各系統排放計算

一、 系統 A:

1. 廢水處理系統

牧場共設置三期的污水處理設施，在執行碳足跡盤查時理論應將 廢水處理設施使用與建造過程一並納入盤查。營建建材的使用由於三 期污水處理設施中一、二期年份老舊，牧場未能提供當初建造之使用 材料及相關數量，第三期建在建造過程並沒有統計營建材料量，因此 進行污水廠營建材料溫室氣體排放計算時，除了電力的使用外其它均 不納入計算邊界。

表 4-2 2018 年廢水處理設施外購電力使用量

廢水處理階段採用生物處理方式，因此廢水處理過程並無投入相

420,080 度 ∗ 0.533kg 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞/kwh = 223,903 kg 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞 (4.1) 畜 牧 糞 尿 經 過 厭 氧 消 化 後 生 成 之 水 溶 性 物 質 為 沼 液 固 體 產 物 則 為 沼 渣 (通 稱 消 化 產 物 )。 畜 牧 糞 尿 中 含 有 較 高 量 的 有 機 質 及 氮 磷 為 作 物 的 肥 分 基 礎 ， 在 經 厭 氧 發 酵 後 消 化 產 物 做 為 農 地 肥 分 ， 可 提 高 植 物 的 抗 病 蟲 害 能 力 ， 有 助 於 作 物 吸 收 、 產 量 增 加 。 而 畜 牧 糞 尿 資 源 化 利 用 有 三 種 途 徑 ：

1. 厭 氧 發 酵 沼 氣 用 來 發 電 ， 消 化 產 物 作 為 農 地 肥 分 使 用 。 2. 畜 牧 糞 尿 依 農 業 事 業 廢 棄 物 再 利 用 管 理 辦 法 進 行 再 利 用 。 3. 經 處 理 至 符 合 放 流 水 標 準 ， 放 流 水 作 為 澆 灌 之 水 資 源 利

用 。

環 保 署 亦 於 104 年 修 正 水 污 法 相 關 子 法 ， 將 畜 牧 糞 尿 厭 氧 發 酵 後 之 消 化 產 物 視 為 資 源 ， 正 式 推 動 其 回 歸 農 地 作 為 肥 分 使 用 。 牧場於 105 年向環保署申請消化產物的回收使用，這些由 厭氧消化完成後所剩餘的消化產物回收使用替代了化學肥料的投入 種植牧草。Paul (2018)也指出氮肥是土壤溫室氣體排放中最大的排放 項目，以消化產物取代原先使用的化學肥料可以減少化學肥料所造成 的間接性溫室氣體的排放，而且由於消化產物中的有機碳含量及高，

在投入農地進行牧草灌溉可以提高土壤中有機碳的含量。而本研究在 土壤溫室氣體排放中，由於氮化合物的排放估算會因為當地氣候條件、

牧場管理模式而造成極大的誤差(Brentrup et al., 2000)，因此在盤查的 過程只考慮了消化產物及種植作物對土壤固碳的所造成影響。

牧場在此區塊種植狼尾草，種植面積達 3.2 公頃。根據土壤溫室 氣體管理的文獻回顧，計算土壤固碳的方法，以下整理了三種：

1、 Gelfand et al (2013)提出以土壤有機碳(SOC)變化作為碳儲存的估 算，由於該方法在實際執行上需要耗費更多的時間執行土壤採樣 分析，透過採集土壤表層向下 30 公分處的土讓作為樣品進行有 機碳的濃度檢測，根據第一年的基準值與的二年有機碳農度變化 做比較，透過二氧化碳分子量的轉換計算出土壤碳存量，因此最 後決定不採納此方式進行碳儲存的計算，其中 X1 是目標系統的 當前土壤碳含量（以 kg / m²為單位），X2是原始土壤碳含量，X3

是碳累積量（當年度和基線年度的碳含量差異），公式如下:

(𝑋₁−𝑋₂)kgC

(𝑚³∗𝑋₃)year

∗

12𝑘𝑔𝐶

∗

1𝑘𝑔𝐶𝑂₂

= CO

kg(SOC)

(4.2)

2、 畜產所(2015)提供的狼尾草種植對土壤造成碳儲存的實驗數據引 用 1m 以上土壤碳存量分別為 45-50mt/ha，在本研究中則是以每 公頃最大固碳量進行估算，這是因為從 IPCCa (2006)指出濃度和 活性較高的有機碳大多數儲存在土壤的頂部 20-30 公分，但在植

物根區因為在缺氧條件下植物凋落物分解減少並在排水受到限 制的形況下所形成的土壤，這些土壤具有更高的碳含量，因此可 以在其下方整個深度都可以發現大量的有機碳。

3、 Lantz and Börjesson (2014)假設豬糞消化產物 DM 為 2.9%，估計 碳含量高達 40%，施作於土壤消化產物碳含量為 12kg / t，消化產 物施作於土壤中會造成 4.4kg CO2/ton 的碳儲存量。

在上述三種計算方式中以第一種方式來估算土壤碳儲存比起第 二和第三來的精確，這是因為有實際的土壤檢測數據來換算土壤中有 機碳的變化，但在最終討論結果並不採納，因為採集樣本進行土壤有 機碳進行碳存量的計算需要長達兩年的時間來執行數據比較，這過程 含蓋了採樣佈點判斷分析和土壤檢測，而方法二與方法三則是以文獻 的經驗計算碳存量，因此在三種方法中可以定義為：

方法 2 + 方法 3 = 方法 1

(4.3) 牧場區造成土壤碳封存量包含了狼尾草對土壤造成的固碳，而畜 產所(2015)及 Lantz and Börjesson (2014)所估算出來的結果包含了第 一項文獻的結果，將狼尾草對土壤造成的碳儲存與施做消化產物對土 壤造成的碳儲存分別計算後加總與 Gelfand et al (2013)方法結果概念 相似，其計算過程如下：

種植狼尾草對土壤所造成的固碳量估算為：

一個為吸收塔(Absorption)，另一個脫除塔(Desorption oe Stripping Tower)。利用硫化氫溶於水特性，將硫化氫溶於水中，達到除去之目 的。在純化的過程中抽水馬達必須將水抽至塔頂，以噴灑的方式將水 注入塔內與沼氣大面積接觸，因此沼氣純化塔運轉過程以抽水馬達 24 小時運作消耗大量電力，從牧場所提供之用電數據，1 月份至 12 月

份純化塔所消耗電量 137,925 度，表 4-3 所示。

月份 耗電量(度) 月份 耗電量(度) 決於沼氣場的運作模式（Boulamantiet al., 2013；Liebetrau et al., 2010；

Thrän et al., 2014 ）。在生產沼氣的過程中包含源料的蒐集、厭氧消化

中都是將殘餘沼氣回收，但槽體會因材料不同(塑膠、水泥等等)而造 成洩漏，若儲存槽體為開放式，則槽體內的殘餘沼氣則會排放至大氣 中，成為溫室氣體排放的來源之一(JRC., 2014)。

在一些文獻指出儲存消化產物的儲槽若為開放式的儲槽，該儲槽 所造成的甲烷洩漏是難以被量化的 (Boulamanti et al., 2013；Joint Research Centre., 2014；Manninen et al., 2013)，這些開放式的消化儲 槽所排放的溫室氣體若納入系統邊界計算，則會造成極大的誤差，如 在槽體材質會因為老舊而造成洩漏(Amann, Klimont, and Winiwarter., 2012)，Lijó et al (2014)評估以豬糞和能源作物進行沼氣生產後的消化 產物儲存在開放式的儲槽，由於消化產物在儲存過程期間會產生殘餘

的沼氣及其他排放物可以回收使用，因此在系統邊界考慮了回收且因 為回收殘餘氣體而假設儲槽為密封，洩漏忽略不計。

本研究透過文獻以及現場觀察彙整了幾項沼氣洩漏的原因如下：

1、 豬眷之豬糞尿為 3 天沖洗一次，由於豬糞尿液在蒐集的過程並未 密封造成初級發酵，因此造成甲烷洩漏。

2、 厭氧消化槽所覆蓋的鋼筋水泥由於長期受氣候影響導致龜裂造 成甲烷洩漏。

3、 沼氣蒐集輸送的過程所使用的泵補在運轉過程中會造成洩漏。

4、 沼氣純化與發電設備在使用的過程中會造成甲烷洩漏(Adams., 2019)。

因此在整個沼氣生產的過程中，甲烷的洩漏需要列入溫室氣體排 放計算。在一些國外相關研究所使用的甲烷洩漏量範圍從 0.5%~1%

不等皆有文獻使用，而本研究因考慮牧場一、二期廢水處理設施年份 老舊造成水泥龜裂，而消化產物儲存桶雖然牧場使用密閉式儲槽，但 並未將儲槽內的殘餘沼氣進行回收，因此設定消化產物儲槽仍有洩漏 排放，最終牧場洩漏假設為牧場沼氣總產量的 1%進行估算。

從 1 月分至 12 月份沼氣生產量 850,895m³，假設甲烷洩漏 1%做 估算，甲烷洩漏量為 8,508.95m³。甲烷在理想氣體狀態下 1m³ CH4

=16.349 kg CO2-eq，估算甲烷洩漏所造成的二氧化碳排放 139,1112kg

CO2-eq，約 139 ton CO2-eq

8508.9𝑚³∗ 16.349 𝑘𝑔𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞

𝑚³ = 139,112 𝑘𝑔 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞 ≅ 139 𝑡𝑜𝑛𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞

(4.8)

根據現場判斷沼氣是有洩漏的跡象，目前透過文獻參考之洩漏比 例均落在 0.5%~1.5%左右，為了減少沼氣洩漏所造成的排放誤差進行 了敏感度分析，假設整場 1%之洩漏量時造成的甲烷洩漏量為 8,508 m³，並估算洩漏範圍 0.5%-6%區間的洩漏量，計算方式如下：

沼氣總產量 ∗

洩漏比例

洩漏量

在各洩漏級距之間平均造成 5.6 公噸的二氧化碳排放誤差，如圖 4-5 所示。沼氣洩漏比例從 0.5% - 6%之間進行敏感度分析，在 0.5%-2.5%之間，洩漏量對整體排放量均維持在 1.37%的增長變化量，計算 如下：

沼氣洩漏量 ∗ 16.349kg 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞 =

洩漏沼氣

排放量

(4.9) (

洩漏沼氣

排放量

203,501 ) ∗ 100 =

洩漏排放量佔比

(4.10) 每上升 0.5%洩漏比例，對於總排放量會增加 1.37%，整體觀察沼 氣洩漏呈現線性關係，開始沼氣洩漏對整場溫室氣體排放有增加，如 圖 4-4、4-5 所示。

圖 4-4 沼氣洩漏比例量

場施作消化產物及種值狼尾草所造成的土壤固碳量為 224,264,kg CO2-eq，該數值於下表以負值呈現，且碳存量佔了總排放量的 14.8%，

盤查所計算之排放量如下表 4-6 所示。最終將五個系統碳排放量加總 如下式 4.9 表示。

223,902 + 0 + 0 + 139,112 − 224,264 = 1,064,608 kg 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞 (4.11) 1,064,608kg 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞

1000𝑘𝑔 = 1,064 ton 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞

(4.12) 表 4-6 各系統之二氧化碳排放量

系統邊界 排放量(kg CO2-eq) 廢水處理系統 223,902

沼氣純化系統 0

發電機純化系統 0

沼氣燃燒 925,858 洩漏 139,112 牧場固碳 -224,264

總計 1,064,608

牧場系統消化產物回收使用所造成之固碳值為概算值，實際排放 量還是需要透過土壤 SOC 變化來觀察土壤中 SOC 含量的變化來評估

土壤溫室氣體的儲存量。三期污水廠因為營建用電額外使用的大量外 購電力，因此造成溫室氣體大幅度的提升。若污水處理系統穩定運轉 時，估計整年度外購電力下降約 50,000 度電，減少溫室氣體排放 26,650 kgCO2-eq。

50,000kw ∗ 0.533kg 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞 = 26,650 kg 𝐶𝑂₂^−𝑒𝑞

(4.13)