中国环境科学2022,42(5)：2404~2412ChinaEnvironmentalScience污泥处理处置路径碳排放分析王琳,李德彬,刘子为,李欢(清华大学深圳国际研究生院,广东深圳518055)摘要：根据联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)提供的核算准则,结合生命周期评价(LCA),对我国常见的污泥处理处置路径包括填埋、焚烧、热解、好氧堆肥、厌氧消化和湿式空气氧化进行了碳排放核算,并对敏感因子污泥有机质含量进行了影响分析.结果表明,对于有机质含量40%~50%的脱水污泥(含水率80%),净碳排放排序为填埋>焚烧>热解>厌氧消化>好氧堆肥>湿式空气氧化;而对于有机质含量60%~70%的脱水污泥,排序为填埋>焚烧>热解>好氧堆肥>湿式空气氧化>厌氧消化.对不同污泥处理处置组合路径进一步分析表明,独立焚烧相对于污泥水泥窑协同处置和燃煤电厂混烧碳排放更低.水解-厌氧消化-土地利用组合路径因提高有机质利用率而降低碳排放.1t脱水污泥处理处置全生命周期碳排放分析的结果表明,当污泥有机质含量低于60%时,上述路径都会产生2.07~494.45kgCO2eq/t不等的碳排放;当污泥有机质含量达到60%时,热水解-厌氧消化-土地利用组合路径可以实现负碳排放,为-37.91kgCO2eq/t,厌氧消化及湿式空气氧化路径接近于零碳排放;当有机质含量达到70%时,湿式空气氧化、厌氧消化及组合路径均可以实现负碳排放.关键词：污泥处理处置；碳排放；生命周期评价；有机质含量中图分类号：X705文献标识码：A文章编号：1000-6923(2022)05-2404-09Analysisoncarbonemissionfromsludgetreatmentanddisposal.WANGLin,LIDe-bin,LIUZi-wei,LIHuan(TsinghuaShenzhenInternationalGraduateSchool,TsinghuaUniversity,Shenzhen518055,China).ChinaEnvironmentalScience,2022,42(5)：2404~2412Abstract：Carbonemissionfromsludgelandfill,incineration,pyrolysis,aerobiccomposting,anaerobicdigestion,andwetairoxidationinChinawerecalculatedreferringtotheguidelineprovidedbyIntergovernmentalPanelonClimateChange(IPCC)andlifecycleanalysis(LCA)method.Inaddition,sludgeorganiccontentwasdiscussasakeysensitiveimpactfactorofcarbonemission.Theresultsshowthatfordewateredsludgewithorganiccontentof40%~50%andwatercontentof80%,thesequenceofthetotalcarbonemissionfromsludgetreatmentis:landfill>incineration>pyrolysis>anaerobicdigestion>aerobiccomposting>wetairoxidation.Whilesludgeorganiccontentis60%~70%,thesequencechangesto:landfill>incineration>pyrolysis>aerobiccomposting>wetairoxidation>anaerobicdigestion.Afurtheranalysisondifferentintegrationroutesindicatesthatsludgeincinerationhaslowercarbonemissionthanco-processingincementkilnsorco-combustionincoal-firedpowerplants.Theintegrationofthermalpretreatment,anaerobicdigestionandlandusecanreducecarbonemissionduetoimprovedorganiccontentutilization.ALCAanalysisoncarbonemissionfrom1tdewateredsludgetreatmentdemonstratesthatallthesludgetreatmentroutesrelease2.07~494.45kgCO2eq/twhensludgeorganiccontentislowerthan60%.Whensludgeorganiccontentreaches60%,theintegrationofthermalhydrolysis,anaerobicdigestion,andlanduseachievedanegativecarbonemissionof-37.91kgCO2eq/t,andanaerobicdigestionandwetairoxidationrealizealmostzerocarbonemission.Whensludgeorganiccontentreaches70%,wetairoxidation,anaerobicdigestionanditscombinationroutescancausenegativecarbonemission.Keywords：sludgetreatment；carbonemission；lifecycleanalysis；organicmattercontent污泥是污水处理过程中的主要副产物.近年来,由于城镇化快速发展及污水提标改造,我国城镇污水处理厂污泥产量逐年递增.据住建部发布的报告显示,2020年全国年污泥产量约6000万t(以含水率80%计)[1].我国大多数污泥采用填埋处置,同时好氧堆肥、厌氧消化、焚烧等资源化技术也已经逐步应用推广.不同工艺各有优劣,可以不同程度地实现污泥资源化,但同时也会消耗大量能源药剂等,产生不同程度的碳排放.废弃物(包括污泥)处理是我国碳排放的重要来源,考虑到我国可持续发展和“碳达峰,碳中和”目标,污泥处理处置过程的碳排放大小也是评估污泥处理处置路径效果的一个重要指标.使用LCA的分析方法可以对不同污泥处理路径的碳排放情况进行系统评估和比较,还具备从全流程分析不同环节碳排放贡献量的优势,数据结果可对路径碳减排改进等具有参考意义[2-4].目前,国内外已有学者对污泥处理处置路径碳排放进行研究评价.研究内容侧重于对现有污泥处理处置路径的碳排放计算和比较,以及通过引入新的替代技术或改进污泥处理路径实现污泥资源化利用,减少环境影响并提升碳减排效益[5-7].Piippo等[8]针对芬兰北收稿日期：2021-10-18基金项目：深圳市可持续发展科技专项(KCXFZ202002011008-44824)责任作者,副教授,li.huan@sz.tsinghua.edu.cnDOI:10.19674/j.cnki.issn1000-6923.20220214.0045期王琳等：污泥处理处置路径碳排放分析2405部的经济,环境和污泥产生状况,评估了不同污泥处理处置路径(包括堆肥、厌氧消化和焚烧)的碳排放.结果表明厌氧消化工艺在所有工艺中碳排放最低,其次是无热干化环节的污泥焚烧,堆肥,最后是利用化石燃料热干化污泥后焚烧.若仅考虑污泥厌氧消化的环境影响,消化污泥直接土地利用综合环境影响最低,但对农田土壤的污染风险较大,而添加后续热处理(焚烧、水热炭化、热解)工艺可以减少污泥运输带来的环境负担并提高污泥资源回收率[3].针对我国典型污泥处理处置路径碳排放的研究,污泥厌氧消化和土地利用同样具有低碳排放效应特征,可作为污泥处理处置低碳发展的优选模式[9].污泥有机质含量(VS/TS)影响污泥热值,沼气产率等性质.我国污泥有机质含量较国外偏低,且受时空变化波动较大,因此污泥有机质含量差异在处理处置碳排放核算过程中应作为一个重要敏感因子纳入考量[10].本文根据IPCC给出的核算准则,结合生命周期评价,对6种常见污泥处理处置路径包括填埋、焚烧、热解、好氧堆肥、厌氧消化和湿式空气氧化及其各类组合工艺进行直接排放、间接排放和碳减排的全面核算,并针对敏感因子污泥有机质含量进行了影响分析.本研究将得出不同污泥处理处置路径碳排放情况,污泥有机质含量对处理路径碳排放影响,研究结果可为城市处理处置路径选择和优化提供参考.1研究方法1.1研究对象和范围为了便于不同污泥处理处置路径碳排放之间进行比较,本文统一以处理1t污水处理厂出厂脱水污泥(含水率80%)作为研究对象.本文研究的6种污泥处理处置路径包括填埋、焚烧、热解、好氧堆肥、厌氧消化和湿式空气氧化,每种路径的常见工艺流程和主要碳排放单元如图1所示.由于厌氧消化,湿式空气氧化对进泥含水率要求较高,将脱水污泥调质至含水率到90%.不同污泥处理处置路径的净碳排放包括因气体泄露、土地利用等产生的直接碳排放,因能源,药剂消耗等产生的间接碳排放,以及因污泥厌氧消化产沼气热电联产,好氧堆肥产品土地利用和污泥热解产物替代等产生的碳减排3个部分.其中污泥因发酵、焚烧等生物成因CO2不计入碳排放.污泥处理处置环节产生的其它温室气体如甲烷(CH4),氧化亚氮(N2O)按100a全球增温潜势换算成CO2排放当量核算.土地利用运输污水处理烟气处理灰渣填埋机械脱水机械脱水厌氧消化湿式空气氧化好氧堆肥热解水泥窑混烧燃煤锅炉混烧独立焚烧填埋热干化深度脱水调质脱水污泥图1污泥主要处理处置路径及碳排放单元Fig.1Mainroutesofsludgetreatmentanddisposalandtheunitsforcarbonemissionanalysis污泥有机质含量作为对污泥处理影响较大的敏感因子,研究设置40%,50%,60%,70%4个水平分析,此时污泥厌氧消化有机质降解率分别为20%,35%,40%,50%,沼气产率分别为80,175,240,350m3/(tDS),干基热值为8750,11250,13750和16250kJ/(kgDS)[11].污泥经热水解后,厌氧消化可降解的有机质增多,且有机物降解率和沼气产量提高.本研究取有机质降解率提升20%,沼气产量提升30%计算[10],则有机质降解率分别提升至24%,42%,48%,60%,沼气产率分别提升至104,227.5,312,455m3/(tDS).此外,本文还着重讨论了厌氧消化工艺耦合前端热水解工艺和后端焚烧工艺碳排放变化.1.2计算方法和主要参数1.2.1直接排放(1)填埋气体泄露:污泥脱水后填埋产生的CH4直接逸散至大气中.此部分产生的碳排量如式(1).2406中国环境科学42卷24LF,COfLFCHTSDOCDOCMCF16(1OX)(1MCR)GWP12MFE=××××××-×-××脱水(1)式中:2LF,COE为污泥填埋的碳排放,kg;M脱水为脱水污泥质量,1t;TS为污泥含固率,20%;DOC为有机质中可降解有机碳的比例,IPCC推荐值为干污泥的40%~50%,按45%计算;DOCf为实际分解的DOC比例,IPCC推荐缺省值为0.5;MCF为CH4修正因子,IPCC推荐的厌氧填埋场取1.0;FLF为填埋气中甲烷的比例,取0.5;OX为甲烷氧化因子,取缺省值0;MCR为甲烷捕集率,对于开放的填埋场,可假定为0;16/12为CH4与C的摩尔质量比;4CHGWP为CH4的100a全球增温潜势,28[12].(2)好氧堆肥局部厌氧:污泥好氧堆肥情况与污泥有机质含量、堆肥条件等因素有关.因局部厌氧产生的CH4泄露.此部分产生的碳排放量如式(2).24AC,COC,CHCH4GWPEMEA=××脱水(2)式中:2AC,COE为污泥好氧堆肥的碳排放,kg;4C,CHEA为污泥好氧堆肥CH4排放量,0.01~0.38kg/t,典型值取0.2kg/t.(3)厌氧消化沼气泄露:污泥厌氧消化产生的甲烷泄漏.此部分产生的碳排放量如式(3).24AD,CO1AD1CH16SGWP22.4EMkFφ=×T×××××调质(3)式中:2AD,COE为污泥厌氧消化的碳排放,kg;M调质为厌氧消化调质污泥质量,t;k1为污泥沼气产率;FAD为沼气中甲烷浓度,一般为60%;φ1为CH4泄露率,本研究取值范围为2%~5%,典型值取平均值3.5%[13];16/22.4为CH4质量转化系数,kg/m3.(4)土地利用:污泥无害化处理后土地利用存在CH4和N2O释放,如式(4).24422LU,COLULU,CHCHLU,NONOGWPGWP)EMΕE=×(×+×(4)式中:2LU,COE为污泥土地利用的碳排放,kg;MLU为污泥土地利用质量,t;4LU,CHE为污泥土地利用CH4释放量,典型值取0.02kg/(tDS);2LU,NOE为污泥土地利用N2O释放量,典型值取0.0011kg/(tDS)[11];2NOGWP为N2O的100年全球增温潜势,265[12].1.2.2间接排放(1)电耗:电力消耗产生的碳排放如式(5).2E,COE,EFiEW=×E(5)式中:2E,COE为因电力消耗产生的碳排放,kg;WE,i为不同环节耗电量,kW·h.EFE为电力碳排放因子,污泥资源化处理属于碳减排项目,根据《2019年度减排项目中国区域电网基准线排放因子》公布的数据,我国电力碳排放因子按照区域取值在0.7921~1.0826kg/(kW·h),研究取均值0.8953kg/(kW·h)计算.(2)药耗:药剂消耗产生的碳排放如式(6).2M,COM,MEFiEW=×(6)式中:2M,COE为因药耗产生的碳排放,kg;WM,i为不同环节耗药量,kg;EFM为药剂碳排放因子.(3)热量消耗:因不同污泥处理处置环节如污泥干化、加热等热量消耗产生的碳排放量统一按标准煤供热如式(7).2H,H,COiiWEEFqη=××标煤标煤(7)式中:2H,COE为因热量消耗产生的碳排放,kg;WH,I为不同环节热量消耗量,kJ;q标煤为标准煤低位热值,29300kJ/kg;ηi为不同设备热效率;EF标煤为标准煤碳排放因子.(4)燃料消耗:因填埋、焚烧使用柴油、天然气等燃料产生的碳排放量如式(8).2F,COF,iF,iEFEW=×(8)式中:2F,COE为燃料消耗产生的碳排放,kg;WF,i为燃料消耗量,kg/(tDS);EFF,i为不同燃料碳排放因子.(5)污水处理:处理处置过程产生的废水需回流至污水处理厂处理,该部分产生碳排放如式(9)2WWT,COWWT,CODCODEFiEWM=××(9)式中:2WWT,COE为污水处理产生的碳排放,kg;WWWT,i为污水处理量,kg;MCOD为污水中COD含量;EFCOD为去除污水中COD碳排放因子.(6)运输:污泥经处理处置后因外运产生的碳排放如式(10).2Tran,COEFMESMφ=×××泥饼运输车柴油荷载量(10)式中:2Tran,COE为因泥饼、灰渣外运产生的碳排放,kg;M泥饼为泥饼运输质量,t;M荷载量为污泥单次运输车荷载量,10t;S为运输距离.为便于计算结果比较,对于同样的终端位置,无论采用何种污泥处理处置方式,污泥处理至污泥处置的运输距离均按50km计算;φ运输车为污泥运输车油耗,0.17kg/km.间接排放计算涉及的主要参数见表1.5期王琳等：污泥处理处置路径碳排放分析2407表1间接排放计算涉及的主要参数Table1Keyparametersfortheanalysisofindirectcarbonemission路径项目参数备注来源深度脱水电耗125kW·h/(tDS)含水率至60%[14]PAM投加比例0.15%[15]填埋油耗21kg/(tDS)[15]干化热耗2880~3558kJ/(kgH2O)含水率至30%[16]电耗0.05~0.2kW·h/(kgH2O)[16]干化机热效率取低值80%[17]焚烧辅助燃料(天然气)消耗量4.5~20m3/(tDS)[14]焚烧炉电耗300kW·h/(tDS)[14]水泥窑电耗250kW·h/(tDS)[18]燃煤电厂电耗150kW·h/(tDS)[19]供电煤耗295g/(kW·h)[20]烟气处理NaOH投加量17.86kg/(tDS)处理量占固体残留物90%[21]热解热耗C1×(tPY-tS)理论计算电耗200~550kW·h/(tDS)[22]好氧堆肥电耗40~80kW·h/(t脱水污泥)[14]热水解加热热耗C2×(T2-T1)理论计算电耗50kW·h/(tDS)[23]厌氧消化沼气泄露率2%~5%[13]加热热耗C3×(T3-T1)理论计算保温热耗ΣA×λ×(T3-TA)×1.2理论计算锅炉热效率84%流化床锅炉[24]电耗50kW·h/(tDS)[25]机械脱水消化污泥脱水电耗50kW·h/(tDS)含水率至60%[26]FeCl3投加量30kg/(tDS)[9]Cao投加量50kg/(tDS)[9]湿式空气氧化设备电耗21kW·h/(t调质污泥)[27]加热天然气消耗量19.5~23.4Nm3/t[27]固渣干燥电耗23kW·h/(t调质污泥)[27]污水处理深度脱水污水COD800mg/L[16]堆肥污水COD2000~6000mg/L[14]干化污水COD2000mg/L[14]污泥消化液COD900mg/L[14]湿式氧化污水COD10000mg/L[27]注:脱水污泥为含水率80%的污泥;调质污泥为因污泥处理设备需求将脱水调质至含水率90%;C1为热解污泥比热容,1.51kJ/(kg·℃);TPY为污泥热解温度,500℃;TS为污泥干化温度,80℃;C1为脱水污泥比热容,3.51kJ/(kg·℃);T1为进泥温度5~30℃;T2为热水解温度,90℃.C2为调质污泥比热容,4.01kJ/(kg·℃),T3为中温消化温度35℃;假定厌氧消化池为理想圆柱形,高度30m,地上部分25m,地下部分5m,直径16m.A为污泥消化池的散热面积,m2;λ为消化池导热系数,为简化计算,统一取2.5kJ/(m2·h·℃);TA为池外介质温度,年平均气温5~30℃,土壤平均温度10~25℃.1.2.3碳减排(1)热量替代焚烧:污泥焚烧产生的热量可回收抵消其他环节需要的热量.回收的热量需根据入炉热量Q入炉及出炉热量Q出炉计算[28].其中,对于未燃烧完全的气体和固体、焚烧炉热损失、烟气和灰渣带走的热量等造成的综合热量损失Q损失按输入热量的15%[14]计算,回收热量替代的碳减排按标煤替代计算,如式(11)~(13).2seSI,CO()(115%)EFEFqQQQQEq-+-=×=×入炉损失标煤标煤标煤标煤(11)SSTSQMq=××脱水(12)式中:2SI,COE为污泥焚烧产生的碳排放量,kg;Qs为污泥焚烧热量,kJ;qs为污泥干基热值,kJ/(kgDS).eNGNGQMWq=××(13)式中:Qe为辅助燃料热量,kJ;qNG为天然气热值,38931kJ/m3[29].水泥窑、燃煤电厂混烧:污泥混烧后产生的热量可回收,如式(14).2SCOTSEFiMqEqλ×××=×脱水标煤标煤(14)式中:λi为综合热利用效率,水泥窑为60%[30],燃煤电厂为36%~41%.热解:污泥热解反应的能量输入Qin包括污泥化学能和污泥发生目标热解反应所需的能量,能量输出Qout包括热解产物能量(热解气、油、热解炭),污泥热解反应自身能量∆H和热能损失,产物又回用至热解炉中.根据能量分析,污泥热解能够回收热量为污泥化学能、热解产物能量.对于污泥热解的综合热损失按35%计算[31],如式(15).2SPY,CO(TSΔ)EFqMHEq××+×(1-35%)=×脱水标煤标煤(15)式中:∆H为不同热解工况的反应热,取10MJ/kgDS.热水解换热:污泥经过热水解后,为满足后续厌氧消化需求,换热冷却至40℃.热量差能回收形成碳减排,如式(16).2232THP,CO()EFTHPCTTMEq×-××λ=×标煤标煤(16)式中:λTHP为热水解热回收率,通过板式换热器等方式回收高温污泥热量,但换热后热能较难利用,且考虑热量损失,取35%[32].2408中国环境科学42卷厌氧消化:沼气燃烧热电联产,热量可用于污泥加热,以标准煤供热计算,如式(17).2ADAD,COEFPqEqλ××=×沼气沼气标煤标煤(17)式中:P沼气为厌氧消化沼气产量,m3;q沼气为沼气热值,21520MJ/m3;λAD为沼气热能回收率,45%[33].湿式空气氧化氧化:湿式氧化为放热反应,能将污泥中的化学能转化成热能,高温污泥可通过换热,闪蒸回用热量替代能源消耗.在合适的工况下处理1t调质污泥根据污泥热值含量不同可回收热量不同,如式(18).2ECOETSEFqMEqWλ×××=××污泥脱水标煤发电煤耗(18)式中:λE为焚烧发电的热量利用率,一般为14%~22.5%,典型值取19%;W发电煤耗为供电标准煤耗,根据《常规燃煤发电机组产品能源消耗限额》(GB21258-2017)[20]的数据显示,常规燃煤发电机组单位产品供电标准煤耗为在273~352g/kW·h,计算取295g/kW·h.(2)发电替代燃煤电厂:污泥干化后不能直接燃烧发电,但与煤混烧后的热值可被利用,如式(19).2SWAOWAO,COTSEFqMEqλ×××=×标煤标煤(19)式中:λWAO为污泥湿式空气氧化化学能利用率,取平均值70%[27].厌氧消化:污泥厌氧消化产生的沼气可燃烧发电,如式(20).2AD,CO2EEPkEF=××沼气(20)式中:k2为沼气发电产率,2kW·h/m3[14].(3)肥料替代消化污泥脱水泥饼、污泥好氧堆肥腐熟产品可回用至土地替代化学肥料利用,如式(21).2N,CON,EFiEMω=××尿素泥饼(21)式中:ωN,i为不同土地利用物氮元素质量分数,消化污泥脱水泥饼按4.2%[34],污泥好氧堆肥腐熟物按5%[35]计算;EF尿素为尿素碳排放因子.湿式空气氧化:污泥湿式空气氧化处理后的固相产物总磷含量约3.6%~4.6%(以P2O5计),取4%[36],其可替代化石磷肥(替代量按磷元素计算).(4)产品替代水泥窑:根据国家标准《水泥窑协同处置污泥工程设计规范》(GB50757-2012)[37],假定污泥高温煅烧过程中有机质彻底分解,灰渣计入熟料产量.碳排放因子见表2.表2碳排放因子Table2Carbonemissionfactors种类碳排放因子单位文献电0.8953kgCO2/(kW·h)药剂PAM25kgCO2/kg[9]FeCl38.3kgCO2/kg[9]石灰1.4kgCO2/kg[9]NaOH1.602kgCO2/kg[38]燃料标准煤2.493kgCO2/kg[29,39]天然气1.879kgCO2/m3[29,39]柴油3.0956kgCO2/kg[29,39]产品替代氮肥(尿素)2.041kgCO2/kgN[40]磷肥(P2O5)1.47kgCO2/kgP[40]水泥熟料0.52kgCO2/kg[41]污水COD0.63kgCO2/kgCOD[42]2结果与讨论2.1碳排放分析如图2所示,对于有机质含量40%~50%的脱水污泥,净碳排放排序为填埋>焚烧>热解>厌氧消化>好氧堆肥>湿式空气氧化.而对于有机质含量60%~70%的脱水污泥,净碳排放排序为填埋>焚烧>热解>好氧堆肥>湿式空气氧化>厌氧消化.填埋属于高水平碳排放工艺,干化-焚烧,热解和好氧堆肥属于中-低水平碳排放工艺,而厌氧消化和湿式空气氧化工艺属于低-负水平碳排放工艺.戴晓虎等[43]得出了类似的研究结果.污泥有机质含量变化(VS/TS从40%增加至70%)会对不同污泥处理处置路径碳排放有不同程度的影响.根据计算结果,当污泥有机质含量从40%增加至70%,污泥填埋和好氧堆肥处理净碳排放增加,分别从410.45kg和47.15kg增加至662.45kg和51.29kg,增幅分别为38.0%,8.1%.而污泥有机质含量增加导致单位污泥热值、沼气产量提升,能够替代更多因能耗产生碳排放.其余污泥处理处置路径如焚烧、热解、厌氧消化和湿式空气氧化的碳排放都呈现随污泥有机质含量增加而减少,分别从217.84,184.58,73.52和38.90kg降低至107.41,101.62,-55.29和-24.27kg.厌氧消化和湿式空气氧化工艺受污泥有机质含量变化波动较大,5期王琳等：污泥处理处置路径碳排放分析2409最大波动率分别是233.0%和260.3%,而焚烧和好氧堆肥波动较小,最小波动率分别是102.8%和8.1%.因此,在控制污泥处理处置过程碳排放上,在污泥有机质含量受季节,来源等因素变化大的区域,采用焚烧和好氧堆肥对于应对碳排放波动优势较为明显.而利用厌氧消化,湿式空气氧化处理高有机质含量(≥60%)污泥可以实现污泥处理处置近零排放甚至是负碳排放,因此高有机质含量污泥优先选择这两条路径处理,而不应采取填埋.低有机质污泥(≤50%)可以采用焚烧处置或好氧堆肥处理.不同路径运行阶段涉及到其它较多因素,诸如实际工艺、处理规模、设备能耗等都会不同程度影响最终碳排放结果.因此,需不断优化工艺降低污泥处理处置碳排放.-200.00-100.000.00100.00200.00300.00400.00500.00600.00700.00填埋干化-焚烧干化-水泥窑干化-燃煤电厂热解好氧堆肥厌氧厌氧-焚烧热水解-厌氧热水解-厌氧-焚烧湿式氧化CO2排放量(kg)VS/TS=40%VS/TS=50%VS/TS=60%VS/TS=70%图2污泥有机质含量对不同污泥处理处置路径碳排放影响Fig.2Effectofsludgeorganiccontentsoncarbonemissionfromdifferentsludgetreatmentprocesses2.2不同环节的影响对于不同有机质含量(VS/TS=40%、50%、60%和70%)的污泥,6种污泥处理处置路径各环节直接排放、间接排放和碳减排的碳排放核算结果如图3所示.我国的污泥普遍经过深度脱水后直接填埋,其中大多数为厌氧填埋场,无专门的沼气收集装置,大量温室气体无组织泄露是导致污泥填埋净碳排放最大的主要原因.有机质含量增大导致污泥在厌氧环境中产生的温室气体增多.在间接排放中,电耗和能源消耗(热量消耗、油耗、天然气消耗)占比较大,其次是药剂消耗,三者产生的碳排放总和占污泥处理处置总碳排放90%以上.对于污泥焚烧、热解路径,污泥中化学能被用于发电、提供热能,可以抵消一部分碳排放.随着污泥有机质含量增大,有机质利用可抵消碳排放比例也增大,但干化环节需要消耗大量能源,导致两种路径的净碳排放属于中等水平.通过合理利用的燃煤电厂、水泥窑、焚烧厂等余热资源,能够使污泥干化环节的能耗降低,从而减少相应路径产生的碳排放.对于污泥好氧堆肥路径,翻堆等需要的电耗是该路径碳排放的主要来源,但堆肥后的腐熟物氮元素含量高,可替代化肥回归土地.根据现有的结果来算,该路径属于低水平碳排放工艺.对于厌氧消化工艺,污泥加热保温所需的热量消耗和消化污泥脱水电耗和药耗是该路径碳排放主要来源,而污泥厌氧消化产生的沼气通过热电联产可基本实现碳排放与减排平衡,因此污泥厌氧消化属于低水平甚至是负排放水平污泥处理处置工艺.对于湿式氧化工艺,高温高压体系能够矿化污泥中的有机质且提高污泥的脱水性能,因此无需额外添加药剂就能实现污泥脱水,填埋.设备运行、脱水所需电耗和设备加热所需的能源消耗是该路径主要的碳排放来源,通过换热器、闪蒸回收高温矿化污泥的热量能降低能耗,因此做好设备保温,减少热量损失是该路径节能减排的关键.2.3污泥厌氧消化工艺优化策略通过前文的研究,厌氧消化作为一种低碳排放甚至是负碳排放的污泥处理处置路径在碳中和背景下具有较好的碳减排潜力.因此本研究还着重讨论了厌氧消化工艺耦合前端热水解工艺和后端焚烧工艺碳排放变化,结果如表3所示.在厌氧消化工艺前端耦合热水解工艺因增加了污泥有机质的降解率,提高沼气产量,从而提高单位污泥发电产能效率,同时减少后续机械脱水所需的电耗和药耗,实现净碳排放降低.厌氧消化工艺后端耦合焚烧工艺因污泥干化单元需要消耗大量热量,且焚烧单元需要消耗大量电力,反而使得净碳排放增加,但污泥经焚烧后仅剩少量无机组分,污泥处理处置稳定性更高.从未来发展的角度看,通过前端耦合热水解工艺优化污泥厌氧消化处理处置路径,能充分发挥该路径低碳节能优势,既实现“能源中和”又实现“碳中和”.如果在污泥处理厂中充分利用例如燃煤电厂、水泥窑等余热资源降低能耗,后端耦合焚烧环节也能提高污泥消纳处理率.2410中国环境科学42卷CO2排放当量/[kgCO2eq]410.4547.1538.90129.4860.51137.8373.52184.58247.29241.31217.84-300-100100300500700填埋干化-焚烧干化-水泥窑干化-燃煤电厂热解好氧堆肥厌氧厌氧-焚烧热水解-厌氧热水解-厌氧-焚烧湿式氧化()V(a)VS/TS=40%494.4548.5317.8472.392.0784.3828.20156.93225.92216.31181.03-300-100100300500700填埋干化-焚烧干化-水泥窑干化-燃煤电厂热解好氧堆肥厌氧厌氧-焚烧热水解-厌氧热水解-厌氧-焚烧湿式氧化(b)VS/TS=50%578.45144.2249.91-3.2121.57-37.9139.32-2.81129.27204.56191.31-300-100100300500700填埋干化-焚烧干化-水泥窑干化-燃煤电厂热解好氧堆肥厌氧厌氧-焚烧热水解-厌氧热水解-厌氧-焚烧湿式氧化(c)VS/TS=60%51.29-24.27-42.32-105.57-16.91-55.29101.62183.19166.31107.41662.45-300-100100300500700填埋干化-焚烧干化-水泥窑干化-燃煤电厂热解好氧堆肥厌氧厌氧-焚烧热水解-厌氧热水解-厌氧-焚烧湿式氧化(d)VS/TS=70%图3不同有机质含量对污泥处理处置路径各环节碳排放的影响Fig.3Effectofsludgeorganicmattercontentsoncarbonemissionfromdifferentunitsinsludgetreatmentprocesses气体泄露土地利用电耗热量消耗油耗药耗天然气消耗运输污水处理发电替代热量替代产品替代净排放表3污泥热水解,厌氧消化,焚烧工艺系统碳排放(kgCO2eq/t)Table3Carbonemissionofsludgethermalhydrolysis,anaerobicdigestion,incinerationandtheircombinations(kgCO2eq/t)项目厌氧消化VS(%)厌氧消化-焚烧VS(%)热水解-厌氧消化VS(%)热水解-厌氧消化-焚烧VS(%)506070506070506070506070热水解电耗------8.958.958.958.958.958.95热量消耗------28.0028.0028.0028.0028.0028.00碳减排-------5.75-5.75-5.75-5.75-5.75-5.75厌氧消化直接排放14.7020.1629.4014.7020.1629.4019.1126.2138.2219.1126.2138.22电耗8.958.958.958.958.958.958.958.958.958.958.958.95热量消耗44.1044.1044.1044.1044.1044.1012.1812.1812.1812.1812.1812.18碳减排-88.31-121.11-176.61-88.31-121.11-176.61-114.80-157.44-229.60-114.80-157.44-229.60机械脱水电耗7.396.805.827.396.805.827.076.375.197.076.375.19药耗52.6448.4941.4752.6448.4941.4750.4045.4337.0050.4045.4337.00电耗---15.8314.5812.47---15.1613.6611.13热量消耗---55.4951.1143.72---53.1347.8939.01电耗---44.3240.8334.92---51.4650.6249.21药耗---4.253.913.35---4.073.672.99辅助燃料---3.723.432.93---4.324.254.13碳减排----82.04-85.20-70.51----71.48-72.91-53.23运输0.720.670.570.040.040.031.040.940.760.040.040.03土地利用直接排放0.140.130.11---0.130.120.10---产品替代-14.14-13.03-11.14----13.54-12.21-9.94---填埋油耗---1.070.990.851.030.930.75污水处理2.012.032.042.242.232.220.320.330.350.530.520.51合计28.20-2.81-55.2984.3839.32-16.912.07-37.91-105.5772.3821.56-42.325期王琳等：污泥处理处置路径碳排放分析24113结论3.1对于有机质含量40%~50%的脱水污泥,净碳排放排序为填埋>焚烧>热解>厌氧消化>好氧堆肥>湿式空气氧化.而对于有机质含量60%~70%的脱水污泥,净碳排放排序为填埋>焚烧>热解>好氧堆肥>湿式空气氧化>厌氧消化.填埋属于高水平碳排放工艺,焚烧、热解和好氧堆肥属于中-低水平碳排放工艺,而厌氧消化和湿式空气氧化工艺属于低-负水平碳排放工艺.3.2当污泥有机质含量从40%增加至70%,污泥填埋和好氧堆肥路径碳排放增加,而焚烧、热解、厌氧消化和湿式空气氧化路径碳排放减少.污泥好氧堆肥和焚烧路径碳排放随污泥有机质变化波动小.3.3厌氧消化作为一种低碳排放甚至是负碳排放的污泥处理处置路径,通过前端耦合热水解工艺进行优化,既能进一步提高污泥利用率,还能发挥该路径处理处理污泥低碳节能优势,是厌氧消化路径未来发展的趋势.3.4在全球气候变化及中国“碳达峰”和“碳中和”目标的背景下,污泥处理处置路径碳排放将作为一个重要指标纳入综合评价当中.此外还需明确碳排放并不是决策者引进污泥处理处置项目唯一衡量标准,应“因地制宜”,充分考虑当地污泥泥质、土地资源、经济状况等综合因素,合理利用燃煤电厂、水泥窑、焚烧厂等余热资源实现污泥科学、妥善处理.参考文献：[1]中华人民共和国住房和城乡建设部.中国城市建设统计年鉴[Z].2020.MinistryofHousingandUrban-RuralDevelopment,P.R.CHINA.Chinaurbanconstructionstatisticalyearbook[Z].2020.[2]LiH,FengK.Lifecycleassessmentoftheenvironmentalimpactsandenergyefficiencyofanintegrationofsludgeanaerobicdigestionandpyrolysis[J].JournalofCleanerProduction,2018,195:476-485.[3]MayerF,BhandariR,GäthSA.LifecycleassessmentofprospectivesewagesludgetreatmentpathsinGermany[J].JournalofEnvironmentalManagement,2021,290:112557.[4]BuonocoreE,MellinoS,DeAngelisG,etal.Lifecycleassessmentindicatorsofurbanwastewaterandsewagesludgetreatment[J].EcologicalIndicators,2018,94:13-23.[5]LiH,JinC,MundreeS.Hybridenvironmentalandeconomicassessmentoffourapproachesrecoveringenergyfromsludgewithvariantorganiccontents[J].JournalofCleanerProduction,2017,153:131-138.[6]MarazzaD,MacrelliS,D'angeliM,etal.Greenhousegassavingsandenergybalanceofsewagesludgetreatedthroughanenhancedintermediatepyrolysisscrewreactorcombinedwithareformingprocess[J].WasteManagement,2019,91:42-53.[7]CaoY,PawlowskiA.Lifecycleassessmentoftwoemergingsewagesludge-to-energysystems:evaluatingenergyandgreenhousegasemissionsimplications[J].BioresourTechnology,2013,127:81-91.[8]PiippoS,LauronenM,PostilaH.Greenhousegasemissionsfromdifferentsewagesludgetreatmentmethodsinnorth[J].JournalofCleanerProduction,2018,177:483-492.[9]林文聪,赵刚,刘伟,等.污水厂污泥典型处理处置工艺碳排放核算研究[J].环境工程,2017,35(7):175-179.LinWC,ZhaoG,LiuW,etal.Studyoncarbonemissionaccountingfortypicalprocessesofsewagesludgetreatmentanddisposal[J].EnvironmentalEngineering,2017,35(7):175-179.[10]LiH,JinC,ZhangZ,etal.Environmentalandeconomiclifecycleassessmentofenergyrecoveryfromsewagesludgethroughdifferentanaerobicdigestionpathways[J].Energy,2017,126:649-657.[11]郝晓地,陈奇,李季,等.污泥干化焚烧乃污泥处理/处置终极方式[J].中国给水排水,2019,35(4):35-42.HaoXD,ChenQ,LiJ,etal.Ultimateapproachtohandleexcesssludge:incinerationanddrying[J].ChinaWater&Wastewater,2019,35(4):35-42.[12]MillsN,PearceP,FarrowJ,etal.Environmental&economiclifecycleassessmentofcurrent&futuresewagesludgetoenergytechnologies[J].WasteManagement,2014,34(1):185-195.[13]TauberJ,ParraviciniV,SvardalK,etal.Quantifyingmethaneemissionsfromanaerobicdigesters[J].WaterScienceandTechnology,2019,80(9):1654-1661.[14]中华人民共和国生态环境部.城镇污水处理厂污泥处理处置污染防治最佳可行技术指南[Z].2010.MinistryofHousingandUrban-RuralDevelopment,P.R.CHINA.Guidelineonbestavailabletechnologiesofpollutionpreventionandcontrolfortreatmentanddisposalofsludgefrommunicipalwastewatertrearmentplant[Z].2010.[15]刘洪涛,郑海霞,陈俊,等.城镇污水处理厂污泥处理处置工艺生命周期评价[J].中国给水排水,2013,29(6):11-13.LiuHT,ZhengHX,ChenJ,etal.Lifecycleassessmentofsewagesludgetreatmentofdisposaltechnologies[J].ChinaWater&Wastewater,2013,29(6):11-13.[16]中华人民共和国住房和城乡建设部.城镇污水处理厂污泥处理处置技术指南[Z].2011.MinistryofHousingandUrban-RuralDevelopment,P.R.CHINA.Guidelineonsludgetreatmentanddisposalfrommunicipalsewagetreatmentplant[Z].2011.[17]LiS,LiY,LuQ,etal.Integrateddryingandincinerationofwetsewagesludgeincombinedbubblingandcirculatingfluidizedbedunits[J].WasteManagement,2014,34(12):2561-2566.[18]LiuB,WeiQ,ZhangB,etal.LifecycleGHGemissionsofsewagesludgetreatmentanddisposaloptionsinTaiLakeWatershed,China[J].SciTotalEnviron,2013,447:361-369.[19]ChenYC,KuoJ.Potentialofgreenhousegasemissionsfromsewagesludgemanagement:acasestudyofTaiwan[J].JournalofCleaner2412中国环境科学42卷Production,2016,129:196-201.[20]GB21258-2017常规燃煤发电机组单位产品能源消耗限额[S].GB21258-2017Thenormofenergyconsumptionperunitproductofgeneralcoal-firedpowerset[S].[21]次瀚林,王先恺,董滨.不同污泥干化焚烧技术路线全链条碳足迹分析[J].净水技术,2021,40(6):77-82,99.CiHL,WangXK,DongB.Carbonfootprintanalysisofdifferentsludgedryingandincinerationprocesses[J].WaterPurificationTechnology,2021,40(6):77-82,99.[22]闫志成,许国仁,李建政.污泥热解工艺的连续式生产性研究[J].中国给水排水,2017,33(13):16-20.YanZC,XuGR,LiJZ.Productionscaleexperimentalstudyonsludgepyrolysistechnology[J].ChinaWater&Wastewater,2017,33(13):16-20.[23]SuhYJ,RousseauxPJRC,Recycling.AnLCAofalternativewastewatersludgetreatmentscenarios[J].2002,35(3):191-200.[24]中华人民共和国国家质量技术监督检验检疫总局.锅炉节能技术监督管理规程[Z].2010.AQSIQ.Supervisionadministreationregulationonenergyconservationtechnologyforboiler[Z].2010.[25]PoeschlM,WardS,OwendeP.Environmentalimpactsofbiogasdeployment-PartI:LifeCycleInventoryforevaluationofproductionprocessemissionstoair[J].JournalofCleanerProduction,2012,24:168–183.[26]VenkateshG,BrattebøH.Energyconsumption,costsandenvironmentalimpactsforurbanwatercycleservices:CasestudyofOslo(Norway)[J].Energy,2011,36(2):792-800.[27]SlavikE,GalessiR,RapisardiA,etal.Wetoxidationasanadvancedandsustainabletechnologyforsludgetreatmentandmanagement:resultsfromresearchactivitiesandindustrial-scaleexperiences[J].DryingTechnology,2015,33(11):1309-1317.[28]李博,王飞,朱小玲,等.污泥干化焚烧联用系统最佳运行工况研究[J].环境污染与防治,2014,36(8):29-33,42.LiB,WangF,ZhuXL,etal.Studyontheoptimaloperationcondintionforsludgedrying-incinerationcombinedsystem[J].EnvironmentalPollution&Control,2014,36(8):29-33,42.[29]GB/T2589-2020综合能耗计算通则[S].GB/T2589-2020Generalrulesforcalculationofthecomprehensiveenergyconsumption[S].[30]刘心喜.水泥回转窑(火用)平衡分析与系统节能研究[D].济南:山东大学,2016LiuXX.Researchofexergybalancaanalysisandenergysavingforcementrotarykiln[D].Ji'nan:ShandongUniversity,2016.[31]胡艳军,郑小艳,宁方勇.污水污泥热解过程的能量平衡与反应热分析[J].动力工程学报,2013,33(5):399-404.HuYJ,ZhengXY,NingFY.Analysisonenergybalanceandreactionheatofsewagesludgepyrolysisprocess[J].JournalofChineseSocietyofPowerEngineering,2013,33(5):399-404.[32]杜强强,戴明华,黄鸥.污泥热水解厌氧消化工艺热系统设计探讨[J].中国给水排水,2017,33:63-68.DuQQ,DaiMH,HuangO.Discussionondesignofthermalsystemofsludgethermalhydrolysis/anaerobicdigestionprocess[J].ChinaWater&Wastewater,2017,33:63-68.[33]杭世珺,关春雨.污泥厌氧消化工艺运行阶段的碳减排量分析[J].给水排水,2013,49:44-50.HangSJ,GuanCY.Analysisoncarbonemissionreductioninthesludgeanaerobicdigestionprocess[J].Water&WastewaterEngineering,2013,49:44-50.[34]周立祥,胡霭堂,胡忠明.厌氧消化污泥化学组成及其环境化学性质[J].植物营养与肥料学报,1997,2:176-181.ZhouLX,HuAT,HuZM.Chemicalcompositionandenvironmentalchemicalpropertiesofanaerobicdigestionsludge[J].JournalofPlantNutritionandFertilizers,1997,2:176-181.[35]胡伟桐,余雅琳,李喆,等.不同调理剂对生物沥浸污泥堆肥氮素损失的影响[J].农业环境科学学报,2015,34:2379-2385.HuWT,YuYL,LiZ,etal.EffrctsofdifferentorganicbingagentsonNitrogenlossduringcompostingofdewateredbioleachedsludgeonacommercialscale[J].JournalofAgro-EnvironmentScience,2015,34:2379-2385.[36]陶明涛,张华,王艳艳,等.基于部分湿式氧化法的污泥资源化研究[J].环境工程,2011,29:402-404,244.TaoMT,ZhangH,WangYY,etal.Studyonresourcerecoveryofsludgebasedonpartialwetairoxidation[J].EnvironmentalEngineering,2011,29:402-404,244.[37]GB50757-2012水泥窑协同处置污泥工程设计规范[S].GB50757-2012Codefordesignofsludgeco-processingincementkiln[S].[38]中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局.烧碱单位产品碳排放限额[Z].2019.AQSIQ.Thenormofcarbonemissionscapsperunitproductofcausticsoda[Z].2019.[39]IPCC.2019refinementtothe2006IPCCguidelinesfornationalgreenhousegasinventory[R].2019.[40]陈舜,逯非,王效科.中国氮磷钾肥制造温室气体排放系数的估算[J].生态学报,2015,35(19):6371-6383.ChenS,LuF,WangXK.EstimationofgreenhousegasesemissionfactorsforChina'snitrogen,phosphateandpotashfertilizers[J].ActaEcologicaSinica,2015,35(19):6371-6383.[41]刘立涛,张艳,沈镭,等.水泥生产的碳排放因子研究进展[J].资源科学,2014,36(1):110-119.LiuLT,ZhangY,ShenL,etal.Areviewofcementproductioncarbonemissionfactors:progressandprospects[J].ResourcesScience,2014,36(1):110-119.[42]亓鹏玉.城市污水处理厂温室气体的释放量估算研究[J].低碳世界,2016,(33):7-8.QiPY.Estimationofgreenhousegasemissionfrommunicipalsewagetreatmentplant[J].LowCarbonWorld,2016,(33):7-8.[43]戴晓虎,张辰,章林伟,等.碳中和背景下污泥处理处置与资源化发展方向思考[J].给水排水,2021,57(3):1-5.DaiXH,ZhangC,ZhangLW,etal.Thoughtsondevelopmentdirectionofsludgetreatmentandresourcerecoveryunderthebackgroundofcarbonneutrality[J].Water&WastewaterEngineering,2021,57(3):1-5.作者简介：王琳(1999-),女,广东梅州人,清华大学硕士研究生,主要从事固体废弃物控制及资源化利用研究.
VIP
