青島農村生活垃圾填埋污染控制及資源利用過程的環境影響評價?

陳友媛, 王報英, 魏 來， 孫 萍， 夏訓峰

(1.中國海洋大學環境科學與工程學院，海洋環境與生態教育部重點實驗室，山東省海洋環境地質工程重點實驗室，山東 青島 266100；2.中國環境科學研究院水環境系統工程研究室，北京 100012)

中國農村生活垃圾產率逐年升高，2015年人均為1.07 kg/d[1]。城鄉結合地區和經濟發達農村的生活垃圾實行“統一管理、集中清運、定點處置”[2]。部分偏遠落后農村地區的生活垃圾處理設施滯后或無人監管[3]，近1/3垃圾隨意傾倒或采取不規范的就地坑埋處置[4-5]，嚴重影響農村生態環境。目前，中國生活垃圾處理處置的研究多集中于城市地區的定量分析或農村地區的定性研究[6-7]，而關于農村生活垃圾處置過程對環境污染的定量研究卻鮮有報道。因此，通過科學方法對污染物排放造成的環境影響進行評價具有重要意義。

生活垃圾處理有多種環境影響評價方法。在多數情況下，不同的分析和評價方法可以為選擇不同處理方式提供更加準確的評估，因而可以做出更加準確和公平的評價，但大多數環境分析過程往往不能完全囊括所有的環境影響[8]。生命周期評價(LCA)方法由國際標準化組織(ISO)提出，被認為是21世紀最具生命力的環境管理方法。當其用于農村生活垃圾處理模式時，可從系統和整體的角度出發，考慮不同環境類型的影響，綜合評價農村生活垃圾處理模式，從垃圾收集到最終處置環節的多種潛在環境影響[9]。

垃圾填埋的LCA標準主要為全球變暖、富營養化、光化學臭氧合成和酸化，少數研究涉及生態毒性、水資源污染、致癌物等影響類型[10]。Florin等[11]利用LCA方法對羅馬尼亞農村地區的家庭堆肥進行研究發現，家庭堆肥可實現垃圾就地消減，并降低溫室氣體的排放；Abduli等[12]采用LCA方法對德黑蘭市垃圾管理決策的環境影響進行對比研究，發現配有氣體控制措施的填埋處理優于無控制措施的堆肥+填埋方式；Turconi等[13]分別評估了丹麥和意大利兩個垃圾焚燒爐系統，發現由于丹麥工廠熱回收率高，其焚燒爐的整體環境影響優于意大利。由于中國生活垃圾數據庫尚不完備，限制了LCA結果的普遍適用。因此，利用LCA方法對中國農村生活垃圾處理模式進行環境影響評價可為中國農村生活垃圾的管理和改進提供依據。

本研究采用LCA方法，對就地坑埋、集中填埋+滲濾液處理和集中填埋+滲濾液處理+甲烷回收利用3種層次的農村生活垃圾填埋模式進行環境影響分析。對比3種模式對環境影響的差異，確定LCA的主要環境影響類型，并分析LCA數據源的不確定性對評價結果的影響。最終根據LCA結果，提出農村生活垃圾填埋處置在污染控制和資源化過程中的改進措施，為我國農村生活垃圾管理的改進和農村生態環境保護提供參考依據。

1 調研分析

偏遠、落后農村地區的典型生活垃圾處置模式為《農村生活污染控制技術規范》(HJ574—2010)中被明令禁止的就地坑埋模式。城鄉結合地區、經濟發達的農村則為集中填埋+滲濾液處理模式。典型城市衛生填埋場配有滲濾液處理系統和填埋氣發電工藝，故集中填埋+滲濾液處理+甲烷回收利用可作為一種發展的農村生活垃圾處置模式。

本文以青島黃島區農村生活垃圾為例對上述3種填埋模式進行評價研究。目前，黃島區農村生活垃圾實行混合收集，經區域中轉站統一轉運到固體廢物綜合處理場，其生活垃圾集中管理模式分為收集運輸單元、中轉壓縮單元和填埋處置單元，具體調研數據如下：

(1) 收集運輸單元

生活垃圾經投入村內垃圾箱后，由垃圾車運輸至垃圾中轉站進行中轉壓縮，后轉運至區域填埋場。垃圾收集運輸過程中，車輛燃料燃燒釋放CO2、NOx、Pb等污染物。利用收集轉運量及行駛里程，計算單位農村生活垃圾收集運輸單元的污染排放量。調研區2015年共收集轉運農村生活垃圾3.14×105t，行駛里程為604.8×106km，垃圾成分比例見表1。

表1 農村生活垃圾組成

Note：①Peel, meals, etc；② Tile, ash, etc；③ Paperboard；④ Plastic；⑤ Metal；⑥ Glass；⑦ Battery, medicine, etc.

(2) 壓縮中轉單元

黃島區前灣港固體廢棄物中轉站建筑面積約為1萬m2，轉運的生活垃圾包括附近8個農村社區及鎮。垃圾運輸車進入前灣港固體廢棄物中轉站后實行過磅計量及密閉壓縮處理。壓縮供電設施運行8 640 h/a，耗電4.22×105kW·h。消耗的電力源于電廠燃煤發電[14]，燃煤過程釋放CO2、SO2、Pb、Hg等污染物[15]。故可利用耗電數據，計算壓縮單位垃圾的等量污染排放。

(3)填埋處置單元

黃島區團結路生活垃圾填埋場占地13.83萬m2。填埋場產生的氣體污染排空處理，污水處理采用“MBR(外置超濾膜)+NF+RO”工藝。對該填埋場滲濾液的監測結果顯示，根據《生活垃圾填埋場控制標準》(GB16889-2008)，COD超標量達10.88倍，Cr達5倍，氨氮達1.51倍，總氮達21.18倍，其他物質均達標。

2 生命周期評價

根據ISO14040標準，生命周期評價分4階段：確定目標與邊界、清單分析、影響評價和解釋[16]。

2.1 目標定義與邊界確定

以1 t農村生活垃圾為評價功能單元，研究從垃圾收集到最終處理處置過程的環境影響負荷。3種垃圾填埋模式的系統邊界如圖1所示。邊界假設：生活垃圾運輸過程均由密封式垃圾車完成，不考慮在垃圾收集及清運過程中有垃圾、滲濾液、污染氣體的直接泄露或隨運輸車清洗廢水等途徑向自然環境中的間接排放。

模式1：就地坑埋。村戶自行將生活垃圾投至村內廢棄土坑中，無統一收集、運輸和壓縮環節。生活垃圾露天堆放，產生垃圾滲濾液和填埋氣，無防滲和填埋氣收集措施。

模式2：集中填埋+滲濾液處理。生活垃圾經統一收集后，由中轉站壓實后運至填埋場，進場垃圾填埋覆蓋率100%。填埋場配有滲濾液處理設施，但無填埋氣收集與資源回收利用裝置。

模式3：集中填埋+滲濾液處理+甲烷回收利用。模式3在模式2的基礎上，增加了填埋氣回收利用裝置，對填埋產生的甲烷進行回收發電。

2.2 環境排放清單計算

生命周期評價清單(LCA)數據源自國內外文獻、中國統計年鑒及調查區農村垃圾中轉站等數據資料，污染物排放及能源消耗清單數據是基于經驗模型計算和數據整合估算結果。

2.2.1收集運輸單元 根據收集運輸單元調研結果，收集轉運1 t農村生活垃圾平均油耗距離為19.24 km/t。垃圾運輸過程消耗柴油，其排污系數[17]及污染物排放量見表2。

圖1 不同垃圾填埋模式的系統邊界

成分Ingredients系數Coefficient/g·km-1運輸單位垃圾的排量Displacement of transport unit waste/kg成分Ingredients系數Coefficient/g·km-1運輸單位垃圾的排量Displacement of transport unit waste/kgCH40.0071.35E-04CO1.0001.92E-02CO2183.2983.53E+00SOx0.2334.48E-03NOx0.8041.55E-02烴類0.0961.85E-03N2O0.0071.35E-04Pb357.0006.87E+00

注：運輸單位垃圾的污染物排量為排放系數與油耗距離19.24 km/t的乘積。The pollutant displacement of transportation unit garbage is the product of emission coefficient and fuel consumption distance 19.24 km/t.

2.2.2 壓縮中轉單元 中轉站處理1 t農村生活垃圾耗電1.343 kW·h。火力發電以燃煤為主[14]，將用電量轉化為上游燃煤產生的污染物，計入該過程污染排放清單。根據火力發電排放系數[18]和電力折標系數(0.122 9 kg煤炭/kW·h)，1 t農村生活垃圾在中轉壓縮過程的等效污染物產量見表3。

表3 中轉壓縮用電等效污染物排放

2.2.3 填埋處置單元

(1)模式1

填埋產生填埋氣體和滲濾液體，無污染控制措施，直接排放到環境中。填埋氣體中，CH4產生量采用政府間氣候變化專門委員會(IPCC)推薦的公式(1)和(2)[19]，根據垃圾組分比例(見表1)進行計算。其他氣體組分產生量按填埋氣體主要組成的典型比例值[20](見表3)進行計算。1 t農村生活垃圾填埋氣排放量見表3。

DOC=0.4Pp+0.17Py+0.15Pk+0.3Pw。

(1)

式中：DOC為可降解有機碳含量(%)；Pp為垃圾中紙類比例(4.5%)；Py為庭院垃圾比例(0%)；Pk為廚余垃圾比例(32.8%)；Pw為草木比例(0.9%)。通過計算，DOC為6.99%。

CH4=Q0×η×DOC×r×(16/12)×0.6。

(2)

式中：Q0為垃圾量(1 t，即1 000 kg)；η為垃圾填埋率(100%)；r為垃圾中可降解有機碳分解率(IPCC推薦值77%)。通過計算，CH4排放量為43.06 kg/t。

模式1滲濾液污染物含量參考Obersteiner等[21]對1 t生活垃圾開放堆儲產生的滲濾液污染研究結果(見表4)。

表4 模式1就地坑埋過程污染排放

(2)模式2

模式2填埋氣體直接排空，其結果與模式1一致。滲濾液經處理后釋放進地表水，污染物排放量是基于調研填埋場污水排放檢測濃度和滲濾液產量的計算結果。滲濾液產量一般為垃圾量的0%～15%[22]，本文取10%，密度為1.01 kg/L[23]，則1 t垃圾的滲濾液產量為100.00 L，估算模式2中1 t農村垃圾液體中污染物含量(見表5)。

表5 模式2填埋場液體污染排放情況Table 5 The water pollution emissions of Mode 2 landfill /kg·t-1

(3)模式3

模式3在模式2的基礎上，對填埋氣CH4進行回收發電。故滲濾液處理情況與模式2(見表5)一致。填埋氣變化量參考城市生活垃圾衛生填埋場的填埋氣發電情況[24]，當上網電量為47 kW·h時，CH4減排量為13.2 kg。模式3填埋單元的CH4產生量為43.06 kg/t，根據城市衛生填埋場，CH4收集率為60%，則填埋1 t農村生活垃圾的CH4減排量為25.84 kg/t，這些CH4上網發電25.84 kg/t÷13.2 kg/t×47 kW·h=92.01 kW·h。結合轉化系數，可得1 t農村生活垃圾填埋發電產生的環境效益，其結果如表6所示。

3 結果與討論

3.1 生命周期影響評價

對清單中污染物排放對環境造成的負荷進行環境影響評價。LCA針對垃圾填埋處置的潛在環境影響，確定五種潛在環境影響類型：全球變暖(GWP)、酸化(AP)、富營養化(EP)、光化學臭氧合成(POSP)和生態毒性(ETP)。其中，GWP為全球性環境影響，AP、EP和POSP為區域性環境影響，ETP為局地性環境影響[11]。根據國際環境毒理與環境化學學會(SETAC)LCA模型框架，影響評價過程分為特征化、標準化和加權3個步驟[25]。特征化將同類污染物通過固定的當量系數(見表7)轉換為其參照物的環境影響潛力，如CH4的全球變暖潛力為CO2的25倍，則當以CO2為參照物時，CH4的當量系數為25。通過對污染物環境影響潛力進行標準化和加權，得到影響類型的環境影響負荷(EIL)。本文權重值采用專家打分法，通過問卷調查，得到中國環境科學研究院的9位專家組成員，專業背景以環境工程、農業生態學為主，統計問卷得到9位專家針對每種環境影響類型的平均權重值，具體LCA模型參數見表7。從中可看出，專家對環境影響中的生態毒性給予了較高關注。

表6 模式3填埋氣發電過程污染轉化系數及等效污染排放

注：1 t垃圾填埋氣發電的等效污染排放量為產電量92.01 kW·h與轉化系數的乘積。The equivalent pollution emissions from landfill gas power generation of 1 t waste are the product of the electricity production amount and the conversion coefficient.

表7 生命周期評價模型參數

Note：①Global warming；②Acidification；③ Eutrophication；④ Photochemical ozone synthetic；⑤Eco-toxicity

3.2 三種模式的評價結果與分析

3種農村生活垃圾填埋處置模式，在收集運輸、壓縮中轉及填埋處置3個單元的LCA結果如表8所示。3種垃圾模式的環境影響總負荷分別為2.00×10-1，3.97×10-2和2.46×10-2。

模式1中，由于無垃圾收集運輸和壓縮中轉過程，最終EIL全部來源于垃圾坑埋處置單元。由表8可知，富營養化EIL最大，占整體EIL的87.32%，其次是全球變暖，占10.83%。由于在垃圾坑埋過程中產生了大量滲濾液，液體中含有高濃度TN和COD，導致富營養化類型的環境影響潛值較大。全球變暖的主要影響因子是CH4和CO2，由于這兩種氣體是垃圾坑埋氣體中的主要成分，導致該模式具有較高的全球變暖EIL。而酸化、光化學臭氧合成和生態毒性的占比較小，均不足1%。

模式2中包括了垃圾收集運輸、壓縮轉運和末端填埋處置三個單元，各單元EIL分別為3.49×10-3、7.34×10-6和3.62×10-2。故填埋處置單元為主要影響單元，EIL比例達91.18%，其次是收集運輸單元，占8.79%，壓縮中轉單元最小，為0.02%。可認為壓縮中轉過程對整個生活垃圾處理模式的潛在環境影響很小。在該模式的五種環境影響類型中，全球變暖具有最高EIL，占比55.13%，主要影響因子是CH4。其次是富營養化(28.72%)和生態毒性(8.21%)，兩者主要影響因子分別為COD和Pb。

表8 3種模式的生命周期評價結果

Note：① Collection and transportation；②Compression transfer；③Landfill disposal；④Proportion of type；⑤；EIL of every unite；⑥EIL of every mode

模式3比模式2增設了氣體回收發電過程，使得模式3的EIL比模式2減少38.03%，比模式1減少87.70%。填埋處置單元仍為該模式的主要環境影響單元，其EIL為2.11×10-2，占比85.77%；其次是收集運輸單元,為3.49×10-3，占14.19%；壓縮中轉單元最小，為7.34×10-6，占0.03%。富營養化為模式3潛在環境影響的最大類型，占總EIL的46.34%，全球變暖次之，占37.55%。同時，由于發電過程等價減少了發電燃煤產生的污染排放，所以相比模式2，填埋處置單元的酸化、光化學臭氧合成和生態毒性類別的EIL均有所降低。

3.3 敏感性分析

由于本文基礎數據來源于實地調研，部分參數引用國內外文獻的研究結果，故需通過參數的不確定性分析判斷數據對評價結果影響的大小。不確定數據來源分為三類[27]：(1)主要污染物排放量的調研或計算結果，選取CH4、CO2、COD、TN和Pb這5個污染物的排放量；(2)LCA模型參數的不確定性，主要為5種潛在環境影響類型權重值；(3)農村生活垃圾的主要組分比例，主要為填埋氣體計算過程所涉及的廚余、紙類、草木這3種組分的比例參數。用敏感率(SR)表征敏感性分析結果[28]，計算方法如下：

SR=(ΔR/R0)/(ΔP/P0) 。

(3)

其中：P0為原始參數值；ΔP為原始參數增加量；R0為參數P0計算所得的環境影響負荷；ΔR為參數P0變化所帶來的環境影響負荷變化量。將13種參數值增加量設為10%，通過對應模式環境影響負荷的變化得到SR值(見表9)，據此判斷參數的敏感性大小。

根據表9結果，綜合3種模式中13種參數敏感率，LCA模型權重值的SR平均值最高，故在對農村生活垃圾填埋模式LCA中，相比垃圾組分比例和污染物排放值，環境影響類型權重值的選擇更為關鍵。

然而，SR值單因素不確定性分析方法具有一定缺陷，因為當一種參數值變化時會引起其他參數的改變，所以SR值的計算結果只能線性估測單一參數的敏感性。

3.4 環保優化措施

針對不同模式選擇及污染排放控制提出以下建議：

(1) 模式1未配套相應的防滲措施、滲濾液收集處理系統、填埋氣導排系統為不符合標準的簡易填埋方式，極易導致填埋場周圍環境的二次污染，存在較高的環境安全隱患，應堅決杜絕。這種模式存在于偏遠落后且疏于監管的農村地區，應強化基礎環保設施建設、建立完善的農村垃圾管理體制。

(2) 模式2可在村鎮條件允許的情況下，在填埋場安裝填埋氣發電系統進行能量的回收利用，將模式2向模式3轉化，不僅可降低填埋氣體排放帶來的全球變暖效應，還可以提供清潔可再生能源，緩解部分區域能源緊缺的問題。

(3) 對于模式2和模式3，收集運輸單元和壓縮中轉單元的EIL相對較小，但其運輸及處理過程的污染排放不可忽視。目前，青島部分發達城區已實現壓縮垃圾車的使用，但并未普及?？稍诘貐^條件允許的情況下，將垃圾運輸車全部以壓縮垃圾車替代，以減少運載次數和距離，降低運行成本，減少污染排放。

表9 單因素敏感性對3種模式評價結果的影響值

4 結論

(1) 模式1、模式2和模式3的環境影響負荷分別為2.00×10-1、3.97×10-2和2.46×10-2，從環境影響負荷角度，模式3優于模式2和模式1。

(2) 鑒于模式1對環境危害極大，應堅決杜絕。對于模式2和資源化模式3，主要潛在環境影響類型分別為全球變暖和富營養化。在3種模式中，影響環境的主要環節均是填埋處置單元，收集運輸單元次之，轉運壓縮單元最小。

(3) 對于3種模式，LCA模型權重值的敏感性均高于污染物排放量和垃圾組分。因此模型權重值的選擇對農村生活垃圾填埋處置的LCA研究較為關鍵。

(4) 建議杜絕農村地區生活垃圾的就地坑埋處置。在垃圾集中填埋處置時，可通過在填埋區增加土壤覆蓋層或安裝填埋氣回收發電系統來降低CH4的排放量，以減小填埋氣體造成的全球變暖效應。