污泥高温厌氧消化工程运行及碳足迹特点案例分析

赵 刚，唐建国，徐竟成

(1.上海市城市建设设计研究总院<集团>有限公司，上海 200125；2.同济大学环境科学与工程学院，上海 200092)

污水处理厂污泥的处理和处置已经是世界范围内水务行业面临的技术、经济和环境挑战。污泥厌氧消化是最重要的污泥稳定化和无害化的技术之一，厌氧消化的产物包括沼气和消化污泥，均具有较高的资源化价值。近年来，污泥高温厌氧消化在国外发展迅速，国内学术界和工业界也在做深入的研究和应用。工程上的污泥高温厌氧消化一般运行温度为50～55 ℃，与常规的中温厌氧消化(37 ℃)相比，有助于提高颗粒有机物的溶解性和降解率，从而产生更多的沼气[1]。此外，高温处理可以达到更好的病原菌消毒效果[2]。Hyperion污水处理厂自2003年运行污泥高温厌氧消化至今，运行效果稳定，本文分析其运行模式和特点，对于我国污泥厌氧消化的设计和运行有借鉴意义。同时，在我国“双碳”的背景下，研究污泥高温厌氧消化+土地利用的碳足迹，有利于挖掘污泥高温厌氧消化和产物利用的低碳和生态价值。

1 工程运行

1.1 污水处理厂概况

洛杉矶Hyperion污水处理厂为美国西海岸规模最大的污水处理厂之一，服务污水管道长度为1万km，服务人口约为500万，旱天污水处理流量平均为130万m3/d，雨天约为300万m3/d。污水处理工艺(图1)采用纯氧曝气传统活性污泥法，进水BOD5质量浓度为314 mg/L，SS质量浓度为406 mg/L，出水BOD5质量浓度为22 mg/L，SS质量浓度为23 mg/L，出水经消毒后排海，排放距离为10 km。污泥产量(以湿污泥计)约为初沉污泥8 176 m3/d、剩余污泥27 500 m3/d。污泥的处理主要采用高温厌氧消化技术，沼气利用方式为热电联产，污泥处理产物处置方式为土地利用。

图1 Hyperion污水处理厂工艺流程Fig.1 Process Flow of Hyperion WWTP

1.2 污泥处理工程

1.2.1 污泥处理工艺

2003年以前，Hyperion污水处理厂的污泥一直采用中温厌氧消化处理工艺，污泥处理产物处置方式主要为土地利用。2003年以后，洛杉矶县禁止了B级污泥(美国503法规)的土地利用途径，为了应对更加严格的污泥处置要求，Hyperion污水处理厂将污泥中温厌氧消化转换为高温厌氧消化运行至今，污泥处理后获得A级产物，产物继续维持土地利用方式。

图2 Hyperion污水处理厂污泥处理处置Fig.2 Sludge Treatment and Disposal of Hyperion WWTP

目前，Hyperion污水处理厂共运行20座消化池(图2)，池体形状为卵形，单个池体容积为9 500 m3，最大直径为25.6 m，高度为33.4 m。消化池分为3组，为D1组、D2组和E组。其中D1组和D2组为污泥消化的第一阶段，采用连续运行方式，污泥平均停留时间为13 d，消化池内平均温度为53.7 ℃。E组为污泥消化的第二阶段，又称为消毒阶段，采用序批式运行，污泥停留时间为16 h，池内平均温度为53.4 ℃。E组污泥消化池的序批运行模式如表1所示。污泥消化前加入FeCl2溶液，主要目的是遏制鸟粪石在污泥管道中的形成以及减少硫化氢的生成。污泥经消化及消毒处理后，过0.1 mm筛，去除毛发、纤维、粗砂等杂质，过筛后的污泥经化学调理后进入离心脱水单元，调理剂为聚丙烯酰胺(PAM)。离心脱水后的污泥产物含水率约为75%，污泥进入污泥料仓，然后由卡车运到处置场地进行农用。值得注意的是，在厌氧消化上游污泥中添加FeCl2以及消化污泥过筛设施在我国污泥厌氧消化工程中鲜有应用，文献报道我国污泥厌氧消化工程运行中常发生严重的鸟粪石结垢问题和硫化氢浓度过高问题。白龙港污水处理厂曾尝试在污泥厌氧消化前进行过筛除渣，筛网孔径为0.4 mm，可去除90%以上的杂质[3]。

表1 污泥消化第二阶段运行模式Tab.1 Operation Mode of Sludge Anaerobic Digestion in the Second Stage

1.2.2 高温厌氧消化

(1)进泥泥质

由表2可知，Hyperion污水处理厂污泥高温厌氧消化进泥的含固率在3.1%～4.4%，进泥的平均有机质含量约为84.0%。从进泥含固率看，与上海白龙港中温厌氧消化(平均值为4.1%)水平相当，低于北京高安屯含热水解预处理的中温厌氧消化(进泥平均含固率为7.3%)；从进泥有机质看，Hyperion污水处理厂进泥明显高于上海白龙港污水处理厂的58.4%和北京高安屯污泥处理厂的68.5%[4-5]。

图3 Hyperion污水处理厂污泥高温厌氧消化的连续运行数据Fig.3 Continuous Operation Data of Sludge High Temperature Anaerobic Digestion in Hyperion WWTP

表2 厌氧消化进泥泥质Tab.2 Inflow Sludge Quality of Anaerobic Digestion

(2)运行情况

2017年3月，Hyperion污水处理厂污泥高温厌氧消化的连续运行数据如图3所示。挥发酸和碱度是消化池稳定运行的重要判定参数，一般认为应控制挥发酸与碱度比值在0.2以下[6]。图3(a)显示了Hyperion污泥高温厌氧消化过程中的挥发酸和碱度值，挥发酸质量浓度在322～284 mg/L，碱度在3 813～4 069 mg/L。挥发酸/碱度平均为0.08，可知高温厌氧消化过程运行稳定。

沼气的产量与污泥有机质含量和有机质降解率有关，由图3(b)可知，Hyperion污水处理厂高温厌氧消化污泥有机质降解率在55.7%～70.1%，平均值为61.5%。沼气产量为13.8万～27.5万m3/d，平均为19.3万m3/d，经计算，沼气产率约为19.5 m3沼气/(m3进泥)。污泥有机负荷可反映厌氧消化工程处理污泥的效率，Hyperion污水处理厂消化设施整体有机负荷为18.5～40.5万kg VS/d，平均值为31.3万kg VS/d，折算成有机容积负荷率为1.64 kg VS/(m3·d)。我国污水处理厂污泥厌氧消化停留时间普遍较长，进泥的含固率较高，然而污泥有机质含量普遍较低，导致我国污泥厌氧消化系统的有机质降解率不高。另外，研究报道高温厌氧消化对减少污泥停留时间和提高有机质降解率起着重要作用[7]，因此，Hyperion污水处理厂高温厌氧消化呈现停留时间短和有机质降解率高的特点。

2 碳足迹评价

2.1 核算边界

依据世界资源研究所(WRI)和地方政府操作规程(LGOP)，将本文污泥处理和处置工程运行的碳足迹核算划分3个范围：范围1(scope 1)指污泥处理处置过程中直接产生的温室气体挥发性排放，此工程包括污泥厌氧消化产物CH4收集过程的逃逸排放、污泥运输过程中燃料燃烧排入大气中的温室气体排放和污泥农用过程中氮元素转化过程产生的温室气体排放；范围2(scope 2)指污泥处理处置过程中由于能源消耗而间接产生的温室气体排放，包括污泥脱水、消化等处理设备运行的热能和电能消耗；范围3(scope 3)指污泥处理处置过程中由于物料消耗而间接产生的温室气体排放，主要是用于污泥调理的药剂消耗。本文中碳足迹的单位以kg CO2/(t DS)计，DS指污泥干基重量。碳足迹的核算边界如图4所示。

图4 污泥处理处置碳排放核算边界Fig.4 System Boundary for Carbon Emission Calculation of Sludge Treatment and Disposal

2.2 清单和计算方法

2.2.1 范围1排放

(1)污泥高温厌氧消化CH4逸散排放

《联合国气候变化框架公约》(UNFCCC)认为，采用钢质或内衬混凝土消化池(卵形消化池)和气体储存系统，CH4的逸散量占总产量的2%，计算如式(1)。

ETAD,meth=QTAD×Fmeth×Wmeth×Dmeth×25

(1)

其中：ETAD,meth——CO2排放当量，kg CO2-eq/d；

QTAD——高温厌氧消化产生的沼气量，m3/d，可采用理论估算值或实测值，本文采用实测值，为19.3万m3/d；

Fmeth——逸散比例，取UNFCCC推荐值，为2%[8]；

Wmeth——CH4占沼气的体积分数，本文采用实测值，为60.8%；

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

25——CH4的全球增温潜势。

(2)污泥处置运输产生的温室气体排放

本文以汽车和火车两种污泥运输方式为例，计算方法如式(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——每吨污泥每公里汽运、火车的碳排放量，kg CO2-eq/(t·km)；

EFTC,CO2、EFTR,CO2——汽运、火车的CO2排放因子，kg CO2-eq/(t·km)，采用美国EPA推荐值，分别为0.179、0.018 kg CO2-eq/(t·km)；

EFTC,CH4、EFTR,CH4——汽运、火车的CH4排放因子，kg CH4/(t·km)，采用值分别为0.018×10-4、0.013×10-4kg CH4/(t·km)；

EFTC,N2O、EFTR,N2O——汽运、火车的N2O排放因子，kg N2O/(t·km)，采用值分别为0.049×10-4、0.005×10-4kg N2O/(t·km)[8]；

298——N2O的全球增温潜势。

表3为污泥产物的运输与处置情况汇总。

表3 Hyperion污水处理厂污泥产物处置运输情况Tab.3 Transportation of Sludge Product for End-Use of Hyperion WWTP

(3)污泥土地利用产生的温室气体排放

参考《2006年IPCC国家温室气体清单指南 》第4卷“农业、林业和其他土地利用”第11章第11.2节：“源自管理土壤的N2O排放，将污泥产物应用到农田中，土壤中氮的生物化学转化引起N2O的排放”。计算方法如式(4)。

(4)

其中：ELD——污泥产物土地利用产生的CO2排放当量，kg CO2-eq/d；

TNLD——污泥产物的含氮质量比，本文采用实测值，为5.7%；

EFNLD——土地利用污泥产物中的N生成N2O的转化因子，采用文献报道值，为0.5%[9]；

44/28——N2O和N2的摩尔质量比。

2.2.2 范围2排放

由污泥处理设备消耗电能产生的CO2排放计算如式(5)。

EELE=EUNIT×QSL×EFGRID

(5)

其中：EELE——污泥处理设备电耗产生的CO2排放当量，kg CO2-eq/d；

EUNIT——污泥处理单元的能耗强度，kW·h/m3，本文采用现场调研值；

QSL——每天处理的污泥量，m3/d；

EFGRID——当地电网的碳强度，kg CO2-eq/(kW·h)，本文采用美国加州电网的碳排放因子，为0.26[8]。

2.2.3 范围3排放

由于污泥处理药剂消耗产生的CO2排放计算如式(6)。

ECHE=QCHE×DCHE×MCHE×EFCHE

(6)

其中：ECHE——污泥化学调理产生的CO2排放当量，kg CO2-eq/d；

QCHE——每天的投加液体积，m3/d；

DCHE——投加液的体积质量, kg/m3；

MCHE——药剂所占的质量比；

EFCHE——药剂消耗的CO2排放因子，kg CO2/kg，本污泥处理项目所用的药剂为FeCl2和PAM溶液，CO2排放因子分别为0.33 kg CO2/kg和4.25 kg CO2/kg[10]。

2.2.4 碳补偿

(1)污泥厌氧消化沼气利用产生的碳补偿

污泥高温厌氧消化单元产生的沼气进行热电联产所产生的碳补偿量计算如式(7)。

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

(7)

其中：OETAD——沼气利用产生的碳补偿量，kg CO2/d；

QBG——污泥高温厌氧消化产生的沼气量，m3；

HV——甲烷的体积热值，取37 MJ/m3；

0.8——热转化效率；

3.6——热能至电能的转换系数。

(2)污泥产物土地利用产生的碳补偿

由于污泥中含有一定量的N、P营养物质，农用过程中可为植物提供养分。假设污泥中的N、P均为植物可利用的成分，则污泥提供的N、P可相应地减少生产化肥N、P所消耗的能源，由此而产生的碳补偿计算如式(8)。

OELU=MSL×(WN×SN+WP×SP)

(8)

其中：OELU——污泥产物土地利用产生的碳补偿量，kg CO2/d；

MSL——污泥土地利用的量，以干重计，kg/d；

WN、WP——污泥产物的N、P质量分数，本文取5.1%和3.5%；

SN、SP——N、P替代肥料产生的CO2补偿量，kg/kg，取文献报道值，分别为3.6、4.9 kg/kg[9]。

2.3 污泥处理处置碳足迹特点

2.3.1 污泥处理处置单元能耗和碳排放

图5 污泥处理处置单元能耗和碳排放(未考虑碳补偿)Fig.5 Energy Consumption and Carbon Emission for Sludge Treatment Unit (Without Considering the Carbon Offset)

Hyperion污水处理厂污泥处理各单元的能耗强度和碳排放如图5所示，高温厌氧消化单元的能耗强度约为800 kW·h/(t DS)，且以热量消耗为主，明显高于其他处理单元。范围1的碳排放特点为污泥处置大于污泥处理，污泥农用和运输是主要组成部分。污泥运输产生的碳排放主要受运输工具类型、运输距离和运输容量等因素影响，Hyperion污水处理厂污泥产物运输产生的碳排放占范围1总排放的22.2%。范围2的碳排放与污泥处理能耗直接相关，同样，高温厌氧消化单元的碳排放强度高于其他污泥处理单元，为209.5 kg CO2/(t DS)，这里未考虑碳补偿。范围3为污泥浓缩和脱水消耗药剂的碳排放强度，由于采用了低碳排放因子的药剂，且离心脱水工艺药剂消耗较少，范围3的碳排放强度占整体碳排放的比例较低。

由图6可知，高温厌氧消化单元所消耗的热能为270.2 MJ/(t DS)，占总能耗的94%，而产生的沼气热电联产可产电和热共853.4 MJ/(t DS)，净能耗为-563 MJ/(t DS)，沼气利用产生的碳补偿量为615 kg CO2/(t DS)，明显高于污泥土地利用所产生的碳补偿量[140 kg CO2/(t DS)]。整体来看，Hyperion污水处理厂污泥处理处置产生的碳排放为595.4 kg CO2/(t DS)，碳补偿为-794.2 kg CO2/(t DS)，净碳排放为-179 kg CO2/(t DS)。因此，可以认为Hyperion污水处理厂的污泥处理处置处于碳中和水平，且可以进一步抵消污水处理部分所产生的碳排放，污泥高温厌氧消化在碳减排方面发挥了关键作用。

图6 高温厌氧消化能量平衡及污泥处理处置 碳足迹(考虑碳补偿)Fig.6 Energy Balance and Carbon Footprint of Sludge Treatment and Disposal (With Considering the Carbon Offset)

2.3.2 污泥运输碳足迹特点

由上文分析可知，污泥产物运输产生的碳排放量不可忽视，图7为洛杉矶Hyperion污水处理厂汽车运输污泥产物产生的碳排放同距离之间的关系，以及同等碳排放量下火车运输的距离。采用汽车运输方式，每吨污泥(以湿泥计，本文污泥产物含水率为75%)每50 km所产生的碳排放为10.3 kg CO2，运输250 km可产生51.5 kg CO2。若采用低碳的火车运输方式，则分别可运输560 km和2 800 km，与汽车运输相比，火车具有较强的污泥运送能力和更低的燃料消耗排放因子。因此，远距离采用火车运输污泥是较为低碳的运输方式。

图7 运输距离与碳排放关系Fig.7 Relationship between Transport Distance and Carbon Emission

3 结论

美国污泥厌氧消化从中温发展为高温的驱动首先是为了获得高品质的污泥固体产物，其次是沼气产量的提升。高温厌氧消化处理污泥运行稳定，挥发酸/碱度小于0.1，污泥有机质降解率高，沼气产量主要受益于污泥的有机质含量高。污泥高温厌氧消化两级运行模式具有较短的污泥停留时间和较好的污泥消毒效果等优点，消化污泥过筛有助于提升污泥固体产物质量，满足高标准的土地利用要求。

污泥高温厌氧消化为高能耗单元，同时也是能源回收单元，通过沼气利用可降低消化单元的净能耗，产生相应的碳补偿量。同样地，污泥产物土地利用产生的碳补偿也可抵消其产生的碳排放。总体而言，污泥高温厌氧消化+土地利用的处理处置方式为低碳处理工艺，碳足迹为-179 kg CO2/(t DS)。