2021, Vol. 42
2. 首都师范大学资源环境与旅游学院, 北京 100048;
3. 大连市生态环境事务服务中心, 大连 116000;
4. 中国资源卫星应用中心, 北京 100094
, JIANG Yu-cong2 , REN Jia-xue2 , ZHANG Yang3 , FENG Peng4 , GAO Qing-xian1
, MENG Dan2
2. College of Resource Environment and Tourism, Capital Normal University, Beijing 100048, China;
3. Dalian Ecological and Environmental Affairs Service Center, Dalian 116000, China;
4. China Center for Resource Satellite Data and Applications, Beijing 100094, China
随着我国工业化进程的加快发展, 城市生活垃圾问题逐渐受到人们关注.当前, 我国每年生活垃圾以10%的速度增长[1].“垃圾围城”问题日益突出, 我国668座城市, 有将近2/3的城市被垃圾环带包围.
根据2018年城市建设统计年鉴, 我国生活垃圾清运量为22 801.75万t, 填埋处理和焚烧处理量分别为11 706.02万t和1 184.92万t, 占无害化处理量的52%和45%.垃圾填埋和焚烧作为我国主要的生活垃圾处理方式, 技术较为成熟, 已逐渐成为大城市竞相采用的城市垃圾处理技术和最重要的垃圾处理方式[2].然而由于生活垃圾填埋处理和焚烧处理所产生的大气污染物造成的环境二次污染问题十分严重, 产生的大气污染物排放到空气中, 不仅造成全球气候变化, 而且对全球的生态环境产生严重影响[3].
大气污染物排放清单是当前较为常用的大气污染物核算方法, 能够真实地反映大气污染物排放水平、特征及分布.近年来, 各地逐渐开展了针对地区和城市的生活垃圾无害化处理排放清单研究工作.生活垃圾填埋处理方面, 韦保仁等[4]对苏州市垃圾填埋的生命周期清单进行了分析; 曾灿等[5]计算了宁波市2005~2013年的废弃物温室气体排放量清单; 余国泰[6]通过对46个主要城市生活垃圾清运量及甲烷的排放量统计和调研, 实际上为今后进一步研究来自废弃物甲烷排放进行了初步的探索性研究; 同时, 为非工业源甲烷排放量及其预测与制定排放清单提供依据.生活垃圾焚烧处理方面, Wang等[7]构建了我国2013年城市固体废物开放焚烧9种重金属大气排放清单, 弥补了生活垃圾焚烧大气污染物排放领域长时间内的空白.我国虽在排放清单方面有一定的经验积累, 但是至今仍然没有统一的排放清单技术规范.我国大气污染物排放清单编制主要基于两类方法.一是自上而下, 以省(自治区、直辖市)为空间单位, 时间上以年为单位, 主要利用排放因子和基于统计的活动水平数据计算各种污染源及各类污染物的排放量; 二是自下而上, 基于排放源的逐个调查或者污染申报的数据来进行计算和编制.
本文参考了城市温室气体排放清单的主要参考编制方法, 分析了国内城市大气污染物清单中不同大气污染物对应的计算方法和参数选取等方面的差异.并以此为依据, 结合我国实际情况, 通过获取各省市生活垃圾无害化处理活动水平数据及大气污染物排放因子, 自上而下计算了2016年中国大陆地区31个省市生活垃圾填埋和焚烧处理大气污染物排放清单, 并分别从区域及各省市角度对污染物排放的空间分布特征进行了分析.通过建立我国生活垃圾无害化处理大气污染物排放清单, 动态反映地区能源结构, 废弃物的种类和数量、行业和地区分布情况, 主要大气污染物的产生、排放处理措施, 以及在各区域清单的分布情况, 以期为研究污染物总量减排和空气质量达标等环境管理问题、及相关气候变化模型和制订空气污染物控制对策提供依据.
1 材料与方法 1.1 研究区域及对象本研究以中国大陆地区31个省市及七大地理区域为研究对象, 基准年为2016年, 中国城市统计年鉴[8]和中国统计年鉴[9]为基础资料, 结合我国环境统计年报和污染普查等最新统计数据, 参考国内外生活垃圾填埋和焚烧所产生的主要大气污染物排放因子, 计算各类大气污染物排放量, 建立2016年中国31个省、市、自治区生活垃圾填埋和焚烧处理大气污染物排放清单.具体包括生活垃圾填埋处理的VOCs、TSP、PM10、PM2.5和CH4等大气污染物的排放量, 废弃物焚烧处理的CH4、CO、NOx、SO2、PM2.5、PM10、TSP、BC、CO2和NH3等大气污染物的排放量, 其中CH4是废弃物处理主要的温室气体, 在我国既作为温室气体又作为污染物来研究, 所以本文也加入到污染物清单中进行分析.
1.2 计算方法及数据来源 1.2.1 计算方法生活垃圾无害化处理的污染物排放计算方法一般以美国EPA2013的指南的方法为依据, 采用排放因子法自上而下建立中国大陆地区2016年生活垃圾无害化处理大气污染物排放清单.废弃物源大气污染物核算的最基本的方法为活动水平数据乘以排放因子, E=AD×EF, 能获得活动水平和排放因子的直接利用公式计算, 而CH4、NH3和PM2.5等污染物有其特定的计算方法, 分别见公式(1)~(5)：
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(1) |
CH4排放量的最常用计算方法为基于政府间气候变化专门委员会(IPCC)指南提供的方法, 该方法是自上而下的, 计算的结果是从全国各区域以及各省份的, 没有计算到各城市.CH4排放量的计算方法因处理方式不同而存在差异, 填埋处理采用一阶衰减法(first order dynamic, FOD), 构建甲烷排放模型, 具体计算方法如下：
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(2) |
式中, CH4EmissionT为T年的CH4排放量, Gg; T为清单年份, 指单个年份; x为固体废物类别或类型/材料, 如：纸张、厨余和织物等; RT为T年的CH4回收量, Gg; OXT为T年的CH4氧化因子.
焚烧处理CH4排放量基于废弃物焚化/露天燃烧的量和相关排放因子计算：
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(3) |
式中, CH4Emissions为清单年的CH4排放量, Gg ·a-1; IWi为焚化或露天燃烧的固体废弃物类型i(湿重)的数量, Gg ·a-1; EFi为综合排放因子, kg ·Gg-1, 以CH4 ·(废弃物)-1计; 10-6 为从kg到Gg的转换因子; EFi为焚化/露天燃烧废弃物的类型或类别.
大气NH3排放的计算采用排放系数的计算方法, NH3排放的总量即为活动水平和排放系数的乘积.
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(4) |
式中, i为地区(省、直辖市、自治区或县), j为排放源, y为年份, Ei, j, y为y年i地区j排放源的排放量.A为活动水平, EF为排放系数.γ为大气氮-氨转换系数, 针对畜禽养殖业, 取1.214, 其它行业取1.0.
PM2.5的排放采用大气细颗粒物一次源排放的计算方法:
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(5) |
式中, E为生活垃圾焚烧处理排放源对应的PM2.5排放量.对于点源, A为该排放源的活动水平; 对于面源, A为清单中最小行政区单元的活动水平.EF为PM2.5的产生系数; η为污染控制技术对PM2.5的去除效率.
1.2.2 活动水平及排放因子数据来源活动水平数据是特定时期内(1 a)以及在界定地区里, 产大气污染物排放和清除的人为活动量, 如：生活垃圾产生量, 能源、燃料或电力消耗量, 物质的产生量、提供服务的数量或受影响的土地面积等.以2016年中国城市建设统计年鉴为基础资料, 利用我国环境统计年报、污染普查等最新统计数据, 此外, 其它数据来源于煤炭、电力和化工等行业统计年鉴, 相关单位和行业协会调研, 专家估计, 学术期刊杂志和研究报告等资料.
排放因子是用于量化单位活动水平的大气污染物排放量或清除量的系数, 通常是某一活动水平下的代表性排放速率.如单位生活垃圾填埋或焚烧处理处置的CH4和VOCs排放量等.根据IPCC清单指南大气污染物清单编制, 需要根据活动水平数据和排放因子来计算大气污染物的排放量.
关于排放源清单方面的论文往往借鉴国外排放因子.由于国外排放因子是根据当地的具体情况测定或计算得到的, 与我国实际情况有较大出入, 因而建立的排放清单存在很大的不确定性.在排放因子的选择上主要遵循以下原则：优先选取国内专家实测数据; 若无实测数据选取最为接近本研究基准年的文献成果; 最后考虑选取国外排放因子[10~16].本文利用文献[17~24], 根据生活垃圾处理方式选取合适的排放因子, 部分大气污染物排放因子的数据来源如表 1所示.
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表 1 生活垃圾无害化处理的污染物排放因子 Table 1 Pollutant emission factors for the harmless treatment of domestic garbage |
1.3 相关参数的确定 1.3.1 PM2.5去除效率
PM2.5污染已成为突出的大气环境问题, PM2.5的去除效率因控制技术而异, 不同的除尘技术和设备影响PM2.5的排放量.常规的高效除尘设备如电除尘器和袋式除尘器, 对于粒径小于0.1~2.0 μm的细粒子不能有效捕集, 当颗粒物直径小于2 μm时, 除尘效率会显著下降, 极端情况下, 效率甚至会下降到50%以下.因此, 为减少PM2.5等细微颗粒的排放, 对现有除尘技术进行评估后发现, 相对实用高效且经济可行的控制PM2.5的技术主要是：湿式除尘器、电-袋混合式除尘器、凝并器和雾化除尘器.这4种除尘器的除尘效率如表 2所示[15, 16, 25].由于电袋式除尘效率高, 成为满足新的排放标准要求的高可靠性、高效率除尘器, 可适用于排放要求较高的城市周边工业如建材和冶金等行业企业, 在我国已得到广泛应用[25~29].因此本研究选用电-袋式除尘器除尘效率作为污染控制技术对PM2.5的去除效率.
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表 2 除尘器除尘效率/% Table 2 Dust removal efficiency of dust collector/% |
1.3.2 固体废弃物的类型i(湿重)的数量IWi
焚烧处理甲烷排放量的计算与固体废弃物类型i(湿重)的数量相关, 不同固体废弃物类型对应的成分和数量不同.由于我国幅员辽阔, 不同地区人民生活习惯的差异以及气候条件不同, 湿度与温度差别较大, 生活垃圾组分不一样.因此很难确定一个统一的城市生活垃圾类型i(湿重)及数量.对待我国大陆地区31个主要城市生活垃圾类型i(湿重)及其数量, 只能采用统一的综合参数来估算, 因此存在着不确定性[11].
1.3.3 填埋源甲烷排放因子的确定CH4排放量计算所需要的排放因子及参数包括MCF(甲烷修正因子)、DOC(可降解有机碳数量, 以C计, Gg)、DOCf(分解的可降解有机碳比例)、F(CH4在垃圾填埋气体中的比例)、t1/2(垃圾半衰期)、K(CH4产生率)和OX(氧化因子).通过参考国家信息通报温室气体清单编制组废弃物处理温室气体清单研究成果[29], 结合我国生活垃圾处理的实际情况和垃圾成分的演变趋势确定相应取值, MCF的取值根据中国历年垃圾填埋状况得到中国垃圾填埋处置场所的发展情况, 从1967~2016年期间划分为5个阶段.1967~1978年为第一阶段, 此阶段中国城市生活垃圾没有进行集中处理, 基本随意堆放; 1979~1990年为第二阶段, 20世纪80年代开始逐渐形成垃圾围城, 垃圾开始形成大的垃圾堆; 1991~2001年为第三阶段, 1991年建设了中国第一座垃圾填埋场, 垃圾开始集中填埋; 2002~2008年为第四阶段, 垃圾填埋场数目不断地增多, 大量垃圾选择填埋处理; 2009~2016年为第五阶段, 城市生活垃圾填埋开始有序地进行, 并且开始进行数据记载和统计.符合中国实际的分阶段MCF值, 分别为0.4、0.6、0.75、0.92和0.96, 城市生活垃圾成分在一定的时期内变化不会太大, 根据我国社会经济发展趋势分析, 将城市生活垃圾按物理成分也可分成4个阶段, 即1967~1990年为第一阶段, 1991年为2000年为第二阶段, 2001~2012年为第三阶段, 2013~2016年为第四阶段, 根据垃圾成分, 利用IPCC提供的方法, 计算得出DOC分别为0.095、0.149、0.151和0.142, DOCf为0.55, F取值在0.4~0.6之间, 本次计算取值为0.5, t1/2为2.3, K为0.5, OX为0.1.
1.3.4 焚烧源甲烷排放因子的确定废弃物焚烧产生的CH4排放主要取决于焚烧过程的连续性、焚烧技术和管理方法.连续焚烧包括无需每日启动和关闭的焚烧炉.分批类和半连续类焚烧意为焚烧炉通常至少要每天启动和关闭一次.操作中这些差异导致了排放因子的差异.对于生活垃圾和工业废物的连续焚烧, 文献[17]推荐采用能源部门化石燃料焚烧的CH4排放因子.对于其他工业废物焚烧炉的CH4排放因子, 按照废物类型而非技术来区分, 具体见表 3.我国生活垃圾焚烧基本上是炉排炉技术, 该技术仅在设备启动时加煤、油等助燃物助燃, 燃烧过程中除设备故障或检修等情况, 焚烧炉不中断燃烧.因此, 本次生活垃圾焚烧甲烷的产生量统一使用连续焚烧自动加煤机的排放因子0.2 g ·t-1作为排放因子计算.
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表 3 废弃物焚烧的CH4排放因子 Table 3 CH4 emission factors for waste incineration |
2 结果与分析 2.1 处理源城市分布特征
2016年, 生活垃圾处理总量为19 673.78万t, 无害化处理生活垃圾的几种方式中, 生活垃圾的填埋和焚烧处理量分别为11 866.48万t和7 378.51万t, 分别占总量的60%和38%.同时, 生活垃圾焚烧和填埋处理的应用正在不断增长, 截止2016年, 全国建成运行的填埋处理厂近657座, 垃圾焚烧发电厂近249座, 分别分布在29个省、市和自治区.如图 1所示, 新疆、江西、内蒙古、陕西和甘肃等地区生活垃圾填埋厂的比例占总无害化处理厂的90%以上, 就连人口密度较大的湖南、湖北、山东和广东等地区的占比也在60%以上, 而浙江、福建、江苏、天津和上海等地区生活垃圾焚烧相对于其他城市相比发展较好, 占总无害化处理厂的50%以上(中国香港、澳门和台湾资料暂缺, 下同).
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图 1 2016年各类型生活垃圾处理厂占比 Fig. 1 Proportion of various types of domestic waste treatment plants in 2016 |
目前生活垃圾填埋处理仍然是我国主要处理方式, 但是我国人口密度大, 城市生活垃圾与土地资源矛盾尖锐, 垃圾焚烧处理迅速发展.如长三角、珠三角和京津冀等发达城市, 急需增加垃圾焚烧处理来替代占用大量土地资源的填埋处理; 江浙沪一带重点城市其经济技术水平较高, 促进了垃圾焚烧处理的发展.这与刘峰等[30]的研究结果一致, 表明垃圾焚烧处理主要集中在东部5个省(浙江、广东、江苏、山东和福建)和4个直辖市(北京、上海、天津和重庆), 约占总量的70%.人口密度相对适中的部分发达省区, 如湖南和湖北等省市过于依赖垃圾填埋技术, 垃圾焚烧处理占比较小; 西藏、青海和新疆等欠发达地区, 人口密度较小, 对垃圾焚烧的应用需求不大, 因此焚烧技术发展相对落后.这进一步说明了生活垃圾处理方式的选择与城市规模、城市人口以及经济发展水平息息相关.
2.2 污染物排放城市分布特征根据2016年我国生活垃圾无害化处理的资料, 结合排放因子, 计算得到2016年中国大陆地区31个省市生活垃圾填埋和焚烧排放的各类污染物排放量(图 2).我国大陆地区2016年生活垃圾焚烧排放气态污染物的CH4、SO2、NOx、NH3、VOCs、CO、TSP、PM10、PM2.5和BC总量分别是25 389.10、6 419.30、70 923.84、221.36、435.33、3 025.19、221.36、221.36、2.21和2.86 t, 生活垃圾填埋处理的CH4、VOCs、NH3、TSP、PM10和PM2.5等气态污染物排放总量分别为3 472 084.50、185 117.10、66.45、54.94、25.99和3.92 t.图 2给出了我国2016年各地区31个省市生活垃圾无害化处理大气污染物的排放强度及差异.
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中国香港、澳门和台湾数据暂缺, 下同 图 2 各省市生活垃圾无害化大气污染物排放量 Fig. 2 Emissions of harmless air pollutants from domestic garbage in various provinces and cities |
城市尺度的空间分布, 江苏、浙江、广东、山东、福建、湖北和四川等省份生活垃圾焚烧处理大气污染物排放量最高, 其次为河北、安徽、上海、北京、云南和重庆等省区.这些地区都是一些人口密度大, 生活垃圾产生量较大的地区.排放量较低的区域分别是甘肃、江西、陕西和新疆等地区.而填埋源大气污染物的排放量较大的是广东、辽宁、河南、山东、浙江和湖南等省份, 其次是四川、陕西、北京、江苏、湖北和河北等地区, 青海、宁夏、海南和西藏等地区排放量较低.
由于各个省市及地区所处的地理位置和气候条件不同, 经济发展水平和人口密度存在的巨大差异以及生活垃圾产生量的不同, 使得不同区域各类污染物排放的总量差异很大.我国城市生活垃圾产生量最高值的分布和特大城市的分布基本一致, 京津冀附近的高值区非常明显.废弃物源大气污染物的排放量各排放源和各省排放量有很大的区别.由图 2可以看出, 填埋源排放量与人口分布基本一致, 沿海和内陆人口大省, 其排放量都比较多, 而焚烧源主要是在经济发达的沿海和内陆地区排放量大.由于焚烧和填埋的处理量和处理水平大不相同, 废弃物填埋源处理大气污染物CH4和VOCs排放量大于焚烧源排放量, 废弃物焚烧处理产生的NH3、PM2.5、PM10和TSP的量远大于填埋产生量.从城市分布来看, 主要和各处理源的处理量有关, 焚烧处理较多的地方, 产生的PM2.5、PM10及TSP的排放量就越大.
2.3 污染物排放区域分布特征从区域角度分析, 区域生活垃圾填埋和焚烧排放的各类污染物排放量受生活垃圾处理情况决定, 而生活垃圾处理情况受环境因素、区域特征及经济发展等多方面因素影响, 从而中国城市生活垃圾各种处理方式的规模及效率在各区域呈现不同的特征.以填埋和焚烧处理生活垃圾产生的CH4为例, 对我国区域生活垃圾无害化处理产生的污染物排放特征进行分析说明, 如图 3.
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图 3 各区域生活垃圾无害化大气污染物排放量 Fig. 3 Emissions of harmless air pollutants from domestic garbage in various regions |
我国东部和中部地区经济发展水平相对较高, 城市数量和人口较多, 在我国填埋和焚烧处理大气污染物产量中占了举足轻重的地位.从区域分布情况来看, 生活垃圾处理CH4的整体排放量呈东高西低的趋势.如图 3所示, 华东地区的生活垃圾填埋及焚烧产生的CH4排放量高于其他6个地区, 西北地区的排放量最低.从经济和人口水平来看, 华东地区、华北地区及华南地区经济发达, 人口基数大, 同时高GDP吸引使人口流动量增大, 生活消耗产生大量生活垃圾, 进而造成更多CH4排放.就各区域焚烧源和填埋源CH4排放量分布特征差异进行分析, 发现焚烧源西南地区大于华中地区, 而填埋源华中地区大于西南地区, 这主要可能是由于西南地区的焚烧厂数量大于华中地区, 而填埋场数量小于华中地区所导致的.
2.4 污染物排放时间分布特征根据全国历年生活垃圾无害化处理的产量, 结合排放因子, 计算得到2016年中国大陆地区生活垃圾填埋和焚烧排放的各类污染物排放量变化趋势(图 4).2010~2016年, 生活垃圾填埋源和焚烧源处理量呈上升趋势, 因此各类大气污染物排放总量也表现为上升趋势.研究期间, 生活垃圾焚烧源和填埋源处理排放的气态污染物总量分别增加了69%和19%.由此可见, 与2010年相比, 2016年我国生活垃圾填埋处理量仍大于焚烧处理量, 但生活垃圾焚烧处理量增加比例大于填埋处理量, 表明我国城市生活垃圾处理还是以卫生填埋为主, 但焚烧处理量与卫生填埋处理量之间的差距在逐步缩小, 有望因其显著的减量化和余热可回收特点, 逐渐成为国内外生活垃圾处置的重要方法[31, 32].
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图 4 2010~2016年全国生活垃圾无害化大气污染物排放量 Fig. 4 National air pollutant emissions from the harmless treatment of domestic garbage in 2010-2016 |
图 5展示了我国生活垃圾产生6种主要污染物的排放贡献率.生活垃圾填埋处理是我国CH4和VOCs的主要排放源, 分别占其总量的99%以上.这不仅与生活垃圾填埋处理量相关, 还有填埋处理塑造的环境条件及污染物的产生机制有关, 如在填埋场的密闭条件下, 有机物厌氧分解产生的填埋气中有45% ~60%都是甲烷.同时填埋源也是PM2.5的主要排放源, 事实上, 焚烧源PM2.5的产生量远大于填埋源产生量, 可能是因为国内大部分垃圾焚烧厂为减少焚烧产生气体的二次污染, 运用不同的除尘技术处理焚烧产生的大气污染物, 而填埋处理厂对填埋气的主要处理方式是回收和焚烧, 对PM2.5的除尘效果较差, 因此填埋源也成为PM2.5的主要贡献源.
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图 5 2016年中国生活垃圾无害化处理排放贡献率 Fig. 5 Contribution rates of China's domestic garbage innocuous treatment in 2016 |
对于NH3、TSP和PM10等大气污染物来说, 焚烧源的贡献率远大于填埋源, 各占总量的77%、80%和89%.主要原因在于生活垃圾中各种成分在有氧及缺氧条件下分别发生完全燃烧和不完全燃烧, 颗粒物是垃圾焚烧过程中产生的微小无机颗粒物质, 除了燃烧空气卷起的微小不燃物和可燃物的灰分, 在发生不完全燃烧时, 未燃碳分和纸灰等也会成为颗粒物的一部分.
2.6 计算的不确定性分析在建立大气污染物排放计算的过程中, 由于存在的随机误差、监测数据误差、排放源信息缺失和计算参数的代表性不足, 会使计算产生一定的不确定性.排放计算的不确定性分析对计算应用具有非常重要的意义, 通过对计算不确定性进行定量研究, 能够了解计算结果的可靠性, 从而为建立相关排放控制措施提供依据, 筛选出排放计算不确定性较大的排放源, 在之后工作中有针对性地改进以提高整体计算的可信度.
排放的计算为各排放因子和活动水平成绩的总和, 其不确定性主要来自2个方面[33]：一是收集的排放源活动水平资料不准确或缺失; 二是计算缺失本地化的排放因子, 采用了国内其他成熟研究中的排放因子或者使用国外的排放因子替代, 此次计算不确定性的定量评估采用IPCC的分析误差传递法来进行计算, 根据计算输入信息各分项的不确定性范围值推算出最终计算结果的不确定值, 并分为2类情况进行公式计算.
当不确定性量由加法合并时, 总和的标准偏差为相加量的标准偏差的平方之和的平方根, 其中标准偏差都以绝对项表示：
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(6) |
当不确定性量用乘法合并时, 应用同一规则, 但标准偏差都必须表示为适当平均值的分数：
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(7) |
式中, Utotal为总不确定性; Ui为各参数的不确定性值; xi为对于参数的具体数值.
本计算研究所需的活动水平资料由于来源于统计数据, 不确定性值较小且基本一致, 各类污染物排放量的不确定性差异主要源于排放因子具体不确定值.采用式(6)和(7)计算得到的计算不确定性结果见表 4.
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表 4 计算不确定性分析 Table 4 Emission inventory uncertainty analysis |
总体来看, 各污染物排放量的不确定性值相对较低.其中, 填埋源和焚烧源的CH4不确定性较低(13.98%和0.31%), 这主要是由于CH4填埋源排放量计算采用的排放因子是对国内填埋场甲烷的排放进行实测所得, 而焚烧源CH4的排放因子来自IPCC指南中, 排放因子带来的不确定性较低; 而VOCs、PM10和PM2.5由于排放因子的行业差异较大, 导致其不确定性较高进而影响计算结果的不确定性.前文也提到, 计算的不确定性主要来自基础数据和排放因子两方面, 建议今后的计算工作中, 选择精确、可信度高的数据来源, 提升基础数据质量并且建立具有区域代表性的排放因子数据库, 从而减小排放量的不确定性, 获得精准可靠的大气污染物排放量.
3 讨论在全球气候加速变化的背景下, 城市大气污染物减排尤为重要.中国城市大气污染物清单编制方面的统计数据基础薄弱, 计算标准不统一, 特别是生活垃圾无害化处理过程中产生的排放清单没有相关研究, 计算所需部分活动水平指标尚未纳入统计体系, 可比性较低.为推动城市大气污染物清单编制的进程, 在开展适合中国现状的生活垃圾无害化处理清单研究时, 不仅要在理论和方法方面加强探索, 在实际操作过程中, 要及时发现问题、解决问题和总结经验, 进而促进我国生活垃圾无害化处理大气污染物减排.首先, 要不断完善机制体制, 建立合适的管理体系.其次, 为生活垃圾无害化处理排放清单建立特有的基础数据库, 再者, 应形成科学规范的操作指南, 最后, 加强信息公开以及公众对清单编制结果的监督和审核.由于排放因子的行业差异较大, 导致其不确定性较高进而影响计算结果的不确定性.建议今后的计算工作中, 选择精确和可信度高的数据来源, 提升基础数据质量并且建立具有区域代表性的排放因子数据库, 从而减小排放量的不确定性, 获得精准可靠的大气污染物排放量清单.
4 结论(1) 中国城市生活垃圾各种处理方式的规模及效率在各区域呈现不同的特征.长三角、珠三角和京津冀等发达城市, 垃圾焚烧处理相对于其他城市垃圾焚烧发展较好; 再者江浙沪一带重点城市焚烧处理源分布较多.人口密度相对适中的部分发达省区以及西藏、青海和新疆等欠发达地区, 焚烧技术发展相对落后.
(2) 2010年~2016年, 生活垃圾填埋源和焚烧源处理量呈上升趋势, 因此各类大气污染物排放总量也表现为上升趋势, 分别增加了69%和19%; 空间分布特征显示填埋源排放量与人口分布基本一致, 沿海和内陆人口大省, 其排放量都比较多, 而焚烧源主要是在经济发达的沿海和内陆地区排放量大; 废弃物源大气污染物的排放各排放源和各省排放量有很大的区别, 填埋源CH4和VOCs的排放量高于焚烧源排放量, 焚烧源产生的NH3、PM2.5、PM10和TSP的量远大于填埋产生量.
(3) 生活垃圾填埋处理是我国CH4和VOCs的主要排放贡献源, 分别占其总量的99%以上; 对于NH3、TSP和PM10等大气污染物来说, 焚烧源的贡献率远大于填埋源, 各占总量的77%、80%和89%; PM2.5的主要产量来源于生活垃圾的焚烧处理, 但排放的主要贡献源是生活垃圾的填埋处理.
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