四类典型二级生化污水处理工艺的碳足迹比较评价及减排潜力分析*

陈彩云，颜佳洁，何美龙

[1.福建师范大学环境与资源学院、碳中和现代产业学院，福建 福州 350108；2.福建省污染控制与资源循环利用重点实验室 福建省高校城市废物资源化技术与管理工程研究中心，福建 福州 350108；3.中碳（福建）生态科技有限公司，福建 福州 350003]

0 引言

气候变化是全球环境变化研究的核心问题，由于人类活动加剧温室效应，是导致气候变暖的关键，因此，对温室气体（Greenhouse gas，GHG）排放的研究受到各领域专家的广泛关注。随着人类经济社会的迅猛发展，污水排放量大幅增加，污水处理行业作为一个高能耗领域，对温室气体的贡献日益受到重视。全球统计数据显示，污水处理厂的碳排放约占总排放的1.6%[1,2]，在我国的占比也处于1%～2%范围[3]。其中，两大温室气体——甲烷（CH4）与氧化亚氮（N2O）的排放分别占全社会排放的4%和5%，这使得污水处理行业已成为碳减排策略的关键领域[4,5]。因此，对各类污水处理工艺GHG排放进行核算，分析不同工艺单元或环节碳足迹贡献分配和总量，是探索行业碳减排潜力的重要途径和科学方法。

为响应全球对GHG排放控制的日益关注，国内外学者从不同行业污水处理、不同地区污水处理厂等探讨了污水处理领域的碳排放特性，主要是采纳国际气候变化专门委员会（IPCC）所推荐的碳足迹核算方法，以定量研究污水处理过程中的碳排放问题[6]。如Bani Shahabadi等对于食品加工行业的污水处理，通过构建精确的数学模型定量分析其碳排放，得出GHG的直接排放仅占污水处理厂总碳排放的23%～32%，由药剂如碳源补充、pH值调节耗用的酸碱等产生的间接碳排放则高达50%～57%，而电耗导致的间接排放仅13%[7]。马欣对国内不同地域具有不同处理技术、处理能力及规模的污水处理厂的碳排放状况进行了定量评估，研究结果也揭示了能源消耗是影响污水处理厂GHG总排放的核心因素[8]。Pratima Singh等对印度和英国的50个污水处理厂进行了碳排放评估，揭示了其电耗排放范围在0.36～4.87 kW·h/m3之间[9]。杨世琪构建了基于COD指标的碳排放计算模型，并对污水处理流程的关键环节进行了模拟分析[10]，研究表明碳排放受到运行条件、处理工艺和进出水COD等多种因素的综合影响。此外，Kazuyuki Oshita等针对市政污泥厌氧消化过程中的CH4和N2O排放进行了深入研究，指出污泥消化过程CH4和N2O的排放浓度分别为509 mg/m3和7.1 mg/m3[11]。

这些研究为污水处理领域提供了关于碳排放核算的基础资料和定量方法借鉴。针对二级生化处理工艺是去除污水中有机碳或氮磷污染物的关键手段，目前对于各种生化降解工艺过程中直接碳排放与间接碳排放足迹的对比研究尚不足。A/O、A2/O、SBR和氧化沟四种工艺是我国污水处理厂当前使用最普遍广泛的二级生化处理工艺，本研究主要以IPCC的核算方法和排放因子参数取值为依据，收集华东、南方及华北地区的四家采用A/O、A2/O、SBR和氧化沟典型处理技术的污水处理厂运行的基础资料，开展碳足迹定量评估分析，从污染物转化产气、能耗、药耗等方面核算评估污水处理厂的碳排放强度和贡献占比组成，为污水处理行业制定针对性有效的减排策略和工艺优化选择提供科学依据。

1 研究方法和数据来源

1.1 研究方法

1.1.1 碳足迹计量标准及方法

碳足迹计量标准主要有PAS 2050、ISO 14067标准、温室气体议定书标准等，其中PAS 2050是世界上首个确定并且公开的碳足迹计算标准，因此，本研究采用PAS 2050作为碳足迹计量标准。

污水处理厂碳足迹计算方法常用生命周期评价法和IPCC指南计算法。其中，生命周期评价法的流程中仍存在许多不确定因素，同时我国生命周期评估数据库也有待完善[12]，而IPCC方法是由联合国气候变化委员会编写，专门为国家温室气体清单指南提供计算温室气体排放的方法，是国际上公认和通用的温室气体排放的评估方法，其可以依据进水和出水水质指标以及能耗、药耗的量，采用统计的经验排放系数计算污水处理厂碳排放[13]。因此，本研究采用IPCC法对污水处理过程的碳排放清单进行核算。

1.1.2 确定核算边界

本研究根据PAS 2050确定核算边界，以污水进入污水处理厂为起点，以污水排入受纳的水体以及污泥进行最终处置为终点，如表1所示。

表1 温室气体排放核算边界确定

1.1.3 确定排放因子

采用发改委气候司发布的《2019年中国区域电网基准线排放因子》《IPCC 2006国家温室气体清单指南2019修订版》综合确定各排放因子的数值。

1.2 碳足迹计算方法

1.2.1 直接碳排放量估算

⑴ CH4直接排放量估算

污水处理过程中CH4直接排放计算公式为：

式⑴中：

ECH4为清单年份的生活污水处理甲烷排放总量，万t/a；

TOW 为清单年份的生活污水中有机物总量，kg/a，以BOD计；

R 为清单年份的甲烷回收量，kg/a；

EF 为排放因子，CH4质量/BOD质量。

EF 计算公式为：

式⑵中：

B0为甲烷最大产生能力，CH4质量/BOD质量；

MCF为甲烷修正因子，无量纲；

根据IPCC指南，B0取值为0.25，全国平均的MCF缺省值为0.165。

⑵ N2O直接排放量估算

污水处理过程中产生的N2O排放估算公式为：

式⑶中：

E N2O为清单年份N2O的年排放量，kg/a；

NE为污水中总氮含量，kg/a；

EFE为废水的N2O排放因子，IPCC指南推荐值为0.005，N2O质量/N质量。

由于不同的温室气体对引起全球气候变暖有不同的贡献值，通常采用二氧化碳当量（CO2-eq）作为衡量温室效应的基本单位，计算公式为：

式⑷中：

GHG 为温室气体产生通量，t；

GWP 为全球增温潜势值，CH4的值为 21，N2O的值为310。

1.2.2 间接碳排放量估算

⑴ 能耗碳足迹估算

根据IPCC方法，因耗电量引起的碳足迹计算公式为：

A为耗电量，kW·h/d；

a为不同的地区的电网因子，t/MWh，以CO2质量计。

电能的排放因子从发改委气候司所发布的《2019年中国区域电网基准线排放因子》获取（表2)，OM为电量边际排放因子的加权平均值。

表2 中国区域电网基准线排放因子

⑵ 药耗碳足迹估算

污水处理过程中药品投放导致的间接温室气体产生排放量计算公式如下：

式⑹中：

EF 为污水处理药品消耗的排放因子；

M 为污水处理过程中药品消耗量，kg；

好像自己是一个外来者一样，或许就像是在美国卖专辑的N e i l Y o u n g？我猜的，没敢问Y o u n g去核实。

药品消耗排放因子根据药品价格进行估算，具体如表3所示。

表3 药品消耗排放因子（EF）

1.3 研究案例与数据来源

1.3.1 研究案例

⑴ A/O工艺

A/O 工艺是厌氧/好氧工艺的简称，通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统之前增加了缺氧的生物处理过程或者厌氧生物过程。A/O工艺是利用不同种类的微生物对污水处理不同阶段污染物的去除效果差异而开发的一种污水处理工艺。

污水由排水系统收集后，进入污水处理站的粗格栅、细格栅、曝气沉砂池后，颗粒杂物被去除，继而由提升泵送至初沉池进行沉淀，而废水自流到生物池进行生化分解处理，污水中的有机物继续被降解。最后，经降解处理后的水流至二次沉淀池进行固液分离，分离后的上清液经净化达到排放标准后排除。活性污泥沉降于池底，吸泥泵将污泥送至污泥处理处置系统，最后将剩余污泥运出[14]。

以华东地区某污水处理厂为例，该污水处理厂的工艺流程如图1所示。

图1 华东地区某A/O污水处理厂工艺流程图

⑵ A2/O工艺污水处理流程

A2/O工艺也称厌氧-缺氧-好氧（A/A/O）工艺，是一种常用的污水处理工艺，一般可用于二级污水处理、三级污水处理以及中水回用，具有较为良好的脱氮除磷效果[15]。

污水进入厂区后先后经过格栅泵房、沉砂池等设备去除污水中的固体悬浮物完成预处理，随后经过A2/O处理工艺去除污水中的COD、BOD、氮和磷等污染物，在二沉池中经过絮凝沉淀完成二级污水处理，二沉池上清液经过液氯接触消毒池完成三级污水处理，沉积的剩余污泥经深度脱水处理后外运。

A2/O工艺可以同时完成有机物的去除、硝化脱氮、磷的过量摄取而被去除等功能。脱氮的前提是NO3-N应完全硝化，好氧池可以完成这一功能，缺氧池可以完成脱氮功能[16]。而厌氧和好氧池联合则可以完成除磷功能，以南方地区某个A2/O工艺污水处理厂为例，该污水处理厂流程如图2所示。

图2 南方地区某A2/O工艺污水处理厂处理流程

⑶ SBR工艺污水处理流程

SBR 是序列间歇式活性污泥法的简称，是一种按间歇曝气方式来运行的活性污泥污水处理技术，又称序批式活性污泥法。与传统污水处理工艺不同的是SBR技术采用时间分割的操作方式来替代空间分割的操作方式，用非稳定生化反应来替代稳态生化反应，静置理想沉淀来替代传统的动态沉淀[17]。

其处理流程是在较短的时间内把污水加入反应器中，并在反应器充满水后开始曝气，污水里的有机物通过生物降解达到排放要求后停止曝气，沉淀一定时间将上清液排出。主要特征是在运行上的有序和间歇操作，SBR技术的核心是SBR反应池，该池集均化、初沉、生物降解、二沉等功能于一池，无污泥回流系统[18]。

以华北地区某污水处理厂为例，该污水处理厂的工艺流程如图3所示。

图3 华北地区某SBR污水处理厂工艺流程图

⑷ 氧化沟工艺污水处理流程

氧化沟工艺属于延时曝气的活性污泥法，其由活性污泥在首尾相连的闭合的曝气沟渠中的循环，通过活性污泥中的微生物与细菌对污水中的有机物进行降解去除，进而达到净化污水的目的。污水进入氧化沟后和活性污泥充分混合，随后通过曝气装置特定的定位作用产生曝气推动，使得污水与污泥在闭合的渠道内呈悬浮状态并不停地循环，污泥在循环中与污水进一步充分混合，微生物与有机物进行充分反应，最后混着污泥的污水进入二沉池，进行固液分离，从而使得污水得到净化。

以华北某污水处理厂为例，该污水处理厂采用的是卡鲁塞尔2000氧化沟工艺（图4)，是1999年DHV公司在其美国的专利特许公司EIMCO研制的一种具有内部前置反硝化功能的氧化沟工艺[19]。其由多渠串联而成的氧化沟系统，污水与活性污泥的混合液在氧化沟中不间断流动，氧化沟的一端设有曝气机，使系统中形成好氧区和缺氧区，从而具有生物脱氮的处理功能。

图4 华北某氧化沟工艺污水处理厂工艺流程图

1.3.2 数据来源

A/O 工艺、A2/O工艺以及SBR工艺数据基础数据来源于文献[5]，氧化沟工艺数据来源于文献[19]。四种不同工艺污水处理厂基础数据信息如表4所示。

表4 四种不同工艺污水处理厂基础数据信息

2 结果与讨论

对碳足迹贡献总量以及单位污水碳足迹贡献量进行分析，并从电耗、药耗、能源自给以及资源回收四个方面探索污水处理厂碳减排潜力。

2.1 不同处理工艺碳足迹分析

根据式⑴—⑹以及表4数据，计算出采用A/O、A2/O、SBR和氧化沟处理工艺四种污水处理厂的碳足迹贡献量。由于各厂处理的水量、污染物去除负荷、进水水质、电力消耗等方面的差异，仅仅从碳足迹贡献总量关系并不能客观地将不同污水处理厂信息进行对比。因此，需要通过计算单位污水的碳足迹贡献量来实现客观的评估对比，结果如表5所示。

表5 不同处理工艺的碳足迹贡献

对表5的数据进行碳足迹贡献源解析，结果如图5、图6所示。

图5 不同污水处理工艺碳足迹贡献对比

图6 不同处理工艺单位污水碳足迹贡献量

四种不同工艺污水处理厂的碳排放总量以间接碳排放为主，占总碳排放量的72.3%，其中A2/O工艺占比最大为23.6%，氧化沟工艺占比最小为14.3%。细分类别表明，电耗、药耗分别占总碳排放的61.3%、12%，是更主要的间接碳排放来源[20]，其中电耗占比最大为A2/O工艺（20.3%），最小为A/O工艺（11.7%）。直接碳排放占总碳排放量的27.7%，主要来源于N2O碳排放（17.7%）。

在不同处理工艺单位污水碳足迹贡献量中，氧化沟工艺单位污水碳足迹贡献量为9.95 tCO2每万t污水，间接排放占比较大为75%（电耗63%、药耗12%）；直接排放占比25% (CH4 12%，N2O 13%）。A2/O工艺单位污水碳足迹贡献量为11.92 tCO2每万t污水，间接排放占比达78%（电耗67%、药耗11%)；直接排放占比23% (CH4 6%，N2O 17%)。氧化沟工艺和A2/O工艺的碳排放主要受电耗的间接排放影响。这是由于为了保障污水处理厂出水可以稳定达标，在设计时保守取值，而实际运行时平均进水浓度及进水量负荷率通常可能低于设计值，目前变频器、高效鼓风机等节能设备的普及率还较低，故单位污水的电耗较高[21]。

A/O 工艺单位污水碳足迹贡献量9.48 tCO2每万t污水，间接碳排放占比较大为68%（电耗55%、药耗13%）；直接排放占比32% (CH4 8%，N2O 24%）。SBR工艺碳足迹贡献量10.12 tCO2每万t污水，间接排放占68%（电耗59%、药耗9%)，直接排放占比32% (CH4 14%，N2O 18%)。因此，A/O工艺、A2/O工艺和SBR工艺的碳排放主要受电耗引起的间接排放和污水处理过程N2O直接排放影响。污水处理过程N2O的排放主要来源于硝化及反硝化环节，其中溶解氧（DO）是一个关键影响因素，在硝化过程中DO浓度过低或反硝化过程中存在DO的干扰时，都会导致N2O的产生，而大量含有高浓度有机物的污水会促进异养微生物的呼吸作用，消耗自养硝化菌代谢所需的溶解氧条件[22]；其次，N2O的全球增温潜势是CH4的12倍，故N2O的直接碳排放占比较大。为了进一步提高碳减排效果，需要进一步优化污水处理过程，特别是降低电耗引起的间接排放和污水处理过程N2O直接排放，此外，加强能量资源回收技术的研究和应用也是提高碳减排效果的重要途径。

2.2 不同处理污水工艺的碳减排潜力

2.2.1 降低电耗减排措施

不同工艺污水处理的电耗碳足迹占较大比例，生化系统、深度处理及附属动力系统是电耗的主要来源，水泵与曝气装置是主要电耗设备。通过加强对易磨损、易腐蚀的水泵等设备进行定期保养维护，优化水泵类型，选用变频调速水泵等措施减少水泵的电耗；同时可以通过优化曝气的组件、模式、结构等提高曝气效率，以防止过度曝气造成供氧浪费；还可以通过评估各个设备配置制定适合整个污水处理厂电力控制策略，从而降低全厂的运行电耗[23]。

2.2.2 降低药耗减排措施

污水处理过程各种化学药剂投加利用混凝沉淀、生化反应等工艺降低污水中的污染物，使出水水质达标，而这些原化学药品在其生产、运输、投加等过程中都会消耗能源，对药剂投加环节进行优化也可适当减少碳排放。如将传统的变频计量泵升级为数字泵，通过现阶段水质监测情况进行精确化学药剂投加，相较于传统模式，其药耗成本可有效降低；或是运用人工智能技术对污水的各项参数进行大数据分析形成最优算法模型，以实现投药系统精细化控制，降低污水处理过程药耗，减少碳排放[24]。

2.2.3 挖掘能量自给的碳减排潜力

N 2O排放是污水处理直接碳排放强度的主要贡献，就常规的活性污泥处理工艺而言，可通过控制硝化过程中的高DO消耗、反硝化过程中DO的调节、适当延长污泥龄和适宜的酸碱环境等来减少N2O的产生，进而抑制污水处理直接碳排放[25]。对于改良污水处理工艺而言，通过回收资源、能源并供自身使用，从而提高污水处理厂能源自给率，如北欧国家的一些污水处理厂已凭借厌氧消化产甲烷并热电联产，以及余温热能利用等技术实现能量的自给。

荷兰Delft技术大学Kluyver生物技术实验室开发的厌氧氨氧化工艺就可以改变生物脱氮的路径[26]，其是指在厌氧或者缺氧条件下，厌氧氨氧化微生物以NO2-N为电子受体，氧化NH4+-N为氮气的生物过程，该过程是一种新型自养生物脱氮反应，反应无需外加有机碳源，污水中的有机物可以最大限度地进行回收产CH4作为能源，而不是被氧化成CO2，且其过程污泥产生量小[27]，是一种理想的能量自给模式。为了获取更多的CH4作为能量，针对上述四种不同工艺的污水处理厂，可以通过增强一级沉降或是采用高速率活性污泥法来获取更多的污泥用于厌氧消化，并且厌氧消化产生的CH4可以进行热电联产，将产生的热能用于厌氧消化池的加热，电能可供污水处理厂设备运行。该技术可以通过降低污水处理厂的用电需求量以及回收资源抵消一部分碳排放，但其脱氮能力有限，且厌氧氨氧化菌的生长是比较缓慢的，因此还需要相关科研工作者积极探索其他可行的减排模式。

2.2.4 提高能量资源回收的碳减排潜力

通过回收资源、能源并向社会输出，从而抵消自身产生的部分碳排放，但是许多能量资源回收的污水处理技术仍局限于实验室，其进一步的技术改进、资源整合是投入应用所必需的。我国已率先展开了新概念污水处理厂的应用，这些先导性污水处理厂未来可能会引领我国污水处理技术的创新以及污水处理厂的改造升级。

中国新概念污水处理厂是将厌氧膜生物反应器与离子交换技术结合[28]，改变了污水中的N、P元素的迁移转化途径，实现了N、P元素的能量资源回收和污水的100%回收利用，该技术是一个较为理想的碳减排模式。在四种不同工艺的污水处理厂可以在格栅去除悬浮物后的下一环节增设厌氧膜生物反应器作为一个前置除碳工艺，有机物在反应器中进行厌氧发酵，产生的CH4可以用于产电。经反应器出水的30%可以作为农业灌溉[29]，剩余的污水可以通过离子交换技术，将污水中的N、P元素进行浓缩，但是膜成本是主要的制约问题，且其有额外的能源需求，因此需要提高膜技术的能源效益以及离子交换技术的经济可行性[30]。

3 结论

⑴ 四种不同生化工艺污水处理厂的碳足迹比较分析结果表明，A2/O工艺的单位污水碳足迹贡献量最大，为11.92 tCO2每万t污水，SBR工艺次之，为10.12 tCO2每万t污水，而A/O工艺和氧化沟工艺分别为9.48 tCO2每万t污水和9.95 tCO2每万t污水，更符合低碳要求。

⑵ 四种不同工艺污水处理厂的电耗、药耗平均占总碳排放的61.3%、12%，N2O排放导致的直接碳排放平均占比17.7%。因此电耗、药耗和N2O直接排放产生的碳排放是污水处理厂减排的重要控制环节。

⑶ 污水处理厂可通过优化能耗设备效能、制定合适的控制策略以及将投药系统智能化来降低污水处理厂的电耗以及药耗。同时，可发展厌氧氨氧化技术厌氧消化产生的CH4进行热电联产以及建设新概念污水处理厂以实现污水处理厂的能量自给或资源回收。