随着生活垃圾源头分类工作的大力推广，厨余垃圾分出量显著增加，分出的厨余垃圾大多采用预处理+厌氧消化产沼工艺。预处理过程中通常采用三相离心法进行油脂回收，除了油脂外，三相分离出的有机固渣 （图 1） 粒径≤2 mm，呈面粉状，含水率约为 80%，有机质含量≥80%，以碳水化合物、蛋白质为主，富含多种营养元素，为厨余垃圾处理过程中产生的品质较高的有机固渣。三相有机固渣一般采用焚烧或复混入厌氧进料来处置，近年来，在探究其利用方面，以黑水虻养殖为代表的生物养殖处理方式逐渐被认可。黑水虻养殖技术操作简便、养殖周期短，可产生蛋白饲料、虫粪有机肥等多种资源化产品，应用于厨余垃圾处置在环境、经济上具有诸多优势。但工厂化养殖需要保证养殖环境中的温度、湿度、光照等条件，并且养殖过程产生的高浓度含氨臭气需要处理，使得养殖过程中耗能较大。

总体而言，三相有机固渣采用不同处理技术的能耗不同、资源化利用程度也不同，在“双碳”背景下，有必要对不同处理路线进行碳排放的核算和对比。然而，对厌氧和焚烧技术的碳排放研究较多，CDM 也发布了简化的计算方法，但对黑水虻养殖过程中的碳排放还在研究中，相关的数据较少。Guo 等研究了厨余垃圾黑水虻养殖过程的物质流和全生命周期环境影响，测算出 GWP（Global Warming Potential） 影响为 17.36 kgCO2/t，

但忽略了养殖过程中污水和臭气处理。Mertenat等 比较了厨余垃圾黑水虻养殖与堆肥的碳排放，但其测算养殖方式不明晰，缺乏臭气处理和养殖保温等能耗数据。因此，本研究基于三相有机固渣黑水虻机械化养殖案例，通过全生命周期的碳排放核算模型，计算黑水虻生物养殖过程的碳排放，并与干化焚烧、厌氧消化进行比较，分析各工艺的碳排放特征，以期为三相有机固渣处理处置的工艺选择及优化提供参考。

1.1 有机固渣性质

以三相分离有机固渣为研究对象，以处理 1 t有机残渣作为比较单元，有机残渣性质如表 1 所示，其含固率约为 20%。

1.2 处理模式

1） 干化焚烧。有机残渣干基热值较高，但由于含水率过高，不足以自持燃烧 （无需辅助外部燃料，含水率一般为 40%~70%），需在 80% 含水率基础上进一步干化。干化后污泥在焚烧炉中于 800~900 ℃下完全燃烧，产生飞灰和炉渣外运填埋处置。焚烧释放出的热量用于热电联产，发电在满足厂内设施用电后余电上网，热量主要用于有机残渣干化，由于干化过程热量需求较大，不足的部分由外源蒸汽提供。

2） 厌氧消化。在满足进料负荷的前提下，有机残渣与三相分离液相混合加入厌氧罐是常用的处理方法。有机残渣中的有机质经厌氧转化为沼气，沼气经净化后用于发电。厌氧后的沼液进入污水厂处理，而脱水沼渣外运至焚烧厂焚烧。

3） 生物养殖。三相有机残渣中杂质含量低、有机质含量高，非常适合作为生物养殖的原料。本研究案例中采用自动化多层养殖盒养殖，通过热干化将含水率调节至 75% 左右作为进料，黑水虻经 7~10 d 养殖后利用滚筒筛分离得到幼虫和虫粪。虫粪好氧发酵后作有机肥，幼虫烘干后作生物饲料。养殖区严格控制温度 （28~30 ℃） 和湿度（50%~70%）。

不同处理模式系统边界如图 2 所示。

1.3 评估方法

碳排放核算范围不包括设施建设和拆除部分，主要核算运行阶段，即有机残渣处理处置过程中温室气体产生的直接排放、消耗的物料和能量产生的间接排放以及产物或能量输出用于替代原料或燃料而产生的碳补偿。

三相有机固渣来自厨余垃圾预处理，其中碳均为生物源碳，其转化生成的 CO2不计入碳排放。直 接 排 放 主 要 来 自 处 理 过 程 中 温 室 气 体 甲 烷（CH4） 和氧化亚氮 （N2O） 的泄漏；间接排放主要来自于处理过程中消耗外部能量、物质及废物处置引起的碳排放；碳减排来自于处理过程输出的产品或能量产生的替代效应。

2.1 碳排放分析

有机固渣不同处理模式碳排放计算详细数据汇总于表 2 中，厌氧消化和生物养殖均可减少碳排放，具体为生物养殖 （-55.69 kgCO2/t）<厌氧消化 （-35.82 kgCO2/t）<干化焚烧 （46.87 kgCO2/t），各处理模式碳排放分布情况如图 3 所示。

有机固渣虽然干基热值较高，但由于其含水率高达 80%，难以满足自持燃烧 3.36 MJ/kg 的要求，约需消耗 1 430 MJ 热能将残渣干化至含水率 66.3%，干化后的残渣用于热电联产可回收约234 kWh 电能和 200 MJ 热能，综合净热能消耗1230.15 MJ，对应碳排放量 135.32 kgCO2，占其总碳 排 放 量 的 75.1%。电 力 补 偿 减 排 约 为 133.38kgCO2，考虑飞灰处理、炉渣处理和烟气治理等碳排放，有机残渣干化焚烧处理的总碳排放为 46.87kgCO2/t。干化焚烧相比辅料辅助焚烧更有利于碳减排，干化的热耗主要受污泥含水率影响，降低含水率可减少干化过程的碳排放。另外，焚烧后的炉渣如可替代水泥熟料进行建材利用、有技术条件的甚至可回收炉渣中的磷和金属，也可降低碳排放。

厌氧消化是常用的有机废物处理方法，有机残渣有机质含量高，每吨残渣约能产沼气 112 m3，可用于发电约 246.4 kWh，设备保温及其他设施约耗电 49.2 kWh。此外，1 t 有机固渣厌氧消化约产生100 kg 沼渣，需要投入 216 MJ 热能用于干化，再焚烧约输出 10.1 kWh 电力，系统总净外输电力为207.3 kWh，可减排 118.22 kgCO2。厌氧消化主要的碳排放来自于甲烷的泄漏，包括厌氧反应器、管道泄漏和沼气利用中不完全燃烧等。本研究中甲烷泄露率取 3%，Tauber 等 测算厌氧反应器的甲烷泄露率仅为 0.4%，主要源于甲烷随沼渣外排而释放到环境中。厌氧消化总碳排放量为-35.82 kgCO2/t，与李欢等测算厨余垃圾厌氧消化的-3~ -147kgCO2/t 结果近似 （不考虑生物柴油部分碳补偿）。

需注意的是，有机固渣与液相共同厌氧消化可提升沼气产量，但同时会显著增加系统负荷，导致后端沼液处理系统的处理难度加大。此外，对厌氧消化副产物进一步深度资源化还具有一定的减排潜力，如沼渣好氧发酵堆肥，采用汽提脱氨回收沼液中的氨资源进行制氨肥等。

餐厨浆液三相分离得到的有机固渣有机质含量高，富含氮、磷、钾等各种微量元素，非常适合生物养殖。黑水虻养殖可获得高蛋白饲料和虫粪有机肥产品，肥料性质能够满足 NY 525—2021有 机 肥 料 的 要 求 ， 产 品 替 代 共 实 现 碳 补 偿 达274.09 kgCO2。黑水虻养殖通过自动化多层养殖盒以实现规模化养殖，采用全封闭模式通常需要较高的电能用于空调和除臭系统，此外，还需要一定热能用于鲜虫烘干与冬季供热，耗电和热产生的间接碳排放量约为 160 kgCO2/t。黑水虻养殖过程中 CH4和 N2O 排放量相对较少，分别约为 0.4 g/t和 8.6 g/t，但每吨有机残渣养殖约产 275 kg 虫粪用于好氧堆肥，堆肥过程 CH4 和 N2O 泄漏约造成54.92 kgCO2 的碳排放。综合而言，黑水虻生物养殖系统总碳排放量为-55.69 kgCO2/t，有最佳减排效果。除了碳减排效益，由史东晓等的测算表明有机残渣用于昆虫养殖所产生的经济效益约为厌氧消化的两倍。

2.2 讨论

上述计算结果表明，从碳排放的角度，有机残渣采用黑水虻生物养殖相比干化焚烧和厌氧消化具有一定的优势。但作为新兴技术，昆虫产品（含蚕蛹粉、昆虫粉等） 在 2013 年被列入农业部制定的 《饲料原料目录》，黑水虻饲料化利用缺乏统一标准，黑水虻相关产品应用于饲料产业的价值及安全性仍有疑虑。同时，工厂化养殖模式目前虽然实现了规模、资源利用等目标，但仍有臭气污染和生物逃逸等问题需要注意和完善。

此外，在碳排放的定量计算中，碳排放因子取值没有公认的准确数据，目前还在逐步发展和更新，表 2 中的排放因子源于近年来的文献数据。本研究中电力排放因子对 3 种工艺碳排放值的影响较大，主要是因为干化焚烧和厌氧消化以电力产出作为主要的碳补偿，而生物养殖以电能消耗为主要间接排放，此消彼长下，电力排放因子取值高低可能得出截然不同的结论。本研究中电力排放因子取值0.570 3 kgCO2/kWh，为生态环境部发布的2022 年全国电网平均排放因子，而以往的研究中取值为0.583 9~0.895 3 kgCO2/kWh［10，12，14，19］。此外，不同地域能源结构不同，电力排放因子差别也比较大，如上海生态环境局 2022 年发布的电力排放因子缺省值由 0.788 3 kgCO2/kWh 调整为 0.42 kgCO2/kWh。当电力排放因子取值变化时，干化焚烧、厌氧消化和生物养殖的净碳排放量排序也会发生变化（图 4），临界值分别为 0.67 kgCO2/kWh 和 0.94 kgCO2/kWh。

厨余垃圾三相有机固渣不同处置路线净碳排放从小到大为生物养殖<厌氧消化<干化焚烧，黑水虻生物养殖过程因虫粪堆肥和较高的电、热能源消耗，产生了最高的直接 （54.92 kgCO2/t） 和间接排放 （163.48 kgCO2/t），但通过堆肥肥料和生物饲料等产品替代获得了显著的碳补偿效应 （274.09kgCO2/t），生物养殖处理每吨有机固渣可实现 CO2减排约 55.69 kgCO2，是值得提倡的处理处置方式。

在碳达峰、碳中和目标的背景下，碳排放是一个重要的评价指标，但目前碳排放计算还没有统一的标准，相关因子取值还在研究和完善，不同工艺的碳排放仅作为一项参考指标，决策时还需因地制宜、综合评判。