文章导读：不同餐厨垃圾解决方法在资源化回收程度以及产生的碳排放量存在很大差别。在“双碳”背景下，构建餐厨垃圾资源化及碳减排合二为一的解决方法则显得十分必要。那么，不同餐厨垃圾解决方法碳排量有多大差异呢？

  随着我们国家的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）的固态废料。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，很多方法综合评价见表1。

  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。

  不合理的餐厨垃圾解决方法在处置餐厨垃圾时，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。

  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3930 t/a。

  餐厨垃圾基本信息参数为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做全面评估。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。

  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，最重要的包含由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0.608kgECO2，每kg肥料（以N计）可抵消4 kgECO2。据此计算各餐厨垃圾处置方式对应的年ECO2数据（图3）。

  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530tECO2/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3190t 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（1170tECO2/a）最大，还在于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80tECO2/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，既充分的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。

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