不同污泥混燃發(fā)電工藝生命周期評價

周 鋼，宋 濤，馬士偉，沈來宏，葛暉駿

(1.南京師范大學 能源與機械工程學院，江蘇 南京 210023；2.東南大學 能源與環(huán)境學院 能源轉(zhuǎn)換及其過程測控教育部重點實驗室，江蘇 南京 210000)

0 引 言

隨著人民生活水平的提高，市政污泥作為城市污水處理系統(tǒng)主要衍生物，處置要求大幅提高，需滿足減容化、穩(wěn)定化、無害化和資源化要求[1]。當前，國內(nèi)外主流的污泥處置方法包括土地利用、建材利用、衛(wèi)生填埋與焚燒處置等[2]。其中市政污泥焚燒協(xié)同發(fā)電是最具大規(guī)模推廣潛力的處置技術(shù)之一，其利用污泥有機成分含量高與干基具有可燃性的兩大特點[3]，可在大規(guī)模處置污泥的同時回收利用焚燒產(chǎn)生的熱量進行供熱發(fā)電。然而由于市政污泥揮發(fā)分高但固定碳含量低，造成其熱值相對較低，易著火卻燃燒不穩(wěn)定。因此，市政污泥作為單一燃料進行焚燒發(fā)電對整個工藝要求相對較高[4]。目前普遍認為采用加入生物質(zhì)、煤或一般工業(yè)固廢等與市政污泥進行混合燃燒，不僅可提高污泥燃燒的穩(wěn)定性，且可極大降低污泥處理處置成本。魏玉芹等[5]研究了調(diào)理壓榨后污泥與生物質(zhì)制備燃料特性，結(jié)果表明，添加木屑、稻秸、甘燕渣的污泥衍生燃料低位熱值較高且燃燒穩(wěn)定均勻，可作燃料使用。NAMKUNG等[6]對煤與污泥木質(zhì)生物質(zhì)混燃特性進行研究，發(fā)現(xiàn)煤與污泥、木質(zhì)生物質(zhì)混合燃料可有效降低燃點與揮發(fā)性。張宗振等[7]在某電廠1 000 MW機組的循環(huán)流化床鍋爐中進行含水量60%市政污泥與煤的直接摻燒試驗，粉塵、NOx和SOx的排放均符合國家排放標準。孫宇等[8]對污泥混煤焚燒工藝進行綜合分析比較，發(fā)現(xiàn)當污泥摻混比例小于20%時，混燃對燃燒工況的影響最小，利用循環(huán)流化床鍋爐進行污泥混煤焚燒是一種可行的污泥協(xié)同處置方案。由此可知，污泥混燃協(xié)同發(fā)電是大規(guī)模處置且資源化利用最有效的方法之一。

但由于混合燃料物化特性不同，勢必導(dǎo)致不同污泥混燃工藝選擇具有差異。與此同時，污泥混燃發(fā)電工藝的全生命進程包括原材料收集、運輸、預(yù)處理及煙氣灰渣處理，涉及較多環(huán)節(jié)，且各環(huán)節(jié)都可能對環(huán)境、人體健康造成一定危害，導(dǎo)致資源浪費。因此，需要采用更全面的評價方法，對各種污泥混燃工藝及各個環(huán)節(jié)進行全方位分析。

生命周期評價(Life Cycle Assessment，LCA)是用于評估產(chǎn)品在其整個生命周期內(nèi)，即從原材料獲取、產(chǎn)品生產(chǎn)直至產(chǎn)品使用后的處置，對環(huán)境影響的技術(shù)與方法[9]。LCA被眾多學者用來分析評價不同污泥處置工藝的環(huán)境影響與資源消耗。袁言言等[10]基于LCA和AHP分別對干化焚燒與簡單填埋2種污泥處理方式進行環(huán)境、資源、經(jīng)濟綜合性能評價，認為污泥焚燒發(fā)電處置方式的綜合性能更優(yōu)，但經(jīng)濟成本過高是限制其發(fā)展的重要因素。趙由才等[11]對污泥填埋、原污泥干化焚燒以及改性(添加礦化垃圾篩上物、木屑、M1脫水劑和煤粉)污泥干化焚燒3種污泥處置方式進行全生命周期評價。結(jié)果表明，通過改變焚燒條件或添加劑組分，可使改性污泥焚燒具有較高的能量輸出。然而，關(guān)于污泥混燃工藝的環(huán)境影響與資源消耗分析相對較少。

總體而言，目前關(guān)于不同污泥混燃工藝從污泥和混合燃料的收集、焚燒發(fā)電到灰渣的處置這一全生命進程的系統(tǒng)性對比研究鮮有報道。同時，有關(guān)“雙碳”視角下的污泥混燃發(fā)電工藝的碳排放情況也相對較少。因此，筆者分別以污泥與一般工業(yè)固廢、煙煤、稻秸混燃發(fā)電工藝為研究對象，通過LCA對3種工藝進行綜合評價。將3種工藝劃分為生產(chǎn)上游、生產(chǎn)過程和生產(chǎn)下游，分別研究各階段的環(huán)境影響與資源消耗狀況，探究工藝流程中影響環(huán)境狀況的主要因素，并對3種混燃工藝進行全生命周期碳排放核算，進行3種工藝之間橫向?qū)Ρ确治?。以便為決策者提供一個清晰的視角，制定環(huán)境友好、資源節(jié)約型污泥處置方案。

1 研究對象與研究范圍

以蘇州昆山某污泥混燃協(xié)同發(fā)電公司和宿遷某工業(yè)固廢處置配套發(fā)電公司2個實際工程案例作為研究對象，利用LCA分別研究污泥與煙煤混燃發(fā)電、污泥與稻秸混燃發(fā)電、污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電3種實際運行工藝。3種工藝的實際運行參數(shù)見表1。其中污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝、污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝均為昆山某污泥混燃協(xié)同發(fā)電公司實際運行案例，采用該廠45 t/h循環(huán)流化床鍋爐，配套6 MW背壓式發(fā)電機組；污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝為宿遷某工業(yè)固廢處置配套發(fā)電公司的實際運行案例，采用該廠90 t/h循環(huán)流化床鍋爐，配套7.5 MW背壓式發(fā)電機組進行發(fā)電。經(jīng)污水處理廠運輸?shù)暮?5%的濕污泥干化后分別與煙煤、稻秸及一般工業(yè)固廢摻混燃燒，產(chǎn)生的高溫蒸汽通過配套發(fā)電機組發(fā)電。3種工藝的研究范圍都是從原材料的種植、開采、收集、運輸以及預(yù)處理開始，再送入鍋爐中焚燒發(fā)電至灰渣的最終處置結(jié)束，系統(tǒng)邊界示意如圖1所示。

表1 各工程案例實際運行參數(shù)

圖1 3種不同污泥混燃發(fā)電工藝系統(tǒng)邊界Fig.1 Boundaries of three different sludge co-combustion power generation process systems

利用LCA將3種工藝都分為生產(chǎn)上游、生產(chǎn)過程、生產(chǎn)下游3個階段。生產(chǎn)上游主要包括污泥運輸、干化過程，水稻種植、收集、運輸過程，煤炭開采、運輸過程，一般工業(yè)固廢的運輸以及破碎處理過程；生產(chǎn)過程即混合燃料焚燒發(fā)電過程；生產(chǎn)下游主要考慮焚燒后灰渣的運輸過程。為方便對比分析，3種工藝均采用1 t含水率65%濕污泥為功能單位，各工藝生產(chǎn)原料及混合燃料成分分析見表2。其中污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝選擇的摻混燃料為該項目周邊一定范圍內(nèi)收集到的造紙殘渣(A)、廢棄紡織品(B)、建材邊角料(C)、家具邊角料(D)。

表2 各工藝生產(chǎn)原料及混合燃料成分分析

續(xù)表

2 生命周期清單分析

2.1 生產(chǎn)上游

2.1.1 污泥與煙煤混燃發(fā)電

該工藝生產(chǎn)上游包括煤炭開采及運輸過程與污泥運輸及干化過程。其中煤炭開采階段污染物來源主要為礦井中抽排出的瓦斯氣體、煤炭與煤矸石的自燃、車輛尾氣的排放、儲煤場與道路揚塵、礦區(qū)廢水以及固體廢棄物污染，數(shù)據(jù)參考文獻[12]。煤炭運輸采用鐵路運輸方式，據(jù)國家統(tǒng)計局統(tǒng)計年鑒統(tǒng)計，2020年煤炭平均運輸距離為656 km，內(nèi)燃機柴油消耗量為2.64 g/(t·km)。污泥運輸采用40 t載重的重型柴油卡車，周邊各城市污水處理廠到電廠的平均運輸距離設(shè)為30 km，柴油消耗量為37.66 g/(t·km)。通過重型卡車運輸污染物排放系數(shù)以及內(nèi)燃機污染物排放系數(shù)[13-14]，結(jié)合運輸距離與柴油消耗量即可獲得運輸階段污染物排放量與柴油消耗量。經(jīng)污水處理廠運輸?shù)氖姓勰嗪蕿?5%，含水率過高制約混燃過程燃燒效率[15]，該工藝采用低溫除濕干化工藝將其干化至含水率40%左右與煙煤混燃。該過程產(chǎn)生惡臭氣體H2S與NH3，預(yù)熱后送入鍋爐焚燒處理，生成NOx與SO2與煙氣一起排出。本階段資源消耗主要是干化過程中干化機主機、熱泵制熱系統(tǒng)、空氣循環(huán)系統(tǒng)、輔助循環(huán)冷卻水系統(tǒng)等機械設(shè)備電耗，約31.48 kWh/t(以濕污泥計)。由于廠內(nèi)用電由該發(fā)電項目自身提供，故電耗造成的環(huán)境影響作為間接排放計入生產(chǎn)過程。

2.1.2 污泥與稻秸混燃發(fā)電

該工藝生產(chǎn)上游包括污泥運輸及干化、水稻種植、稻秸預(yù)處理以及稻秸運輸過程。其中污泥運輸、干化過程污染物排放與資源消耗數(shù)據(jù)參考污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝。水稻種植階段生長固碳(CO2)量由稻秸含碳量估算，為1 206.12 t/t；由于稻田為水田，農(nóng)田溫室氣體以CH4和N2O為主，排放量分別為38.388和0.337 kg/t(均以稻谷計)[16]；每噸稻谷純N、磷肥(P2O5)、鉀肥(K2O)使用量分別為28.85、14.42和17.31 kg/t[13]，其中每噸水稻純N流失率為5%，農(nóng)藥流失量為0.54 kg/t[17]；根據(jù)化肥生產(chǎn)階段各污染物排放系數(shù)[13]，結(jié)合施肥量即可獲得稻秸種植階段化肥生產(chǎn)的間接排放。因水稻種植范圍廣，為方便收集運輸，需破碎、打包等，主要為機器電耗，為0.021 kWh/kg(以稻秸計)[18]。根據(jù)我國電力生產(chǎn)污染物排放系數(shù)[14]結(jié)合耗電量可得該過程污染物排放量。稻秸運輸采用5 t載重輕型柴油卡車，考慮到稻秸收集均在電廠附近農(nóng)村，一般運輸半徑為50 km，結(jié)合小型卡車污染物排放系數(shù)可得污染物排放量與柴油消耗量。

2.1.3 污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電

該工藝生產(chǎn)上游包括污泥運輸及干化與一般工業(yè)固廢運輸及預(yù)處理過程。其中污泥與一般工業(yè)固廢運輸、干化過程污染物排放和資源消耗數(shù)據(jù)計算參考污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝。固廢原料由40 t重型載重卡車運至廠內(nèi)后，經(jīng)電磁除鐵后送至破碎機破碎，主要破碎固廢為服裝廠邊角料、家具廠邊角料及造紙輕渣。參照《逸散性工業(yè)粉塵控制技術(shù)》，項目破碎過程粉塵排放系數(shù)為0.2 kg/t，破碎粉塵由管道收集后通過引風機送至脈沖布袋除塵器處理，捕集效率達100%，除塵效率按99%計算，破碎粉塵產(chǎn)生量為0.1 kg/t(以濕污泥計)。該過程產(chǎn)生資源消耗主要為電力消耗，由發(fā)電項目自身提供，電力消耗造成的環(huán)境影響作為間接排放計入生產(chǎn)過程。

上述各工藝生產(chǎn)上游階段使用運輸載具污染物排放系數(shù)、化肥生產(chǎn)污染物排放系數(shù)及電力生產(chǎn)污染物排放系數(shù)見表3。

表3 污染物排放系數(shù)

2.2 生產(chǎn)過程

生產(chǎn)過程環(huán)境影響主要考慮氣體污染物、水體污染物以及固體廢棄物的直接或間接排放。氣體污染物來自焚燒后煙氣排放，主要有CO2、SO2、CO、NOx、PM10。根據(jù)鍋爐實際運行效率，按90%碳轉(zhuǎn)化率估算CO2排放量，其他氣體污染物通過各工藝現(xiàn)場監(jiān)測數(shù)據(jù)計算可得。水體污染物主要來自污泥干化系統(tǒng)蒸汽冷凝液、鍋爐排水與冷卻塔排水等，主要考慮的評價因子包括化學需氧量COD、固體懸浮物SS、氨氮NH3-N、總磷TP及總氮TN，這些排放量可根據(jù)項目環(huán)評報告中數(shù)據(jù)通過換算獲得相應(yīng)功能單位的排放值。生產(chǎn)過程資源消耗主要為水、煤及電力消耗。其中電耗由發(fā)電項目自身提供，即對應(yīng)的廠用電。廠用電造成污染物間接排放計入焚燒過程。鍋爐耗水量由鍋爐蒸發(fā)量與汽水損失量相加可得，其中鍋爐排污損失水量設(shè)為3%，管道汽水損失量設(shè)為3%，由此可得該過程耗水量。

2.3 生產(chǎn)下游

生產(chǎn)下游主要涉及焚燒后可利用固體廢棄物。固體廢棄物主要包括鍋爐飛灰、底渣與脫硫石膏等，其中鍋爐底渣、脫硫石膏等送至附近建材生產(chǎn)廠家作原料使用，實現(xiàn)資源化利用。污泥焚燒廠至建材生產(chǎn)產(chǎn)家距離設(shè)為30 km，固廢利用率為90%，該階段環(huán)境排放及資源消耗計算參照生產(chǎn)上游污泥運輸階段。而鍋爐飛灰為危險廢棄物，一般交由資質(zhì)單位委托處理，不考慮資源化利用。

2.4 環(huán)境負荷比較

基于以上清單收集結(jié)果，將3種污泥混燃發(fā)電工藝全生命周期污染物排放與資源消耗換算為每處理1 t濕污泥排放量與消耗量，具體結(jié)果見表4。

表4 環(huán)境排放與資源消耗清單

由表4可知，主要環(huán)境排放集中在生產(chǎn)過程，而生產(chǎn)上游、下游對環(huán)境負荷影響較小。其中，CO2和固體廢棄物產(chǎn)生量較多。污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝的CO2排放量最高，達13 986 kg/t(以濕污泥計，下同)；污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝CO2排放量最少，僅為930 kg/t，這是由于該工藝生產(chǎn)上游水稻生長過程固定CO2。污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝的固廢產(chǎn)生量較多，導(dǎo)致占地問題嚴重。針對污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝，煤炭消耗高達450 kg/t，說明該工藝在資源化處置污泥的同時，也伴隨煤炭資源大量損耗。

3 生命周期影響評價

由于各種污染物排放對環(huán)境變化貢獻不同，各種資源消耗對于該資源未來耗竭情況影響也不同。為綜合分析各工藝對環(huán)境與資源耗竭的影響，利用LCA對3種工藝進行系統(tǒng)評價，將表4的結(jié)果轉(zhuǎn)化為能直接反映環(huán)境影響潛值與資源消耗潛值的指標?；趪H標準化組織的ISO14040框架，LCA通常包括分類、特征化和量化3個步驟[19]。

3.1 評價指標

針對3種工藝實際運行時可能產(chǎn)生的環(huán)境影響、資源消耗以及對人體健康造成的危害進行評價分析?；诠I(yè)產(chǎn)品環(huán)境設(shè)計(EDIP)環(huán)境影響分類體系，對污泥混燃發(fā)電工藝污染物排放導(dǎo)致的環(huán)境影響進行分類，根據(jù)不同環(huán)境影響類型體現(xiàn)3種工藝的環(huán)境負擔。主要考慮污泥混燃發(fā)電工藝在全球變暖(GWP)、酸化(AP)、富營養(yǎng)化(EP)、光化學污染(POF)、人體毒性(HTP)和固體廢棄物(SW)6種環(huán)境影響類型的環(huán)境影響潛值，將各種污染物通過參考物質(zhì)歸類到相應(yīng)環(huán)境影響類型。資源耗竭潛值主要以全生命周期內(nèi)各種資源消耗為指標參數(shù)，為便于計算，本文選取Fe為參考物質(zhì)。各污染物與資源消耗當量因子數(shù)據(jù)均來源于CML數(shù)據(jù)庫，綜合見表5。

表5 各排放物與資源消耗當量因子

3.2 影響評價

對工藝各環(huán)境影響類型進行分類后，采用污染物排放量或資源消耗量乘以相應(yīng)當量因子的方法進行特征化處理，結(jié)果見表6。由表6可知，各工藝中GWP值與SW值較大，其中污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝由于發(fā)電規(guī)模最大，混合燃料焚燒后溫室氣體排放相對較多，故GWP值也最大，為13 992 kg/t。對于污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝，GWP值相較其他工藝最小，僅1 158 kg/t，說明水稻種植階段對CO2的吸收固定可有效減少64%的CO2排放，緩解工藝溫室氣體排放對全球變暖的影響程度。另外，污泥與煙煤混燃工藝中EP值明顯高于其他工藝，可知該工藝煤炭開采階段水體污染物排放較多，其貢獻高達97%。針對AP、HTP指標，污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝最大，與稻秸混燃發(fā)電工藝次之，與煙煤混燃發(fā)電工藝最小。各工藝生命周期內(nèi)均會產(chǎn)生資源消耗，污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝采用的鍋爐容量最大，生產(chǎn)過程耗水量必然最大，導(dǎo)致該工藝資源消耗潛值(441 kg/t)明顯高于另外2種工藝。

表6 特征化值

為無量綱比較各種環(huán)境影響類型對總體環(huán)境影響貢獻，便于不同工藝間橫向?qū)Ρ刃柽M行量化處理，即對各環(huán)境影響特征值進行標準化與加權(quán)評估處理。本文主要考慮全球性、區(qū)域性及局地性3個視角下各環(huán)境影響類型權(quán)重[19]。標準化基準與權(quán)重因子[20]見表7，處理結(jié)果見表8。

表7 各環(huán)境影響類型標準化基準與權(quán)重因子[20]

表8 不同視角下各環(huán)境影響類型潛值和總環(huán)境影響值

3.3 結(jié)果分析與討論

圖2為不同視角下各環(huán)境影響類型占總環(huán)境影響份額及總環(huán)境影響值。由圖2可知，每處理1 t濕污泥，不同視角下各工藝的總環(huán)境影響值以及不同環(huán)境影響類型對總環(huán)境影響貢獻程度不同。3種污泥混燃發(fā)電工藝中，總環(huán)境影響值呈全球性>局地性>區(qū)域性趨勢，其中污泥與一般固廢混燃發(fā)電工藝總環(huán)境影響值最大，分別為0.87、0.50、0.22人·a/t；其次為與煙煤混燃發(fā)電工藝，分別為0.12、0.12、0.07人·a/t；與稻秸混燃發(fā)電工藝最小，為0.09、0.08、0.04人·a/t。

針對污泥與一般固廢混燃發(fā)電工藝(圖2(a))，全球性視角下，GWP占總環(huán)境影響份額達89.16%；區(qū)域性視角下，GWP、SW、AP三者共占總環(huán)境影響份額達88.41%；局地性視角下，GWP、SW占總環(huán)境影響份額為94.13%。由此可見，GWP、SW、AP為該工藝實際運行導(dǎo)致的主要環(huán)境影響類型。對于污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝(圖2(b))，全球性視角下，對總環(huán)境影響貢獻程度較大的環(huán)境影響類型有GWP、EP,共占比86.15%；區(qū)域性視角下，EP占比大幅提升，達58.2%；局地性視角下，SW占比提升明顯，為78.32%，EP顯著下降，降至11.13%。污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝(圖2(c))總環(huán)境影響占比較大的環(huán)境影響類型為GWP、EP、AP、SW。全球性視角下，GWP、AP共占比86.05%；區(qū)域性視角下，AP為導(dǎo)致環(huán)境惡化主要環(huán)境影響類型，占比41.02%；局地性視角下，SW、GWP共占比87%。

圖2 不同視角下各環(huán)境影響類型占總環(huán)境影響份額及總環(huán)境影響值Fig.2 Share and total environmental impact value of each environmental impact type from different perspectives

通過橫向?qū)Ρ?種工藝，可知污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝實際運行時對環(huán)境影響程度最大，主要是由于污泥摻燒比例(10%)最小，而污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝和污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝污泥摻燒比例分別為63%與45%。GWP、SW、AP、EP是導(dǎo)致環(huán)境惡化的主要環(huán)境影響類型，污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝中EP對總環(huán)境的影響程度(11%～58%)遠大于與一般固廢混燃發(fā)電工藝(0.74%～5.90%)及與稻秸混燃發(fā)電工藝(2%～10%)。因此煤炭開采階段水體污染物的排放是導(dǎo)致EP的主要原因，對環(huán)境影響很大。由于污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝生產(chǎn)上游階段水稻生長所需化肥的生產(chǎn)間接排放導(dǎo)致AP占總環(huán)境影響份額(5%～42%)較污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝(1%～10%)更顯著。需要注意的是，由于水稻種植階段農(nóng)藥流失導(dǎo)致的間接污染，污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝中HTP對總環(huán)境影響貢獻程度(1.41%～6.19%)較另外2種工藝更顯著。

為進一步分析污泥混燃發(fā)電工藝各階段的環(huán)境影響分布情況，分別針對生產(chǎn)上游、生產(chǎn)過程、生產(chǎn)下游3個階段分析不同環(huán)境影響類型的貢獻程度,如圖3所示，可知生產(chǎn)上游、生產(chǎn)過程是導(dǎo)致環(huán)境惡化2個主要過程，生產(chǎn)下游污染物排放導(dǎo)致的環(huán)境影響幾乎忽略不計。對SW而言，影響較大的階段為生產(chǎn)過程，所占份額高達88%～100%；針對HTP，污泥與稻秸混燃工藝在生產(chǎn)上游比其他2種工藝更嚴重，所占份額為72.54%，這主要是由于生產(chǎn)上游階段水稻種植施用農(nóng)藥導(dǎo)致。然而，由于水稻生長對CO2吸收固定起正向作用，從而該工藝生產(chǎn)上游GWP出現(xiàn)負值，有效緩解工藝生產(chǎn)對于全球氣候變暖的影響。另外，3種工藝對應(yīng)的GWP、AP、POF均呈生產(chǎn)過程大于生產(chǎn)上游趨勢，這證明生產(chǎn)過程即焚燒發(fā)電過程是導(dǎo)致環(huán)境惡化的主要階段。

3.4 敏感度分析

由前文可知，GWP、AP、SW是對總環(huán)境影響程度占比較大的3種環(huán)境影響類型，導(dǎo)致這3種環(huán)境影響類型的主要污染物排放有CO2、SO2、NOx、CH4和固體廢棄物。為進一步考察污染物排放量對相應(yīng)環(huán)境影響類型的影響程度，分析不同污染物敏感度，從而找出改善環(huán)境影響的關(guān)鍵因素。需要指出的是，所謂的敏感度分析主要通過調(diào)整污染物變化幅度，依據(jù)相應(yīng)環(huán)境影響類型的標準化值變化，從而計算該環(huán)境影響類型的敏感度。本節(jié)選取的變化幅度為10%、20%和30%，敏感度計算結(jié)果見表9。

圖3 工藝各階段環(huán)境影響分布情況Fig.3 Distribution of environmental impacts at each stage of the process

表9 各環(huán)境影響類型對不同污染物的敏感度

由表9可知，GWP對于水稻生長階段CO2固定量和全生命周期CO2排放量敏感度較高，分別為-1.5%與0.8%。同時，GWP對于水稻生長階段土壤CH4排放量也較敏感，敏感度為0.99%。因此，減少碳排放對改善工藝環(huán)境影響意義重大。與固廢混燃發(fā)電時AP對于NOx(0.57%)排放的敏感度比SO2(0.43%)高，因此控制NOx排放對于改善酸化現(xiàn)象效果較好。各工藝中SW對于固體廢棄物的敏感度差距不大，均較高。

3.5 碳排放核算

污泥混燃發(fā)電工藝全生命周期內(nèi)，必然會產(chǎn)生能源消耗，高能耗的同時伴隨較高碳排放。為響應(yīng)國家雙碳政策，基于LCA方法，對污泥混燃發(fā)電工藝進行全生命進程碳排放核算，識別工藝過程中的高能耗單元。本文利用IPCC《國家溫室氣體指南》提供的方法，對3種污泥混燃發(fā)電工藝進行碳排放核算，主要包括間接碳排放(電力消耗、燃料消耗等)、直接碳排放以及碳匯。核算過程是將工藝全生命周期內(nèi)排放的CO2、CH4、N2O根據(jù)IPCC提供的氣體增溫潛勢折算成CO2當量計入碳排放量，其中氣體增溫潛勢即表5中GWP當量因子。

污泥混燃發(fā)電工藝產(chǎn)生碳排放的環(huán)節(jié)有：原料生產(chǎn)、收集、開采、運輸、預(yù)處理階段電力消耗與柴油消耗間接碳排放；污泥混燃過程直接碳排放；灰渣運輸過程柴油消耗間接碳排放。其中，原料生產(chǎn)階段的水稻種植過程對CO2吸收固定可產(chǎn)生碳匯，廠綜合發(fā)電效率取25%。造成間接碳排放能源消耗CO2排放因子參考國家發(fā)改委能源研究所推薦值，見表10。由于煙煤消耗CO2排放因子未知，本文通過煙煤熱值將其折算為標煤，即燃燒1 kg煙煤產(chǎn)生碳排放等于0.85 kg標煤產(chǎn)生碳排放。

表10 CO2排放因子

各工藝技術(shù)路線碳排放量如圖4所示，可知污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝碳排放量最高，達13 722 kg/t(以濕污泥計，下同)；其次為污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝，為1 537 kg/t；污泥與煙煤混燃發(fā)電工藝碳排放量最小，為1 493 kg/t。各工藝碳排放主要來源于混燃階段直接碳排放，間接碳排放占比較小，可忽略不計。產(chǎn)生碳匯的主要階段為污泥混燃后熱量發(fā)電利用，各工藝發(fā)電量根據(jù)混合燃料熱值進行換算，各廠綜合發(fā)電效率取25%。則每處理1 t濕污泥，污泥與一般工業(yè)固廢、煙煤、稻秸混燃發(fā)電工藝分別可產(chǎn)生8 890、979、1 168 kWh發(fā)電量。該階段發(fā)電并網(wǎng)后，可替代相應(yīng)燃煤發(fā)電需求，即抵消等電量煤電形式的碳排放。本文以標煤進行換算，污泥與一般工業(yè)固廢、煙煤混燃發(fā)電可抵消7 260、800 kg CO2排放。對于污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝，還需考慮植物生長階段對CO2的吸收，即共抵消1 189 kg CO2排放。3種工藝全生命周期凈碳排放量分別為6 522、742、410 kg/t，可見污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝在大量資源化處置污泥的同時，具有顯著的碳減排潛力。

圖4 各工藝技術(shù)路線碳排放量Fig.4 Carbon emissions by process technology route

3.6 資源性分析

3種污泥混燃發(fā)電工藝全生命周期內(nèi)資源消耗主要為電力、柴油、水以及煙煤，其中一般工業(yè)固體廢棄物與稻秸作為生產(chǎn)副產(chǎn)物，本文不將其納入生命周期資源消耗計算。各項資源消耗量見表5，經(jīng)特征化和標準化處理后可獲得各工藝總資源消耗值，計算結(jié)果見表11。

表11 各工藝資源消耗潛值

結(jié)果顯示，3種工藝的總資源消耗潛值分別為2.2×10-2、5.4×10-3、3.6×10-3人·a/t，可知資源消耗趨勢為：污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電>污泥與煙煤發(fā)電>污泥與稻秸混燃發(fā)電。各工藝生產(chǎn)過程資源消耗對于工藝總資源消耗貢獻程度最大，達45%～90%，該階段為資源消耗主要來源。

4 結(jié) 論

1)從總環(huán)境影響角度來看，污泥與一般工業(yè)固廢混燃發(fā)電工藝>與煙煤混燃發(fā)電工藝>與稻秸混燃發(fā)電工藝，其中全球性視角下環(huán)境影響一般大于區(qū)域性與局地性。

2)各工藝污染物排放與資源消耗主要集中在生產(chǎn)過程，因此降低環(huán)境影響的關(guān)鍵為減少生產(chǎn)過程污染物排放，如提高煙氣處理效率。

3)污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝具有顯著碳減排潛力，對污泥大規(guī)模資源化處置具有參考價值。

4)總體來說，相比其他工藝，污泥與稻秸混燃發(fā)電工藝在處理污泥與農(nóng)產(chǎn)品廢棄物的同時，對環(huán)境影響與資源耗竭的影響程度更小，值得大力推廣。