The state of art and prospects of studies on environmental impact of food waste disposers

YANG Jianxin; LIU He

doi:10.12030/j.cjee.202203018

2022 Volume 16 Issue 9

Article Contents

Abstract

1. 研究范围及评价方法

2. 结果与讨论

3. 结论

References

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YANG Jianxin, LIU He. The state of art and prospects of studies on environmental impact of food waste disposers[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2022, 16(9): 2949-2957. doi: 10.12030/j.cjee.202203018

Citation:

YANG Jianxin, LIU He. The state of art and prospects of studies on environmental impact of food waste disposers[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2022, 16(9): 2949-2957. doi: 10.12030/j.cjee.202203018

The state of art and prospects of studies on environmental impact of food waste disposers

YANG Jianxin^1,2, ,,
LIU He^1,2

1.
Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing100089, China
2.
College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing100049, China

Corresponding author: YANG Jianxin, yangjx@rcees.ac.cn ;
Received Date: 03/03/2022
Available Online: 30/09/2022

Abstract

Based on the literatures analysis, the relative studies on the potential environmental impacts of application of Food Waste Disposer (FWD) are reviewed. It summarized the literature study results in the context of municipal waste flow, energy consumption, carbon reduction and acidification, as well as eutrophication. Firstly, FWD installation can reduce the MSW flow in collection and transportation so as to divert the food waste from MSW to wastewater system. Secondly, there is uncertainty in the net energy output. Thirdly, FWD can reduce the carbon emission and acidification, but increase the eutrophication. The future research focus are suggested on these such four aspects as local data mining, comparison of environmental impact of FWD and anaerobic digestion, and relationship of FWD installation rate and environmental impacts, as well as developing new model of FWD application.
- food waste disposer,
- waste reduction,
- environmental impact assessment,
- energy flow analysis

当前，我国生态文明建设正面临“生态环境根本好转”和“碳达峰、碳中和”两大战略任务。基于环境污染和碳排放高度同根同源的特征，“协同推进减污降碳”已成为新发展阶段经济社会发展全面绿色转型的必然选择。2022年6月，生态环境部等7部门联合印发的《减污降碳协同增效实施方案》^[1]，强化资源回收和综合利用，加强“无废城市”建设，突出工业、农业、城乡建设等重点领域固体废物减污降碳协同增效，推进固体废物污染防治协同控制。《2030年前碳达峰行动方案》^[2]中指出，大力发展循环经济，全面提高资源利用效率，充分发挥减少资源消耗和降碳的协同作用。国内外关于减污降碳效益的研究表明，通过发展循环经济，加强废弃物管理措施，如减少各类废弃物的产生、加强其处置与资源化利用等可使全球碳减排10%~20%^[3]。根据中国循环经济协会的测算，“十三五”期间，发展循环经济对我国碳减排的综合贡献率达到25%；同时，展望“十四五”以及到2030年碳达峰时，其综合贡献率预计分别将达到30%和35%^[4]。

“无废城市”建设是以新发展理念为引领，通过推动形成绿色发展方式和生活方式，持续推进固体废物源头减量和资源化利用，将固体废物对环境影响降至最低的城市发展模式。开展“无废城市”建设试点是从城市整体层面深化固体废物综合管理改革和全面推动“无废城市”建设的有力抓手^[5-7]。截至2020年底，首批开展试点的“11+5”城市和地区在模式和体系建设方面已取得初步成效^[8]。徐州市作为传统工业城市的典型代表被纳入了国家首批“无废城市”建设试点城市，围绕固体废物减量化、资源化、无害化方面开展了积极探索，在生产和生活等领域形成了多项改革举措和经验做法。根据《“十四五”时期“无废城市”建设工作方案》^[9]，到2025年我国将继续推动100个左右地级及以上城市开展“无废城市”建设，以实现减污减碳协调为总抓手协调推进工业、农业、生活领域绿色低碳发展，进一步强化对固体废物产生强度、综合利用水平以及无害化处置能力等关键指标的考核要求。同时，也需要结合碳达峰碳中和等国家重大战略，开展“无废城市”建设与碳减排潜力的评估工作，充分发挥减污降碳协同增效作用。

关于“无废城市”建设和固体废物领域碳排放量核算方法，国内外已开展了一系列相关研究。滕婧杰等^[10]基于我国“无废城市”建设指标体系，分析国内外综合型指数构建方法并提出了我国“无废指数”的构建思路。张冰洁等^[11]分析了我国一般工业固体废物产生及处置情况，提出了“碳中和”及“无废城市”背景下，一般工业固体废物环境管理的新策略。MOGHADAM等^[12]通过Land-GEM和IPCC模型相结合研究了伊朗不同地区城市固体废物处理中心的温室气体排放情况。YAMAN等^[13]使用Land GEM和废物减量模型 (Waste reduction model，WARM) 分析了达曼城市生活垃圾的温室气体减排和能源回收潜力。WUNSCH 和TSYBINA^[14]基于联合国政府间气候变化专门委员会 (IPCC) 指南和垃圾填埋场日常运营中与城市固体废物 (municiple solid waste，MSW) 厌氧分解相关的温室气体排放协议的量化碳足迹的方法评估罗安达与MSW相关的碳足迹。结果表明，直接垃圾填埋场排放是温室气体核算的主要贡献。黄金碧和黄贤金^[15]运用灰色预测方法预测江苏省城市碳排放强度，分析江苏省城市碳减排潜力并提出江苏省城市低碳发展的对策措施。袁长伟等^[16]采用IPCC碳排放核算方法和EIO-LCA模型测算陕西省碳排放并构建碳减排效应模型并且分析碳减排变化。孙建卫等^[17]采用IPCC温室气体清单方法构建了碳排放核算的项目框架并且核算了中国历年的碳排放量。国内关于固体废物领域的碳减排研究，主要侧重固体废物填埋处理、固体废物生物处理和垃圾焚烧处理的直接碳排放，缺失源头减量和回收利用环节的间接温室气体减排效益，没有对源头减量、中端资源循环利用以及末端处置全链条碳减排效益的评价研究，相关的评价模型也较为缺少。因此，本研究将针对徐州市各领域固体废物从源头减量、中端和末端处置环节全过程，参考WARM模型采用排放因子法对其碳排放与减排量进行核算，全面评估“无废城市”试点建设期间碳减排综合效益，为推进“无废城市”建设与减污降碳协同增效提供参考。

1. 研究范围及评价方法

1.1 研究范围

本研究旨在核算徐州市“无废城市”试点建设期间的碳减排效益，研究范围从时间、过程以及领域等3个方面进行界定，详见图1。时间范围以2018年基准年至2020年目标年作为试点建设期间；固体废物处置过程考虑了源头减量、中端回收以及末端处置等全部环节。本研究中源头减量是指生产和消费过程中减少废物产生量的措施；中端回收利用是指厌氧消化、堆肥、还田以及资源回收等过程；末端处置是指填埋、焚烧以及简易处置等过程。固体废物产生源考虑了全市城乡生活、农业以及工业等各领域的各类废弃物。其中，城乡生活领域包含生活垃圾、再生资源、建筑垃圾和市政污泥；农业领域包含秸秆、畜禽粪便、废农膜；工业领域包含了粉煤灰、炉渣、煤矸石等一般工业固体废物以及危险废物。

图 1 研究范围

Figure 1. Research scope

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1.2 清单分析

根据徐州市“无废城市”建设试点方案以及成效总结等相关资料^[18-20]，参考我国固体废物分类体系^[21]，整理出2018年和2020年全市各类固体废物产生量与处置量清单，以此作为碳排放量核算的基础数据，如表1所示。为了清晰、直观地表示表1中内容，图2以物质流图形展示了徐州市“无废城市”试点建设期间各领域固体废物产生及处置量的变化情况。

表 1 徐州市各类固体废物产生和处置利用清单分析表

Table 1. Production of various solid wastes in Xuzhou city

产生源	固体废物类别	产生与处置方式	产生与处置量/(×10⁴ t)		增减量/ (×10⁴ t)
产生源	固体废物类别	产生与处置方式	2018年	2020年	增减量/ (×10⁴ t)
城乡生活	生活垃圾	产生	228.80	240.00	11.20
		填埋	104.80	73.68	−31.12
		焚烧	124.00	166.50	42.50
	餐厨垃圾	产生	20.80	20.10	−0.70
		厌氧消化	14.45	20.10	5.65
		焚烧	6.35	0	−6.35
	园林垃圾	产生	1.00	0.50	−0.50
		堆肥	0.48	0.50	0.02
		填埋	0.52	0	−0.52
	农贸垃圾	产生	7.80	3.17	−4.63
		厌氧消化	0.12	3.17	3.05
		焚烧	7.68	0	−7.68
	废纸 (再生资源)	产生	40.50	14.65	−25.85
	废纸 (再生资源)	回收	40.50	14.65	−25.85
	废塑料 (再生资源)	产生	25.50	9.22	−16.28
	废塑料 (再生资源)	回收	25.50	9.22	−16.28
	电子废物 (再生资源)	产生	85.00	30.74	−54.26
	电子废物 (再生资源)	回收	85.00	30.74	−54.26
城乡生活	废钢铁 (再生资源)	产生	160.50	58.04	−102.46
	废钢铁 (再生资源)	回收	160.50	58.04	−102.46
	市政污泥	产生	22.20	18.60	−3.60
		回收	9.07	0	−9.07
		填埋	1.63	0	−1.63
		焚烧	9.33	11.19	1.86
		堆肥	0.07	7.41	7.34
		简易处置	2.10	0	−2.10
	建筑垃圾	产生	2 366.00	2 040.79	−325.21
		回收	120.60	155.10	34.50
		填埋	1 907.00	1 885.69	−21.31
		简易处置	338.40	0	−338.40
农业	秸秆	产生	490.30	516.00	25.70
		回收	112.70	83.08	−23.62
		还田	357.30	412.80	55.50
		简易处置	20.30	20.12	−0.18
	畜禽粪便	产生	723.40	729.00	5.60
		厌氧消化	275.42	139.40	−136.02
		堆肥	312.70	557.60	244.90
		简易处置	135.30	32.00	−103.30
	废农膜	产生	3.90	2.50	−1.40
		回收	1.72	2.36	0.64
		填埋	1.78	0	−1.78
		简易处置	0.04	0.14	0.10
工业	粉煤灰 (一般工业固体废物)	产生	369.50	335.40	−34.10
	粉煤灰 (一般工业固体废物)	回收	369.50	335.40	−34.10
	炉渣 (一般工业固体废物)	产生	292.60	208.90	−83.70
	炉渣 (一般工业固体废物)	回收	292.60	208.90	−83.70
	煤矸石 (一般工业固体废物)	产生	287.20	207.10	−80.10
		回收	284.60	207.10	−77.50
		简易处置	2.60	0	−2.60
	脱硫石膏 (一般工业固体废物)	产生	90.50	108.20	17.70
		回收	90.38	108.20	17.82
		简易处置	0.10	0	−0.10
	尾矿 (一般工业固体废物)	产生	52.30	0	−52.30
	尾矿 (一般工业固体废物)	回收	52.30	0	−52.30
	冶炼废渣 (一般工业固体废物)	产生	67.80	157.50	89.70
	冶炼废渣 (一般工业固体废物)	回收	67.80	157.50	89.70
	危险废物	产生	12.17	14.59	2.42
		回收	7.09	7.23	0.14
		焚烧	5.08	5.20	0.12
注：简易处置指城乡生活领域中的市政污泥和建筑垃圾贮存处置；农业领域中的秸秆和畜禽粪便为农户自用；工业领域的煤矸石、脱硫石膏贮存处置等。

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图 2 2018年和2020年固体废物产生及处置量对比

Figure 2. Comparison of solid waste discharge and disposal amounts in 2018 and 2020

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1.3 分析方法

1) 固体废物领域碳减排模型。有关固体废物管理碳减排核算方法及模型，目前较为常用的有IPCC制定的针对国家层面固体废物处理处置设施直接现象的清单指南，但主要核算范围包括城市及工业领域固体废物末端处置环节的碳排放，并未考虑源头减量、资源循环利用和回收再生的间接温室气体减排效益。因此，IPCC指南废弃物部门所给的计算边界难以全面反映固体废物管理的温室气体减排贡献和潜力。美国环境保护署研发的WARM模型，其特点主要在于不仅适用国家或地区、城市层面，而且处置环节考虑的较为全面，可为61种废弃物提供了源头减量、回收、堆肥、燃烧、填埋等环节的直接和间接温室气体排放量，同时也具有可根据本国废物类型和处置方式改进后进行本土化应用等特征。基于上述考虑，采用WARM模型可为徐州市“无废城市”试点建设减污降碳效益提供核算依据。

2) 碳排放及减排核算。本研究参考WARM模型框架，依据我国固体废物产生来源和管理的特点，对测算模型进行了拓展，并从相关文献资料^[22-42]中获取排放因子进行数据补充。碳排放量核算基本方程是固体废物源头减少 (增加) 量或固体废物处置量乘以排放因子，也称排放因子法，具体的碳排放总量M计算公式如式(1)所示。

$M{\text{ = }}\sum\limits_{n = 1}^8 {{f_n} \cdot {m_n}}$

$(1)$

式中：f_n为全生命周期中各环节的碳排放系数，t CO₂eq∙t^-1；m_n为源头减 (增) 量/各环节处置量，t。

本研究中，f₁为源头减量碳排放系数，即单位固体废物产生时，包括加工及运输等环节的碳排放量，即与基准年相比，目标年固体废物在源头产生量的减少相应的碳排放系数。f_n (n=2,3….8)为处置环节的碳排放系数，包括固体废物运输、处置过程中的碳排放量，抵消所产生的能源、肥料、材料等避免的碳排放量。其中，f₂为厌氧消化环节碳排放系数，f₃为堆肥环节碳排放系数，f₄为还田环节碳排放系数，f₅为回收利用环节碳排放系数，f₆为填埋处置环节碳排放系数，f₇为焚烧处置环节碳排放系数，f₈为简易处置环节碳排放系数。

不同种类固体废物在上述环节中的碳排放系数选取参照WARM模型以及文献调研，具体取值见表2。

表 2 各类固体废物处置利用过程碳排放系数

Table 2. Carbon emission coefficient of various solid wastes t CO₂eq∙t⁻¹

类别	f₁	f₂	f₃	f₄	f₅	f₆	f₇	f₈	文献
生活垃圾	3.688	—	—	—	—	0.192	−0.124	—	[22−23]
餐厨垃圾	4.034	−0.104	0.165	—	—	—	—	—	[24]
园林垃圾	—	—	−0.099	—	—	0.198	—	—	[24]
农贸垃圾	4.034	−0.104	—	—	—	—	0.002	—	[24−25]
废纸	6.695	—	—	—	−3.908	—	—	—	[24]
废塑料	2.065	—	—	—	−1.020	—	—	—	[24]
电子废物	5.280	—	—	—	−0.866	—	—	—	[24]
废钢铁	1.839	—	—	—	−2.126	—	—	—	[24]
市政污泥	—	—	0.050	—	0.191	0.578	0.144	0.500	[26]
建筑垃圾	0.157	—	—	—	−0.150	0.020	—	—	[24, 27−28]
秸秆	0.756	—	—	−0.131	−0.508	—	—	—	[29−32]
畜禽粪便	0.433	0.020	0.172	—	—	—	—	0.060	[33−35]
废农膜	2.122	—	—	—	−1.020	0.022	—	—	[24]
粉煤灰	5.430	—	—	—	−0.954	—	—	—	[24, 36]
炉渣	3.747	—	—	—	−0.954	—	—	—	[24, 36]
煤矸石	0.786	—	—	—	−0.210	—	—	—	[37−38]
脱硫石膏	0.237	—	—	—	0.029	—	—	—	[24]
尾矿	5.350	—	—	—	−0.178	—	—	—	[39−41]
冶炼废渣	—	—	—	—	−4.839	—	—	—	[24]
危险废物	—	—	—	—	—	—	2.272	—	[42]
注：园林垃圾、市政污泥、冶炼废渣、危险废物成分复杂暂未考虑源头减量环节；建筑垃圾、秸秆、废农膜暂未考虑简易处置环节。

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3) “无废城市”建设与碳减排效益。本研究中碳减排效益是以2018年作为基准年计算出2020年目标年的碳减排效益。计算内容包括，“无废城市”试点建设期间固体废物源头减量产生的碳减排效益以及通过中端利用和末端处理处置过程的碳减排效益。具体公式如式(2)所示。

$\Delta M=\Delta {M}_{1}+\Delta E\times {m}_{\mathrm{目}\mathrm{标}\mathrm{年}}$

$(2)$

式中：∆M₁为2018年至2020年期间各类固体废物源头减量环节的碳减排量，t CO₂eq；∆E为基准年和目标年固体废物吨处理处置碳减排量的差值，t CO₂eq；m_目标年为2020年固体废物处置总量，t CO₂eq。

2. 结果与讨论

2.1 徐州市各类固体废物产生与处置利用总体情况

1) 源头减量情况。2018年和2020年各领域固体废物的产生量分别为5 347.8×10⁴和4 715.0×10⁴ t，“无废城市”试点建设期间源头减量率达到11.83%。城乡生活领域固体废物产生量共减少了522.3×10⁴ t。其中，建筑垃圾源头减量的贡献最大，占62.27%。主要是建筑领域推广了集BIM技术、装配式建筑以及超低能耗被动房为一体的示范项目等，促进了建筑垃圾产生量的降低；农业领域固体废物共增加了29.9×10⁴ t，其中以农业秸秆的增加为主；工业固体废物产生量共减少了140.4×10⁴ t，源头减量率达到11.98%。徐州市在“无废城市”试点建设期间，工业领域主要采取对传统固体废物产生密集型产业转型升级，降低了工业固体废物产生强度，从而减少了工业固体废物的产生量。

2) 资源化利用与末端处置情况。在城乡生活领域，2018年与2020年厌氧消化、堆肥以及资源回收等中端资源化利用量占比分别为15.64%和12.27%，降低了3.37%。末端处置量的占比从84.36%提高至87.73%，说明城乡生活领域的中端资源化回收利用率还有较大提升空间，需要进一步提高；在农业领域，2018年中端资源化回收利用量占比为87.04%，末端处置量占比为12.96%，到2020年这2个值分别达到95.81%和4.19%，表明中端回收利用效果明显，主要归功于2点：首先，规模化养殖提高了其畜禽粪便综合利用率，秸秆收储场所用地政策的制定以及一般农用地收储转运中心建设促进了秸秆的综合利用；其次，在工业领域，2018年和2020年中端回收利用量占比分别为99.34%和99.49%，末端处置量占比则分别为0.66% 和0.51%，这说明徐州市工业领域固体废物处置与资源化利用体系未形成大的变化。

2.2 源头减量环节碳排放分析

根据徐州市2018年和2020年各领域固体废物产生量变化及相应固体废物源头产生碳排放系数，利用式(1)计算获得各类固体废物源头减量的碳排放情况，如图3所示。徐州市在“无废城市”试点建设期间，通过固体废物的源头减量，各领域固体废物累计实现碳减排1 531.3×10⁴ t CO₂eq。其中，碳减排量最大的是工业领域，为837.3×10⁴ t CO₂eq，其次是城乡生活领域的712.8×10⁴ t CO₂eq。工业领域取得的碳减排效果得益于“无废城市”试点建设期间对传统工业固体废物产生企业进行了绿色转型升级，减少了炉渣、尾矿、粉煤灰等一般工业固体废物产生量。城乡生活领域碳减排量则由除生活垃圾以外的固体废物贡献，其中碳减排量较大的是电子废物、废钢铁以及废纸等再生资源。可以看出，再生资源产业规模化发展及综合利用率的提升，减少了相关固体废物产生的同时也是源头上减少碳排放。由于生活垃圾产生量有所增加，期间即便增加了焚烧比例，碳排放量仍有41.3×10⁴ t CO₂eq，还有较大的碳减排空间。农业领域则由于农作物种植与畜禽养殖规模的扩大致使秸秆和畜禽粪便碳产生量增大，对应增加了19.4×10⁴和2.4×10⁴ t CO₂eq的碳排放量，仅有废农膜则减少碳排放3.0×10⁴ t CO₂eq。

图 3 源头减量环节的碳排放情况

Figure 3. Carbon emission of source reduction

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2.3 城乡生活领域固体废物利用处置环节碳排放分析

根据徐州市2018年和2020年城乡生活领域各类固体废物处置量与表2中碳排放系数，利用式(1)计算获得城乡生活领域固体废物处置环节的碳排放情况，结果如图4所示。城乡生活领域固体废物处置中端环节包括厌氧消化、堆肥及资源回收，末端环节包括填埋、焚烧和简易处置等方式。从分析结果中能明显看出，城乡生活领域的碳排放主要来自固体废物的填埋，通过填埋处置的固体废物主要为生活垃圾和建筑垃圾，并且2020年生活垃圾填埋量的减少是促进碳排放量的下降的主要因素。综合而言，2018年和2020年城乡生活领域固体废物处理处置环节全年碳减排总量分别达到570.8×10⁴和209.3×10⁴ t CO₂eq，碳减排量的降低主要来自于废钢、废纸、废电池和建筑垃圾等主要中端环节资源回收量的减少。此外，2020年生活垃圾焚烧量的增加也促进了碳减排5.3×10⁴ t CO₂eq。由此可知，末端处置中填埋是城乡生活领域固体废物产生碳排放的主要源头。因此，通过提高中端资源回收率来促进碳减排，这也是城乡生活领域减污降碳的重要措施。

图 4 城乡生活领域固体废物中端与末端处置环节碳排放

Figure 4. Carbon emission during the disposal and resource utilization of the solids from the urban and rural life

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2.4 农业领域固体废物利用处置环节碳排放分析

根据徐州市2018年和2020年农业领域固体废物处置量与表2中碳排放系数，利用式(1)计算获得农业领域固体废物处置环节的碳排放情况，结果如图5所示。农业领域固体废物处置中端环节包括，厌氧消化、堆肥、还田以及再生资源化利用，末端处置包括填埋及简易处置等方式。结果显示，碳排放量主要来自中端环节畜禽粪便堆肥、少量厌氧消化以及末端环节的简易处置，2020年畜禽粪便堆肥量的增加导致碳排放比2018年增加了42.0×10⁴ t CO₂eq，而简易处置量的减少获得相应的碳排放量的降低。碳减排量主要来自中端秸秆还田及再生资源化利用环节，试点建设期间还田量有所增加，而资源化利用量有所减少。此外，2018年农业固体废物综合利用与处置环节全年减排量达到38.3×10⁴ t CO₂eq，而到2020年非减反增，碳排放量增加了1.8×10⁴ t CO₂eq。综上所述，堆肥是农业领域碳排放的主要源头，同时秸秆还田以及再生资源化利用会带来碳的减排量，因此可作为农业领域减排降碳的主要措施。

图 5 农业领域固体废物中端与末端处置环节碳排放

Figure 5. Carbon emission of disposal and resource utilization in the agricultural waste

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2.5 工业领域固体废物利用处置环节碳排放分析

根据徐州市2018年和2020年工业领域各类固体废物处置量与表2中碳排放系数，利用式(1)计算获得工业领域固体废物处置环节的碳排放情况，结果如图6所示。徐州市工业领域固体废物处置包括中端环节再生资源化利用，末端环节焚烧这2种方式，碳排放主要来自于危险废物焚烧过程。综合来看，2018年和2020年徐州市通过工业领域处理处置环节碳减排量分别达到1 014.6×10⁴和1 309.9×10⁴ t CO₂eq。冶炼废渣、粉煤灰、炉渣和煤矸石等均有较好的资源回收属性。其中，冶炼废渣的碳减排量最大，约占2020年减排量的60%。因此，加快推进传统工业的绿色低碳转型发展，提升工业固体废物资源化利用水平将带来较大程度的碳减排量。

图 6 工业领域中端与末端处理处置环节碳排放

Figure 6. Carbon emission of disposal and resource utilization in the industrial solid waste

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2.6 “无废城市”试点建设碳减排综合效益分析

根据式(2)，徐州市“无废城市”试点建设期间的碳减排效益，包含源头减量碳减排效益以及通过固体废物处置过程效率的提升碳减排效益2个部分。2.1节结果显示，徐州市在2020年通过源头减量各领域固体废物产生量实现碳减排效益1 531.3×10⁴ t CO₂eq。通过比较各领域固体废物中端和末端处理处置过程碳减排综合效率可知，吨处理固体废物碳减排量从2018年的0.29 t CO₂eq提高到2020年的0.31 t CO₂eq，其中主要贡献来自于工业领域 (图7) 。综合来看，徐州市在2018-2020年通过“无废城市”试点建设，从源头减量、中端资源化以及末端处置全过程实现碳减排效益1 606.6×10⁴ t CO₂eq。总体而言，徐州市“无废城市”试点建设产生了较好的减污降碳协同效益；同时发现，当前源头减量环节对碳减排效益的贡献最大，而中端资源化利用和末端处置带来的效益有待进一步提高，这有利于全面发挥减污降碳协同增效作用。

图 7 2018年和2020年徐州市处理吨固体废物的碳减排量比较

Figure 7. Comparison of carbon reduction per ton of solid waste treatment in Xuzhou City in 2018 and 2020

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3. 结论

1) 徐州市在“无废城市”试点建设期间，通过源头减量各类固体废物产生量实现碳减排量1 531.3×10⁴ t CO₂eq，其中工业领域固体废物源头减量最大，其次是城乡生活领域。这说明，徐州市对工业领域传统工业固体废物产生企业绿色转型升级以及对城乡生活领域再生资源产业规模化发展获得了较好的源头降碳效益。

2) 各领域固体废物中端与末端处置环节碳排放分析结果显示，城乡生活领域通过提高资源再生行业回收利用率以及控制生活垃圾和建筑垃圾填埋量，农业领域通过减少畜禽粪便的堆肥，转而发展其它资源化利用方式，工业领域通过进一步提升各类工业固体废物的资源回收利用率，可作为徐州市碳减排的重要措施。

3) 徐州市在“无废城市”试点建设期间，通过源头减量以及固体废物中端与末端处置过程效率的提升，实现碳减排效益1 606.6×10⁴ t CO₂eq。其主要贡献来自源头减量带来的效益，而中端与末端处置环节的碳减排效益还存在提升空间。

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通讯作者: 陈斌, bchen63@163.com

1.
沈阳化工大学材料科学与工程学院沈阳 110142

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随着经济的快速发展以及城市化进程的加速，厨余垃圾在城市固体废物管理系统中占据愈发重要的位置。据统计，厨余垃圾在生活垃圾中占比可达50.0%以上^[1-3]，其化学组份主要为淀粉、纤维素、蛋白质、脂质和无机盐^[4]。厨余垃圾有3大特性：一是含水率高，占比高达80%^[5]，易腐烂并散发恶臭，不仅造成卫生问题，也不利于垃圾收运；二是油脂和盐类物质含量高^[6-7]，若不能妥善处理，会影响后续综合利用效果，影响资源化产物的品质^[4]；三是蕴含丰富的碳资源，碳含量高达约50.0%，碳氮比约为20.0^[8-15]，为其资源化利用提供了良好的物质基础。

目前，我国厨余垃圾资源化利用的途径主要是厌氧消化处理(74.3%)，少量采用好氧堆肥(13.5%)、饲料化(12.2%)等模式^[16]。然而，厨余垃圾的资源化依然面临2大困境。首先，分类收运困难，厨余垃圾尚未做到完全从生活垃圾中分离出来单独收集^[17-20]。目前，在试点城市分类收运的实践中，分离后的厨余垃圾中依然含有10.0%~25.0%的杂质，如木筷、纸杯、塑料袋^[21-22]，这使得预处理工序十分复杂。其次，资源化处理技术存在弊端。厌氧消化技术的经济成本高且安全隐患大^{[21, 23-24]}；好氧堆肥占地面积大且会带来严重的二次污染^[25-26]；饲料化技术尚不成熟且存在同源性危害^[24]。为应对上述困境，厨余垃圾粉碎机(food waste disposer，FWD)开始引入我国厨余垃圾管理实践。

FWD作为一种新型厨房电器，主要用于厨余垃圾的粉碎处理，它提供了一种处理厨余垃圾的全新方法。FWD的主体是由不锈钢材质的研磨腔和研磨盘组成，体积适中，通常安装于厨房水池台下并且连接排水管道。在工作时，通过高速运转的永磁电机带动研磨腔中的转盘，厨余垃圾便在离心力的作用下互相撞击，可以在极短时间内被研磨粉碎成细小颗粒，最终随水流汇入污水处理系统。FWD能够处理多种多样的厨余垃圾，从残羹剩饭到肉鱼骨刺，都可以使用FWD粉碎成浆状直接排出。1927年，FWD在美国被首次推出，因其方便快捷的特性而获得广泛的应用，目前，在美国的普及率约为50.0%^[27]。加拿大、澳大利亚和新西兰的普及率分别约为10.0%、12.0%和30.0%^[28-29]。在日本，FWD 已成为将厨余垃圾从生活垃圾中分离出来的有效工具^[30]。然而，欧洲国家如法国、德国等不鼓励使用FWD。其主要原因是，FWD的使用增加了污水处理厂进水的污染物浓度，超过了污水处理厂的处理负荷^[31]。近年来，我国政府也开始关注FWD的应用，但尚无明确政策导向，仅在个别地区(如北京市)鼓励安装。随着经济快速发展，FWD会因其便捷性被更多居民所接受。然而，关于FWD的应用所产生的环境影响，目前尚未达成共识。

本文将依据文献分析，从FWD安装后带来的物质减量化效果，能量流变化，以及重要环境效应的变化等方面进行梳理，以期识别FWD应用后将可能带来的潜在环境影响，以期为城市固废管理和科学研究提供参考。

1. FWD应用后的生活垃圾减量化效果

引入FWD以后，家庭厨余垃圾从城市生活垃圾处理系统转移到污水处理系统，生活垃圾减量化效果显著。GALIL等^[32]认为，当FWD普及率达60.0%时，生活垃圾的重量和体积预计将分别减少7.0%~18.7%和3.3%~11.0%。厨余垃圾的转移不仅带来生活垃圾量的变化，还会影响生活垃圾的成分组成和特性。最显著的一点就是，大大降低了生活垃圾的含水率，当FWD普及率为60.0%时，生活垃圾的含水率最高可降低13.3%^[32]。

对于生活垃圾的收运来说，FWD的应用直接减少了收运的频次和费用，从而减少市政环卫部门的垃圾收运成本。在MARASHLIAN等^[33]的研究中，引入FWD产生的净经济效益可达市政固废管理成本的7.2%~44.0%(FWD普及率为25.0%~75.0%)，主要是由于节约了收运环节的成本。

对于生活垃圾的再利，由于生活垃圾成分的变化，使得热值大幅增加(当FWD普及率达到90.0%~97.0%时，热值可增加1倍^[30])。这不仅利于热能回收，提高了垃圾综合利用的效率，而且减少了焚烧时由于垃圾高水分导致的二恶英^[30]。

通过引入FWD，厨余垃圾从固体废物流转移到废水流，实现了生活垃圾从源头分离。生活垃圾的减量，对于居民而言，改善了卫生状况，使垃圾分类更易操作；对于市政环卫部门而言，不仅降低了垃圾收运成本，而且提高了垃圾资源化利用的效率。

2. FWD应用后的能量流变化

FWD的应用会消耗能量，同时又会产出一定能量。能量消耗主要出现在污水处理阶段，能量产出主要来自污水处理过程沼气产量的增加^[34-35]。能量流的变化源于FWD应用后污水处理厂边界内的物质流变化。

2.1. FWD的应用对污水处理系统物质流的影响

FWD的应用会明显增加污水处理厂进水中有机物的负荷。这主要是因为，家庭厨余垃圾中蕴含着丰富的有机质，1.0 g厨余垃圾(干重)可产生1.2 g有机物(以COD表示)^[36]。同时，FWD应用后，用水量的增加幅度不高^[37]。FWD不同普及率下污水处理厂进水中有机质呈现增加趋势(表1)。当FWD普及率为100.0%时，污水中COD增加了4.0%~59.2%，BOD增加了28.0%~59.5%。此外，总氮(TN)增加量可达6.5%~11.4%，总磷(TP)增加量可达11.5%~18.4%^[38-40]。由此可发现，FWD的应用提高了污水的碳氮比和碳磷比^[41]，可以有效缓解污水处理厂碳资源匮乏的问题，有利于厌氧消化过程^{[39, 42-45]}。

FWD应用会增加能源产出。污水中新增的固体颗粒物和有机物，大部分作为污泥通过一级处理去除^[48]。新增污泥通过厂内配备的厌氧消化设施或者外运到污泥处理厂进行处置，将带来新增沼气的产出(如表2所示)。同时，污泥中有机物的增多促进了厌氧消化过程更加充分、高效地进行，通过提高厌氧消化效率也会增加沼气的产量。当FWD普及率为50.0%时，污水处理系统沼气产量增加率高达46.0%^[49]，每年新增约0.2×10⁸ m³甲烷^[50]，这将带来可观的能源回收效益。

尽管FWD的普及会给污水处理系统带来可观的能源收益，但是由于物质流的改变带来的经济成本的变化也值得被关注。有研究表明，当厨余垃圾粉碎机的普及率为60.0%时，污水处理厂的投资建设成本将增加23.0%~27.0%，运营和维护年成本预计将增加26.0%~30.0%^[32]。 ZAN等^[48]的研究认为，对于污水处理厂来说，当厨余垃圾粉碎机的普及率小于30.0%时，运行成本的增加可以忽略不计；当普及率大于50.0%时，运行成本明显升高；普及率高达 80.0%时会导致运营支出超过50.0%。增加的运营成本来自二级处理中曝气所需的能耗增加以及污泥的处置和运输。

2.2. FWD应用的能源效益

尽管FWD的应用具有可观的能源回收量，但该系统能否带来净能源产出仍然存疑。ZAN等^[48]的研究表明，当FWD普及率在10.0%~30.0%时，尽管新增沼气发电可以增加7.8%~24.0%的电力产出，但是该系统消耗的能量更多，主要归因于污水二级处理中曝气所需的能耗增多。然而，也有研究认为，FWD应用系统中可回收能量大于系统能耗^{[38, 51, 53-54]}。IQBAL等^[38]的研究表明，FWD的应用使污水处理厂增加能耗约30.0%，但同时能量回收率提高了58.0%~76.0%，因此产生净能源收益。GUVEN等^[54]的研究认为，当FWD的普及率为10.0%时，污水处理系统的净能源收益增加了205.9%。

与其他垃圾处理模式相比，FWD模式的能源效益不是绝对的，其不确定性源于研究划定的系统边界、基准情景以及FWD普及率的设定。就市政厨余垃圾管理模式而言，LUNDIE等^[55]和DIGGELMAN等^[56]的研究结果均表明，FWD比好氧堆肥更具节能优势。当FWD普及率为100.0%时，能耗降幅可达68.0%^[56]~78.0%^[55]。通过比较处理单位重量的厨余垃圾所消耗的能源，包括处理系统的设备投入、垃圾收运、垃圾处理、副产品运输以及废弃物处理的全过程，得到FWD的处理方式可以节约更多的能源，主要优势在于垃圾收运过程的能耗大大降低；此外，FWD处理系统的设备能耗也相对更小^[55]。GUVEN等^[57]认为，FWD普及率为10.0%时，厨余垃圾处理系统的净能源效益可增加33.3%，该研究的基准处理情景设为厨余垃圾有84.2%进行填埋、10.5%生产燃料、5.3%好氧堆肥。THOMSEN等^[46]以城市生活垃圾管理系统为研究对象，观察到，当FWD普及率为16.0%时，其净能源产出比焚烧模式降低了1.4%。由于基准情景和系统边界的差异，FWD模式的能源效益和普及率不成正比关系。

3. FWD应用的环境影响研究

3.1. FWD应用的减碳效应

众多研究都聚焦于FWD应用后系统的碳足迹变化研究，即系统处理厨余垃圾的全过程直接或间接的温室气体排放量。碳排放量的计算主要分为3个步骤：首先，确定研究的系统边界，如厨余垃圾处理系统、市政固体废物处理系统或城市污水处理系统；其次，对选定系统中碳排放的来源项进行识别，把系统中投入的物质、能源及其投入量进行汇总；最后，选择各个投入物质、能源所对应的碳排放指标因子，将投入量与指标因子进行乘积汇总，即为最终的碳排放量。本文将不同研究中FWD应用带来的碳减排效果，统一用碳减排率来表示(如表3所示)，即FWD应用后系统减少的碳排放量占原碳排放量的比例。

文献研究结果表明，碳减排率和处理处置方式、系统边界、基准情景以及FWD普及率有关。相比于厨余垃圾好氧堆肥和填埋处理，FWD的应用具有更优的减碳效益。根据LUNDIE等^[55]的研究，当FWD的普及率为100.0%时，相比厨余垃圾好氧堆肥处理系统，使用FWD进行厨余垃圾的后续处理可以减少75.0%的碳排量。根据MAALOUF等^[62]的研究，当FWD的普及率为42.0%时，市政固体废物处理系统比全部采用填埋处理要减少10.0%~42.0%的碳排量。

与厌氧消化处理方式相比，FWD会增加碳排放量。MAALOUF等^[58]的研究中，以市政固体处理系统为研究对象，当FWD的普及率达42.0%时，碳排放量比全部使用厌氧消化处理时高出16.7%。以厨余垃圾处理系统为研究对象时，使用FWD比厌氧消化处理的碳排放量高出290.3%~300.0%^[60-61]。

对于市政污水处理系统而言，FWD的应用具有明显的减碳效益^[54]。研究表明，当FWD的普及率达到10.0%时，通过回收副产物沼气，会产生一定的环境效益。此时，系统在碳排放量方面产生的效益可以达到未使用FWD时碳排放量的49.8%。

由于不同研究设定的系统边界和比较基准不同，FWD模式的碳减排率与其普及率之间是否呈现正比例关系尚且没有定论。例如，在MAALOUF等^[58]的研究中，当FWD的普及率成比例变化时(由21.0%变为42.0%)，碳排放量的削减率却不是成比例增加的，其原因是，与2者进行比较的基准情景差异较大。普及率为21.0%时的基准情景是：23.0%的固废回收处理、22.0%进行焚烧产能、43.0%填埋处理、12.0%好氧堆肥。而普及率为42.0%时的基准情景是：13.0%的固废回收处理、45.0%填埋处理、42.0%进行好氧堆肥。目前，针对碳减排率与FWD普及率之间的关系尚未发现相关研究文献。

文献研究结果表明，FWD应用产生的新增污泥综合利用模式和途径对系统碳排量影响巨大。TIDAKER等^[59]设定FWD普及率为50.0%，其碳减排率却相对较低(为2.4%)。这是因为，基准情景中污泥经堆肥处理用作农田的肥料，而FWD应用情景中污泥经简单处理后用于市政绿化。KIM等^[60]的研究表明，FWD的应用会导致碳排量大幅增加(比好氧堆肥增加236.0%，比厌氧消化增加290.3%)。这主要是因为，FWD应用情景中未考虑新增污泥的综合利用。

3.2. FWD的应用对酸化效应及富营养化效应的影响

有文献采用生命周期评价的方法，分析了FWD应用带来的潜在环境影响^{[46,54-55,57]}。由于各研究所采用的环境影响类型并不相同，本文选取了在所有文献中均涉及到的2种环境影响类别，即酸化效应和富营养化效应，分析FWD的应用带来的环境影响。

酸化效应是指SO_X等酸性物质对环境带来的危害。在进行生命周期评估时，酸化效应潜值的计算主要分为以下2个步骤：首先，对系统输入输出的物质能源清单进行分析，识别其中会产生酸化效应的物质，主要包括SO₂、SO₃、NO_X、HCl、HF、H₂S以及NH₃，以其中的SO₂为基准，将其影响潜值作为基准1；其次，根据不同物质对酸化效应贡献量的不同得到相应的影响因子，通过影响因子即可得到以基准为单位的当量值，从而不同系统产生的酸化效应可以在统一的单位下进行比较。

厨余垃圾在进行好氧堆肥的过程中，将产生一定的酸性气体(主要是SO_X和NO_X)，EDWARDS等^[53]认为，当FWD普及率为100.0%时，与好氧堆肥模式比，SO_X排量削减率达24.7%、NO_X排量削减率达135.8%。FWD的处理途径可以减少好氧堆肥时酸性气体的产生，因而与厨余垃圾好氧堆肥相比，FWD模式可以有效缓解在酸化效应方面造成的影响。根据LUNDIE等^[55]的研究，当FWD普及率为100.0%时，可使酸化效应潜值减少81.4%。GUVEN等^[57]的研究中10.0%的厨余垃圾用FWD来处理，其余仍保持原有的处理模式，结果表明，引入FWD之后厨余垃圾处理系统的酸化效应降低了33.0%。

富营养化效应是指由于氮、磷等营养物质含量过多所引起的水质污染现象。在进行生命周期评估时，富营养化效应潜值的计算方法和酸化效应潜值类似。造成富营养化效应的主要物质包括NO₃⁻、NO_X、NO、NH₃以及COD。在计算富营养化潜值时，以NO₃⁻为基准物质，将其影响潜值作为基准1，其他的影响物质通过影响因子换算得到以基准为单位的当量值，通过加和即可得到总的潜值。

FWD的使用，使富含有机质的厨余垃圾从固体废物流转入废水处理系统，与好氧堆肥模式、填埋模式和焚烧模式相比，FWD的应用在一定程度会加剧淡水富营养化效应。GUVEN等^[57]的研究认为，FWD普及率为10.0%时，潜值增加率为236.0%。而在LUNDIE等^[55]的研究中，FWD普及率为100.0%时，潜值增加率为50.0%。该差距较大同样是因为与之相比的基准情景不同。前者设定的基准情景中好氧堆肥比例只占5.3%，堆肥处理占84.2%；而后者设定的基准情景为100.0%好氧堆肥。对于市政污水处理模式来说，FWD的应用增加了系统向淡水中排放的磷含量，在普及率为10.0%时，系统的淡水富营养化潜值增加了32.8%^[54]。对于城市生活垃圾管理系统而言，相比于全部焚烧产生能量的处理方式，当有16.0%的厨余垃圾通过FWD被处理时，系统的淡水富营养化潜值增加33.5%^[46]。

4. 未来研究展望

1)比较情景和数据清单需要本土化。不同地区厨余垃圾的特征有所不同，不同经济体的市政固废管理模式也不相同，采用本地化的基础清单数据进行分析才能得出具有实际应用价值的结果。基于基准现状进行比较，才能有效支撑厨余垃圾管理政策的制定。

2)需要深入开展厨余垃圾厌氧处理模式和FWD模式的环境影响比较研究。据统计，我国超过半数的餐厨垃圾采用厌氧消化工艺进行处理^[63-64]。然而，关于对比这2者环境影响的研究相对较少，比较的指标不全面，例如酸化效应、富营养化效应等重要的环境影响均无法得出确切结论。

3)深入分析FWD的普及率与各项环境影响潜值的关系，寻求FWD的最佳普及率区间。许多研究都将FWD的普及率设置为50.0%乃至100.0%。然而，FWD的普及率能否达到该值还未可知，这就导致在该普及率下的研究结果很可能不具实际意义。另外，FWD是否存在最低普及率阈值也值得进一步开展研究。

4) 需要探究FWD应用的新模式。FWD模式在大多数研究中都是通过污水管网直接连接污水处理厂，对该模式稍加改造，或许可以得到更加节能环保的新模式。有研究提供了一些可供参考的思路，例如，在住宅排水系统中增加一个固液分离设施或在小区内设置FWD流出物集中处理装置，来打破对FWD推广的限制^[65-70]。这种厨余垃圾的分散式收集处理装置或许可以使FWD得到更好的应用，对其潜在的环境影响有必要进一步研究。

Table (3) Reference (70)

The state of art and prospects of studies on environmental impact of food waste disposers