随着我国国民经济水平整体提升，餐厨垃圾产生量与日俱增，仅2020年全国餐厨垃圾产生量便已突破1.2亿t/a。餐厨垃圾为高有机质与油脂成分和高含水率（77％以上）的固体废物。因此，具有易生化降解的特点。
对餐厨垃圾处理国内外主要有5种处置方式：填埋、粉碎直排、好氧堆肥、厌氧消化和综合处理，各种方法综合评价见表1。
图1 餐厨垃圾处置方式
表1 餐厨垃圾处置方式综合评价
注：粉碎直排：将餐厨垃圾经厨房下水接口配置的餐厨垃圾粉碎机（FWD）粉碎后直接排入市政下水管网的方法。综合处理:指根据餐厨垃圾成分，利用破碎、分拣、筛选、搅拌等机械过程以及后续生物处理技术（如，厌氧消化）对餐厨垃圾进行处置。
不合理的餐厨垃圾处理方式在处置餐厨垃圾时，所导致的碳排放量明显不同。所以，应对餐厨垃圾处置采用全生命周期（LCA）评价方法予以评估。为此，以下通过实例分别对上述5种处置方式计算LCA碳排放量。
基本参数及其边界设定
以一个位于北美地区具有10万人口的社区作为计算案例，餐具和塑料袋等杂物不包括在餐厨垃圾产量之内。
以每人每天产生餐厨垃圾量97.52 g/人·d作为基准，年餐厨垃圾产量为3 930 t/a。
餐厨垃圾基本参数为TS（湿基）：30.9 ％，VS（湿基）：26.4 %。
结合当地餐厨垃圾处置实际处理工艺条件，对上述5种方式处置餐厨垃圾之碳排放进行全面评估。各处置方式边界内物能流程及其各单元中物能所产生或抵消的CO2当量——ECO2对应的数值见图2。
图2 5种餐厨垃圾处置方式边界内物能流程图
碳排分析
评估的LCA包括餐厨垃圾收集与运输、处理、产物各个处置环节；LCA之碳排放涉及的温室气体包括CO2、N2O和CH4；N2O和CH4造成的温室效应分别乘以298、25折算为CO2当量——ECO2。经微生物分解代谢作用产生的CO2为生物成因（生源性），是有机物的自然归宿，不列入碳排放计算；产生的CH4经回收后用于发电或热电联产（CHP），这一途径形成的碳排放不纳入LCA碳排放汇总与计算。被回收的能源与资源可相应地抵消碳排放量，主要包括由CH4用于发电或CHP后回收的电能或（和）热能与可用作肥料的沼渣；产生的热能除满足自身升温需求之外，未利用的剩余热能不计入抵消ECO2项目内。每kW·h电能可抵消0.608 kg ECO2，每kg肥料（以N计）可抵消4 kg ECO2。据此计算各餐厨垃圾处置方式对应的年ECO2数据（图3）。
图3 5种餐厨垃圾处置方式碳排放量
由图3可知，以上5种餐厨垃圾处置方式产生的总ECO2量顺序为：填埋＞综合处理＞粉碎直排＞堆肥＞厌氧消化。填埋总ECO2最大，虽然被回收的CH4（不足33.0 %）用于发电可抵消530 t ECO2/a ，但是处理环节释放的CH4亦高达2660 t ECO2/a，致使填埋总ECO2达3190 t ECO2/a。可见，餐厨垃圾填埋处置，不仅造成巨大危害环境的温室效应，也白白浪费了餐厨垃圾中的有机能源。因此，许多国家已开始限制、甚至禁止可生化降解垃圾直接填埋。
餐厨垃圾厌氧消化抵消的ECO2（1170 t ECO2/a）最大，主要是因为厌氧消化产生的沼气用于CHP产生热能、电能与沼渣用作肥料能抵消大量ECO2。产生的热能除满足自身升温需求之外还有富余（不计入抵消ECO2项目内），产生的电能1500 WM（h/a）能抵消980 t ECO2/a，沼渣用作肥料可抵消190 t ECO2/a。加上餐厨垃圾厌氧消化处理环节（主要是制浆池研磨、消化池搅拌和后续沼渣脱水）所产生的最小ECO2（共计80 t ECO2/a），最终使厌氧消化总ECO2（-940 t ECO2/a）最小。
厌氧消化与其他4种处置方式相比，在资源回收和碳减排方面具有突出优势，这就决定了厌氧消化产沼气为今后餐厨垃圾处置中的首选方式。
根据上述计算，以我国14亿人口为基准，全国餐厨垃圾若全部填埋处理，每年碳排高达4466 万t ECO2/a，甚至超过全国污水处理碳排总量（3985 万t ECO2/a）。而全部以厌氧消化方式处理，则可实现碳汇1316 万t ECO2/a。在建有市政污泥厌氧消化单元的城市，餐厨垃圾与污泥参混共消化不失为一种良策，既充分利用污泥厌氧消化单元的剩余空间，亦可增加污泥厌氧消化的产气率。
参考文献：
郝晓地，周鹏，曹达啓.餐厨垃圾处置方式及其碳排放分析[J].环境工程学报，2017，11(02):673-682.
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