城镇污水处理行业在近年来经历了快速发展, 污水处理量的增加以及污水处理高能耗密度的特征都使得该行业的温室气体排放不断攀升。城镇污水处理行业温室气体排放的核算及减排已成为节能减排领域关注的重点之一。2018年4月, 生态环境部公开征求《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) 》的意见, 标志着我国城镇污水处理厂的环境管理进入了减污减碳协同作用的新时期。

污水处理行业的温室气体排放主要分为直接排放与间接排放两类^[1]。其中, 直接排放主要是指污水经无氧处理或处置产生的甲烷 (CH₄) 及氧化亚氮 (N₂O) 排放, 处理过程中的二氧化碳 (CO₂) 排放由于属于生物成因, 因此在联合国政府间气候变化专门委员会 (Intergovernmental Panel on Climate Change, IPCC) 提供的《国家温室气体清单指南》中未予考虑。间接排放则主要分为电耗以及药耗两类, 分别表征能源以及物质投入带来的温室气体排放。

目前对于污水处理厂温室气体排放核算主要有实测法和模型法两类。其中, 实测法主要通过设备能耗统计与气体采样, 对污水处理的不同环节进行排放测定。模型法则主要分为3类^[2]: (1) 基于处理单元的排放因子经验模型, 例如IPCC法和“地方政府操作议定书” (Local Government Operations Protocol, LGOP) 法; (2) 基于处理单元的简单的综合过程模型; (3) 处理单元或全厂范围下的动态机理模型。

对于我国污水处理温室气体排放的核算, 目前已有研究可分为两类。一类是全国层面行业排放的宏观估算, 主要以IPCC指南法为主, 其中, 周兴等^[3]估算了2003～2009年全国生活污水和工业废水的CH₄及N₂O直接排放;付加峰等^[4]估算了全国183座污水处理厂CH₄直接排放以及能耗间接排放;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;闫旭等^[6]估算了2014年全国城镇污水处理厂CO₂、CH₄以及N₂O直接排放;中国人民大学低碳水环境技术研究中心^[7]通过参数调研以及简单模型估算了全国3002座污水处理厂的排放。另一类是针对特定污水处理厂排放的微观核算, 这类研究涉及方法较多, 目前主要有简单模型法^[8,9,10]、IPCC指南法^{[11,12,13,14]}、设备统计法^[15]以及气体采样法^{[16,17,18,19]}, 涉及的温室气体包括CH₄、N₂O、CO₂的直接排放以及能耗、物耗类排放, 部分研究还考虑了沼气回收所带来的减排^[8]。

面对减污减碳协同的新要求, 污水处理行业温室气体排放的估算应当向大数据、高精度方向发展。鉴于此, 本研究将IPCC核算方法与“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甲烷排放因子, 通过对污水处理厂厂级的核算进而估计我国城镇污水处理行业的温室气体排放水平, 并识别其时空变化特征。

本研究涉及的我国城镇污水处理厂厂级运行数据来源于中国城镇供水排水系统每年发布的《城镇排水统计年鉴》, 其基本信息包括每座污水处理厂的处理水量、污泥产生量、吨水耗电量以及6种污染物 (COD_Cr、BOD、SS、NH₃-N、TN和TP) 进水、出水浓度。

本研究核算温室气体排放的系统边界仅为污水处理本身, 不考虑污水收集、污泥脱水之后的处理处置及其污水处理厂尾水排放的影响。核算的温室气体量包括直接排放和间接排放两类。其中, 直接排放包括污水处理过程产生的CH₄和N₂O, 不包括生物成因的CO₂排放;间接排放仅考虑能耗类间接排放, 药耗类间接排放占总排放量的比例较小, 因此, 本研究认为药耗类间接排放对整个污水处理过程的温室气体排放贡献不大^[1,8], 予以忽略。

CH₄直接排放量的核算如式 (1) 所示:

式中ECH₄———我国污水处理行业CH₄年直接排放量, kg/a;

n———当年城镇污水处理厂座数;

TOW_i———第i座污水处理厂年度进水有机物总量, 利用《城镇排水统计年鉴》可计算得到, kgCOD/a;

S_i———第i座污水处理厂年度产生污泥的总量, 可从《城镇排水统计年鉴》中获得, kg;

a———污泥中有机质的含量, kgCOD/kg, 根据文献调研, 干污泥有机质的含量通常为20%～60%^{[20,21,22,23,24,25,26]}, 本研究取均值为40%, 污泥含水率取75%, 最终S的取值为0.1;

EF_{CH4, i}———第i座污水处理厂的CH₄排放因子, kg/kgCOD, 不同省份的取值见表1;

R_i———第i座污水处理厂当年因厌氧处理产生并回收再利用的CH₄量, kg/a, 由于我国污水厌氧处理较少, 因此在本研究中R_i均取0。

N₂O直接排放量的核算见式 (2) :

式中EN₂O———我国污水处理行业N₂O年直接排放量, kg/a;

n———当年城镇污水处理厂座数;

TN_i———第i座污水处理厂全年污水处理过程中去除的总氮量, kgN/a, 利用《城镇排水统计年鉴》可计算得到;

EF_N2O———N₂O排放因子, 本研究采用近似估算方法^[28], 取0.035。

能耗类间接排放量的核算见式 (3) :

式中ECO₂———我国污水处理行业因耗电产生的CO₂年间接排量, t/a;

W_i———第i座污水处理厂全年污水处理总量, 可从《城镇排水统计年鉴》中获得, m²/a;

Se_i———第i座污水处理厂吨水处理电耗, 利用《城镇排水统计年鉴》可计算得到, kW·h/m²;

EF_{CO2, i}———第i座污水处理厂电耗的CO₂排放因子, 不同地区的取值见表2, kg/kW·h。

利用上述计算得到的各类温室气体排放量, 按照式 (4) 可估算出我国城镇污水处理行业的全球变暖潜力值。

式中GWP———我国城镇污水处理行业年度全球变暖潜力值, tCO₂-eq/a。

图1是我国2007～2016年城镇污水处理厂的温室气体排放总量。在这10年间, 城镇污水处理的总排放量从8.4Mt CO₂-eq增长至31.4 Mt CO₂-eq, 增加了2.7倍。

根据UNFCCC数据库^[30]中我国最新的排放数据, 2012年全国温室气体排放总量为11 896 Mt CO₂-eq, 经计算, 城镇污水处理行业的排放量占到了全国总排放量的0.19%。这个比例在奥地利约为0.80%^[31], 在希腊约为0.90%^[32], 在整个欧洲约为0.45%^[31], 在美国约为0.21%, 在澳大利亚约为0.36%, 在日本约为0.23%。我国城镇污水处理厂的排放占比略低于发达国家, 这可能主要和我国钢铁、水泥等高排放产业的比重较大有关。

图2是2007～2016年我国城镇污水排放总量、处理水量、COD及TN削减量的增长趋势。在这10年间, 城镇污水处理总量增长了2倍, 温室气体排放总量增长了2.7倍, 温室气体总排放量的增长幅度大于总处理水量的增长幅度。这主要是由于我国城镇污水处理要求不断提高, 具体来看, 过去10年间COD削减量以及TN削减量分别增长了1.5倍以及4.8倍。

图3是2007～2016年全国城镇污水处理行业温室气体直接排放及间接排放的比例分布。从排放的组成来看, 直接排放的比例在10年间不断增长, 从2007年的52%增长至2016年的68%。这其中, 氧化亚氮排放的增长是主要的驱动因素。对于间接排放来说, 比例不断降低, 但是污水处理行业的总电耗在10年间依旧在不断增加, 如图4所示, 只是由于直接排放增长幅度更大, 因此导致间接排放的比例逐年降低。图5是2007～2016年全国以及其他国家城镇污水处理行业温室气体单位排放强度。10年间, 我国的单位排放从0.470kg/m³增长至0.581kg/m³, 增长了23.6%。通过比较可以发现, 中国与发达国家在单位排放强度上的差距并不大。部分数据差距较大的原因来源于系统边界设定以及核算方法的差异, 例如Koutsou等^[32]将污泥处置的排放纳入核算范围, Singh等^[33]在计算甲烷排放时, 采用了IPCC指南来估算排放因子, 最后计算得出的排放因子约为本研究的10倍。

图6是我国城镇污水处理温室气体排放总量的分布地图。从中可以发现, 起初我国的排放量主要集中在几大城市群, 如环渤海、长三角、珠三角等。2010年开始, 腾冲-黑河线以东的其他地区排放总量也有了明显的增加。2012年之后, 部分中西部地区的总排放量也开始增长。总的来说, 我国城镇污水处理温室气体排放总量的空间分布特征基本符合我国城镇污水处理设施的发展历程, 黑河-腾冲线明显区分了高排放地区和低排放地区。

图7是我国城镇污水处理温室气体排放单位排放强度地图。可以看出, 南北方的排放强度存在显著差异, 北方地区的排放强度显著高于南方地区, 且在10年中一直保持这一趋势。北方地区的排放强度较高的原因可能有如下两点:一是北方地区污水处理厂进水污染物浓度相对较高, 主要由于北方地区排水系统中雨水、地下水等外来水较少;二是北方地区污水处理厂的单位水电耗相对较高, 因此间接排放也较高, 这主要由于北方地区平均温度较低, 尤其到了冬季, 部分地区需要通过增加曝气、保温等措施来保证微生物效率, 因此导致了电耗及温室气体排放的增加。

本文以2016年4 298座城镇污水处理厂作为研究对象, 分析厂级温室气体排放的情况。结果表明, 2016年我国城镇污水处理厂厂级温室气体排放总量平均为0.007Mt CO₂-eq, 其中50%的厂排放总量分布在0.001Mt CO₂-eq至0.008Mt CO₂-eq之间 (图8a) 。从单位水排放量来看, 2016年我国城镇污水处理厂厂级温室气体排放强度平均为0.612kg/m³, 其中50%的厂排放强度分布在0.300～0.800kg/m³ (图8b) 。

图9及表3均给出了不同规模污水处理厂温室气体排放强度的差异。为了检验不同规模的污水处理厂在排放强度上是否存在差异, 本研究进行了非参数Kolmogorov-Smirnov检验以及Mann-Whitney检验。检验结果表明, 不同规模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, 从均值的计算结果来看, 规模越大的污水处理厂, 温室气体排放强度越低。

除规模外, 技术也是影响温室气体排放强度的一个重要因素。图10及表4给出了氧化沟、传统活性污泥法、SBR、AO、AAO以及曝气生物滤池与生物膜法六类技术的温室气体排放情况。通过统计检验发现, 在0.05的显著性水平下, 氧化沟与SBR、AO、AAO的温室气体排放强度, 曝气生物滤池和生物膜法与AO、AAO的温室气体排放强度均存在统计学上的差异。其中, 氧化沟以及曝气生物滤池和生物膜法都较AO以及AAO具有较低的排放强度。

(1) 本研究核算了2007～2016年我国城镇污水处理厂的温室气体排放总量及排放强度。结果表明, 温室气体排放总量中以氧化亚氮的直接排放为主;空间分布上, 总排放量以及排放强度都呈现出明显的地域特征;根据统计学检验, 污水处理厂的规模对于排放强度的影响不显著, 而处理工艺对排放强度存在显著影响。

(2) 和发达国家相比, 我国城镇污水处理行业温室气体的排放量占全社会排放总量的比例相对较低, 但排放强度则较为接近。系统边界的设定以及核算方法的统一将是未来进行行业排放国际比较的重要前提和基础。

(3) 未来对于污水处理厂的温室气体排放管理应趋于精细化, 对于氧化亚氮、甲烷的排放因子可以进一步按照技术、地区等因素做更为详细的核算。此外, 由于影响各个地区以及各个污水处理厂的排放因素存在差异, 更为详尽的因素分析和情景分析也是未来应当关注的方向。这些研究将有助于在未来因地制宜, 制定适合地方的行业减排政策。