城镇污水处理厂污染物去除协同控制温室气体核算方法与案例研究

付加锋， 冯相昭， 高庆先， 马占云， 刘 倩， 李迎新， 吕连宏

1.中国环境科学研究院大气环境研究所, 北京 100012 2.生态环境部环境与经济政策研究中心, 北京 100029 3.中国环境科学研究院环境管理研究中心， 北京 100012

2015年修订的《中华人民共和国大气污染防治法》在其第二条中规定“对颗粒物、二氧化硫、氮氧化物、挥发性有机物、氨等大气污染物和温室气体实施协同控制”，由此中国成为全球首个将“协同控制”写入法律条文的国家. 2018年3月国务院机构改革中，应对气候变化职能划转至生态环境部，这为生态环境与气候变化协同治理提供了重要的机制保障[1]，同年7月国务院发布的《打赢蓝天保卫战三年行动计划》在目标指标中也明确要求“协同减少温室气体排放”. 2019年11月发布的《中国应对气候变化的政策与行动2019年度报告》中首次以独立的章节对“加强温室气体与大气污染物协同控制”加以阐述，意味着“协同控制”已经上升成为国家应对气候变化的重要策略. 2021年1月，生态环境部出台的《关于统筹和加强应对气候变化与生态环境保护相关工作的指导意见》，针对统筹和加强应对气候变化与生态环境保护相关工作进行了总体性部署，旨在促进现有环境管理手段有效支撑应对气候变化工作开展，加快推进污染物与温室气体协同控制[1]. 城镇污水处理厂不但是生态环境部门加强水环境污染物处理管理的对象，也是应对气候变化工作中温室气体排放核算的重要部门[2-3]. 因此，研究城镇污水处理厂污染物去除量协同控制温室气体减排量，不仅有利于生态环境部门全面掌握污染物和温室气体排放现状、变化趋势及分析关键控制点，而且更有利于制定将污染物和温室气体协同控制的生态环境战略举措.

1 协同控制理念与行动

联合国政府间气候变化专门委员会(Intergovernmental Panel on Climate Change，IPCC)第三次评估报告[3]首次明确提出了协同效益/协同效应(co-benefits)的概念，国际上已在不同地区、不同行业开展了大量协同效益评估研究，证实了以减排局地大气污染物为目标的控制政策、措施不仅能够减排局地大气污染物，而且对CO2等温室气体减排具有一定的协同效益[4]. 美国环境保护局(US EPA)发起的国际协同控制分析项目(International Co-controls Analysis Program, ICAP)在国际上首次使用了“协同控制(co-control)”这一术语，该项目在阿根廷、巴西、智利、中国、韩国、墨西哥等多个国家开展了减排温室气体和改善局地大气环境质量综合策略的公共健康和环境效益分析评估[5-9]. 在IES项目的启发下，Thambiran等[10]分析了南非德班的空气质量管理计划(AQMPs)对温室气体和大气污染物排放的影响，认为应通过协同效益将相互独立的空气质量和能源政策联系起来形成“协同”. 中国开展的温室气体减排协同效益评估工作紧随国际同行的脚步. Hu等[11]首次给出了协同控制的定义，即同时获取减排局地大气污染物和温室气体以及其他方面的效益，使净效益最大化. 在此基础上，胡涛等[12-13]进一步阐明“协同效应”涵盖两个方面：一是在控制温室气体排放过程中减少了其他局地污染物(如SO2、NOx、CO、VOC、PM等)排放; 二是在控制局地污染物排放及生态建设过程中同时减少或吸收CO2及其他温室气体排放.

温室气体被美国、欧盟、日本等主要发达国家和地区统一纳入环境监管范畴，这一举措推动了多污染物的综合协同控制，对实行统一的环境监管起到了积极的促进作用[14]，而我国却分别建立了污染物和温室气体核算体系，两个体系缺乏有机关联. 2017年原环境保护部发布了《工业企业污染治理设施污染物去除协同控制温室气体核算技术指南(试行)》，系统诠释了工业企业污染物治理与温室气体排放之间的相关关系[15]，但该指南的废水处理部分仅涉及工业企业内部废水处理设施运行对温室气体的影响，并未建立城镇污水处理厂污染物去除与温室气体排放之间的相关关系. 因此，该研究拟构建适用于城镇污水处理厂的污染物及温室气体协同减排核算方法，用以完善集中式污水处理设施废水污染物与温室气体协同控制的减排核算，从而实现减污降碳协同效益.

2 核算边界与协同机制

2.1 核算边界

该研究针对城镇污水处理厂污染治理设施运行所产生的污染物去除量和温室气体减排量进行核算，并非针对城镇污水处理厂整个生产经营活动进行核算，与污水处理设施运行无关的能源活动和生产工艺过程排放的温室气体不在核算范围之内，如污水处理厂职工生活能源消费. 笔者从城镇污水处理厂、污水处理技术、污染物种类、温室气体种类以及活动水平5个方面考量核算边界.

为与现有碳排放核查核算保持一致，城镇污水处理厂核算边界确定为属地管理，以企业法人或视同法人的独立核算单位为边界，与环境统计、温室气体统计工业企业核算边界保持一致.

污水处理技术主要参考CJJ 60—2011《城镇污水处理厂运行、维护及安全技术规程》[16]确定物理处理法、化学处理法和生物处理法相关技术.

核算的污染物主要根据总量控制要求和污染防治需要确定了甲烷(CH4)、化学需氧量(COD)、总氮(TN)和污泥4种污染物. 需要说明的是，根据《中华人民共和国大气污染防治法》第四十九条规定，“工业生产、垃圾填埋或者其他活动产生的可燃性气体应当回收利用，不具备回收利用条件的，应当进行污染防治处理”，可见CH4不仅是温室气体同时也属于污染防治对象，故该研究将CH4列为污染物加以核算.

就温室气体种类而言，《京都议定书》和《京都议定书多哈修正案》确定了二氧化碳(CO2)、甲烷(CH4)、氧化亚氮(N2O)、氢氟碳化物(HFCs)、全氟碳化物(PFCs)、六氟化硫(SF6)和三氟化氮(NF3)七种温室气体. 从建立污染物去除与温室气体核算的对应关系出发，目前仅核算CH4、N2O和CO2三种温室气体.

活动水平核算边界分析的主要目的是明确污染物治理措施与温室气体核算的对应关系，强调污染物去除与温室气体减排活动水平之间的关联性.

2.2 污水处理产生温室气体的机理

2.2.1去除CODCr与产生CH4的关系

城镇污水处理厂厌氧环境去除污水中有机物(通常以CODCr表示)过程中，微生物(产甲烷菌)厌氧降解有机物可产生CH4[17].

产甲烷菌代谢有机物产CH4的主要途径有3种[18-19]：甲醇转化为CH4；H2和CO2合成CH4；乙酸分解产生CH4.

产甲烷菌利用甲醇产CH4是一种比较常见的CH4代谢途径，是产甲烷菌体内一系列酶共同作用的结果，产物为CH4、CO2和H2O〔见式(1)〕.

4CH3OH—3CH4+CO2+2H2O

(1)

利用H2和CO2产甲烷的途径如式(2)所示：

CO2+4H2—CH4+2H2O

(2)

乙酸也可经产甲烷菌代谢生成CH4，主要产生途径是将乙酸中的甲基代谢为CH4〔见式(3)〕.

CH3COOH—CH4+CO2

(3)

2.2.2去除污泥与产生CH4的关系

城镇污水处理厂污水处理过程中产生的污泥，在厌氧消化过程中可产生大量CH4[20]，其产生机理与去除CODCr、产生CH4类似.

2.2.3去除TN与产生N2O的关系

通常认为，N2O是不完全硝化作用或不完全反硝化作用的产物，尤其是反硝化细菌N2O还原酶活性丧失，或部分反硝化细菌不具有N2O还原酶系统，均可能导致N2O的积累与排放[21].

在硝化过程中，一方面，NOH在缺氧条件下会聚合生成N2O2H2，进而发生水解反应产生N2O；另一方面，羟胺氧化过程中产生NO的生物还原过程也是N2O的潜在来源[22]. 硝化过程中发生的硝化细菌反硝化作用是活性污泥系统产生N2O的主要途径，尤其是在缺氧或低氧条件下更为明显[23-25].

反硝化过程是由大量新陈代谢不同种类的微生物群体、细菌、古菌氧化无机物或有机物产生能量，将硝酸盐、亚硝酸盐、NO与N2O最终还原为N2而完成[26]. 由于N2O是反硝化过程的中间物质之一，决定反硝化过程中N2O排放最主要的酶是N2O还原酶，在N2O还原酶的活性因外界因素的影响出现降低或失活的情况下，N2O还原受阻，导致N2O的积累与排放.

2.2.4CO2间接排放

CO2间接排放是指城镇污水处理厂污水、污泥处理过程消耗电力所排放的CO2.

3 核算方法

核算方法包括污染物去除量核算、温室气体排放量核算、污染物去除量和温室气体净减排总量核算.

3.1 核算流程

城镇污水处理厂污染物去除协同控制温室气体核算分为确定核算边界、选择核算方法、收集活动水平数据并确定排放因子、质量控制、形成核算报告等步骤(见图1).

图1 核算技术路线Fig.1 Technology route of accounting

3.2 核算公式

3.2.1污染物去除量核算

依据HJ 772—2015《环境统计技术规范 污染源统计》[27]和CJJ 131—2009《城镇污水处理厂污泥处理技术规程》[28]中关于污水处理厂污染物排放量的计算方法，构建城镇污水处理厂污染物去除量的计算公式.

3.2.1.1CH4回收量

城镇污水处理厂CH4回收量计算方法如式(4)所示：

WCH4=RCH4×0.717×10-3

(4)

式中：WCH4为城镇污水处理厂CH4的回收量，t/a；RCH4为城镇污水处理厂CH4的回收体积，m3/a；0.717为标准状况(1个标准大气压和温度0 ℃)下CH4的密度，kg/m3.

活动水平数据收集：根据计量器具获得城镇污水处理厂污水处理CH4的回收体积.

3.2.1.2CODCr和TN去除量

城镇污水处理厂CODCr和TN去除量计算方法如式(5)所示：

Rj=Q×(ρin,j-ρout,j)×10-6

(5)

式中：Rj为第j种污染物(CODCr或TN)的去除量，t/a；Q为城镇污水处理厂污水处理量，m3/a；ρin,j为城镇污水处理厂进水中污染物j的年均浓度，g/m3；ρout,j为城镇污水处理厂出水中污染物j的年均浓度，g/m3.

活动水平数据收集：Q可由城镇污水处理厂基于统计报表获得，ρin,j和ρout,j可由城镇污水处理厂监测的年均数据获得.

3.2.1.3污泥处理量

城镇污水处理厂污泥处理量计算方法如式(6)(7)所示：

SR=SG-SE

(6)

SG=Wa×EFs×D×10-4

(7)

式中：SR为城镇污水处理厂污泥干物质处理量，t/a；SG为城镇污水处理厂污泥干物质产生量，t/a；SE为输送出城镇污水处理厂边界之外的污泥干物质量，t/a；Wa为城镇污水处理厂城镇污水处理量，m3/d；EFs为城镇污水处理厂处理城镇污水产生污泥干物质量，t/(104m3·d)；D为城镇污水处理厂年运行日数，d/a.

活动水平数据收集：SE、Wa和D由城镇污水处理厂采用实测法或基于统计报表获得，EFs通过实测获得，或采用推荐值〔1.0～2.0 t/(104m3·d)〕.

3.2.2温室气体排放量核算

依据《2006年IPCC国家温室气体清单指南》[29]第5卷关于废弃物温室气体排放计算方法，构建城镇污水处理厂温室气体排放量的计算公式.

3.2.2.1回收CH4产生的温室气体减排量

城镇污水处理厂回收CH4产生的温室气体减排量计算方法如式(8)所示：

E1=-(WCH4×GWPCH4)

(8)

式中：E1为城镇污水处理过程中回收的CH4折算为二氧化碳当量(CO2eq)的年减排量(以负值表示)，t/a；WCH4为城镇污水处理过程中作为污染物的CH4回收量，t/a；GWPCH4为CH4全球增温潜势值，取值为21.

活动水平数据收集：WCH4依据式(4)获得.

3.2.2.2去除CODCr产生的温室气体排放量

城镇污水处理厂去除CODCr产生的温室气体排放量计算方法如式(9)所示：

E2=[(RCOD-SG×PS)×EFCH4-WCH4]×

GWPCH4

(9)

式中：E2为去除城镇污水中CODCr所产生的CH4折算为CO2eq的排放量，t/a；RCOD为城镇污水处理CODCr的去除量，t/a；SG为城镇污水处理厂污泥干物质产生量，t/a；PS为城镇污水处理厂污泥干物质中有机物质含量，t/t；WCH4为城镇污水处理过程中作为污染物的CH4回收量，t/a；EFCH4为CH4排放因子，t/t .

3.2.2.3处理污泥产生的温室气体排放量

城镇污水处理厂处理污泥产生的温室气体排放量计算如式(10)所示：

E3=SR×βS×DOCf×MCF×F×

CCH4/C×GWPCH4

(10)

式中：E3为城镇污水处理厂处理污泥产生的CH4折算为CO2eq的排放量，t/a；SR为城镇污水处理厂污泥干物质去除量，t/a；βS为城镇污水处理厂污泥干物质中有机质碳含量，t/t；DOCf为污泥干物质中可降解有机碳比率，取值为50%；MCF为CH4修正因子；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与C分子量之比，取值为16/12.

活动水平数据收集：SR依据式(6)获得；βS可采用实测法或基于污水处理厂统计报表获得.

3.2.2.4去除TN产生的温室气体排放量

城镇污水处理厂去除TN产生的温室气体排放量计算方法如式(11)所示：

E4=RTN×EFN2O×CN2O/N2×GWRN2O

(11)

式中：E4为城镇污水处理厂年去除TN产生的N2O折算为CO2eq的排放量，t/a；RTN为城镇污水处理厂TN的去除量，t/a；EFN2O为污水中单位质量的氮能够转化为N2O的量，好氧段取值为0，缺氧段取值为0.005 t/t[27]；CN2O/N2为N2O与N2分子量之比，取值为44/28；GWPN2O为N2O全球增温潜势值，取值为310.

活动水平数据收集：RTN由式(5)获得.

3.2.2.5城镇污水处理消耗电力产生的CO2排放量

城镇污水处理厂消耗电力产生的CO2排放量计算方法如式(12)所示：

E5=EH×EFCO2×GWPCO2

(12)

式中：E5为城镇污水处理厂污水、污泥处理设备运行年耗电力产生的折算为CO2eq的排放量，t/a；EH为城镇污水处理厂污水、污泥处理设备运行的耗电量，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.

3.2.3污染物去除量和温室气体净减排总量

污染物去除总量应按照污染物分别汇总核算，基于城镇污水处理厂实际运行情况的温室气体净减排量核算可依据式(13)：

Eg=E1+E2+E3+E4+E5

(13)

式中：Eg为与城镇污水处理相关的温室气体排放总量(负值时表示净减排，正值时表示净增排)，t/a；E1为城镇污水处理回收的CH4折算为CO2eq的减排量，t/a；E2为城镇污水处理去除CODCr产生的CH4折算为CO2eq的排放量，t/a；E3为城镇污水处理厂处理污泥产生的CH4折算为CO2eq的排放量，t/a；E4为城镇污水处理去除TN产生的N2O折算为CO2eq的排放量，t/a；E5为城镇污水处理消耗电力所产生的CO2折算为CO2eq的排放量，t/a.

4 案例分析

南京市某污水处理厂于2005年投产运行，占地54亩，无甲烷回收装置. 2018年全年满负荷运行，污水处理量707×104t. 经统计，进水CODCr全年平均浓度为166 g/m3，出水CODCr全年平均浓度为52 g/m3，进水TN全年平均浓度21.5 g/m3，出水TN全年平均浓度为17 g/m3. 污水处理厂年处理污泥干物质量为219 t，其余污泥全部运往厂外处理处置. 全年污水处理设施电耗193.7×104kW·h. 统计报表查得，污水处理厂污泥干物质量中CODCr含量为0.5 t/t、有机质含量为0.26 t/t.

4.1 数据处理

根据核算方法，对核算数据及案例数据进行整理如表1所示.

表1 某城镇污水处理厂污染物去除量及温室气体减排量核算数据处理信息

4.2 结果分析

根据核算方法和表1～3所示数据，核算该污水处理厂的污染物去除量及温室气体排放量，其结果比较如表4所示.

表2 某城镇污水处理厂各处理系统的MCF推荐值

表3 产排污系数和排放因子赋值依据

由表4可见，该污水处理厂对CODCr、TN、污泥干物质的去除量分别为805.98、31.815、219 t，产生的温室气体排放量为1 601.104 t(以CO2eq计)，污水处理厂污染物去除并没有协同减排温室气体排放量. 从温室气体排放强度来看，单位CODCr去除量、单位TN去除量和单位污泥处理量产生的温室气体排放量分别为 0.051 3、2.435 6 和 0.546 0 t，单位TN去除量产生的温室气体量最大，其次为污泥处理. 从温室气体排放总量来看，该污水处理厂使用电力间接排放的温室气体量最大.

表4 污染物去除量与温室气体排放量核算结果比较

综上，该文提出的城镇污水处理厂污染物去除协同控制温室气体核算方法可行，能够根据污水处理厂相关数据判定污水处理不同环节污染物去除和温室气体减排二者间的关系. 在实际操作过程中，建议优先采用直接计量、监测获得的活动水平数据或参数.

4.3 讨论

4.3.1优化数据不确定性

在获取活动水平数据和相关参数时可能存在不确定性因素影响城镇污水处理厂核算结果的精准性，因此，城镇污水处理厂有必要对活动水平数据和相关参数的不确定性以及降低不确定性的相关措施给予说明. 不确定性产生的原因通常包括以下几方面[30]：①缺乏完整性. 由于没有完全掌握排放机理，无法涵盖所有的排放环节，且缺乏监测结果及其他相关数据的支持. ②数据缺失. 在现有条件下无法获得或者难以获得相关数据，因而需要使用替代数据、统计方法预测数据或经验数据. ③测量误差. 如测量仪器、仪器校准或测量标准不精确等.

城镇污水处理厂应对核算中使用的每项数据是否存在因上述原因导致的不确定性进行判断和说明，同时说明降低不确定性的措施.

4.3.2控制核算质量

加强核算的质量控制可通过多个方面展开，例如：制定核算方案、监测方案与计划；开展核算人员业务培训；数据核验；测量仪器校准和调整等.

4.3.3实现减污降碳协同增效

在碳达峰碳中和的“双碳”目标约束下，城镇污水处理厂在进行污水处理时需要全面考虑各种因素：①结合水质处理与能量消耗，明确发掘污水/污泥中有机能源对CO2的综合减排效果；②利用污水处理厂出水作为水源热泵制冷、制热，或通过在主要处理单元上设置光伏发电组件产生电能减少污水处理的用量. 在碳中和愿景下，城镇污水处理厂应主动精准识别减污与降碳的关键环节和减排技术，确保二者最大可能地实现协同增效.

5 结论与展望

a) 该研究分析了污水处理厂污染物去除与温室气体排放之间存在的关联机制，给出了协同核算的步骤，具体包括确定核算边界、选择核算方法、收集活动水平数据与确定排放因子、质量控制、形成核算报告；给出了协同核算的方法，具体包括污染物去除量计算公式和温室气体排放量计算公式. 最后以城镇污水处理厂为案例，实证量化分析了污水处理不同环节污染物去除和温室气体减排二者间的关系. 结果表明，该污水处理厂污染物去除并没有协同减排温室气体排放量，从温室气体排放强度来看，单位CODCr去除量、单位TN去除量和单位污泥处理量产生的温室气体排放量分别为 0.051 3、2.435 6 和 0.546 0 t，单位TN去除量产生的温室气体量(2.435 6 t)最大，其次为污泥处理(0.546 0 t)；从温室气体排放总量来看，该污水处理厂使用电力间接排放的温室气体量(1 362.68 t)最大. 在实际生产和生活中，政策制定者需要了解某一项政策、措施的协同控制特性： 一方面建议优先采用直接计量、监测获得的活动水平数据或参数; 另一方面针对可能存在的“减污不减碳”情况，加强对污泥处理量的综合利用，深化对各项减污降碳政策措施协同效益的充分认识，设计温室气体与局地大气污染物协同控制路径，筛选/优选协同控制政策、措施，以期获得最大的协同效益.

b) 鉴于未来减污降碳的研究会更多地聚焦于以国家、区域和行业碳达峰和碳中和目标为导向，因此，应结合高质量发展和“美丽中国”方针，开展协同控制的路径规划和政策制定研究，制定相关核算技术指南或标准规范，充分发挥协同控制政策措施的战略性指导作用. 而如何建立协同控制的治理体系，将成为实现宏观层面的气候变化与生态环境治理协同的关键.