different sludge preconditioning methods.

MA Jian-yun1, LI Zhi1, GU Jun1, WANG Fei2, HOU Bao-lian3, YU Ran1*

(1.School of Energy and Environment, Southeast University, Nanjing 210096, China；2.Nanjing Water Group Co. LTD, Nanjing 210000, China；3.Jiangsu Jinling Environment Co. LTD, Nanjing 210000, China)., 2023,43(12)：6651～6656

This study developed pilot-scale "deep dehydration-drying-incineration" processes for sludge treatment and disposal with two different preconditioning approaches, i.e., novel sludge biolysis and the conventional chemical agent (iron salt + lime). Then, the carbon emission characteristics of these approaches were analysed and compared according to methods by Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC). The results showed that the moisture contents of dewatered sludge with the plate and frame filter press were both less than 60% no matter which preconditioning method was applied. However, the dry matter contents and the dry basis calorific values of the filter pressed sludges were significantly different. Specifically, the biolysed sludge showed 23.0 % lower dry matter content and 32.1% higher dry basis calorific value as compared with that treated with chemical preconditioning. Based on one cubic meter of raw sludge (RS) with 98% water content, and the total carbon emissions of the sludge "deep dehydration-drying-incineration" process for sludge treatment and disposal with biolysis as pretreatment was 15.8kg CO2eq/m3RS, which was 41.7% lower than that with the chemical preconditioning process (27.1kg CO2eq/m3RS).

sludge dehydration；biolysis；incineration；carbon emissions

X705

A

1000-6923(2023)12-6651-06

馬鑒云,李 智,顧 俊,等.污泥預調理方式影響下的市政污泥“深度脫水-干化-焚燒”碳排放研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2023,43(12):6651-6656.

Ma J Y, Li Z, Gu J, et al. Carbon emissions of municipal sludge "deep dehydration-drying-incineration" processes under different sludge preconditioning methods [J]. China Environmental Science, 2023,43(12):6651-6656.

2023-03-01

國家自然科學基金資助項目(52270119)

* 責任作者, 教授, yuran@seu.edu.cn

馬鑒云(1998-),男,江蘇南通人,東南大學博士研究生,主要從事污泥脫水與碳核算研究.2414788003@qq.com.