湖南省娄底市作为华中地区的典型城市, 其城市厨余垃圾中易腐性有机物占比较高（组分见表1）, 塑料和橡胶含量适中, 纸、布、金属、玻璃等杂质含量较低, 拥有较大的经济利用价值。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表1 厨余垃圾组分（以干基计） Table 1 Food waste fractions (on a dry basis) 来源 组分占比/% 易腐性有机物 塑料和橡胶 纸/布 金属 玻璃 木、竹 骨贝类 家庭厨余 84.12 ~ 93.15 10.15 ~ 17.78 4.32 ~ 17.31 0.34 ~ 1.02 1.63 ~ 2.97 0.12 ~ 0.54 1.25 ~ 3.75 酒店餐饮 85.64 ~ 94.32 0.32 ~ 0.81 0.35 ~ 1.02 0.00 ~ 0.15 0.00 ~ 0.25 0.00 ~ 0.14 0.10 ~ 0.25 饭堂餐饮 87.15 ~ 96.47 0.21 ~ 0.94 0.02 ~ 0.24 0.00 ~ 0.01 0.00 0.00 ~ 0.02 0.24 ~ 0.58 菜市场 78.64 ~ 88.13 1.78 ~ 5.42 0.00 ~ 0.17 0.00 ~ 0.02 0.00 ~ 0.15 0.00 ~ 0.12 0.24 ~ 1.32

表1 厨余垃圾组分（以干基计） Table 1 Food waste fractions (on a dry basis)

娄底市厨余垃圾厌氧消化工艺流程如图1所示, 包括收集转运、预处理、厌氧发酵、污水净化、沼气净化和回收、沼渣处理、粗油提纯等环节。厨余垃圾收集转运后进料仓进行卸料, 经过预处理后分选出惰性组分, 三相分离后的废弃油脂外售, 破碎制浆后的浆液进入厌氧发酵系统, 厌氧消化产生的沼气经过净化后部分用于发电上网, 部分进入锅炉房蒸汽供热, 沼液直接进入污水处理厂处理达标后排放, 沼渣运至焚烧厂进行焚烧。考虑了厌氧发酵产物沼气资源化利用, 沼液和沼渣直接进行后续处理, 未考虑预处理分选出来的惰性组分。这一处置过程主要的物质能源消耗包括厨余垃圾收运过程的柴油消耗; 分选和制浆等预处理过程中的电耗和水耗; 厌氧发酵、沼液处理、沼气利用（热电联产）、沼渣焚烧阶段的电耗和其他消耗; 产生的资源化处置效益主要有热力和电力回收。

图1

Fig. 1

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	图1 处理工艺流程图Fig. 1 Treatment process flow chart

系统清单是对生命周期中与功能单位相关的输入和输出进行汇总^[19]。通过实地考察、专家咨询和文献调研等形式, 编制了娄底市厨余垃圾厌氧消化工艺生命周期系统清单, 如表2所示。根据生命周期评价方法指南, 不将厂区建设、设备生产使用报废等过程纳入系统。厨余垃圾预处理时分离出的杂质处理过程、粗油外售后的深加工和沼液处理后产生的污泥处置过程不纳入系统^{[20, 21]}。

表2

Table 2

表2(Table 2)

表2 生命周期系统清单 Table 2 The inventory of life cycle system 处理过程 阶段 物料名称 单位 数值 运输转运 输入 柴油 t 2.604 × 103 预处理和厌氧发酵 输入 电耗 kW∙ h 1.957 × 107 水耗 t 3.487 × 105 聚丙烯酰胺 kg 9.112 × 104 植物液 kg 1.812 × 104 蒸汽 MJ 3.61 × 1011 氢氧化钠 kg 1.145 × 105 输出 废渣 t 9.746 × 104 氨气 t 30.072 H2S t 15.800 沼气净化和回收 输入 电耗 kW∙ h 2.228 × 105 尿素 kg 4.801 × 105 氧化铁 kg 1.812 × 104 输出 电力 kW∙ h 7.080 × 107 热力 MJ 5.620 × 108 CO2 kg 0.000 CO kg 34.239 烟尘 t 31.341 CH4 kg 3.605 NOx t 1.349 × 109 N2O kg 12.500 SO2 t 14.500 废热 MJ 1.400 × 108 废水净化 输入 电耗 kW∙ h 2.500 × 107 聚合氯化铝 t 94.203 聚丙烯酰胺 t 42.029 水耗 t 3.623 × 105 葡萄糖 t 204.710 Na2CO3 t 72.464 输出 NH3 t 7.554 生化需氧量 kg 5.869 × 104 化学需氧量 kg 5.018 × 104 H2S t 0.293 总氮 kg 8.243 × 109 总磷 kg 442.029 排水 t 4.964 × 105 固体悬浮物 kg 1.993 × 103 沼渣焚烧 输入 柴油 kg 5.880 × 104 蒸汽 MJ 7.943 × 107 输出 CO2 kg 3.275 × 105 CH4 kg 14.058 SO2 kg 5.981 NOx kg 1.071 × 104 CO kg 2.795 × 103 NH3 kg 0.069 挥发性有机物 kg 6.488 × 103 PM10 kg 3.615 × 106 Cu（土壤） kg 3.119 Hg（土壤） kg 0.017 Cr（土壤） kg 1.990 Ni（土壤） kg 0.114 粗油提纯 输入 电耗 kW∙ h 2.874 × 106 水耗 t 1.069 × 105 甲醇 t 1.044 × 104 氢氧化钠 t 505.853 蒸汽 MJ 8.040 × 107 输出 生物柴油 t 1.678 × 104 甘油 t 1.678 × 103 CO2 t 0.000 CO t 1.954 NOx t 10.232 SO2 t 48 286 挥发性有机物 t 21 499

表2 生命周期系统清单 Table 2 The inventory of life cycle system

利用GaBi生命周期评价软件及相应的数据库构建厨余垃圾厌氧消化处理工艺生命周期模型。基于工艺路线, 本研究建模的处置容量设定为100万吨厨余垃圾, 背景数据主要来源于GaBi数据库和Ecoinvent数据库, 而实景数据为各个单元过程的实际输入和输出, 来源于企业报告。基于GaBi生命周期评价软件, 构建独立的功能单元模型, 便于不同处理工艺组合, 通过物质与能量基准流相互连接, 形成完整的物质循环、能源利用、环境影响与经济效益综合评价模型, 如图2所示。

图2

Fig. 2

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	图2 基于GaBi的娄底厨余垃圾生命周期模型示意图Fig. 2 GaBi-based life cycle modeling diagram of Loudi food waste

目前, 常用的生命周期评价特征化方法包括IPCC、CML2016、ReCiPe2016等, 便于研究者量化不同的环境影响。本研究选择ReCiPe2016方法, 解释处理100万吨厨余垃圾导致的环境影响, 选取全球变暖潜值（global warming potential, GDP）、化石能源消耗（fossil depletion, FD）、淡水水生生态毒性潜势（freshwater ecotoxicity, FE）、淡水富营养化（freshwater eutrophication, FEP）、人类毒性（癌症）[human toxicity (cancer), HTC]、陆地酸化（terrestrial acidification, TA）6种环境影响类型（表3）对厨余垃圾厌氧消化处置各阶段过程开展定量化评价。同时, 为了消除不同影响类型的量纲差异, 采用标准化因子对各类环境影响类型进行标准化, 以便于横向比较不同环境影响类型, 相关参数来自GaBi生命周期评价软件。

表3

Table 3

表3(Table 3)

表3 环境影响类型 Table 3 Environmental impact categories 环境影响类型 特征单位 全球变暖潜值（GDP） kg CO2-eq 化石能源消耗（FD） kg标准油-eq 淡水水生生态毒性潜势（FE） kg 1, 4-二氯苯 淡水富营养化（FEP） kg P-eq 人类毒性（癌症）（HTC） kg 1, 4-二氯苯 陆地酸化（TA） kg SO2-eq

表3 环境影响类型 Table 3 Environmental impact categories

GDP、FD、FE、FEP、HTC、TA等6类环境影响指标对应的结果如图3所示。厨余垃圾处置过程对淡水水生生态毒性潜势、淡水富营养化和陆地酸化的影响均会产生一定程度的负面影响。对淡水水生生态毒性潜势和淡水富营养化的负面影响, 主要源于污水净化环节。其中, 污水净化环节所使用的电耗、水耗、葡萄糖等药剂, 以及处理后产生的固体废物, 对水生生态毒性产生较明显的负面作用, 污水净化环节的葡萄糖添加是为了提高污水的可生化性, 使用葡萄糖作为碳源, 防止由于营养源不够引起的污泥老化和生物活性降低。对淡水富营养化的影响主要源于预处理阶段和污水净化阶段的污染物排放。污水处理单元输出到环境的固体悬浮物（suspended solid, SS）、化学需氧量（chemical oxygen demand, COD）和总氮会带来富营养化风险。对于陆地酸化的负面影响是源于污水净化环节、预处理和厌氧发酵环节。而厨余垃圾处置过程对气候变化和人类毒性的影响均是正面的, 且主要来源于沼气净化和回收环节。

图3

Fig. 3

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	图3 环境影响分析Fig. 3 Environmental impact analysis

计算结果表明, 处理100万吨厨余垃圾生命周期的碳排放量总计为 -6.41 × 10⁶ kg CO₂-eq, 表现为环境正效益, 包括运输转运排放9.48 × 10⁶ kg CO₂-eq, 预处理和厌氧发酵排放4.67 × 10⁷ kg CO₂-eq, 污水净化过程排放3.85 × 10⁷ kg CO₂-eq和沼渣焚烧过程排放7.06 × 10⁶ kg CO₂-eq。其中预处理阶段和污水净化阶段碳排放最高, 主要由于预处理过程的热耗和污水净化过程的电耗大, 对应的碳排放较多。而沼气净化与利用环节则抵消排放 -1.03 × 10⁸ kg CO₂-eq, 粗油提纯环节可抵消排放 -4.88 × 10⁶ kg CO₂-eq, 对改善气候变化有良好的促进作用。

同时, 在沼渣处理环节对比了好氧堆肥^[22]与焚烧处理的环境影响, 如图4所示。以处理100万吨厨余垃圾为例, 相比于沼渣焚烧工艺, 沼渣堆肥过程的碳排放量降低了54%, 这主要源于沼渣堆肥产生的CO₂量明显低于沼渣焚烧过程, 尽管沼渣堆肥会产生比焚烧过程更多的甲烷排放, 但是沼渣较高的含水率在焚烧时需要消耗额外大量的热蒸汽以满足入炉焚烧要求。其他废气排放降低76%, 同时可供应11 827 t有机肥, 具有明显的环境优势和副产物优势, 因此可为厌氧发酵工艺的沼渣利用提供更好的解决思路。

图4

Fig. 4

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	图4 沼渣好氧堆肥与焚烧处置工艺环境效益对比Fig. 4 Comparison of the environmental benefits of aerobic composting of digestate and incineration treatment processes

此外, 标准化后的环境影响指标结果（图5）表明, 厨余垃圾处置过程化石能源消耗对环境的影响最大, 对环境影响的贡献度为35.6%, 其次是对气候变化、淡水富营养化和陆地酸化的影响, 占比分别为22.4%、19%和13.3%, 主要是由于厨余垃圾处置过程中的运输转运、预处理和污水净化环节所需的柴油和电力等能源消耗给环境带来的影响。

图5

Fig. 5

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	图5 环境影响指标标准化Fig. 5 Standardization of environmental impact indicators

从各处理单元不同环境影响类型的贡献源分析（图6）, 蒸汽消耗是预处理、粗油提纯和沼渣焚烧环节的主要贡献源, 厌氧发酵、污水净化和沼气净化环节则不需要用到蒸汽, 而蒸汽消耗对碳排放和化石能源消耗的贡献最大。在厌氧发酵和污水净化环节, 电耗则是主要贡献源, 用电环节对环境产生负面影响的环节, 占比从高到低分别是污水净化、预处理、厌氧发酵和运输转运过程, 电力的消耗也是碳排放和化石能源消耗的主要贡献源。在沼气净化和回收阶段, 消耗的脱硫剂和尿素等其他物耗是环境影响的主要贡献源, 其次是电力消耗。而对于沼渣焚烧环节, 除了消耗的柴油和蒸汽外, 还会排放一定量的废气, 对环境产生负面影响。

图6

Fig. 6

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	图6 环境影响贡献源分析Fig. 6 Environmental impact contribution sources analysis

对碳排放量的贡献源分析表明, 在预处理与厌氧发酵阶段, 碳排放大致分为两部分, 一是物料消耗带来的碳排放, 以电耗和热耗为主; 二是粗油回收带来的减碳效益, 电耗、热耗和粗油回收的碳排放分别为1.56 × 10⁷ kg CO₂-eq、3.06 × 10⁷ kg CO₂-eq和 -2.38 × 10⁷ kg CO₂-eq。在沼气净化和回收阶段, 碳排放包括过程排放、电力回收和热力回收三个部分, 电力与热力回收为厌氧消化工艺减碳效益的最重要部分, 其中电力回收 -5.65 × 10⁷ kg CO₂-eq和热力回收 -4.74 × 10⁷ kg CO₂-eq。污水净化阶段的碳排放主要来自电耗, 还包括水、Na₂CO₃、葡萄糖、聚丙烯酰胺和聚合氯化铝等物料消耗带来的碳排放, 电耗碳排放为3.74 × 10⁷ kg CO₂-eq, 占整个阶段的97.1%。

从生命周期经济性角度分析（图7）, 厨余垃圾处置过程的总成本为负值, 表明建设基于该技术工艺的项目能够实现盈利, 这主要得益于预处理过程产生的废渣和油脂外售所产生的收入, 这也是高油高脂厨余垃圾资源化利用的产品特点。而运输转运、厌氧发酵和污水净化的成本占比较高, 这几个阶段的主要花费在于设备的维修管理。因此, 从经济性角度考虑, 尽可能提高预处理的三相分离提油率, 优化收运转运路线以减少收运次数和重复路线; 进一步优化设备的维护次数和频率, 可以实现厨余垃圾厌氧消化处置过程的降本增效。

图7

Fig. 7

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	图7 经济性分析Fig. 7 Economic analysis