巢湖流域城镇污水处理厂温室气体排放特征分析*

胡 香 陈孔明 李 涛

(中节能国祯环保科技股份有限公司，安徽 合肥 230088)

碳达峰碳中和的战略目标要求污水处理行业协同推进减污降碳控制，在减排水污染物的同时降低温室气体排放。《国民经济和社会发展第十四个五年规划和2035年远景目标纲要》提出了化学需氧量(COD)与氨氮排放总量分别下降8%和单位国内生产总值CO2排放降低18%的约束性目标，并提出了“实施以碳强度控制为主、碳排放总量控制为辅的制度，支持有条件的地方和重点行业、重点企业率先达到碳排放峰值”。随着我国污水处理行业的不断发展，行业的温室气体排放在近年来呈现逐年快速递增的趋势，从2007年的840万t(以CO2当量计)增长至2016年的3 140万t，10年间增长了2.7倍[1]56。我国城镇污水处理厂的环境管理进入了减污降碳协同作用的新时期，城镇污水处理行业温室气体排放的核算及减排成为节能减排领域的研究热点。

核算城镇污水处理厂的温室气体排放量是城镇污水处理厂污染物去除协同温室气体控制的基础。目前污水处理厂温室气体排放量的核算方法主要分为联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)清单模型法、生命周期评价法、污水处理动力学模型法和仪器采样实际测量法，涉及CH4、N2O和CO2的直接排放以及能耗和物耗类的间接排放，部分研究还考虑了沼气回收带来的减排[2]。上述4种方法中，IPCC清单模型法应用最为广泛。根据 IPCC清单模型法，周兴等[3]估算了2003—2009年全国的工业废水和生活污水的CH4和N2O直接排放量；
张成[4]结合重庆地区污水处理系统的特点计算了污水处理过程产生的 CH4、N2O、生物成因CO2和能耗产生的间接CO2，对2000—2009年重庆市污水处理碳排放和污泥处理处置碳排放进行了核算；
马欣[5]估算了2005—2009年全国城镇污水处理厂CH4直接排放以及能耗间接排放，对污水处理温室气体排放的工艺特征、规模特征、处理程度和区域特点进行了研究；
张星[6]采用IPCC清单模型法和实测的排放因子对2010—2015年江苏省城镇生活污水处理碳排放进行了核算；
闫旭等[7]1256估算了2014年全国城镇污水处理厂CO2、CH4以及N2O的直接排放，并分析温室气体排放的时空分布和影响因素；
郭盛杰等[1]57将IPCC清单模型法与“自下而上”的核算思路相结合，利用我国城镇污水处理厂厂级运行数据及我国不同区域电网以及CH4排放因子，通过对城镇污水处理厂厂级的核算进而估计出我国城镇污水处理行业的温室气体排放水平，并分析其时空变化特征。

目前对城镇污水处理厂污染物的去除和温室气体的控制基本都是互相割裂的研究，鲜有城镇污水处理厂污染物去除协同温室气体控制的研究，因此可能出现“减污不减碳”的情况。付加峰等[8]针对城镇污水处理厂的污染物与温室气体如何实现协同减排核算的问题，提出了城镇污水处理厂污染物去除协同控制温室气体的核算边界、协同机制和核算方法，并通过实例进行验证分析，给出了如何核算污染物去除的协同控制效应和协同程度。郑思伟等[9]参考IPCC清单模型法核算了2009—2016年杭州市城镇污水处理厂污染物去除量和温室气体排放量，并对两者协同控制提出了建议。

总体而言，我国对污水处理领域减污降碳协同作用的研究处于起步阶段，特别是针对环境敏感地区的优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)的城镇污水处理厂的温室气体排放量的研究还未见相关报道。本研究以巢湖流域内已达到安徽省地方标准《巢湖流域城镇污水处理厂和工业主要水污染物排放限值》(DB 34/ 2710—2016)的22座城镇污水处理厂为研究对象，对比分析了处理工艺、处理规模及耗电量对城镇污水处理厂温室气体排放的影响，以期为巢湖流域城镇污水处理厂加强减污降碳协同控制提供技术支撑，同时也为国内其他地区的污水处理厂温室气体排放核算提供技术参考。

1.1 研究对象

本研究以巢湖流域内的22座城镇污水处理厂为研究对象，总日处理规模达到173.1万m3/d，占目前流域内已建成污水处理厂处理规模的70%以上，基本可以反映巢湖流域内城镇污水处理厂的现状。以上城镇污水处理厂采用的二级主体工艺可以分为3类，其中10座采用氧化沟工艺(1#～10#)、10座采用厌氧/缺氧/好氧(AAO)工艺(11#～20#)、2座采用序批式活性污泥(SBR)工艺(21#、22#)，出水水质均稳定达到DB 34/ 2710—2016要求，即COD≤40 mg/L，氨氮≤2.0(3.0)mg/L(括号外数值为水温>12 ℃时的控制指标，括号内数值为水温≤12 ℃时的控制指标，下同)，总氮(TN)≤10(12)mg/L，总磷(TP)≤0.3 mg/L。所考察的22座污水处理厂均无CH4回收装置，剩余污泥全部运往厂外处理处置。

氧化沟、AAO和SBR工艺通过调整运行模式均能达到较好的同步脱氮除磷效果。其中，氧化沟工艺结合完全混合和推流的特点，具有水力停留时间长、有机负荷低、处理效果好、运行稳定、耐冲击负荷、污泥产泥率低等特点。AAO工艺是在厌氧/好氧(A/O)工艺基础上增设了一个缺氧池，并将好氧区的部分混合液回流至缺氧区进行反硝化脱氮，单个反应单元流态完全混合。该工艺具有流程简洁、处理效果稳定、污泥沉降性能好等特点，但是存在碳源、泥龄、硝酸盐、硝化和反硝化容量、释磷和吸磷容量等问题。SBR工艺的运行操作在空间和时间上均是按次序排列、间歇运行的，一个运行周期一般分为5个阶段，即进水、反应、沉淀、排水和闲置阶段。SBR工艺在流态上属于完全混合式，但是在时间上却属于理想的推流状态，具有工艺简单、生化反应推动力大、运行方式灵活、耐冲击负荷、脱氮除磷效果好、不易发生污泥膨胀等特点。从温室气体排放方面来说，以上3种工艺过程的温室气体排放均主要分为3部分：一部分是污水处理过程中直接排放的温室气体，包括因微生物内源呼吸和有机物氧化而产生的CO2，以及硝化/反硝化过程中产生的N2O；
第二部分是能源和化学药剂消耗所产生的间接排放的温室气体；
第三部分是污泥处置过程中排放的温室气体，包括在填埋过程中因微生物在厌氧条件下而产生的CO2、CH4、N2O，以及好氧堆肥过程中因微生物作用而产生的CO2。

1.2 核算边界的确认

本研究以《城镇污水处理厂污染物去除协同控制温室气体核算技术指南(试行)》(以下简称《指南》)为依据，确定核算的污染物种类为COD、TN、污泥和CH4，温室气体种类为CH4、N2O和CO2，其中CH4既是污染物又是温室气体。

1.3 核算方法

(1) 污染物去除量核算

城镇污水处理厂COD和TN去除量采用《指南》推荐的方法，计算公式如式(1)所示：

Rj=Q×(ρin,j-ρout,j)×10-6

(1)

式中：Rj为第j种水污染物(COD或TN)的年去除量，t/a；
Q为城镇污水处理厂污水年处理量，m3/a；
ρin,j为入厂城镇污水中污染物j的年均质量浓度，g/m3；
ρout,j为出厂城镇污水中污染物j的年均质量浓度，g/m3。

(2) 温室气体排放量核算

依据《指南》，城镇污水处理厂温室气体排放量包括回收的CH4折算为CO2当量的减排量(E1，t/a)、去除COD产生的CH4折算为CO2当量的排放量(E2，t/a)、处理污泥产生的CH4折算为CO2当量的排放量(E3，t/a)、去除TN产生的N2O折算为CO2当量的排放量(E4，t/a)和消耗电力产生的CO2折算为CO2当量的排放量(E5，t/a)，计算公式如(2)至式(6)所示，其中式(2)主要参考物质守恒原理，式(3)至式(5)主要利用IPCC清单模型法，式(6)主要参考《工业企业温室气体排放核算和报告通则》(GB/T 32150—2015)间接排放核算部分。

E1=WCH4×GWPCH4

(2)

E2=[(RCOD-SG×ρS)×EFCH4-WCH4]×GWPCH4

(3)

E3=SR×βS×DOCf×MCF×F×CCH4/C×GWPCH4

(4)

E4=RTN×EFN2O×CN2O/N2×GWPN2O

(5)

E5=EH×EFCO2×GWPCO2

(6)

式中：WCH4为城镇污水处理过程中作为污染物的CH4年回收量，t/a；
GWPCH4为 CH4全球增温潜势值，取值为21；
RCOD为城镇污水处理COD的年去除量，t/a；
SG为城镇污水处理厂污泥干物质年产生量，t/a；
ρS为城镇污水处理厂污泥干物质中有机物质量浓度(以COD计)，t/t；
EFCH4为单位COD的CH4排放因子，t/t；
SR为城镇污水处理厂厂区污泥干物质年处理量，t/a；
βS为城镇污水处理厂污泥干物质中有机质质量浓度(以C计)，t/t；
DOCf为污泥干物质中可降解有机碳比例，取值为50%；
MCF为CH4修正因子，厌氧取值为1，好氧取值为0；
F为可降解有机碳中可产生CH4的碳的比例，取值为50%；
CCH4/C为CH4/C分子量之比，为4/3；
RTN为城镇污水处理厂TN的年去除量，t/a；
EFN2O为污水中单位质量的氮转化为N2O的量，t/t；
CN2O/N2为N2O/N2分子量之比，为11/7；
GWPN2O为N2O全球增温潜势值，取值为310；
EH为城镇污水处理厂污水处理设备运行年耗电量，MW·h/a；
EFCO2为电力CO2排放因子，t/(MW·h)；
GWPCO2为CO2全球增温潜势值，取值为1。

WCH4根据式(7)确定，SG根据式(8)确定，EFCH4根据式(9)确定。

WCH4=RCH4×0.717×10-3

(7)

SG=Qa×EFS×D×10-4

(8)

EFCH4=B0×MCF

(9)

式中：RCH4为城镇污水处理厂污水处理过程中年回收的CH4体积，m3/a；
Qa为城镇污水处理厂污水日处理量，m3/d；
EFS为城镇污水处理厂日处理污水产生污泥干物质质量，t/(万m3·d)；
D为城镇污水处理厂年运行天数，d/a；
B0为最大CH4产生潜势，取值为0.25 t/t。

基于城镇污水处理厂实际运行情况的温室气体净减排量(Eg，t/a，负值时表示净减排，正值时表示净增排)可依据式(10)进行核算：

Eg=E2+E3+E4+E5-E1

(10)

城镇污水处理厂的碳排放强度(Ed，kg/m3)，即处理单位污水的碳排放量，可依据式(11)进行计算。

(11)

1.4 数据来源

1.4.1 活动水平类数据

活动水平类数据包括城镇污水处理厂污水年处理量、污染物的入厂年均浓度和出厂年均浓度、年耗电量、城镇污水处理过程中回收的CH4量、日处理城镇污水产生污泥干物质质量、输送出城镇污水处理厂边界外的污泥干物质质量、城镇污水处理厂污泥干物质中有机质质量浓度等，均来源于城镇污水处理厂统计报表。

1.4.2 排放因子类数据

对于污水中单位质量的氮转化为N2O的量，传统硝化反硝化工艺取0.035 t/t，短程硝化反硝化工艺取0.049 t/t，同步硝化反硝化工艺取0.023 t/t，厌氧氨氧化工艺取 0.002 6 t/t[7]1256。对于电力CO2排放因子，采用《2019年度减排项目中国区域电网基准线排放因子结果》，其中华东区域电网的推荐值为0.792 1 t/(MW·h)。其他排放因子参考《指南》。

2.1 不同工艺温室气体排放分析

由于本研究所考察的22座污水处理厂均无CH4回收装置，且剩余污泥全部运往厂外处理处置，因此，E1和E3均为零。

2.1.1 氧化沟工艺

图1是10座采用氧化沟工艺(1#～10#)的城镇污水处理厂的碳排放强度，以及去除COD产生的CH4折算为CO2当量的排放量、去除TN产生的N2O折算为CO2当量的排放量和消耗电力产生的CO2折算为CO2当量的排放量在温室气体排放总量中的占比情况。从图1可以看出，采用氧化沟工艺的城镇污水处理厂的碳排放强度为0.292 9～0.376 6 kg/m3，平均值为0.327 8 kg/m3。其中，7#城镇污水处理厂的碳排放强度最低(0.292 9 kg/m3)，该厂进水COD和TN浓度与其余各厂相当，但该厂曝气系统传质效率高，单位污水耗电量低，仅为0.221 0 kW·h/m3，由电力消耗引起的CO2间接排放占比为91.23%。进一步分析可知，10座采用氧化沟工艺的城镇污水处理厂温室气体的主要排放源为消耗电力产生的CO2，其排放量占比为64.16%～91.23%，平均值为73.56%；
其次为去除TN产生的N2O，其排放量占比为3.91%～19.21%，平均值为15.01%；
占比最低的是去除COD产生的CH4，其排放量占比为4.85%～17.37%，平均值为11.53%。

2.1.2 AAO工艺

从图2可以看出，采用AAO工艺的城镇污水处理厂(11#～20#)的碳排放强度为0.215 7～0.438 8 kg/m3，平均值为0.328 3 kg/m3，与采用氧化沟工艺(1#～10#)的城镇污水处理厂的碳排放强度(平均值0.327 8 kg/m3)无显著差异。与采用氧化沟工艺(1#～10#)的城镇污水处理厂类似，AAO工艺城镇污水处理厂温室气体的主要排放源为消耗电力产生的CO2，其排放量占比为57.47%～89.73%，平均值为69.43%；
其次为去除TN产生的N2O，其排放量占比为10.53%～26.10%，平均值为19.26%；
占比最低的是去除COD产生的CH4，其排放量占比为0.26%～24.27%，平均值为11.48%。

2.1.3 SBR工艺

从图3可以看出，2座采用SBR工艺(21#、22#)的城镇污水处理厂的碳排放强度分别为0.236 0、0.263 0 kg/m3，平均值为0.249 5 kg/m3，比采用氧化沟工艺(1#～10#，平均值0.327 8 kg/m3)和AAO工艺(11#～20#，平均值0.328 3 kg/m3)的城镇污水处理厂均低。SBR工艺中，排放量占比最大的仍然是电力消耗产生的CO2，平均值为61.55%，低于氧化沟工艺(1#～10#)的73.56%和AAO工艺(11#～20#)的69.43%。去除COD产生的CH4排放量占比为15.33%～18.59%，平均值为16.96%。值得注意的是，SBR工艺去除TN产生的N2O排放量占比较高，在21.50%左右，这主要是由SBR工艺的特点决定的。污水脱氮过程中可能产生N2O的环节包括羟氨的氧化过程、硝酰基的非生物反应等。硝化过程中的高溶解氧(>0.5 mg/L)、反硝化过程中尽量避免溶解氧的存在、高COD/N质量比(>3.5)、较大的污泥龄(>10 d)和适当的pH(6.8～8.0)可以减少N2O的产生[10]。SBR工艺特点决定了它与氧化沟、AAO工艺的水流状态及污泥龄等运行工况和参数相差较大，有研究表明N2O在SBR工艺条件下的排放很不稳定，且排放因子较大，为了降低SBR工艺的N2O排放，可考虑在其后端增加诸如反硝化滤床等设备进一步脱氮并减少N2O的排放[11]。

2.2 碳排放强度与耗电量分析

消耗电力产生的CO2是巢湖流域城镇污水处理厂主要的温室气体来源，平均排放量占比达到61.55%～73.56%。进一步对碳排放强度与单位污水耗电量进行相关性分析，结果如图4所示。本研究中22座城镇污水处理厂的单位污水耗电量在0.189～0.343 kW·h/m3，碳排放强度与单位污水耗电量的相关性较强，线性相关系数为0.64。巢湖流域城镇污水处理厂温室气体排放总量受耗电量的影响较大，主要原因可能有如下两点：一是巢湖地区城镇污水处理厂进水污染物浓度相对较低，造成去除 COD产生的CH4和去除TN产生的N2O排放量相对较低；
二是本研究所考察的22座污水处理厂剩余污泥全部运往厂外处理处置，因此处理污泥产生的CH4排放量为零。因此，消耗电力产生的CO2排放量占比较大，温室气体排放总量受耗电量的影响较大。

2.3 碳排放强度与处理规模分析

图5给出了本研究中不同规模(0.8万～19.0万m3/d)城镇污水处理厂碳排放强度的差异。结果表明，不同规模城镇污水处理厂的碳排放强度不存在统计学上的显著相关性(R2<0.1)。郭盛杰等[1]61对2016年全国4 298座城镇污水处理厂的温室气体排放强度与城镇污水处理厂规模的统计分析结果也表明，不同规模城镇污水处理厂的温室气体排放强度不存在统计学上的显著差异。但是，本研究的结果还表明，规模越大的污水处理厂，温室气体排放强度越趋于一致；
规模越小的污水处理厂，温室气体排放强度差异越大。本研究中碳排放强度最低的情况出现在处理规模约为5万m3/d的SBR工艺城镇污水处理厂中。

表1 国内部分学者对城镇污水处理厂的碳排放强度的研究数据Table 1 Research data on the carbon emission intensity of municipal wastewater treatment plant by some domestic scholars

2.4 与其他地区或污水处理厂比较

根据本研究的结果，巢湖流域达到DB 34/ 2710—2016要求的氧化沟、AAO、SBR工艺城镇生活污水处理厂的平均碳排放强度分别为0.327 8、0.328 3、0.249 5 kg/m3。从低碳的角度分析，采用SBR工艺是最合适的工艺，而氧化沟工艺和AAO工艺碳排放强度无显著差异。

表1对比了本研究与其他学者对其他地区城镇污水处理厂的碳排放强度的估算结果。可以看出，总体而言，本研究中巢湖流域的城镇污水处理厂在出水满足DB 34/ 2710—2016标准的前提下，碳排放强度明显低于其他地区的碳排放强度，分析可能主要有两方面的原因：一是巢湖流域地区城镇污水处理厂进水污染物浓度相对较低，进水COD在80～150mg/L，进水TN在18～32mg/L；
二是巢湖流域城镇污水处理厂普遍采取了精确曝气等控制技术，使得单位污水耗电量相对较低，本研究中的22座城镇污水处理厂单位污水耗电量为0.189～0.343 kW·h/m3，因此由电耗引起的间接温室气体排放量也相对较低。

(1) 本研究核算了巢湖流域22座达到DB 34/ 2710—2016的城镇生活污水处理厂的碳排放强度。结果表明，巢湖流域氧化沟、AAO、SBR工艺城镇污水处理厂的碳排放强度分别为0.327 8、0.328 3、0.249 5 kg/m3。从低碳的角度出发，SBR工艺更具低碳优势，而氧化沟和AAO工艺的碳排放强度无显著差异。

(2) 巢湖流域城镇污水处理厂温室气体总排放量中，电力消耗引起的间接排放是主要来源，平均占比61.55%～73.56%；
其次是去除TN产生的温室气体，平均占比15.01%～21.50%；
最后是去除COD产生的温室气体，平均占比11.48%～16.96%。建议对有降碳需求的污水处理厂加强曝气系统、提升泵等耗电单元的优化控制。

(3) 在单位污水耗电量为0.189～0.343 kW·h/m3、处理规模为0.8万～19.0万m3/d范围内，巢湖流域城镇污水处理厂的碳排放强度与单位污水耗电量的线性相关系数为0.64，与处理规模没有显著相关性。

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