我國城市生活垃圾組分含水率及其特征分析

楊 娜,邵立明,何品晶*

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我國城市生活垃圾組分含水率及其特征分析

楊 娜1,邵立明2,何品晶2*

(1.深圳市環境科學研究院, 廣東 深圳 518001；2.同濟大學固體廢物處理與資源化研究所,上海 200092)

含水率是預測生活垃圾能源回收和滲濾液污染潛力的關鍵參數,對選擇合適的生活垃圾處理技術有重要意義.根據各物理組分組成比例和組分含水率,估算混合生活垃圾含水率,是規劃和設計生活垃圾處理設施時的重要方法.本文通過分析近年來的文獻資料,提出適合我國生活垃圾特征的典型物理組分含水率數據清單;比較20個中國城市文獻數據的模擬估算與實測結果,發現對大部分城市的估算誤差在10%以內,遠低于采用丹麥,美國等發達國家數據的估算誤差.對比中國、丹麥和美國的組分含水率數據清單,發現我國生活垃圾中的紙類、織物、塑料、渣石等組分的含水率顯著偏高,原因在于我國生活垃圾的食品廢物含量高,混合收集過程中水分在組分間遷移所致.

城市生活垃圾；垃圾組分；含水率；數據清單；水分轉移

我國城市生活垃圾的含水率普遍較高,給處理和利用帶來了大量問題:在混合垃圾分類回收中,各組分相互黏連,降低分選效率;在焚燒處理中,降低垃圾低位熱值,不利于熱能回收;在填埋處置中,滲濾液產量高,增加二次污染控制成本.獲取可靠的混合生活垃圾含水率,是預測垃圾低位熱值和滲濾液產生潛力的關鍵參數,對選擇合適的生活垃圾處理方式有重要意義.

混合生活垃圾中的水分來自垃圾中的各物理組分.因此,含水率由混合垃圾的物理組分組成比例和各組分含水率共同決定.獲取混合生活垃圾含水率有兩種方法:一是直接對混合垃圾取樣測試,這是我國大部分研究者采用的方法[1-4].但由于生活垃圾的高度異質性,采樣代表性將顯著影響測試結果;且獲得的含水率數據僅能代表當時當地的情形,無法推衍垃圾組分發生變化后的情況.二是測試混合生活垃圾物理組分組成比例,然后,再根據各物理組分的含水率計算混合垃圾含水率.這種方法能夠節省大量測試工作,且能發現對含水率貢獻大的生活垃圾物理組分,為源頭控制混合生活垃圾含水率提供依據.目前,我國垃圾物理組分性質的調研資料積累尚少,研究者在估算混合生活垃圾含水率時,常引用發達國家垃圾的物理組分含水率數據[5-7],估算結果與實測結果存在較大偏差.例如,對天津垃圾含水率的估算值為44.4%[6],遠低于實測值55%[3].

本文系統分析了我國生活垃圾物理組分含水率的已有研究結果,建立了適合我國生活垃圾組成特征的組分含水率數據清單;應用數據清單估算了典型中國城市混合生活垃圾含水率,并通過與實測值對比,判斷數據清單的可靠性和適用性.同時,本文對比了我國生活垃圾物理組分含水率與發達國家的差異,并分析造成差異的原因,為研究者科學選擇引用數據提供依據.

1 數據收集和分析方法

1.1 建立生活垃圾物理組分含水率數據清單

本文通過分析整理學術論文、研究報告,系統收集了近十幾年中國生活垃圾物理組分含水率的研究結果.以采樣規范性和代表性為依據篩選數據后,引用數據見表1.為方便后續數據整理和分析,將生活垃圾物理組分統一為8類:食品廢物、紙類、竹木、織物、塑料、渣石、玻璃和金屬.對原始文獻中報道的其它組分,根據其屬性歸并到性質類似組分中(例如,“皮革”歸入織物類,“橡膠”歸入塑料類,“其它”歸入渣石類),并根據濕基重量進行加權平均,計算獲得歸并后的物理組分含水率.通過對表1中我國生活垃圾物理組分含水率的統計分析,得到了代表中國生活垃圾組成特征的物理組分含水率數據清單,見表2.

發達國家已較系統地研究了生活垃圾物理組分性質.例如,評價固體廢物生命周期的專業軟件EASETECH[16]自帶數據庫中有豐富的生活垃圾組分化學性質(通過測試丹麥生活垃圾獲得);國際上廣泛應用的教材《固體廢物全過程管理》[18]總結了主要生活垃圾組分的化學性質.這些研究成果很容易被研究者獲得并引用.但是,由于發達國家和我國居民的消費特點和生活習慣不同,生活垃圾組分統計口徑并不完全一致.例如,發達國家生活垃圾中通常有“園林垃圾”一項,主要來源于修剪庭院植物,我國生活垃圾中有“竹木”一項,主要來自日常消費品或家庭裝修.本文按照我國生活垃圾組分劃定類別,對發達國家垃圾組分進行重新歸類統計.在此基礎上,對上述2組物理組份含水率數據進行處理,形成丹麥數據清單和美國數據清單(表2),代表發達國家生活垃圾物理組分含水率特征.

表1 我國生活垃圾物理組分含水率數據研究結果匯總

注:wf,濕基物理組分基準.--,無數據.

表2 中國、丹麥、美國生活垃圾物理組分含水率

注:wf,濕基物理組分基準.--,無數據.“竹木”、“渣石”,發達國家統計口徑通常為“園林垃圾”、“不可燃物”.

1.2 混合生活垃圾含水率

應用生活垃圾物理組分的含水率數據(表2)和物理組分組成比例,可以估算混合收集生活垃圾的含水率,計算方法見公式1.

式中:mc指混合收集生活垃圾含水率的估算值,% ww(濕基基準);mc,j指物理組分的含水率,% ww;W指混合生活垃圾中,物理組分的重量百分比,% ww.

為判斷估算結果的可靠性,以混合收集生活垃圾含水率的實測值為基準,計算估算值與實測值的偏差百分比,計算方法見公式2.

式中:mc代表混合收集生活垃圾含水率估算值相對于實測值的偏差百分比,%;’mc代表混合收集生活垃圾含水率的實測值,% ww.

1.3 生活垃圾物理組分組成百分比及混合生活垃圾含水率實測數據

通過數據甄別,本文從大量文獻資料中挖掘了20個中國城市的生活垃圾物理組分組成百分比,及混合垃圾含水率實測值,見表3.需要說明的是,由于垃圾物理組分隨季節變化較大,混合垃圾含水率與季節顯著相關.這在北方地區尤其明顯,夏季瓜果消費量高,食品廢物占比高,混合垃圾含水率較高;冬季采暖用煤,渣石含量較高,含水率相對較低.為降低季節對混合垃圾含水率數據的影響,本文重點選取具有全年平均值或夏、冬兩季均值的數據.

表3 20個中國城市的生活垃圾物理組分組成百分比及混合垃圾含水率

ww,濕基混合生活垃圾基準.-- ,無數據.

2 結果

2.1 中國生活垃圾物理組分含水率統計結果

圖1顯示了中國生活垃圾物理組分含水率(表1中11組數據)的數值分布統計分析結果.由于紙類、竹木、塑料、渣石、玻璃等組分的含水率分布較分散,織物組分出現了異常值,為了剔除分散值和異常值對統計結果的影響,本文采用中位值代表物理組分的含水率.在8個物理組分中,食品廢物的含水率最高,中位值為68.2%;其次是紙類、竹木、織物和塑料組分,分別為43.2%、44.2%、43.5%和43.5%;渣石組分的含水率中位值為29.6%;玻璃和金屬的含水率最低,中位值分別為2.4%和5.4%.就含水率數值分布規律看,食品廢物分布最集中,說明測量統計偏差較小,數據可靠度較高;而渣石分布最分散,統計偏差最大,說明數據不確定性較高.需要注意的是,玻璃組分的含水率數據較少(僅5個數據點),且分布范圍0.31%至12.7%,統計誤差較大.將上述11組數據根據城市地理分布進行分類比較,并沒有發現顯著的地區分布特征.

圖1 中國生活垃圾物理組分含水率數據統計分析

2.2 混合垃圾含水率估算值與實測值的對比

分別利用本文建立的生活垃圾物理組分含水率數據清單(簡稱“中國數據清單”),以及丹麥和美國的數據清單(表2),估算表3中20個中國城市的混合垃圾含水率,并以表3中的含水率實測值為基準,計算3組估算結果與實測值的偏差百分比,結果見圖2.

采用中國數據清單估算得到的20個中國城市混合垃圾含水率結果中,有15個城市(占城市總數的75%)的估算偏差在10%以內,其余5個城市沈陽、哈爾濱、重慶、拉薩和烏魯木齊的估算偏差分別為11.5%、13.5%、15.0%、21.8%和28.0%.采用丹麥數據清單時,估算偏差在10%以內的僅有合肥、武漢、成都和杭州4個城市;而采用美國數據清單時,除拉薩外,其它14個城市的估算偏差均高于10%,貴陽甚至高達36.4%.對比3個數據清單對同一城市的估算結果,除了烏魯木齊和拉薩外,采用中國數據清單估算的偏差最小;其次是丹麥數據清單,為采用中國數據清單時的1.6~28倍(合肥是例外,為0.84倍);美國數據清單造成的估算偏差最大,是采用中國數據清單的2.4~58倍,為采用丹麥數據清單的1.4~2.8倍.

圖2 20個中國城市混合生活垃圾含水率估算值與實測值對比

通過上面的分析,可見烏魯木齊和拉薩的混合垃圾含水率估算結果與其它城市顯著不同.從數據上看,這2個城市食品廢物的重量百分比(分別為76%和57%)與大部分城市類似,但混合垃圾含水率實測值(分別為47%和46.7%)卻遠低于大部分城市.原因可能在于這2個城市氣候干燥,食品廢物中的水分易于在收集和運輸過程中散失.

3 我國城市生活垃圾含水率的影響因素探討

3.1 物理組分含水率數據的影響

本文2.2節分別采用中國、丹麥和美國生活垃圾物理組分含水率數據清單,估算同一城市混合收集的生活垃圾含水率.結果顯示,大部分情況下,采用發達國家數據清單的計算結果都低于實測值,并且偏離度均大于采用中國數據清單的結果.通過比較3組數據清單,可以發現造成這一現象的原因:在丹麥和美國數據清單中,紙類、織物、塑料和渣石的組分含水率普遍低于中國.例如,前者一般僅為后者的一半甚至1/4,而這些物理組分在中國城市生活垃圾中的濕基比例僅次于食品廢物,為18%~61%(均值35%).因此,紙類、織物、塑料和渣石組分含水率的差異是影響混合垃圾含水率估算結果的主要原因.

3.2 生活垃圾物理組分組成的影響

表4 發達國家生活垃圾物理組分百分比

注 :ww,混合生活垃圾濕基基準.“竹木”、“渣石,發達國家統計口徑通常為“園林垃圾”、“不可燃物”.

表4為典型發達國家生活垃圾物理組分的組成百分比.對比表3和表4可以發現,中國城市生活垃圾中食品廢物組成百分比通常大于50%,而發達國家均小于50%.中國的食品廢物中,由于含有大量蔬菜水果的組織水和食品剩余物的湯汁,初始棄置狀態一般具有非常高的含水率(80%左右),這些水分很容易在重力和堆積壓力的作用下流出;另一方面,中國生活垃圾中的紙類組分多為面巾紙、衛生巾和尿不濕[2,15],渣石組分通常是燃煤殘渣,這些組分的吸水性較強,當食品廢物與紙類、織物、渣石等組分在生活垃圾收集設施(通常為家庭垃圾桶或居民區垃圾收集點)中混合時,食品廢物中的部分水分會被后者吸收,使其含水率大幅提高,甚至達到水分飽和狀態.這與發達國家以辦公用紙和卡板紙為主的紙類組分組成很不一樣.此外,中國城市生活垃圾中的塑料組分有相當大比例為食品包裝袋和一次性飯盒[15],大量食品殘渣粘附在其上,從而造成水分“轉移”,導致測試獲得的塑料組分的含水率“上升”.

3.3 生活垃圾樣品采集地點的影響

研究者在分析生活垃圾性質時,通常在垃圾收集和處理階段采集樣品.而此時,生活垃圾各組分已經混合,通過手工分揀獲得樣品測試的各組分含水率并不是其“原始含水率”(即初始棄置時的含水率),而是經歷了水分從食品廢物向易吸水組分“遷移”后的含水率.在中國,生活垃圾中食品廢物比例高,可遷移水分量大,而紙類和織物等組分含量少且吸水性強,極易吸收較多水分.而在發達國家,生活垃圾中的食品廢物含量不高,上述組分間的水分遷移現象不明顯,也就是說其物理組分含水率數據清單中的數據更接近“原始含水率”.采用丹麥和美國數據清單對中國城市混合垃圾含水率的估算結果比實測結果偏差低的原因,應是生活垃圾組分含水率數據(混合前)和組分組成比例數據(混合后)不匹配所致.

4 結論

4.1 提出了適合中國生活垃圾組成特征的物理組分含水率數據清單.應用這套數據清單估算典型中國城市混合生活垃圾含水率,估算結果與實測值的誤差基本在10%以內.

4.2 與發達國家相比,中國生活垃圾中食品廢物組分含量高,而紙類和織物等易吸水組分比例較低,導致生活垃圾混合收集過程中,食品廢物中水分向易吸水組分遷移,使后者含水率顯著升高.

4.3 估算我國混合收集生活垃圾的含水率時,不宜直接引用發達國家數據,可參考本文提出的數據清單.此外,應注意積累我國生活垃圾典型物理組分的化學性質數據.

[1] Wang H, Wang C M. Municipal solid waste management in Beijing: characteristics and challenges [J]. Waste Management, 2013,31:67-72.

[2] 董曉丹,張玉林.上海市生活垃圾理化特性調查分析 [J]. 環境衛生工程, 2016,24(6):18-21.

[3] 何俊寶,姚慶軍,韓志梅,等.天津濱海新區(海河以南)生活垃圾調查及分析 [J]. 環境衛生工程, 2010,18(2):7-11.

[4] 邵華偉,徐萬里,孔江江,等.烏魯木齊市生活垃圾調查及評價 [J]. 環境衛生工程, 2009,17(5):10-12.

[5] Zhao Y, Christensen T H, Lu W J, et al. Environmental impact assessment of solid waste management in Beijing City, China [J]. Waste Management, 2011,31:793-799.

[6] Zhao W, Van Der Voet E, Zhang Y F, et al. Life cycle assessment of municipal solid waste management with regard to greenhouse gas emissions: Case study of Tianjin, China [J]. Science of the Total Environment, 2009,407:1517-1526.

[7] Zhao Y, Wang H T, Lu W J, et al. Life-cycle assessment of the municipal solid waste management system in Hangzhou, China (EASEWASTE) [J]. Waste Management & Research, 2009,27: 399-406.

[8] 高慶先,杜吳鵬,盧士慶,等.中國典型城市固體廢物可降解有機碳含量的測定與研究 [J]. 環境科學研究, 2007,20(3):10-15.

[9] 金 杰.合肥市居民生活垃圾性質及蠕蟲法處理的研究 [D]. 合肥:合肥工業大學, 2006.

[10] 李 立.武漢市城鄉生活垃圾處理可持續發展研究 [J]. 生態經濟, 2010,5:156-158.

[11] Zhuang Y, Wu S W, Wang Y L, et al. Source separation of household waste, a case study in China [J]. Waste Management, 2008,28:2022-2030.

[12] 黃本生,李曉紅,王里奧,等.重慶市主城區生活垃圾理化性質分析及處理技術 [J]. 重慶大學學報, 2003,26(9):9-13.

[13] 黃明星,劉 丹.四川省城市生活垃圾的組分及特性 [J]. 中國環境監測, 2012,28(5):121-123.

[14] 陳曉梅.城市生活垃圾衛生填埋場甲烷利用研究 [D]. 廣州:暨南大學, 2011.

[15] 深圳市生活垃圾2011年基礎數據統計與分析 [R]. 深圳:深圳市環境衛生管理處, 2011.

[16] Clavreul J, Baumeister H, Christensen T H, et al. An environmental assessment system for environmental technologies [J]. Environmental Modelling Software, 2014,60:18-30.

[17] Riber C, Petersen C, Christensen T H. Chemical composition of material fractions in Danish household waste [J]. Waste Management, 2009,29:1251-1257.

[18] Tchobanoglous G, Theisen H, Vigil S. Engineering Principles and Management Issues [M]. Integrated Solid Waste Management, McGraw-Hill, 1993.

[19] Jiang J G, Lou Z Y, Ng S, et al. The current municipal solid waste management situation in Tibet [J]. Waste Management, 2009, 29:1186-1191.

[20] 茍劍鋒,曾正中,姬愛民,等.蘭州市生活垃圾物理成分與含水特性分析 [J]. 環境工程, 2012,30(6):101-105.

[21] 袁慧芳,韓雅嬌,周秋丹,等.西安市生活垃圾組成及現狀分析 [J]. 廣東化工, 2013,40(21):125-126.

[22] 謝 冰.東北地區垃圾堆場的垃圾降解行為及穩定化研究 [D]. 哈爾濱:哈爾濱工業大學, 2009.

[23] 馬錚錚.沈陽市生活垃圾調查及處置方式研究 [J]. 環境衛生工程, 2010,18(2):13-18.

[24] 趙蔚蔚.大連市城市中心區生活垃圾調查與分析 [J]. 環境衛生工程, 2006,14(6):29-30.

[25] 李美葉,鄭振濤.濟南市生活垃圾形狀變化趨勢及處理技術多元化轉型分析 [J]. 環境衛生工程, 2014,22(4):62-64.

[26] 何 晟,朱水元,郁莉強.蘇州市生活垃圾特性分析及處理對策 [J]. 環境衛生工程, 2008,16:62-64.

[27] 崔俊麗,劉鴻雁,陳澤淵,等.貴陽市生活垃圾產生處置現狀及資源化利用 [J]. 貴州大學學報(自然科學版), 2016,33(4):128- 132.

[28] Astrup T, Moller J, Fruergaard T. Incineration and co-combustion of waste: accounting of greenhouse gases and global warming contributions [J]. Waste Management & Research, 2009,27:789- 799.

[29] Petersen C, Kaysen O, Edjabou V, et al. Survey report of municipal solid waste generated in single-family houses in Denmark [R]. Copenhagen, Denmark: The Danish Environmental Protection Agency, 2012.

[30] Papageorgiou A, Karagiannidis A, Barton J R, et al. Municipal solid waste management scenarios for Attica and their greenhouse gas emission impact [J]. Waste Management & Research, 2009,27: 928-937.

[31] Browne D, O'Regan B, Moles R. Use of carbon footprinting to explore alternative household waste policy scenarios in an Irish city-region [J]. Resourses, Conservation & Recycling, 2009,54: 113-122.

[32] Buttol P, Masoni P, Bonoli A, et al. LCA of integrated MSW management systems: Case study of the bologna district [J]. Waste Management, 2007,27:1059-1070.

[33] Tunesi S. LCA of local strategies for energy recovery from waste in England, applied to a large municipal flow [J]. Waste Management, 2011,31:561-571.

[34] Papageorgiou A, Barton J R, Karagiannidis A. Assessment of the greenhouse effect impact of technologies used for energy recovery from municipal waste: A case for England [J]. Journal of Environmental Management, 2009,90:2999-3012.

[35] Office Of Resource Conservation Recovery. Municipal Solid Waste Generation, Recycling, and Disposal in the United States Tables and Figures for 2010 [R]. Washington D.C., United States: U.S. Environmental Protection Agency, 2011.

[36] National Environment Agency of Singapore. Environmental Protection Division 2010 [R]. Singapore, 2011.

Study on the moisture content and its features for municipal solid waste fractions in China.

YANG Na1, SHAO Li-ming2, HE Pin-jing2*

(1.Shenzhen Academy of Environmental Science, Shenzhen 518001, China；2.Institute of Waste Treatment and Reclamation, Tongji University, Shanghai 200092, China)., 2018,38(3)：1033~1038

Moisture content is one of the key parameters to forecast energy recovery potential and leachate generation potential during municipal solid waste treatment. To calculate the moisture content of mixed waste, a dataset of moisture content of individual fractions for Chinese waste was established through careful data screening. By utilizing this dataset to estimate moisture content of mixed waste in 20cities, the discrepancies between the estimated results and the laboratory-analyzed values were less than 10% in most cases. This was significantly lower than the estimated results using the datasets in Denmark and in the USA. Compared to the situation in developed countries, the moisture contents of paper, textiles, and plastics fractions were significantly higher for Chinese waste, due to water diffusion from food waste.

municipal solid waste；waste fraction；moisture content；datasets；water diffusion

X703.5

A

1000-6923(2018)03-1033-06

楊 娜(1986-),女,山東聊城人,工程師,博士,主要從事固體廢物處理與資源化研究.發表論文10余篇.

2017-07-31

國家重點基礎研究發展計劃資助項目(2011CB201504, 2012CB719801);國家環境保護標準項目(2015-4-1)

* 責任作者, 教授, solidwaste@tongji.edu.cn