廚余垃圾三相有機固渣不同利用方式碳排放分析＊

張 棟

（上海市政工程設計研究總院（集團）有限公司，上海 200092）

0 引言

隨著生活垃圾源頭分類工作的大力推廣，廚余垃圾分出量顯著增加，分出的廚余垃圾大多采用預處理+厭氧消化產沼工藝［1］。預處理過程中通常采用三相離心法進行油脂回收，除了油脂外，三相分離出的有機固渣（圖1）粒徑≤2 mm，呈面粉狀，含水率約為80%，有機質含量≥80%，以碳水化合物、蛋白質為主，富含多種營養(yǎng)元素，為廚余垃圾處理過程中產生的品質較高的有機固渣［2］。

圖1 廚余垃圾漿料三相分離的有機固渣Figure 1 Organic residue from three-phase separation of kitchen waste slurry

三相有機固渣一般采用焚燒或復混入厭氧進料來處置，近年來，在探究其利用方面，以黑水虻養(yǎng)殖為代表的生物養(yǎng)殖處理方式逐漸被認可［3］。黑水虻養(yǎng)殖技術操作簡便、養(yǎng)殖周期短，可產生蛋白飼料、蟲糞有機肥等多種資源化產品，應用于廚余垃圾處置在環(huán)境、經濟上具有諸多優(yōu)勢［4］。但工廠化養(yǎng)殖需要保證養(yǎng)殖環(huán)境中的溫度、濕度、光照等條件［4］，并且養(yǎng)殖過程產生的高濃度含氨臭氣需要處理［5］，使得養(yǎng)殖過程中耗能較大。

總體而言，三相有機固渣采用不同處理技術的能耗不同、資源化利用程度也不同，在“雙碳”背景下，有必要對不同處理路線進行碳排放的核算和對比。然而，對厭氧和焚燒技術的碳排放研究較多，CDM 也發(fā)布了簡化的計算方法，但對黑水虻養(yǎng)殖過程中的碳排放還在研究中，相關的數(shù)據較少。Guo 等［6］研究了廚余垃圾黑水虻養(yǎng)殖過程的物質流和全生命周期環(huán)境影響，測算出GWP（Global Warming Potential） 影 響 為17.36 kgCO2/t，但忽略了養(yǎng)殖過程中污水和臭氣處理。Mertenat等［7］比較了廚余垃圾黑水虻養(yǎng)殖與堆肥的碳排放，但其測算養(yǎng)殖方式不明晰，缺乏臭氣處理和養(yǎng)殖保溫等能耗數(shù)據。因此，本研究基于三相有機固渣黑水虻機械化養(yǎng)殖案例，通過全生命周期的碳排放核算模型，計算黑水虻生物養(yǎng)殖過程的碳排放，并與干化焚燒、厭氧消化進行比較，分析各工藝的碳排放特征，以期為三相有機固渣處理處置的工藝選擇及優(yōu)化提供參考。

1 材料與方法

1.1 有機固渣性質

以三相分離有機固渣為研究對象，以處理1 t有機殘渣作為比較單元，有機殘渣性質如表1 所示，其含固率約為20%。

表1 有機固渣理化性質Table1 Physicaland chemical properties of organic residues

1.2 處理模式

1）干化焚燒。有機殘渣干基熱值較高，但由于含水率過高，不足以自持燃燒（無需輔助外部燃料，含水率一般為40%～70%），需在80% 含水率基礎上進一步干化［8］。干化后污泥在焚燒爐中于800～900 ℃下完全燃燒，產生飛灰和爐渣外運填埋處置。焚燒釋放出的熱量用于熱電聯(lián)產，發(fā)電在滿足廠內設施用電后余電上網，熱量主要用于有機殘渣干化，由于干化過程熱量需求較大，不足的部分由外源蒸汽提供。

2）厭氧消化。在滿足進料負荷的前提下，有機殘渣與三相分離液相混合加入厭氧罐是常用的處理方法［2］。有機殘渣中的有機質經厭氧轉化為沼氣，沼氣經凈化后用于發(fā)電。厭氧后的沼液進入污水廠處理，而脫水沼渣外運至焚燒廠焚燒。

3）生物養(yǎng)殖。三相有機殘渣中雜質含量低、有機質含量高，非常適合作為生物養(yǎng)殖的原料。本研究案例中采用自動化多層養(yǎng)殖盒養(yǎng)殖，通過熱干化將含水率調節(jié)至75% 左右作為進料，黑水虻經7～10 d 養(yǎng)殖后利用滾筒篩分離得到幼蟲和蟲糞。蟲糞好氧發(fā)酵后作有機肥，幼蟲烘干后作生物飼料。養(yǎng)殖區(qū)嚴格控制溫度（28～30 ℃）和濕度（50%～70%）。

不同處理模式系統(tǒng)邊界如圖2 所示。

圖2 不同有機殘渣處置模式系統(tǒng)邊界示意Figure 2 System boundary schematic of different organic residue treatment methods

1.3 評估方法

碳排放核算范圍不包括設施建設和拆除部分，主要核算運行階段，即有機殘渣處理處置過程中溫室氣體產生的直接排放、消耗的物料和能量產生的間接排放以及產物或能量輸出用于替代原料或燃料而產生的碳補償。

三相有機固渣來自廚余垃圾預處理，其中碳均為生物源碳，其轉化生成的CO2不計入碳排放。直接排放主要來自處理過程中溫室氣體甲烷（CH4）和氧化亞氮（N2O）的泄漏；間接排放主要來自于處理過程中消耗外部能量、物質及廢物處置引起的碳排放；碳減排來自于處理過程輸出的產品或能量產生的替代效應。

1.3.1 直接排放

1）生物養(yǎng)殖過程。黑水虻生物養(yǎng)殖過程會形成一定的CH4和N2O 隨臭氣泄漏，此部分產生的碳排放量如式（1）所示：

式中：EBSF為黑水虻養(yǎng)殖的直接碳排放，kgCO2；mBSF為養(yǎng)殖物料量，kg；θCH4和θN2O為黑水虻養(yǎng)殖過程中的排放因子，分別約為0.4 g/t 和8.6 g/t［7］；GWPCH4和GWPN2O分別為CH4和N2O 的100 年全球增溫潛勢，參考政府間氣候變化專門委員會（IPCC）報告，分別取28 和310［9］。

2）好氧堆肥局部厭氧。生物養(yǎng)殖篩分出的蟲糞需進一步堆肥處理，堆肥過程污染排放和肥料性質與蟲糞中有機質含量、堆肥條件等因素有關，因局部厭氧會產生CH4和N2O 泄漏，此部分產生的碳排放量如式（2）所示：

式中：EAC為好氧堆肥的碳排放，kgCO2；mAC為堆肥物料量，kg；φCH4和φN2O為堆肥過程中的泄漏因子，分別取典型值4 kg/t 和0.3 kg/t［10］。

3）厭氧沼氣泄漏。厭氧消化沼氣收集處理過程中，因管道泄漏或沼氣不完全燃燒可產生CH4泄漏，而N2O 可以忽略［11］。厭氧產生的碳排放量如式（3）所示：

式中：EAD為厭氧消化的碳排放，kgCO2；mAD為厭氧消化物料量，kg；w為含水率，取20%；VS 為有機質含量，為80%；k1為VS 降解率，一般取0.7；k2為單位VS 產氣率，取1 m3/kg；ηCH4為沼氣中甲烷含量，取55%；ρCH4為甲烷密度，為0.716 kg/m3；Φ為綜合泄漏率，一般范圍為2%～5%，取3%。

1.3.2 間接排放

1）電力、熱力、藥劑消耗。間接排放的計算一般采用排放因子法，用活動消耗數(shù)據與對應的量化單位活動排放量的排放因子相乘得到碳排放量，其計算如式（4）所示：

式中：ADi為耗電量、耗熱量或耗藥量；EFi為對應的排放因子。

2）廢水處理。不同處理模式產生廢水需進行污水處理，處理過程會泄漏CH4和N2O 并消耗電能和絮凝劑等，為簡化計算，以污水COD 來計算污水處理產生的碳排放，其計算如式（5）所示：

式中：Q為污水處理量，m3；C為污水COD 值，kg/m3，污水主要是干化冷凝水和厭氧脫水沼液，COD 分別取典型值1 kg/m3和9 kg/m3［12］；EFs是污水處理排放因子，按每去除1 kgCOD 引起碳排放0.63 kgCO2計［13］。

3）廢渣處置。厭氧沼渣干化焚燒過程與本研究干化焚燒處置過程相同，厭氧沼渣含水率為80%，有機質含量為40%。焚燒產生的爐渣和飛灰需外運填埋處置，廢渣處置產生碳排放的計算如式（6）所示：

式中：mw為外運處置廢物的質量，kg；EFw是對應廢物處置的排放因子。

1.3.3 碳補償

1）電力。焚燒和沼氣發(fā)電在滿足廠內需要后余電上網，采用排放因子法。干化焚燒熱電聯(lián)產綜合熱效率為45%，其中發(fā)電效率為35%，熱效率為10%；1 m3沼氣平均發(fā)電以2.2 kWh 計。

2）有機肥。蟲糞堆肥肥料中的氮、磷資源可替代氮肥和磷肥使用，并且可固定碳到土壤中［10］，實際測定項目蟲糞有機肥中含碳30%、氮4.09%、磷（以P2O5計）2.02%，含水率為45%，即有機肥碳減排計算見式（7）［14］：

式中：E肥料為堆肥產品替代化肥的碳補償量，kgCO2；m肥料是堆肥肥料量，kg；w為含水率；wN、wP、wC分別是堆肥產品中氮、磷、碳含量；EFN和EFP為單位氮肥和單位磷肥制造的排放因子，分別為2.116 kg/kg 和0.636 kg/kg［15］；η為肥料有效利用率，取70%。

3）生物飼料。生物飼料產物可以替代同類產品，也采用排放因子法，替代燕麥飼料和黃豆飼料分別可減少碳排放0.38 kgCO2/kg 和2.70 kgCO2/kg［16］，本研究以平均值1.5 kgCO2/kg 計算。

不同處置方式主要活動數(shù)據及碳排放因子匯總于表2 中。

表2 碳排放計算相關主要活動數(shù)據Table 2 Key parameters for the analysis of carbon emission

2 結果與討論

2.1 碳排放分析

有機固渣不同處理模式碳排放計算詳細數(shù)據匯總于表2 中，厭氧消化和生物養(yǎng)殖均可減少碳排放，具體為生物養(yǎng)殖（-55.69 kgCO2/t）＜厭氧消化（-35.82 kgCO2/t）＜干化焚燒（46.87 kgCO2/t），各處理模式碳排放分布情況如圖3 所示。

圖3 不同處置模式碳排放分布情況Figure 3 Carbon emissions distribution of different treatment methods

有機固渣雖然干基熱值較高，但由于其含水率高達80%，難以滿足自持燃燒3.36 MJ/kg 的要求［8］，約需消耗1 430 MJ 熱能將殘渣干化至含水率66.3%，干化后的殘渣用于熱電聯(lián)產可回收約234 kWh 電能和200 MJ 熱能，綜合凈熱能消耗1 230.15 MJ，對應碳排放量135.32 kgCO2，占其總碳排放量的75.1%。電力補償減排約為133.38 kgCO2，考慮飛灰處理、爐渣處理和煙氣治理等碳排放，有機殘渣干化焚燒處理的總碳排放為46.87 kgCO2/t。干化焚燒相比輔料輔助焚燒更有利于碳減排，干化的熱耗主要受污泥含水率影響，降低含水率可減少干化過程的碳排放［14］。另外，焚燒后的爐渣如可替代水泥熟料進行建材利用、有技術條件的甚至可回收爐渣中的磷和金屬，也可降低碳排放［27］。

厭氧消化是常用的有機廢物處理方法，有機殘渣有機質含量高，每噸殘渣約能產沼氣112 m3，可用于發(fā)電約246.4 kWh，設備保溫及其他設施約耗電49.2 kWh。此外，1 t 有機固渣厭氧消化約產生100 kg 沼渣，需要投入216 MJ 熱能用于干化，再焚燒約輸出10.1 kWh 電力，系統(tǒng)總凈外輸電力為207.3 kWh，可減排118.22 kgCO2。厭氧消化主要的碳排放來自于甲烷的泄漏，包括厭氧反應器、管道泄漏和沼氣利用中不完全燃燒等。本研究中甲烷泄露率取3%，Tauber 等［11］測算厭氧反應器的甲烷泄露率僅為0.4%，主要源于甲烷隨沼渣外排而釋放到環(huán)境中。厭氧消化總碳排放量為-35.82 kgCO2/t，與李歡等測算廚余垃圾厭氧消化的-3～-147 kgCO2/t 結果近似（不考慮生物柴油部分碳補償）。需注意的是，有機固渣與液相共同厭氧消化可提升沼氣產量，但同時會顯著增加系統(tǒng)負荷，導致后端沼液處理系統(tǒng)的處理難度加大［2］。此外，對厭氧消化副產物進一步深度資源化還具有一定的減排潛力，如沼渣好氧發(fā)酵堆肥，采用汽提脫氨回收沼液中的氨資源進行制氨肥等。

餐廚漿液三相分離得到的有機固渣有機質含量高，富含氮、磷、鉀等各種微量元素，非常適合生物養(yǎng)殖。黑水虻養(yǎng)殖可獲得高蛋白飼料和蟲糞有機肥產品，肥料性質能夠滿足NY 525—2021有機肥料的要求，產品替代共實現(xiàn)碳補償達274.09 kgCO2。黑水虻養(yǎng)殖通過自動化多層養(yǎng)殖盒以實現(xiàn)規(guī)?；B(yǎng)殖，采用全封閉模式通常需要較高的電能用于空調和除臭系統(tǒng)，此外，還需要一定熱能用于鮮蟲烘干與冬季供熱，耗電和熱產生的間接碳排放量約為160 kgCO2/t。黑水虻養(yǎng)殖過程中CH4和N2O 排放量相對較少，分別約為0.4 g/t和8.6 g/t［7］，但每噸有機殘渣養(yǎng)殖約產275 kg 蟲糞用于好氧堆肥，堆肥過程CH4和N2O 泄漏約造成54.92 kgCO2的碳排放。綜合而言，黑水虻生物養(yǎng)殖系統(tǒng)總碳排放量為-55.69 kgCO2/t，有最佳減排效果。除了碳減排效益，由史東曉等［2］的測算表明有機殘渣用于昆蟲養(yǎng)殖所產生的經濟效益約為厭氧消化的兩倍。

2.2 討論

上述計算結果表明，從碳排放的角度，有機殘渣采用黑水虻生物養(yǎng)殖相比干化焚燒和厭氧消化具有一定的優(yōu)勢。但作為新興技術，昆蟲產品（含蠶蛹粉、昆蟲粉等）在2013 年被列入農業(yè)部制定的《飼料原料目錄》，黑水虻飼料化利用缺乏統(tǒng)一標準，黑水虻相關產品應用于飼料產業(yè)的價值及安全性仍有疑慮。同時，工廠化養(yǎng)殖模式目前雖然實現(xiàn)了規(guī)模、資源利用等目標，但仍有臭氣污染和生物逃逸等問題需要注意和完善［3］。

此外，在碳排放的定量計算中，碳排放因子取值沒有公認的準確數(shù)據，目前還在逐步發(fā)展和更新，表2 中的排放因子源于近年來的文獻數(shù)據。本研究中電力排放因子對3 種工藝碳排放值的影響較大，主要是因為干化焚燒和厭氧消化以電力產出作為主要的碳補償，而生物養(yǎng)殖以電能消耗為主要間接排放，此消彼長下，電力排放因子取值高低可能得出截然不同的結論。本研究中電力排放因子取值0.570 3 kgCO2/kWh，為生態(tài)環(huán)境部發(fā)布的2022 年全國電網平均排放因子，而以往的研究中取值為0.583 9～0.895 3 kgCO2/kWh［10，12，14，19］。此外，不同地域能源結構不同，電力排放因子差別也比較大，如上海生態(tài)環(huán)境局2022 年發(fā)布的電力排放因子缺省值由0.788 3 kgCO2/kWh 調整為0.42 kgCO2/kWh［28］。當電力排放因子取值變化時，干化焚燒、厭氧消化和生物養(yǎng)殖的凈碳排放量排序也會發(fā)生變化（圖4），臨界值分別為0.67 kgCO2/kWh 和0.94 kgCO2/kWh。

圖4 電力碳排放因子對凈碳排放值的影響Figure 4 Effects of electricity carbon emission factor on net carbon emissions

3 結論

廚余垃圾三相有機固渣不同處置路線凈碳排放從小到大為生物養(yǎng)殖＜厭氧消化＜干化焚燒，黑水虻生物養(yǎng)殖過程因蟲糞堆肥和較高的電、熱能源消耗，產生了最高的直接（54.92 kgCO2/t）和間接排放（163.48 kgCO2/t），但通過堆肥肥料和生物飼料等產品替代獲得了顯著的碳補償效應（274.09 kgCO2/t），生物養(yǎng)殖處理每噸有機固渣可實現(xiàn)CO2減排約55.69 kgCO2，是值得提倡的處理處置方式。在碳達峰、碳中和目標的背景下，碳排放是一個重要的評價指標，但目前碳排放計算還沒有統(tǒng)一的標準，相關因子取值還在研究和完善，不同工藝的碳排放僅作為一項參考指標，決策時還需因地制宜、綜合評判。