城市生活垃圾主要处理方式的温室气体协同减排效应比较——以天津市为例

王 媛，何 彧，颜蓓蓓

(天津大学环境科学与工程学院，天津 300072)

根据主要经济体提交联合国气候变化框架公约网站(UNFCCC)的 1990—2007年温室气体排放数据，欧盟 15国的减排数据显示虽然废弃物领域的排放量仅占 2007年总排放量的 2.76%，但是其减排总量却占到同年度减排总量的 29.70%．研究德国 1990年和 2007年温室气体排放情况，可以发现仅占德国总排放量 3.33%的废弃物领域的减排量占总减排量的 11.18%，减排率达到 71.50%，而且其中 94.12%的减排是通过城市生活垃圾(municipal solid waste，MSW)的处理实现的[1]．上述研究数据表明 MSW 处理有巨大的温室气体减排潜力．中国在 2007年编制的《中国应对气候变化国家方案》中将加强 MSW管理作为减缓温室气体排放的重点领域之一．由此可见，MSW 在全球温室气体减排中的重要作用已经引起了多方重视．

目前中国每年MSW产生量都很大，1979—2010年生活垃圾清运量呈上升的趋势，无害化处理比例也逐年提高．2010年我国生活垃圾清运量为158.05×106,t，无害化处理中 77.9%采用填埋方式处理，只有18.8%采用焚烧方式处理，1.5%采用堆肥方式处理[2].选择合适的处理方式不仅可以减少 MSW 对局地环境的影响，还可以减少温室气体的排放，节约化石能源，减缓气候变暖．

“协同效应”一词最先出现在政府间气候变化专门委员会(IPCC)于 2001年发布的第 3次评估报告，指“因各种理由而实施相关政策的同时获得的收益”．笔者研究的协同减排效应更为具体，指在控制局域污染物的排放过程中减少温室气体排放的效应．笔者拟就焚烧发电和填埋气焚烧、填埋气发电 3种主要的固体废物处理方式，以天津市为例，进行温室气体与城市生活垃圾处理的协同减排核算．

1 温室气体减排量的测算方法

目前对于 MSW 温室气体排放量的测算方法主要基于 IPCC温室气体排放清单中提供的方法和LCA的方法[3]，对于MSW处理项目的温室气体减排量的测算主要是基于 CDM 项目方法学．其中 LCA的方法虽然考虑了填埋过程中收集、运输、填埋等工艺的碳排放，但是由于运输等过程中温室气体的散逸量非常有限，主要温室气体排放仍集中在处理环节．赵磊等[4]曾对 IPCC清单法和 LCA核算方法进行了比较分析，两种核算方法计算所得的不同 MSW处理方式的碳排放趋势基本一致．鉴于IPCC清单法比 LCA法更为规范，本文主要基于 IPCC清单法结合 CDM 项目的方法学核算几种主要的 MSW 处理方式的温室气体协同减排效应．中国 1979—2010年的生活垃圾处理情况如图 1所示．根据我国生活垃圾处理的主要方式，以 S0为对比的基准线情景，设定 3种情景(S1，S2，S3)考虑．

图1 1979—2010年中国生活垃圾清运量与无害化处理量Fig.1 Chinese MSW collection quantity and harmless treatment quantity from 1979 to 2010

情景设置共有4种．

(1) 基准线(S0)．采用固体废物填埋方式处置城市生活固体废物，没有集中收集设施，固体废物填埋时产生的填埋气直接排空，不做任何处理．

(2) 填埋气焚烧(S1)．相比于S0，不具有发电效益的填埋气进行集中收集后火炬焚烧后排放．

(3) 填埋气发电(S2)．相比于S0，具有发电效益的填埋气进行集中收集后进行焚烧发电替代能源．

(4) 焚烧发电(S3)．MSW焚烧发电替代能源．

1.1 S0情景下MSW填埋温室气体排放量的测算

MSW 填埋后，由于微生物的活动，固体废物中的可降解有机成分被逐渐分解，这一过程可大致分为5个阶段：水解/好氧降解阶段、水解/发酵阶段、酸化阶段、产甲烷阶段、氧化阶段[5]．垃圾降解产甲烷是一个以微生物为中介体的、受多种因素影响的动态生物转化过程，其主要影响因素如下．

(1) 垃圾特性．MSW 中可降解的有机物的含量，以及其中纤维素、蛋白质、脂肪的构成比例，对填埋气的产生起着决定性的作用，影响可产生的填埋气总量．其中，易降解有机物(如厨余)对填埋气的产生贡献最为直接，且为其他有机物降解提供了条件．此外，减小垃圾粒度可以增加MSW表面积及分布的均匀性，有助于填埋降解过程的加速．

(2) 湿度．垃圾中的水分主要取决于垃圾内自身的含水量、填埋区的降雨量、以及地面水和地下水的防渗措施．适量的水分有利于垃圾降解，同时水分在垃圾堆体中的运动可以将微生物和养分输送到各处，并同时带走降解产物，从而加速降解的进行．但过多的含水量将会起到降温作用，并且阻滞气体的流动，导致气体产量的降低．有研究表明，填埋垃圾的初始水分为60%～80%比较适宜降解[6]．

(3) 温度．填埋气的产生与甲烷菌的活跃程度有关，产甲烷阶段有两种甲烷菌非常活跃，一种是中温甲烷菌，其活跃的适宜温度为 30～35,℃，另一种为嗜热甲烷菌，其活跃的适宜温度为 45～65,℃．因此甲烷菌活跃的适宜温度在 30～65,℃之间，过低或过高的温度都会使填埋气的产生明显下降．

以上都是影响排放量的重要因素，除此之外还有pH值和填埋场地特性等也会对排放量产生影响，其中垃圾特性主要影响排放总量，而湿度、温度等主要影响降解半衰期t1/2，即影响产气速率．

填埋气的主要成分是 CH4和 CO2，各占 50%左右，其他气体如 O2、N2、H2S、烷烃和芳烃等含量极少．由于这部分的 CO2排放量是源自生物质的碳排放，不计入温室气体排放[7]．基准线情景主要是测算填埋产生甲烷的量，并将其换算成全球变暖潜力(global warming potential，GWP)，采用一阶衰减(first-order decay，FOD)方法进行测算．

IPCC指南[7]提供的FOD方法测算公式为

CH4是厌氧条件下有机材料降解产生的结果．产生的部分 CH4在固体废弃物填埋场覆盖层氧化，或可回收用作能源或喷焰燃烧．因此，固体废弃物填埋场实际排放的 CH4少于产生的量．产生排放CH4的测算公式为式中：ES0为FOD方法核算S0情景下MSW填埋释放的甲烷的二氧化碳当量，t,CO2e；R为回收的 CH4，在S0条件下没有收集回收，该参数为0；O为氧化因子，取 0.1．

1.2 S1、S2情景下 MSW填埋的 2种处理方式的温

室气体协同减排量的测算方法

S1为一般 MSW 卫生填埋的情景，即填埋气体经过导气装置集中收集后点火焚烧，焚烧后的甲烷变为 CO2，即

此部分CO2也同样来自于生物质(由于甲烷来自于有机废物的分解，由此部分甲烷转化的 CO2，不属于化石碳的来源)，不计入温室气体排放．

MSW卫生填埋的温室气体减排量ES1为

S2情景中 MSW 填埋气发电项目的基准线为：①在不存在填埋气发电项目时，固体废物填埋排放的CH4量；②在不存在填埋气发电项目时，当地发电厂的平均温室气体排放量．

MSW填埋气发电项目的温室气体减排量为

式中：ES2为 S2情景下卫生填埋场减排的温室气体，t,CO2e；Eelec为发电替代电能的减排量，测算式为式中：Tel为 MSW 处理后对外输出的电量，MW·h；Selec为当地发电的 CO2平均排放系数，t,CO2e/(MW·h)．

1.3 S3情景下 MSW焚烧供电的温室气体协同减排量的测算方法

MSW 焚烧供电项目的基准线为：①在不存在固体废物焚烧供电项目时，固体废物填埋排放的 CH4量；②在不存在固体废物焚烧供电项目时，当地发电厂的平均温室气体排放量；③在不存在固体废物焚烧供热项目时，当地锅炉供热的平均温室气体排放量．

在计算 MSW 焚烧供电项目的温室气体减排量时，由于固废中动物、植物、厨余、纸等固体废物所含碳的最初来源为生物质，因此，从碳平衡的角度来看，整个过程为零碳排放，不将其计入，而塑料等含碳来源为化石碳，在计算减排量时应扣除．由于目前中国MSW的热值较低，在焚烧固体废物时往往需要加入煤、重油、天然气等化石类辅助燃料，在计算减排量时应扣除这部分化石燃料燃烧产生的CO2量[8].

由于焚烧一次性把所有可能产生的甲烷全部消耗，采用质量平衡法计算其基准减排量．测算式为

王俊[3]等报道中良性结节血流分级主要为0～Ⅰ级，恶性结节血流分级主要为Ⅱ～Ⅲ级；相较于恶性结节，良性结节的血流信号丰富比率、RI和钙化比率均更低，形态规则比率、边界清晰比和晕环比率均更高，差异具有统计学意义（P＜0.05）。本次研究的诊断结果和其他报道基本一致，可行性高[4]。

式中：E′S0为质量平衡法核算S0情景下MSW填埋释放的甲烷的二氧化碳当量，t CO2e；m为填埋的城市固体废弃物总量，t；Een为替代能源的减排量(包括替代电能与热能)，t CO2e；Tei为MSW焚烧发电对外输出的电量，MW·h；Tt为MSW焚烧供热对外输出的热量，GJ；St为当地工业锅炉生产的CO2平均排放系数，t,CO2e/GJ；EGHG为燃烧化石碳来源的MSW排放的温室气体，t,CO2e；2COE 为焚烧MSW中的化石碳来源CO2排放量，t；2NOE 为焚烧MSW排放N2O的二氧化碳当量，t,CO2e；ES3为S3情景下MSW焚烧减排的温室气体量，t,CO2e；Efud为燃烧时添加辅助燃料所排放的温室气体，t,CO2e；El为焚烧后剩余废弃物的泄漏排放，t,CO2e．

具体核算工程减排量时不仅要考虑基准线排放量，还要考虑处理工程本身的特点．由于填埋方式核算是动态的一阶衰减叠加过程，不同于静态核算，其结果与核算年份和每年的垃圾处理量有关，而且运营期之后产生的填埋气由于数量较少，不具有利用效率，且缺乏管理，一般都直接排放，造成其减排量的减少．而焚烧一次性把可能产生的CH4全部减排．

2 天津市3种垃圾处理方式协同减排分析

2.1 天津垃圾特点及模型参数选择

2010年，天津市全年城市生活垃圾产生量为207.32×104,t(人均日产生垃圾量约为 0.9,kg)，无害化处置量为 192.85×104,t，无害化处置率为 93.02%，其中卫生填埋处理 134.56×104,t，占 69.80%，卫生填埋处理中采用甲烷收集火炬焚烧方式(S1)的处理量为 75×104,t，占 38.90%，填埋气发电替代化石能源(S2)的处理量为 59.56×104,t，占 30.90%，此外焚烧(S3)处理 58.29×104,t，占 30.20%[9]．

根据天津市2006年生活 MSW的成分组成[10]，如表 1所示，得出每吨 MSW 的可降解有机碳 DOC的含量为0.134,t，化石碳的含量为0.106,t．

表1 天津市城市生活垃圾的成分组成Tab.1 Fraction composition of MSW in Tianjin %

由表1得知天津市厨余成分为56.9%，有利于降解．同时纸张是降解速度居中的有机物，含量相对较少，为8.7%．实践证明20～30的C/N值对厌氧发酵最为有利，而根据表1可知天津垃圾C/N为42，不利于降解．根据表1计算其MSW平均含水率为44.4%，含水率较小，低于60%～80%的产气最佳范围．

天津地区平均气温 13,℃，年降水量为 600,mm，而蒸发量为 1,032,mm，属于北温带(温度≤20,℃)的较干(年均降水量/蒸发量＜1)地区．通过 IPCC提供的 MSW 各组分在该条件下的缺省半衰期值进行加权平均得出天津地区垃圾降解半衰期为9.4年，即甲烷产生率常数为0.074．

2.2 实例工程项目情况概述

选取天津市滨海新区汉沽垃圾焚烧发电 CDM项目[11]和双口生活垃圾卫生填埋场填埋气发电CDM项目[12]为实例进行核算．这两个项目占垃圾处理量的 56.81%，其中天津市双口生活垃圾卫生填埋场为天津已投入使用的唯一填埋气发电项目，2010年处理垃圾59.56×104,t，占S2处理量的100%，占总垃圾处理量的 30.88%；天津市滨海新区汉沽垃圾焚烧发电项目2011年才投入使用，2010年若投入使用占S3处理量的 85.78%，占总垃圾处理量的 25.93%．上述两个垃圾处理项目在天津地区的代表性强，故选取这两个项目作为代表S2和S3处理方法的核算实例．

(1)情景 S1．由于普通卫生填埋场标准数据难以获取，根据双口生活垃圾卫生填埋场数据进行核算，假设其产生的所有填埋气都通过火炬焚烧后直接排放，其他条件同S2．

(2)情景 S2．根据天津市双口生活垃圾卫生填埋场的设计，收集填埋产生的填埋气进行填埋气发电，过剩的填埋气以及不发电时产生的所有气体都通过现场燃烧系统燃烧后再排放．固体废物填埋产生的填埋气收集率为 45%～60%，取平均值为 55.5%．填埋气发电量的 95%被送入电网，5%现场消耗．前期填埋4年，项目生命周期为2008—2028年共21年，处理 MSW 总容量为 6.64×106,t，日处理量 1,300,t，填埋期为2008—2018年共11年．

(3)情景 S3．天津市滨海新区汉沽垃圾焚烧发电项目建设期2年，运营期为20年，年处理MSW 50×104,t，运营期总处理废弃物 1×107,t，年发电量为85,900,MW·h，年现场耗电量为200,MW·h．

2.3 3种处理方式协同减排分析

对于填埋气焚烧(S1)，其产生的所有填埋气都通过现场燃烧系统燃烧后再排放，不发电，减排量就等于 S0情景下甲烷的排放量．所以根据式(1)和式(2)计算 S0基准排放量，再根据式(3)得 S1的总减排量为 4.00×106,t,CO2e，平均每吨 MSW 的温室气体减排量为0.602,t,CO2e．

对于填埋气发电(S2)，首先测算在不存在固体废物处理供电项目时天津本地发电厂的平均 CO2排放量．发电的 CO2平均排放系数 Selec应当是电量边际排放因子和容量边际排放因子的加权平均，又称组合边际 CM，二者权重默认值为 50%[13]．天津位于华北地区，采用华北区域电网数据，得其 CO2平均排放系数为 0.87,t,CO2e/(MW·h)．填埋每产生 1,t甲烷可发电 1.986,MW·h，平均 1,t MSW 净发电量为60.3,kW·h，根据式(5)计算得出处理替代电能减排0.055 t,CO2,e/t,MSW．所以根据式(4)得出S2的总减排量为 4.36×106,t,CO2e，平均每吨 MSW 填埋气发电项目的CO2减排量为0.657,t,CO2e．

对于焚烧发电(S3)，首先根据式(6)用质量平衡法核算其避免甲烷排放的减排量为 0.843,t,CO2e/t,MSW，其平均燃烧每吨 MSW 的发电量为171.4,kW·h，发热量为 2.168,GJ，根据式(7)核算其替代能源减排量为 0.354,t,CO2e/t,MSW．根据式(8)测算燃烧化石碳来源的MSW排放的温室气体，焚烧1,t固体废物释放温室气体 CO2和 N2O共计0.403,t,CO2e．根据上海某城市生活固体废物焚烧发电厂[14]的监测结果，焚烧处理过程所需辅助材料及助燃剂产生的排放量为 6.7～7.7,kg,CO2e/t，即为Eful．焚烧后El每吨MSW残余9.63,kg,CO2e．最后根据式(9)得到S3的总减排量为7.77×106,t,CO2e，平均每吨MSW焚烧供电项目的减排量为0.777,t CO2e．

综上，S1～S3的协同减排效应分别为 0.602 t,CO2e/t,MSW、0.657,t,CO2e/t,MSW 和 0.777,t,CO2e/t,MSW．对比S1～S3 3种情景下单位MSW 处理的减排构成，如图 2所示．S1的减排全部来源于消除S0基准线情景产生的CH4．S2的减排大部分也是来源于消除S0产生的CH4，占总减排的91.6%，同时还有 8.4%的替代能源减排．S3的主要减排也是源自消除填埋产生的CH4，由于焚烧一次性把可降解有机碳转换为 CO2，在运营期内该部分减排大于 S1与S2．同时 S3的替代能源包括发电替代电能与产热替代热能，其替代化石能源减排量远大于S2．但是由于焚烧发电过程释放了MSW中的化石碳，而且需要辅助燃料，这些都是额外排放，抵消了部分减排量．

图2 S1～S3 情景下单位MSW处理协同减排构成情况Fig.2 Collaborative emission reduction composition of processing unit MSW in S1—S3 scenarios

2.4 几点讨论

(1) 焚烧发电项目可以同时供热，采用热电联产技术利用焚烧发电后的余热．可是由于部分现有垃圾焚烧厂规模较小，地理位置较为偏僻，周围居民数量少且分散，不具备供热的条件，部分垃圾焚烧厂无供热设计．而本文核算得出焚烧的替代热能减排占其总减排的 26.4%，所以无供热会使焚烧的减排量下降为0.572,t,CO2e/t,MSW，小于S2的减排量．

(2) 生活垃圾填埋场在填埋作业期间填埋单元是开放性的，产生的填埋气体不易被控制收集．生活垃圾填埋场在填埋作业台阶运行期间产生的未被处理或收集利用的甲烷量约占理论产生总量的50%[15]，而由于方法学的考量和缺少数据等问题，本文核算时并未考虑这部分甲烷．因此，实际甲烷消耗量应该小于核算出的基准线排放量．

上述问题需要在实际 MSW 处理项目中具体情况具体分析，同时对填埋过程的产气进一步细化研究．

3 结 论

(1)协同减排效应：S3＞S2＞S1．S1比 S2少了回收填埋气发电的步骤，由于没有替代电能减排，所以 S1的协同减排效应小于 S2．S3替代能源减排大于S2，且对于基准线甲烷排放的减排较为彻底，虽然焚烧发电过程中释放出的化石碳来源温室气体和辅助燃料排放等抵消了部分减排，其协同减排效应仍较大．

(2)发电效率：S3＞S2．焚烧发电的效率要高于填埋气发电，焚烧每吨 MSW 的发电量在205,kW·h～268,kW·h左右，填埋气发电中每吨MSW发电量最高也只能达到168,kW·h左右．

(3)焚烧发电减排温室气体的协同效应高于填埋的 2种方式，同时由于其占地面积小、选址容易，比较适于用地紧张的城市地区．但由于焚烧本身也会释放温室气体，所以尽管焚烧发电减少了填埋造成的CH4的排放，其本身的燃烧效率还有待提高．

(4)S1卫生填埋的减排仅略小于 S2填埋气发电，减排量为S2的 91.6%，同时S1项目由于没有发电设备，其建设成本比 S2小得多，所以根据我国实际情况在乡镇建设中小型卫生填埋场仍为处理MSW的一种重要方法．

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