我國生活垃圾焚燒發(fā)電過程中溫室氣體排放及影響因素
——以上海某城市生活垃圾焚燒發(fā)電廠為例

何品晶,陳 淼,楊 娜,邵立明 (同濟大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,固體廢物處理與資源化研究所,上海 200092)

我國生活垃圾焚燒發(fā)電過程中溫室氣體排放及影響因素
——以上海某城市生活垃圾焚燒發(fā)電廠為例

何品晶*,陳 淼,楊 娜,邵立明 (同濟大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,固體廢物處理與資源化研究所,上海 200092)

以上海某城市生活垃圾焚燒發(fā)電廠為例,采用上游-操作-下游(UOD)表格法,分析了生活垃圾焚燒發(fā)電過程中不同環(huán)節(jié)的溫室氣體排放貢獻,及影響其排放的主要因素.結(jié)果表明,目前我國生活垃圾焚燒發(fā)電過程是溫室氣體排放源,以噸垃圾凈 CO2排放量計,達(dá)166～212kg.生活垃圾中自含化石碳對溫室氣體排放的貢獻最大,CO2排放量為 257kg/t;因焚燒發(fā)電上網(wǎng)而獲得的凈減排量為 120kg/t;垃圾收運、輔助物料消耗及焚燒灰渣處理等引起的排放量總計為 27～45kg/t.生活垃圾瀝出滲濾液后續(xù)處理過程的溫室氣體排放量為7.7kg/t.節(jié)省焚燒過程輔助物料使用和改變焚燒灰渣處置方式能夠減少溫室氣體排放量,但是減排效果有限.我國各地區(qū)電能基準(zhǔn)線排放因子存在差異,對焚燒過程溫室氣體排放的影響為0～13%.降低生活垃圾含水率、提高垃圾可發(fā)電量是我國生活垃圾焚燒發(fā)電過程溫室氣體排放源匯轉(zhuǎn)換的關(guān)鍵途徑.

生活垃圾焚燒發(fā)電；垃圾組分；溫室氣體；滲濾液；焚燒灰渣；碳排放

全球變暖是關(guān)系到人類生存的重大環(huán)境問題,政府間氣候變化專門委員會(IPCC)發(fā)布的《氣候變化2007綜合報告》[1]中,明確將消費后廢棄物(post-consumer waste)作為一個獨立對象來計算其溫室氣體排放量.其中,城市生活垃圾的處理處置排放超過 50%[2].近年來,生活垃圾焚燒技術(shù)發(fā)展迅速,2003～2008年間,我國城市生活垃圾焚燒廠已從47座增加到74座,生活垃圾的焚燒處理量提高了4.3倍[3-4].生活垃圾焚燒發(fā)電過程的溫室氣體排放計算較為復(fù)雜[5].目前,研究溫室氣體排放的方法有:國家溫室氣體清單[6],溫室氣體排放企業(yè)核算與報告準(zhǔn)則[7],以及全生命周期評價(LCA)方法[8-9]等.其共同的環(huán)節(jié)是相關(guān)基礎(chǔ)數(shù)據(jù)的收集和整理.Gentil等[10]建議使用上游-操作-下游(Upstreamoperation-downstream, UOD)表格法整理基礎(chǔ)數(shù)據(jù),便于比較不同數(shù)據(jù)來源的結(jié)構(gòu)性差異.Boldrin等[11-14]應(yīng)用UOD方法分別研究了發(fā)達(dá)國家的焚燒、填埋、堆肥及厭氧消化等固體廢棄物處理過程的溫室氣體排放規(guī)律,驗證了該方法在數(shù)據(jù)結(jié)構(gòu)化表達(dá)方面的作用.

Papageorgiou等[15]通過對希臘雅典市垃圾焚燒發(fā)電過程的研究,發(fā)現(xiàn)其溫室氣體減排量超過垃圾含碳排放量,垃圾焚燒發(fā)電過程是溫室氣體匯.但是,該地區(qū)生活垃圾含水率僅為32.5%,而我國如上海市在 2008～2009年度垃圾的平均含水率達(dá)61%[16].Zhao等[17]利用LCA方法評價了我國天津市生活垃圾在 7種設(shè)定管理模式下的溫室氣體排放情況,結(jié)果表明每 t生活垃圾焚燒發(fā)電的溫室氣體凈排放量(以 CO2計)為 330kg,但文中沒有探討影響垃圾焚燒廠溫室氣體排放特征的因素.

為建立我國生活垃圾焚燒發(fā)電過程溫室氣體排放的基礎(chǔ)數(shù)據(jù),本研究以上海某生活垃圾焚燒發(fā)電廠為例,采用 UOD方法研究該廠的溫室氣體排放量,以期為我國開展生活垃圾焚燒廠溫室氣體減排提供數(shù)據(jù)和方法依據(jù).

1 生活垃圾焚燒發(fā)電過程

本文研究的生活垃圾焚燒發(fā)電過程及溫室氣體排放核算邊界見圖 1.生活垃圾經(jīng)垃圾清運車收運后,送入垃圾焚燒廠.它們需在貯坑中堆放3～5d以提高熱值,期間收集到的滲濾液經(jīng)膜生物反應(yīng)器(MBR)處理后排入城市污水管道.滲濾液處理產(chǎn)生的污泥送入焚燒爐,與貯存后的垃圾一起焚燒.煙氣處理系統(tǒng)由石灰漿霧化噴入、活性碳投加和布袋除塵器構(gòu)成.凈化后的煙氣經(jīng)煙囪向大氣排放.焚燒產(chǎn)生的爐渣和飛灰分別運至衛(wèi)生填埋場和危險廢物填埋場進行后續(xù)處置.焚燒廠利用生活垃圾燃燒的熱能發(fā)電,部分電能供廠區(qū)設(shè)備和辦公自用,其余電能輸入當(dāng)?shù)仉娋W(wǎng).

圖1 生活垃圾焚燒發(fā)電過程的物流及溫室氣體排放核算邊界Fig.1 Material flow in MSW incineration process and system boundary for GHG accounting

2 研究方法

本文采用 UOD方法,研究單位質(zhì)量生活垃圾(焚燒廠進廠垃圾)在焚燒處理過程中的溫室氣體排放量.該方法通過列表的方式,將整個系統(tǒng)的溫室氣體排放按來源分為上游間接、操作過程直接和下游間接排放3類.操作過程直接排放是指垃圾及助燃劑在焚燒爐內(nèi)燃燒形成的CO2;上游間接排放包括垃圾收運過程、焚燒過程使用的輔助材料和輔助燃料的制造、以及廠區(qū)設(shè)備運行和辦公耗電;下游間接排放包括焚燒發(fā)電上網(wǎng)的溫室氣體減排,以及固體殘渣后續(xù)處置過程中的溫室氣體排放.此外,將那些無法獲得數(shù)據(jù),但卻可能排放溫室氣體的部分作為非審計項[10].下面分別介紹利用UOD方法計算生活垃圾焚燒發(fā)電過程的操作及上、下游端溫室氣體排放的基本假設(shè).

2.1 操作過程直接排放

本研究中生活垃圾物理組成和化石碳、生物碳量見表 1.假設(shè)生活垃圾中碳的高溫焚燒氧化因子為 100%,即全部以 CO2形式排放.焚燒過程中 N2O產(chǎn)生量為 5～100g/t[2],其增溫潛勢是 CO2的298倍.生活垃圾中化石源碳的排放(以CO2計)系數(shù)取值為 1;而生物源碳排放由于僅參與大氣碳循環(huán),其排放系數(shù)取為 0.每 t生活垃圾瀝出的滲 濾 液 量 平 均 為 237kg,COD 為 55000～70000mg/L,相當(dāng)于有 5～6kg生物碳進入滲濾液,此部分碳計入垃圾自含碳在焚燒爐內(nèi)排放,不單獨列出.本研究不考慮垃圾在貯坑堆放期間及焚燒廠建設(shè)過程的溫室氣體排放.

表1 生活垃圾的物理組分及化石源碳和生物源碳含量Table 1 Physical distribution, fossil and biogenic carbon content of MSW

表2 生活垃圾焚燒過程的溫室氣體排放結(jié)果Table 2 The global warming factors (GWFs) for MSW incineration

2.2 上游過程間接排放

生活垃圾收集過程主要包括垃圾裝車和壓實,以及收集車往返于每個收集點的行駛過程.Larsen等[18]建議,市中心生活垃圾收集過程的溫室氣體(以 CO2計)排放量為 9.3～9.9kg/t.根據(jù)該廠的具體服務(wù)區(qū)域,設(shè)定收集后的生活垃圾運輸至該焚燒廠的平均距離為 20km.輔助材料主要包括廠區(qū)生產(chǎn)用自來水、助燃劑(柴油)、煙氣處理過程中添加的熟石灰和活性炭,它們的消耗量見表 2,上游端制造過程的 CO2排放因子見表3.由于每 t垃圾的焚燒煙氣處理消耗 200～300g活性炭,耗量較小;且相關(guān)數(shù)據(jù)庫[19]沒有給出活性炭制造的溫室氣體排放數(shù)據(jù),故忽略活性炭的上游溫室氣體排放量.廠區(qū)自用電包括焚燒設(shè)備、滲濾液處理設(shè)備和辦公用電,也作為上游排放的一部分(表2).廠房建材制造過程的溫室氣體排放不計入結(jié)果.

3 溫室氣體排放結(jié)果與討論

研究結(jié)果(表2)表明,該廠生活垃圾焚燒發(fā)電過程是溫室氣體的排放源,每 t生活垃圾的 CO2排放量為 166～212kg.其中,生活垃圾自含化石碳造成的排放量為257kg/t,焚燒發(fā)電上網(wǎng)對溫室氣體的凈減排量為120kg/t,是前者的47%,其余上、下游端過程的溫室氣體總排放量為27～45kg/t,占垃圾自含碳排放量的11%～18%.

3.1 生活垃圾組分對焚燒發(fā)電過程溫室氣體排放量的影響

表3 UOD表格計算的CO2排放因子取值范圍Table 3 Emission factors used for the UOD table

生活垃圾組分中的塑料含量(干基)高,占33%.Astrup等[13]的研究結(jié)果中該比例(干基)僅為16%.但是,其垃圾自含碳燃燒的溫室氣體排放卻是本文的1.34倍,原因在于,發(fā)達(dá)國家生活垃圾含水率低,含碳量是本文生活垃圾的2倍.這說明我國生活垃圾中塑料所占比例雖高[28],但總碳含量低的特點反而減少了垃圾自含碳的溫室氣體排放.在貯坑堆放期間,含水率高的生活垃圾會產(chǎn)生大量的滲濾液,其后續(xù)處理耗電約占焚燒廠自用電的19%,增加溫室氣體排放量達(dá)7.7kg/t.

3.2 影響生活垃圾焚燒發(fā)電溫室氣體減排的因素

研究結(jié)果表明,目前我國的垃圾焚燒發(fā)電過程是溫室氣體排放源,而Astrup等[13]認(rèn)為發(fā)達(dá)國家的生活垃圾焚燒發(fā)電過程是溫室氣體匯.后者的研究中,每t垃圾的熱值為9.9GJ,按15 %～30%的發(fā)電效率計算,可發(fā)電量為413～825kW?h;采用熱電聯(lián)產(chǎn)技術(shù)利用焚燒發(fā)電后的余熱,還能提供5940～8415MJ的熱能.這樣,兩者綜合的溫室氣體減排效果為每t垃圾480～1371kg.而我國生活垃圾具有含水率高、熱值低的特點,案例中t垃圾發(fā)電量僅為 205kW?h;并且焚燒熱能的利用方式為單純發(fā)電,故對溫室氣體減排的貢獻有限,尚不能籍此實現(xiàn)生活垃圾焚燒處理過程溫室氣體排放源匯轉(zhuǎn)換.

表4 不同地區(qū)EF值下的電能輸出溫室氣體(以CO2計)凈減排量和焚燒過程排放量Table 4 GHG savings from the electricity substitution and GHG emissions during MSW incineration under the condition of EF in different regions

此外,EF的取值大小也會影響生活垃圾焚燒發(fā)電的溫室氣體排放量.Fruergaard等[22]的研究表明,由于歐洲各國發(fā)電模式不一,EF取值范圍很廣[0.1～0.9kg/(kW·h)].表 4計算了我國 6大區(qū)域電網(wǎng)2009年的EF值,并用上述UOD方法分別模擬了處于各個區(qū)域發(fā)電模式下,相同規(guī)模生活垃圾焚燒廠發(fā)電上網(wǎng)的溫室氣體排放量.各區(qū)域電網(wǎng)不同的EF值對溫室氣體排放量的影響范圍在0～13%.我國EF值已接近用煤發(fā)電的EF值[1.03kg/(kW·h)][29],隨著國家對能源消費領(lǐng)域的碳排放控制力度的增加(國家發(fā)展改革委員會規(guī)劃到2020年非化石能源占一次能源消費的15%左右[30]),EF值將呈現(xiàn)下降趨勢.因此,若不能提高t垃圾的可發(fā)電量,生活垃圾焚燒后因發(fā)電而獲得的減排量還將進一步降低.

3.3 其余過程的溫室氣體排放

垃圾收運過程的溫室氣體排放量主要取決于收集區(qū)域的分布及收集重心離焚燒廠的距離,本文中的計算值為 13.7～21.0kg/t.爐渣與飛灰的下游端溫室氣體排放或節(jié)約取決于后續(xù)的處理與處置方式[13].本文中,飛灰與爐渣的下游端排放量共計5.5～15.3kg/t;而如果將爐渣用于替代路基材料,則可能形成溫室氣體匯.焚燒處理過程所需輔助材料及助燃劑的上游端制造的排放量為6.7～7.7kg/t,助燃劑爐內(nèi)燃燒直接排放 1.3kg/t.這些過程的溫室氣體總排放量為垃圾自含碳排放量的11%～18%.

4 結(jié)論

4.1 目前我國生活垃圾焚燒發(fā)電過程中的溫室氣體排放量(以 CO2計)為 166～212kg/t.其中垃圾化石碳燃燒對溫室氣體排放的貢獻為257kg/t,生活垃圾焚燒發(fā)電替代化石燃料造成的溫室氣體減排量是前者的47%.

4.2 垃圾收運、爐渣和飛灰后續(xù)處置,以及各項輔助材料對溫室氣體排放的貢獻總和是垃圾化石碳排放量的11%～18%.通過節(jié)省輔助材料使用量和改變焚燒灰渣處置方式實現(xiàn)溫室氣體減排的效果有限.

4.3 我國生活垃圾的含水率高,總碳含量低,塑料在干基中所占比例雖高,但垃圾的自含碳排放量仍低于發(fā)達(dá)國家;垃圾含水率高,瀝出滲濾液后續(xù)處理過程增加的溫室氣體排放量為7.7kg/t.

4.4 我國垃圾熱值低,可發(fā)電量少,溫室氣體減排效應(yīng)有限;我國各地區(qū)電網(wǎng)基準(zhǔn)線排放因子(EF)不同,對生活垃圾焚燒發(fā)電過程的溫室氣體排放量影響范圍在 0～13%,而未來 EF的降低將會進一步削弱生活垃圾焚燒發(fā)電的溫室氣體減排效果.只有通過降低生活垃圾含水率,提高其可發(fā)電量,才可望實現(xiàn)我國生活垃圾焚燒發(fā)電廠溫室氣體排放源向匯的轉(zhuǎn)換.

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GHG emissions from Chinese MSW incineration and their influencing factors - Case study of one MSW incineration plant in Shanghai

.HE Pin-jing*, CHEN Miao, YANG Na, SHAO Li-ming (Institute of Waste Treatment and Reclamation, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China). China Environmental Science, 2011,31(3)：402～407

Upstream-operation-downstream (UOD) method was applied to study the greenhouse gas (GHG) emissions from one municipal solid waste (MSW) incineration plant in Shanghai. The contribution of each step and the influencing factors to GHG emissions were analyzed. The results showed that the incineration plant was source of GHG, which contributed 166～212kg CO2-eq/t of waste for incineration (fww). The fossil carbon content in the waste was found to be the critical factor, emitting 257kg CO2-eq/t fww. The utilization of electricity generated from incineration could save 120kg CO2-eq/t fww. Other parts (e.g. collection and transportation of wastes, disposal of bottom ash and fly ash and consumption of auxiliary material) released 27～45kg CO2-eq/t fww. GHG emissions from leachate treatment were 7.7kg CO2-eq/t fww. By saving of the auxiliary materials and changing of the disposal patterns of ashes, the GHG emissions can be mitigated in a limited degree. GHG savings varied by 0～13% when electricity factors in different regions were considered. In order to realize source-sink conversion of GHG for MSW incineration, the key approach was to increase the electricity generation capacity of the MSW by reducing water content.

municipal solid waste (MSW) incineration；waste composition；greenhouse gas (GHG)；leachate；bottom ash and fly ash；carbon emission

X705

A

1000-6923(2011)03-0402-06

2010-07-22

國家科技支撐計劃項目(2006BAC06B03)

* 責(zé)任作者, 教授, solidwaste@#edu.cn

何品晶(1962-),男,浙江諸暨人,教授,博士,主要從事固體廢物處理與資源化研究.發(fā)表論文300篇.