湖州市餐廚垃圾產沼氣發電生命周期評價

賈如月，胡術剛，耿 姣

(山東科技大學 安全與環境工程學院，山東 青島 266590)

0 引 言

我國的電力結構至今還是以火力發電為主[1-2]，化石能源的消耗不僅造成資源的耗竭還會帶來嚴峻的環境問題[3-5]。隨著社會經濟的快速發展及人們環保意識的不斷增強，餐廚垃圾資源化的利用范圍越來越廣泛。餐廚垃圾厭氧消化[6]產生的沼氣可用于車用燃氣[7]、燃料電池[8]、烹飪[9-10]、發電等[11]。餐廚垃圾產沼氣發電無疑是一舉兩得的方式，既改善了餐廚垃圾堆積帶來的環境問題也充分解決了傳統火力發電的能源緊張問題。盡管餐廚垃圾產生的沼氣為清潔能源[12]，但生產過程的復雜性以及厭氧工藝的不確定性都可能會對環境產生不利影響，采用生命周期評價方法(LCA)對全周期產沼氣發電的環境影響進行分析評價是十分必要的。

全生命周期評價(LCA)方法[13]最早誕生于20世紀60年代，美國可口可樂公司對飲料的包裝從原材料的獲取直至廢棄物處理進行了全過程的分析評價[14]。作為評估產品、過程和活動在生命周期所有階段的環境影響的一種國際化標準方法，生命周期評價方法包含四大部分[7，15]：目標和范圍定義、生命周期清單分析、生命周期影響評價和結果解釋[16-17]。近幾年，生命周期評價在建筑垃圾[18-19]、生活垃圾[20]、電子廢棄產品[23]、工業廢水[24]、農業廢棄物[25-26]等方面都有不同層次的探究。葉小梅[27]等對水葫蘆厭氧產沼氣發電的三個階段進行環境影響評價，找出了對環境影響最大的階段并提出建設性建議；吳文君[28]等基于生命周期評價方法對禽畜糞便沼氣熱電聯供系統的不同工藝及不同階段的效益進行了比較評價分析。

就餐廚垃圾資源化產氣潛力方面，本文依托湖州市餐廚垃圾處理項目，將餐廚垃圾與殘余污泥共消化[29]，探究最優的混合比例以達到較高的產氣量。實驗首先探究了餐廚垃圾與污泥不同配比混合的產氣性能，然后對日產氣與累積產氣以及pH對產氣性能的影響進行作圖分析，之后就沼氣發電帶來的環境影響進行全周期的分析。基于生命周期評價模型，本探究選取了全球變暖(GWP)、酸化(AP)、富營養化(EP)、人體健康(HTP)四個影響類型，針對湖州餐廚垃圾產業化項目中沼氣發電全生命周期的環境排放與同功能單位下的火力發電進行對比，以期為餐廚垃圾沼氣工程提供理論指導。

1 實驗部分

1.1 材料與方法

原料取自湖州項目現場所收集的餐廚漿料、污泥，接種物取湖州項目禽畜糞便產生的沼液，接種前需將其在37 ℃下活化7天[30]，以上三種物料的特性分析見表1。

1.2 實驗裝置

實驗采用的產甲烷潛力自動分析儀見圖1，此套裝置主要由發酵單元、凈化單元、甲烷氣體測定單元3部分組成。發酵單元：模擬CSTR 批式厭氧發酵過程，整個厭氧發酵裝置置于水浴鍋中保持37 ℃恒溫培養，同時進行定時攪拌，以使實驗原料充分混合；沼氣凈化(脫除二氧化碳、硫化氫)單元：吸收液為3 mol/L NaOH溶液(80 mL)，經過該單元后的氣體基本為甲烷氣體；甲烷氣體測定單元：模具化cell設計，微量氣體流量精準化測量，內置芯片，軟硬件一體化，對數據進行采集、分析及輸出。

圖1 實驗裝置圖Fig.1 Experimental device diagram

1.3 實驗方法

為優化原料產氣潛力，探究最優原料配比及pH條件，設置原料配比(餐廚漿料∶污泥配料)分別為1∶0(調節pH)、1∶0(不調節pH)、9∶1、4∶1、7∶3、0∶1六組實驗，其VS比分別為1∶0(調節pH)、1∶0(不調節pH)、2∶1、1∶1、1∶2、0∶1。此外，餐廚漿料：污泥配料比1∶0實驗組中，方案一對pH進行了調節，方案二不調節pH，未調節組的pH值為5.5，調節組pH為6.5。其余各組體系pH均為7，具體實驗方案見表2。實驗裝置置于恒溫水浴鍋中保持37 ℃恒溫發酵，每組設定2個平行，另外設定實驗空白對照，以提高實驗數據的準確性。

表2 實驗方案表Table 2 Experimental scheme table

1.4 評價方法

本文擬通過餐廚垃圾經過預分選、厭氧發酵產沼氣、沼氣凈化以及最終沼氣發電作為研究邊界，采用全生命周期評價方法(LCA)對湖州市餐廚垃圾沼氣發電產生的環境排放與火力發電進行比較。

1.4.1 系統邊界與功能單位

湖州餐廚廢棄物資源化利用項目日處理量為400 t/d，日產沼氣2.4×104 m3，沼氣發電效率為1.8 kW·h。該研究以日發電量為1 000 kW·h,即功能單位是1 000 kW·h的電量用于計算餐廚垃圾產沼氣發電的輸入與輸出，同時火力發電也采用該功能單位，使得這兩種不同的處理系統具有可比性。整個過程的系統邊界圖2所示。

圖2 餐廚垃圾沼氣發電的系統邊界Fig.2 System boundary of biogas power generation from kitchen waste

1.4.2 清單分析

本文大致將湖州市餐廚垃圾處理項目分為以下三個階段：①收運階段，主要是垃圾收運車在運行時消耗柴油時排放的污染物；②產沼氣階段，包含了餐廚垃圾經預處理、厭氧發酵以及沼氣脫硫凈化三個主要流程，該階段大部分依靠電力實施；③沼氣發電階段。此外，火力發電由原料開采及運輸階段和燃料發電階段組成。為便于沼氣發電與火力發電進行比較，規定餐廚垃圾產沼氣發電中的①和②兩部分為階段a，第③部分為階段b，同樣火力發電的兩部分定義為a、b兩階段。

1.4.3 影響評價模型

環境影響評價模型主要由以下四部分組成：特征化、標準化、加權和環境影響負荷。為探究污染物對環境的影響，本研究以全球變暖(GWP)、酸化(AP)、富營養化(EP)、人體健康(HTP)四個影響類型進行下一步的分析。依據排放清單，結合四種環境類型的計算方法和當量因子、歸一化值、權重(見表3)分別計算出環境影響潛值、標準后的環境潛值、加權后的影響潛值[31-32]，根據這些數據對沼氣發電與火力發電做出對比分析。

表3 環境評價模型參數值Table 3 Parameter values of environmental assessment model

2 結果討論

2.1 餐廚垃圾產氣性能的試驗探究

2.1.1 日產氣量變化

對不同配比實驗組厭氧發酵日產氣量進行分析，結果如圖3、圖4所示。

圖4 不同pH下的日產氣變化Fig.4 Variation of daily gas production at different pH values

由圖3可知，配料比1∶0(調節pH為6.5)實驗組在培養期出現3個產氣高峰期，但主要高峰期為培養后8～22天，日產氣峰值為0.92 L/天，出現在第17天，培養23天后停止產氣。配料比為9∶1、7∶3、4∶1的實驗組日產氣量變化趨勢相似，配料比為9∶1實驗組主要高峰期出現在培養后4～20天，配料比為4∶1、7∶3實驗組主要高峰期出現在培養后5～23天，早于未添加污泥的實驗組。配料比為9∶1、4∶1、7∶3的實驗組日產氣峰值分別為0.92、0.75、0.75 L/天，分別出現在第13天、12天、11天，培養30天后日產氣量均不斷減少，46天后停止產氣。配料比為0∶1實驗組(即污泥實驗組)日產氣量最低，在培養后第9天出現峰值，峰值為0.09 L/天。可見，餐廚垃圾本身的產氣率較高，這可能是因為餐廚垃圾中含有較多的有機物，這些有機物極易被微生物利用[33]。污泥的添加可以促進餐廚漿料的分解，使其產氣高峰期提前3～4天，但隨著污泥所占比例的增加體系日產氣峰值不斷減少。

圖3 不同配比下的日產氣變化Fig.3 Variation of daily gas production at different ratios

從圖4可以看出，餐廚漿料/污泥配料比為1∶0的實驗組中，未調節pH組與調節pH組的日產氣量變化趨勢類似，也出現3個產氣高峰期。但是與調節pH組相比，未調節pH組主要產氣高峰期及日產氣高峰值出現時間滯后，高峰期在培養后10～25天，日產高峰值出現在第23天，日產氣峰值較低，為0.52 L/天，整個厭氧發酵持續26天。

2.1.2 累積產氣量變化

不同配比實驗組厭氧發酵累積產氣變化如圖5、圖6所示。

圖5表示厭氧發酵過程的累積產氣量情況，整個發酵過程餐廚漿料：污泥配料比為1∶0(調節pH)實驗組持續時間較短，僅23天，配料比為9∶1、4∶1、7∶3、0∶1的實驗組發酵時間相對較長，均在45天左右。總產氣量表現為配料比9∶1實驗組(5.75 L)>4∶1實驗組(5.37 L)>1∶0(調節pH)實驗組(5.35 L)>7∶3實驗組(5.28 L)>0∶1實驗組(0.89 L)。且在培養期內，配料比為1∶0(調節pH)、9∶1、4∶1、7∶3、0∶1的實驗組分別在第19、16、18、17、18天累積產氣量達到總產氣量的85%。由此可見，污泥的添加可以使體系累積產氣量達到總產氣量85%的時間提前1～3天，但隨著污泥所占比例的增加，體系總產氣量不斷減少。

圖5 不同配比下的累計產氣變化Fig.5 Variation of cumulative gas production at different ratios

圖6可以看出，餐廚漿料組將pH調節到6.5后發酵時間短于調節前，調節pH后的時間為23天，調節前為26天。總產氣量調節pH實驗組(5.35 L)大于未調節pH組(4.07 L)。同時在整個培養期，調節pH實驗組在第19天累積產氣量達到總產氣量的85%，而未調節pH實驗組相對較晚，在第24天達到總產氣量的85%。

圖6 不同pH下的累計產氣變化Fig.6 Variation of cumulative gas production at different pH values

表4列出了本次實驗各配料比體系及前期實驗產氣潛力。

表4 原料產氣潛力Table 4 Gas production potential of raw materials

從表4中可以看出，不同配料比原料單位TS產氣率差距較大，表現為配料比1∶0(調節pH)實驗組(757.79 m3/t TS)>9∶1實驗組(463.12 m3/t TS)>4∶1實驗組(301.81 m3/t TS)>7∶3實驗組(228.29 m3/t TS)>0∶1實驗組(48.81 m3/t TS)。由此可見，隨著污泥所占比例的增加，體系產氣潛力逐漸降低。

此外，pH條件對餐廚厭氧發酵產氣影響也較大。將pH調節到6.5的餐廚漿料實驗組原料單位TS產氣率(757.79 m3/t TS)大于未調節pH實驗組(575.05 m3/t TS)。這是因為pH值過低，微生物的生命代謝受到抑制，導致餐廚漿料厭氧發酵產氣量大大降低。工程上建議：餐廚/污泥配料比為1∶0的停留時間為19天，餐廚/污泥配料比為9∶1的停留時間為16天，餐廚/污泥配料比為4∶1的停留時間為18天，餐廚/污泥配料比為7∶3的停留時間為17天，餐廚/污泥配料比為0∶1的停留時間為18天。

2.2 餐廚垃圾產沼氣發電與火力發電的環境排放對比

全生命周期沼氣發電與火力發電的環境排放物對比數據如表5所示。

表5 沼氣發電與火力發電的環境排放比較Table 5 Comparison of environmental emissions between biogas power generation and thermal power generation

由表5可知，沼氣經凈化后發電的SO2排放主要集中在上游階段，整個周期SO2排放量僅占火力發電的28.20%；沼氣發電的CO2排放量主要集中在上游，這主要受垃圾車收運、生產柴油以及產沼氣三個階段的影響，在整個生命周期中，沼氣發電CO2排放量只有火力發電的33.25%；沼氣發電CO的排放量占到火力發電的43.87%，兩個階段幾乎相等，但火力發電相差較大；NOX的排放量上，沼氣發電僅占火力發電過程的9.44%，遠低于傳統的火力發電排放；沼氣發電的全生命周期VOC的排放量占到火力發電的20.39%。

該工程的環境影響潛值以及經標準化、加權賦值后的環境影響潛值如表6所示。

表6 沼氣發電與火力發電環境影響潛值Table 6 Environmental impact potential of biogas power generation and thermal power generation

由表6可見，餐廚垃圾產沼氣發電與傳統的火力發電相比，全周期都呈現較高的環境影響潛值，其中酸化的環境減排能力最高，比火力發電高達93.26%，其次是全球變暖減排89.97%和人體健康減排了78.72%，表明餐廚垃圾資源化產沼氣發電具有非常高的環境潛值。

3 結 論

(1)由實驗結果得知，餐廚垃圾本身的產氣量很高，日產氣量可達0.92 L/天，適當比例污泥的添加會促進產氣發生，當餐廚垃圾與污泥比為9∶1時促進效果最好，可使體系產氣高峰期提前3～4天。

(2)基于生命周期評價方法，餐廚垃圾產沼氣發電全生命周期的污染物排放量都明顯低于傳統的火力發電，經標準賦權后，環境影響潛值由高到低依次是酸化(AP)、全球變暖(GWP)、人體健康(HTP)、富營養化(EP)，其中酸化(AP)具有最高的環境減排能力，比火力發電高93.26%。