我国生活垃圾焚烧发电过程中温室气体排放及影响因素——以上海某城市生活垃圾焚烧发电厂为例

何品晶,陈 淼,杨 娜,邵立明 (同济大学环境科学与工程学院,固体废物处理与资源化研究所,上海 200092)

我国生活垃圾焚烧发电过程中温室气体排放及影响因素
——以上海某城市生活垃圾焚烧发电厂为例

何品晶*,陈 淼,杨 娜,邵立明 (同济大学环境科学与工程学院,固体废物处理与资源化研究所,上海 200092)

以上海某城市生活垃圾焚烧发电厂为例,采用上游-操作-下游(UOD)表格法,分析了生活垃圾焚烧发电过程中不同环节的温室气体排放贡献,及影响其排放的主要因素.结果表明,目前我国生活垃圾焚烧发电过程是温室气体排放源,以吨垃圾净 CO2排放量计,达166～212kg.生活垃圾中自含化石碳对温室气体排放的贡献最大,CO2排放量为 257kg/t;因焚烧发电上网而获得的净减排量为 120kg/t;垃圾收运、辅助物料消耗及焚烧灰渣处理等引起的排放量总计为 27～45kg/t.生活垃圾沥出渗滤液后续处理过程的温室气体排放量为7.7kg/t.节省焚烧过程辅助物料使用和改变焚烧灰渣处置方式能够减少温室气体排放量,但是减排效果有限.我国各地区电能基准线排放因子存在差异,对焚烧过程温室气体排放的影响为0～13%.降低生活垃圾含水率、提高垃圾可发电量是我国生活垃圾焚烧发电过程温室气体排放源汇转换的关键途径.

生活垃圾焚烧发电；垃圾组分；温室气体；渗滤液；焚烧灰渣；碳排放

全球变暖是关系到人类生存的重大环境问题,政府间气候变化专门委员会(IPCC)发布的《气候变化2007综合报告》[1]中,明确将消费后废弃物(post-consumer waste)作为一个独立对象来计算其温室气体排放量.其中,城市生活垃圾的处理处置排放超过 50%[2].近年来,生活垃圾焚烧技术发展迅速,2003～2008年间,我国城市生活垃圾焚烧厂已从47座增加到74座,生活垃圾的焚烧处理量提高了4.3倍[3-4].生活垃圾焚烧发电过程的温室气体排放计算较为复杂[5].目前,研究温室气体排放的方法有:国家温室气体清单[6],温室气体排放企业核算与报告准则[7],以及全生命周期评价(LCA)方法[8-9]等.其共同的环节是相关基础数据的收集和整理.Gentil等[10]建议使用上游-操作-下游(Upstreamoperation-downstream, UOD)表格法整理基础数据,便于比较不同数据来源的结构性差异.Boldrin等[11-14]应用UOD方法分别研究了发达国家的焚烧、填埋、堆肥及厌氧消化等固体废弃物处理过程的温室气体排放规律,验证了该方法在数据结构化表达方面的作用.

Papageorgiou等[15]通过对希腊雅典市垃圾焚烧发电过程的研究,发现其温室气体减排量超过垃圾含碳排放量,垃圾焚烧发电过程是温室气体汇.但是,该地区生活垃圾含水率仅为32.5%,而我国如上海市在 2008～2009年度垃圾的平均含水率达61%[16].Zhao等[17]利用LCA方法评价了我国天津市生活垃圾在 7种设定管理模式下的温室气体排放情况,结果表明每 t生活垃圾焚烧发电的温室气体净排放量(以 CO2计)为 330kg,但文中没有探讨影响垃圾焚烧厂温室气体排放特征的因素.

为建立我国生活垃圾焚烧发电过程温室气体排放的基础数据,本研究以上海某生活垃圾焚烧发电厂为例,采用 UOD方法研究该厂的温室气体排放量,以期为我国开展生活垃圾焚烧厂温室气体减排提供数据和方法依据.

1 生活垃圾焚烧发电过程

本文研究的生活垃圾焚烧发电过程及温室气体排放核算边界见图 1.生活垃圾经垃圾清运车收运后,送入垃圾焚烧厂.它们需在贮坑中堆放3～5d以提高热值,期间收集到的渗滤液经膜生物反应器(MBR)处理后排入城市污水管道.渗滤液处理产生的污泥送入焚烧炉,与贮存后的垃圾一起焚烧.烟气处理系统由石灰浆雾化喷入、活性碳投加和布袋除尘器构成.净化后的烟气经烟囱向大气排放.焚烧产生的炉渣和飞灰分别运至卫生填埋场和危险废物填埋场进行后续处置.焚烧厂利用生活垃圾燃烧的热能发电,部分电能供厂区设备和办公自用,其余电能输入当地电网.

图1 生活垃圾焚烧发电过程的物流及温室气体排放核算边界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,研究单位质量生活垃圾(焚烧厂进厂垃圾)在焚烧处理过程中的温室气体排放量.该方法通过列表的方式,将整个系统的温室气体排放按来源分为上游间接、操作过程直接和下游间接排放3类.操作过程直接排放是指垃圾及助燃剂在焚烧炉内燃烧形成的CO2;上游间接排放包括垃圾收运过程、焚烧过程使用的辅助材料和辅助燃料的制造、以及厂区设备运行和办公耗电;下游间接排放包括焚烧发电上网的温室气体减排,以及固体残渣后续处置过程中的温室气体排放.此外,将那些无法获得数据,但却可能排放温室气体的部分作为非审计项[10].下面分别介绍利用UOD方法计算生活垃圾焚烧发电过程的操作及上、下游端温室气体排放的基本假设.

2.1 操作过程直接排放

本研究中生活垃圾物理组成和化石碳、生物碳量见表 1.假设生活垃圾中碳的高温焚烧氧化因子为 100%,即全部以 CO2形式排放.焚烧过程中 N2O产生量为 5～100g/t[2],其增温潜势是 CO2的298倍.生活垃圾中化石源碳的排放(以CO2计)系数取值为 1;而生物源碳排放由于仅参与大气碳循环,其排放系数取为 0.每 t生活垃圾沥出的渗 滤 液 量 平 均 为 237kg,COD 为 55000～70000mg/L,相当于有 5～6kg生物碳进入渗滤液,此部分碳计入垃圾自含碳在焚烧炉内排放,不单独列出.本研究不考虑垃圾在贮坑堆放期间及焚烧厂建设过程的温室气体排放.

表1 生活垃圾的物理组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 生活垃圾焚烧过程的温室气体排放结果Table 2 The global warming factors (GWFs) for MSW incineration

2.2 上游过程间接排放

生活垃圾收集过程主要包括垃圾装车和压实,以及收集车往返于每个收集点的行驶过程.Larsen等[18]建议,市中心生活垃圾收集过程的温室气体(以 CO2计)排放量为 9.3～9.9kg/t.根据该厂的具体服务区域,设定收集后的生活垃圾运输至该焚烧厂的平均距离为 20km.辅助材料主要包括厂区生产用自来水、助燃剂(柴油)、烟气处理过程中添加的熟石灰和活性炭,它们的消耗量见表 2,上游端制造过程的 CO2排放因子见表3.由于每 t垃圾的焚烧烟气处理消耗 200～300g活性炭,耗量较小;且相关数据库[19]没有给出活性炭制造的温室气体排放数据,故忽略活性炭的上游温室气体排放量.厂区自用电包括焚烧设备、渗滤液处理设备和办公用电,也作为上游排放的一部分(表2).厂房建材制造过程的温室气体排放不计入结果.

3 温室气体排放结果与讨论

研究结果(表2)表明,该厂生活垃圾焚烧发电过程是温室气体的排放源,每 t生活垃圾的 CO2排放量为 166～212kg.其中,生活垃圾自含化石碳造成的排放量为257kg/t,焚烧发电上网对温室气体的净减排量为120kg/t,是前者的47%,其余上、下游端过程的温室气体总排放量为27～45kg/t,占垃圾自含碳排放量的11%～18%.

3.1 生活垃圾组分对焚烧发电过程温室气体排放量的影响

表3 UOD表格计算的CO2排放因子取值范围Table 3 Emission factors used for the UOD table

生活垃圾组分中的塑料含量(干基)高,占33%.Astrup等[13]的研究结果中该比例(干基)仅为16%.但是,其垃圾自含碳燃烧的温室气体排放却是本文的1.34倍,原因在于,发达国家生活垃圾含水率低,含碳量是本文生活垃圾的2倍.这说明我国生活垃圾中塑料所占比例虽高[28],但总碳含量低的特点反而减少了垃圾自含碳的温室气体排放.在贮坑堆放期间,含水率高的生活垃圾会产生大量的渗滤液,其后续处理耗电约占焚烧厂自用电的19%,增加温室气体排放量达7.7kg/t.

3.2 影响生活垃圾焚烧发电温室气体减排的因素

研究结果表明,目前我国的垃圾焚烧发电过程是温室气体排放源,而Astrup等[13]认为发达国家的生活垃圾焚烧发电过程是温室气体汇.后者的研究中,每t垃圾的热值为9.9GJ,按15 %～30%的发电效率计算,可发电量为413～825kW⋅h;采用热电联产技术利用焚烧发电后的余热,还能提供5940～8415MJ的热能.这样,两者综合的温室气体减排效果为每t垃圾480～1371kg.而我国生活垃圾具有含水率高、热值低的特点,案例中t垃圾发电量仅为 205kW⋅h;并且焚烧热能的利用方式为单纯发电,故对温室气体减排的贡献有限,尚不能籍此实现生活垃圾焚烧处理过程温室气体排放源汇转换.

表4 不同地区EF值下的电能输出温室气体(以CO2计)净减排量和焚烧过程排放量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的取值大小也会影响生活垃圾焚烧发电的温室气体排放量.Fruergaard等[22]的研究表明,由于欧洲各国发电模式不一,EF取值范围很广[0.1～0.9kg/(kW·h)].表 4计算了我国 6大区域电网2009年的EF值,并用上述UOD方法分别模拟了处于各个区域发电模式下,相同规模生活垃圾焚烧厂发电上网的温室气体排放量.各区域电网不同的EF值对温室气体排放量的影响范围在0～13%.我国EF值已接近用煤发电的EF值[1.03kg/(kW·h)][29],随着国家对能源消费领域的碳排放控制力度的增加(国家发展改革委员会规划到2020年非化石能源占一次能源消费的15%左右[30]),EF值将呈现下降趋势.因此,若不能提高t垃圾的可发电量,生活垃圾焚烧后因发电而获得的减排量还将进一步降低.

3.3 其余过程的温室气体排放

垃圾收运过程的温室气体排放量主要取决于收集区域的分布及收集重心离焚烧厂的距离,本文中的计算值为 13.7～21.0kg/t.炉渣与飞灰的下游端温室气体排放或节约取决于后续的处理与处置方式[13].本文中,飞灰与炉渣的下游端排放量共计5.5～15.3kg/t;而如果将炉渣用于替代路基材料,则可能形成温室气体汇.焚烧处理过程所需辅助材料及助燃剂的上游端制造的排放量为6.7～7.7kg/t,助燃剂炉内燃烧直接排放 1.3kg/t.这些过程的温室气体总排放量为垃圾自含碳排放量的11%～18%.

4 结论

4.1 目前我国生活垃圾焚烧发电过程中的温室气体排放量(以 CO2计)为 166～212kg/t.其中垃圾化石碳燃烧对温室气体排放的贡献为257kg/t,生活垃圾焚烧发电替代化石燃料造成的温室气体减排量是前者的47%.

4.2 垃圾收运、炉渣和飞灰后续处置,以及各项辅助材料对温室气体排放的贡献总和是垃圾化石碳排放量的11%～18%.通过节省辅助材料使用量和改变焚烧灰渣处置方式实现温室气体减排的效果有限.

4.3 我国生活垃圾的含水率高,总碳含量低,塑料在干基中所占比例虽高,但垃圾的自含碳排放量仍低于发达国家;垃圾含水率高,沥出渗滤液后续处理过程增加的温室气体排放量为7.7kg/t.

4.4 我国垃圾热值低,可发电量少,温室气体减排效应有限;我国各地区电网基准线排放因子(EF)不同,对生活垃圾焚烧发电过程的温室气体排放量影响范围在 0～13%,而未来 EF的降低将会进一步削弱生活垃圾焚烧发电的温室气体减排效果.只有通过降低生活垃圾含水率,提高其可发电量,才可望实现我国生活垃圾焚烧发电厂温室气体排放源向汇的转换.

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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

国家科技支撑计划项目(2006BAC06B03)

* 责任作者, 教授, solidwaste@tongji.edu.cn

何品晶(1962-),男,浙江诸暨人,教授,博士,主要从事固体废物处理与资源化研究.发表论文300篇.