2023, Vol. 44
2. 青岛洁源环境有限公司, 青岛 266300;
3. 青岛市固体废弃物处置有限责任公司, 青岛 266300
, Bian Rong-xing1
, Zhang Ting-xue1 , Gao Chen-qi1 , Sun Ying-jie1 , Li Wei-hua1 , Zhang Guo-dong2 , Zhan Mei-li3
2. Qingdao Jieyuan Environment Co., Ltd., Qingdao 266300, China;
3. Qingdao Solid Waste Disposal Co., Ltd., Qingdao 266300, China
由温室效应导致的全球气候变化和生态环境问题是21世纪人类面临的主要威胁[1].中国已成为全球最大的温室气体排放国, 其碳排放量约占全球CO2排放的26%[2], 因此面临着巨大的碳减排压力.随着我国经济的快速发展, 垃圾产生量与日俱增, 据统计2020年我国生活垃圾清运量达到2.35亿t, 焚烧(62.3%)和填埋(33.1%)是我国垃圾处理处置的主要方式[3].生活垃圾处置单元是重要的温室气体排放源[4], 因此实现垃圾处置过程的碳减排对于助力我国“双碳”战略具有重要的作用.
生活垃圾分类可以有效实现垃圾的源头减量化和资源化[5], 2020年我国部分城市开始实施垃圾分类, 其垃圾清运量较2019年减少694.5万t, 垃圾分类在源头减量上初见成效.青岛市是国内最早进行生活垃圾分类试点的城市之一, 2020年1月6日《青岛市生活垃圾分类管理办法》正式实施.办法规定生活垃圾分为可回收物、有害垃圾、厨余垃圾(湿垃圾)和其他垃圾(干垃圾), 不同垃圾进行分类投放、分类收集、分类运输和分类处置.垃圾处置模式的变化对碳排放具有重要的影响.目前国外对传统生活垃圾处理方式[6~9]、处理流程[10, 11]等做了系统研究.近年来国内学者也对不同的垃圾处置模式下的碳排放影响[12, 13]进行了初步分析.以上研究主要基于不同的垃圾处置模式对碳排放的影响, 缺少对具体城市生活垃圾分类实施过程中碳排放的影响.
因此, 为了评估生活垃圾分类对温室气体减排的影响, 本文以青岛市市内4区作为研究对象, 基于生命周期评价的视角, 探究垃圾分类和传统垃圾混合收集模式下垃圾处置全过程的碳足迹, 明确垃圾分类情景下的碳减排潜能, 以期为我国城市生活垃圾分类和碳减排提供借鉴.
1 材料与方法 1.1 系统边界的确定研究区域覆盖山东省青岛市市北、市南、李沧和城阳这4区, 其生活垃圾日产生量为2 900 t ·d-1.生活垃圾组成如表 1所示.生活垃圾分类实施以前, 4区生活垃圾收集后在娄山河转运站压实后转运至青岛小涧西生活垃圾处理园区焚烧处理.生活垃圾分类实施以后, 可回收垃圾回收处理、厨余垃圾厌氧消化和其他垃圾焚烧处理.本研究以1t生活垃圾作为功能单位, 情景的系统边界如图 1和图 2所示.
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表 1 青岛市生活垃圾组成(湿基) Table 1 Composition of MSW in Qingdao (wet base) |
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图 1 分类(混合收集+焚烧)前的垃圾处理的系统边界 Fig. 1 System boundary of municipal solid waste disposal (mixed collection+incineration) before classification |
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图 2 分类后(分类收集+厨余垃圾厌氧发酵+可回收垃圾资源回收+其他垃圾焚烧)的垃圾处理的系统边界 Fig. 2 System boundary of municipal solid waste disposal (classification of MSW+anaerobic digestion of food waste+ resource utilization of recyclable waste and incineration of residual waste) after classification |
除了以上2种情景以外, 为了明确垃圾分类对碳减排的影响以及垃圾分类实施的不同阶段, 同时设置了传统生活垃圾处置模式(混合收集+填埋)和生活垃圾分类收集处置模式(分类收集+厨余垃圾厌氧发酵+其他垃圾焚烧)这2种情景.
1.2 温室气体核算方法垃圾处置全链条温室气体排放可以分为直接碳排放、间接碳排放和碳储存.
1.2.1 直接碳排放垃圾处置全链条温室气体直接排放过程包括垃圾焚烧、填埋和渗滤液处理环节.
1.2.1.1 生活垃圾焚烧碳排放生活垃圾焚烧过程产生的温室气体主要包括化石碳燃烧排放的CO2和含氮物质燃烧生成的N2O[14].焚烧CO2产生量可以用下式计算[15]：
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(1) |
式中, ICO2为CO2产生量, kg; MSW为焚烧垃圾质量, kg; WFi为组分i所占的质量分数, 无量纲; dmj为组分j的干物质含量; CFj为组分j中干物质碳所占的质量分数; FCFj为组分j的化石碳分数(矿物碳在总碳中所占的质量分数); OFj为氧化因子.各参数见文献[16].单位垃圾焚烧N2O产生量为50 g ·t-1[17].
1.2.1.2 填埋温室气体排放填埋过程温室气体排放其计算公式可以用IPCC模型计算：
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(2) |
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(3) |
式中, ECH4为填埋产生的CH4量, kg; MSWi为填埋垃圾组分i的总量, kg; MCF1为填埋场甲烷的校正因子; DOCi为组分i可生物降解的有机碳所占质量分数; DOCfi为组分i可降解生物碳实际上转化为CO2和CH4的质量分数; F为填埋场中CH4的含量; OX为氧化因子; R为填埋场甲烷收集效率.各参数值见文献[15].
1.2.1.3 渗滤液处理温室气体排放渗滤液处理过程温室气体排放主要为生化处理阶段产生的CH4和N2O.渗滤液处理过程CH4排放量可以用下式计算：
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(4) |
式中, ECH4为渗滤液处理过程中的CH4产生量, kg; TOW为有机物总量(以COD计), kg; B0和MCF2分别为最大CH4产能和CH4校正因子, 取值分别为0.25kg ·kg-1(以CH4/COD计)和0.165[15].
渗滤液处理过程N2O排放可用下式计算：
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(5) |
式中, EN2O为渗滤液处理过程中N2O产生量, kg; Qin为污水进水量, m3; Nin为进水总氮浓度, mg ·L-1; Nout为出水总氮浓度, mg ·L-1; Ei为第i种脱氮工艺的N2O-N排放因子, 本次计算以传统硝化反硝化为取值标准, 为0.035.
渗滤液来源为中转站、焚烧厂和垃圾填埋场, 各渗滤液水质指标如表 2所示.
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表 2 生活垃圾运输及处置过程渗滤液水质情况1) Table 2 Quality of leachates during the transport and disposal processes of MSW |
1.2.1.4 厨余垃圾厌氧发酵甲烷泄漏量
厨余垃圾厌氧发酵甲烷产生量可用下式计算：
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(6) |
式中, Mk为厨余垃圾厌氧发酵量, kg; MCF3为甲烷修正因子, 取值为1; DOCk为厨余垃圾中溶解性有机碳含量; DOCfk为厨余垃圾中可降解生物碳实际上转化为CO2和CH4的质量分数; F为甲烷在沼气中的体积分数, 取值为50%.
因厌氧发酵甲烷泄漏导致的CO2排放可以用下式计算：
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(7) |
式中, ECO2-D为厨余垃圾厌氧发酵甲烷泄漏量, kg; EFleak为沼气泄漏率, 取缺省值0.05[15].
1.2.2 间接碳排放间接碳排放包括垃圾转运过程涉及的能源消耗碳排放、渗滤液处理设施、转运站、焚烧厂和填埋场运行过程产生的电力和能源消耗碳排放.
1.2.2.1 垃圾运输过程能源消耗碳排放垃圾运输过程中燃油消耗导致的碳排放可以用下式计算：
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(8) |
式中, Ea为能源消耗碳排放量(以CO2计)kg; MSW为垃圾总量, t; Et为单位能源消耗量(以柴油/垃圾计), L ·t-1, 取实测值2.04 L ·t-1; ρ为柴油密度, 取值0.83kg ·L-1, EF1为柴油燃烧碳排放因子(以CO2/柴油计), 取值为0.875 27 kg ·kg-1.
1.2.2.2 生产设施运行过程电力消耗碳排放电力消耗碳排放可以用下式计算：
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(9) |
式中, ECO2-power为电力消耗碳排放(以CO2计), kg; Pt为总的电力消耗, kW ·h; EF2为电力消耗碳排放因子(以CO2计), 取值为0.941 9 kg ·(kW ·h)-1[20].
各设施用电量统计见表 3.
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表 3 垃圾处置全过程设施用电量 Table 3 Electricity consumption for different facilities for the MSW treatment process |
1.2.3 碳储存 1.2.3.1 垃圾焚烧发电碳储存
垃圾焚烧发电产生的碳储存量可以根据下式计算[22]：
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(10) |
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(11) |
式中, ECS-power为利用焚烧产生的热量发电产生的碳储存(以CO2计), kg; Mi为焚烧组分i的质量, kg; LHVi和HHVi分别为组分i的低位和高位热值, kJ ·kg-1; η1为焚烧系统热效率, %; Hi为H元素在组分i中的含量; Wi为焚烧的垃圾i中水分的含量.焚烧系统热效率取决于焚烧炉型和垃圾含水率等, 一般取值为22.05%, HHVi和Hi值见文献[23].
1.2.3.2 厨余垃圾厌氧发酵碳储存厨余垃圾厌氧发酵沼气产生的碳储存量可以根据下式来计算：
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(12) |
式中, ECS-biogas为厌氧消化后的沼气碳储量(以CO2计), kg; MCH4-FF为厨余垃圾厌氧发酵回收的CH4质量, kg; LHVCH4为甲烷的热值, 取值为50 200 kJ ·kg-1, η2为甲烷发电效率, 取值0.22.
1.2.3.3 垃圾填埋气资源回收碳储存垃圾填埋气资源回收碳储存可以用下式表示：
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(13) |
式中, ECS-LFG为收集填埋气发电产生的碳汇(以CO2计), kg; MCH4-C为垃圾填埋场填埋气CH4回收量, kg.
1.2.3.4 可回收垃圾资源化碳储存可回收组分进行资源化回收可以代替部分物质生产的碳排放.可回收组分包括塑料、纸张(包括报纸、瓦楞纸)、玻璃、纺织、金属和厨余垃圾中的油脂等, 其资源化回收碳储存可以用下式计算：
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(14) |
式中, ERi为回收垃圾组分i的碳储存量(以CO2计), kg; Mi为组分i的质量, kg; EFi为可回收组分i的碳排放系数.各组分其碳排放因子见表 4.
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表 4 可回收组分碳排放因子1) Table 4 Carbon emission factors for recoverable components in the MSW |
1.2.4 其他
其他过程碳排放还包括焚烧飞灰和炉渣的处置过程碳排放, 排放系数可以参照中国产品全生命周期温室气体排放系数集, 其中飞灰/炉渣处置碳排放因子(以CO2-eq计)为42.8 kg ·t-1.
由于渗滤液处理过程中添加的化学药剂所产生的碳排放量占比非常低, 故本研究中忽略不计[30].
1.3 净碳排放生活垃圾处置单元净碳排放量是根据每个处理模式中通过应用上述各自的排放量估算方法估算的直接、间接和碳储存值(归一化为CO2当量值)之和.CH4和N2O的既定GWP值分别是CO2的25倍和298倍.
2 结果与分析 2.1 不同垃圾处理模式下的碳排放4种模式下的垃圾处理全过程碳排放量计算结果如表 5所示. 从中可知, 不同模式下的碳排放量存在显著差异, 4种模式的净碳排放量从大到小排列依次为：模式1＞模式3＞模式2＞模式4.由于在随后的MSW生物降解过程中无组织的CH4排放, MSW填埋场甲烷释放对模式1的GHG排放贡献最大.MSW填埋场的高GHG排放归因于填埋垃圾中较高的可生物降解分数、较低的填埋气(LFG)收集效率和较差的CH4氧化[31, 32].LFG利用发电产生的碳汇仅为(以CO2-eq计)136.89kg ·t-1, 远低于垃圾焚烧.总体上(图 3), 模式1温室气体净排放量(以CO2-eq计)为686.39kg ·t-1.在模式2下, 混合垃圾焚烧可以实现碳中和, 净碳排放量(以CO2-eq计)为-130.12 kg ·t-1, 这主要是因为MSW中的厨余垃圾比例较高, 而MSW焚烧厂更像一个生物质发电厂[33].
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表 5 不同模式的碳排放清单结果1) Table 5 Carbon emission inventory results of different modes |
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图 3 不同情景模式下垃圾处理全过程的碳排放 Fig. 3 Carbon emissions from the whole MSW treatment process under different scenarios |
在模式3中, 城市生活垃圾分类可以通过沼气利用和油脂回收增加碳汇.因此, 餐厨垃圾厌氧发酵+其他垃圾焚烧的城市生活垃圾处理模式可以成为碳汇, 净碳排放量(以CO2-eq计)为-61.88 kg ·t-1.在模式4中, 当可回收废物实现利用时, 理想的城市生活垃圾分类可以进一步减少整个城市生活垃圾处理过程中的温室气体排放, 其净碳排放量(以CO2-eq计)为-230.17 kg ·t-1.
2.2 厨余垃圾和可回收垃圾分类效率对碳排放影响生活垃圾分类是一个渐进的过程, 很难在短时间内完全实现厨余垃圾和可回收垃圾的完全分类.因此, 有必要研究不同厨余垃圾回收效率和可回收垃圾回收效率对碳排放的影响.目前, 我国大部分城市的厨余垃圾处理仍以焚烧为主, 这主要是由于厨余垃圾处理设施的滞后所致.有研究发现, 与厨余垃圾焚烧和堆肥相比, 厨余垃圾厌氧消化具有更大的碳排放潜力[20].Yu等[34]研究提出, 厨余垃圾分类效率每提高20%, 生活垃圾全过程的碳减排量可以减少5% ~7%.而本研究表明净碳排放量与厨余垃圾回收效率呈线性关系, 厨余垃圾分类效率每提高20%, 相对于模式2, 生活垃圾全过程的净碳碳排放量提高约11.1%(以CO2-eq计, 约14.4 kg ·t-1).本文研究结果明显不同于Yu等的研究, 这主要是因为垃圾组成的差异导致的, 本研究中厨余垃圾厌氧发酵的净碳排放(以CO2-eq计)为-61.88 kg ·t-1, 要显著低于厨余垃圾焚烧发电(以CO2-eq计为-130.12 kg ·t-1).由此可见, 提高厨余垃圾回收效率并不能降低碳排放.
在城市生活垃圾全过程中, 可回收垃圾回收效率对碳排放有着关键作用, 尤其是可回收的废塑料和废纸[35].由图 4(b)可知, 可回收垃圾净碳排放量与回收效率呈显著线性相关, 相对于模式3, 可回收垃圾分类效率每提高10%, 净碳排放量降低约26.6%(以CO2-eq计, 约16.5 kg ·t-1), 可见, 可回收垃圾分类回收效率是影响系统净碳排放的关键因素.
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图 4 城市生活垃圾处理过程净温室气体排放量随厨余垃圾和可回收垃圾收集效率的变化 Fig. 4 Changes in net GHG emissions from MSW disposal process with the collection efficiency of food waste and recyclable waste |
目前, 有研究从生命周期评价的角度报道了不同废物处置模式下的碳排放量[20].上海市混合生活垃圾处置过程的GHG排放量(以CO2-eq计)为353.2kg ·t-1(填埋46%, 焚烧33%, 其他21%)[34].城市生活垃圾焚烧具有最大的碳减排潜力, 据报道, 城市生活垃圾焚烧产生的温室气体净排放量(以CO2-eq计)为-124.3 kg ·t-1[36], 该研究结果与本研究模式2计算的结果一致.城市生活垃圾填埋场的GHG排放量最大, 报道的碳排放量范围(以CO2-eq计)为583.87~612.64 kg ·t-1[36, 37], 这与本研究模式1估计结果相似.中国力争实现原生垃圾零填埋, 近年来建设了更多的城市生活垃圾焚烧炉和餐厨垃圾发酵厂.因此, 城市生活垃圾填埋率显著下降[31].城市生活垃圾处理方式由填埋改为焚烧, 表明城市生活垃圾处理单元温室气体排放量将有所减少.
如何选择餐厨垃圾处理模式, 使环境效益和经济效益最大化, 是城市生活垃圾分类中的一个关键问题.分离出来的厨余垃圾大部分采用厌氧消化处理, 少量采用好氧堆肥和饲料转化等方式处理.由于餐厨垃圾含水量较高, 碳减排可忽略不计; 饲料转化和厌氧消化可实现大幅度的碳减排[19].已有研究证明, 分离式餐厨垃圾厌氧消化比混合焚烧具有更高的环境效益[19, 38, 39], 厨余垃圾的分类也增加了社会成本.为了实现社会成本和环境效益之间的平衡, 家庭厨房垃圾应进行适当分类[18].在本研究中, 随着餐厨垃圾分离效率的提高, 厨余垃圾发酵产生的沼气泄漏、沼液生物处理过程CH4和N2O排放弥补了沼气发电和油脂回收带来的碳汇, 因此厨余垃圾分类效率的提高并没有明显的碳减排效益.因此, 适度分离餐厨垃圾是目前减少温室气体排放和社会成本的可行策略.
实现可回收垃圾资源化是建设零废物城市的重要内容之一.对于城市生活垃圾而言, 废纸、废塑料、废纺织品和废金属是重要的资源, 应加以回收利用.它们的回收不仅节省了宝贵的原材料, 而且具有巨大的碳排放潜力[24, 26, 27, 40].净碳减排量随着可回收垃圾回收效率的提高而增加, 在理想的垃圾分类条件下, 净碳排放量(以CO2-eq计)为-230.17 kg ·t-1.即使回收率仅为50%, 这种垃圾处理模式仍有很大的碳减排潜力.因此, 提高可回收垃圾的回收效率是实现城市生活垃圾处理过程中碳中和的重要策略.
然而, 上述研究结论中参数的选择存在不确定性.据报道, 厌氧消化厂沼气泄漏的默认值范围在0.4% ~5%之间[19, 41], 食物垃圾中的油脂含量在5% ~19%之间[42], 油脂转化为生物柴油的转化率为80%[19].因此, 降低厨余垃圾厌氧消化厂甲烷泄漏率, 提高生物柴油转化效率也能从一定程度上降低碳排放.
4 结论(1) 垃圾处置模式不同, 处置全过程净碳排放差异显著, 4种模式的净碳排放量从大到小排列依次为：模式1＞模式3＞模式2＞模式4, 垃圾分类处理模式相比于传统混合收运模式, 可显著减少CO2排放量.
(2) 净碳排放量与厨余垃圾分类效率呈线性相关, 厨余垃圾分类效率每提高20%, 净碳排放量增加11.1%, 提高厨余垃圾回收效率并不能降低碳排放.随着垃圾回收效率的提高, 碳减排量呈线性增加, 可回收垃圾回收效率每提高10%, 其净碳排放量降低26.6%.
(3) 适度分离餐厨垃圾、提高可回收垃圾回收效率和降低厨余垃圾厌氧消化沼气泄漏率是目前减少温室气体排放和社会成本的可行策略.
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