2024, Vol. 45
2. 南开大学环境科学与工程学院，天津 300350;
3. 天津市自来水集团有限公司，天津 300040;
4. 天津市自来水集团有限公司凌庄水厂，天津 300381
, HU Jian-kun1 , MA Kai1 , GAO Xin-wei1 , WEI Yue-hua4 , HAN Hong-da1 , LI Ke-xun2
2. College of Environmental Science and Engineering, Nankai University, Tianjin 300350, China;
3. Tianjin Waterworks Group Co., Ltd., Tianjin 300040, China;
4. Lingzhuang Waterworks, Tianjin Waterworks Group Co., Ltd., Tianjin 300381, China
气候变化是全球热议问题，减少碳排放已成为国际共识[1]. 然而城市供水系统在应对水质提标、用水量需求增加和水处理系统的环境适应性调控等一系列严峻挑战时，往往以更多的能源消耗和碳排放为代价[2 ~ 5]. 对于城市供水相关能源使用和碳排放无论是在科学研究还是在政策制定上都存在不足[6, 7]. 供水企业亟需审查现行的运作方式，将优化能源使用和限制碳排放纳入总体发展目标与评价体系[8, 9]. 因此，供水行业迫切希望了解碳排放现状以及减少碳足迹的可能性，定位水务部门在碳排放中的作用和机会，从而减少供水系统碳排放，促进行业绿色低碳发展.
给水厂发挥着保障城镇供水水质、水量和水压需求的重要作用，是供水系统及其碳排放的重要组成部分[10]. 给水厂的碳排放主要来源于水处理和输水加压过程的设备运行能耗，以及混凝剂、消毒剂等水处理药剂的药耗[11]. 国内关于给水厂碳排放的相关研究主要围绕着对核算边界的界定和研究，定性分析碳排放源及其影响因素，并提出碳减排对策建议[2, 11, 12]. 仅有少量的碳排放量化研究初步揭示了给水厂碳排放的总体构成[13, 14]. Racoviceanu等[15]对多伦多市典型给水厂的碳排放分析发现，运行电耗碳排放占比为90%，净水药剂生产碳排放占7%，而药剂运输碳排放贡献很小. 有研究人员核算日处理量为20万t、原水浊度为10 NTU的给水厂运行碳排放，电耗、药剂的生产和运输碳排放（以CO2-eq计）合计为38 197 ~ 69 596 kg·d−1[16]. 然而电力消耗作为给水厂碳排放的主体，只说明电耗碳排放总量而不做进一步分解，很难确定其特征以及后续分析和关注的重点. 为解决这一问题，研究人员采用给水处理工艺的能耗理论计算公式和水厂设计运行条件估算各工艺环节的碳排放量，解析给水厂碳排放特征和关键碳排放节点[17 ~ 19]. Kyung等[16]以给水厂典型运行条件和参数为输入，发现深度处理给水厂工艺单元的理论电耗碳排放强度依次为：微滤>臭氧消毒>快速混合>絮凝>加药过程. 目前的给水厂碳排放特征研究以假设估算为主，基于实际调研数据的较少，评估结果较为粗糙. 尽管相关结论具有一定的借鉴意义，但是忽略了给水厂实际运行过程中的工况条件波动，无法揭示水厂碳排放的动态变化规律及其现实影响因素，从而导致对碳排放的分析和调控仍停留在理论指导层面. 因此，有必要在充分了解给水厂实际运行调度方式和数据监测基础的前提下，综合考虑碳排放核算数据需求的复杂性和可获得性，建立统一标准化的碳排放评估方法，解析给水厂碳排放特征，从而弥补相关研究领域的知识缺口.
本研究基于给水厂实际运行工况和数据监测基础，确定给水厂碳排放核算边界和标准化碳排放评估方法，解析给水厂碳排放源与总量特征，通过不同精度数据分析给水厂生产碳排放的总体发展趋势、关键环节以及具体变化规律，对比传统净水工艺和以超滤膜为代表的深度处理工艺的碳排放特征，并进一步分析关键碳排放环节的主要影响因素. 本研究首次揭示了给水厂碳排放的动态变化特征，对供水企业摸清碳排放家底、锚定关键环节和针对性开展节能减碳举措具有重要意义.
1 材料与方法 1.1 给水厂概况与数据来源天津市某给水厂（L水厂）具备两条不同工艺的生产线，其一为“反应沉淀+普通快滤池”生产线（快滤池工艺线）；另一条生产线采用“预臭氧+上向流炭吸附脉冲澄清池+压力式超滤膜”组合工艺（超滤膜工艺线），超滤膜工艺线于2020年8月正式投入运行. 水厂工艺流程与主要碳排放节点如图 1所示. 水厂总产水能力为60万t·d−1，目前实际产水量约为40万t·d−1. 水源为南水北调中线工程引调的长江水，引江原水浊度为0. 13 ~ 3 NTU，耗氧量为1. 4 ~ 3 mg·L−1，高发期的藻类计数值低于2×107 cells·L−1[20, 21]. 采用三氯化铁和聚合氯化铝（PAC）联合投加的混凝方式. 采用次氯酸钠多点消毒的方式保障水质安全，出厂前加入硫酸铵，形成持续性的氯胺消毒. 传统的快滤池工艺线出水浊度在0. 2 NTU以下，超滤膜深度处理工艺线的出水浊度在0. 05 NTU以下. L水厂自用水率为7. 03%，排泥和反洗水进入污泥处理车间，浓缩后的上清液回流至预沉池，污泥在离心脱水阶段添加聚丙烯酰胺（PAM），形成的泥饼含水率约为80%，进一步外运处置.
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图 1 L水厂工艺流程与主要碳排放节点示意 Fig. 1 Schematic diagram of process flow and main carbon emission nodes of the L DWTP |
基于L水厂能源计量和生产数据记录现状，收集碳排放核算基础数据. 为核算L水厂总碳排放量，收集2021年度化石燃料使用量、年度用电量、年度供热费用、年度净水药剂使用量和年度外运污泥量等数据. 超滤膜清洗过程使用的柠檬酸和氢氧化钠等药剂无用量记录，因此未纳入本次核算. 为进一步解析典型净水工艺碳排放特征，收集L水厂两条工艺线近5年（2017 ~ 2021年）的逐月送水量、净水药剂使用量和次级用能单位用电量. 配备有用电量计量装置的次级用能单位包括进水泵房、送水泵房、污泥处理车间和超滤膜工艺单元. 为明确水厂关键碳排放节点的碳排放影响因素，收集2019年的日检原水水质参数（包括浊度、pH、氨氮、温度、总碱度、氯化物、蛋白性氮、亚硝酸盐氮、耗氧量和总硬度）、日进水量以及次氯酸钠日消耗量，分析原水水质变化与次氯酸钠碳排放强度的关联效果；收集2021年的日均出厂水压力、日送水量和送水泵房日耗电量，解析送水泵房碳排放强度与水压、水量的定量关系. 皮尔逊相关性分析和线性回归分析采用SPSS 26. 0软件进行.
1.2 碳排放核算方法 1.2.1 碳排放核算边界基于碳排放的来源与属性，参考《温室气体核算体系》[22]和《温室气体——第一部：企业层面上温室气体排放和去除量化报告指南》（ISO 14064-1：2018）[23]，本研究的碳排放核算边界包括：①直接碳排放——水厂设施设备燃气、燃油燃烧碳排放；②间接碳排放——水厂电力和热力消耗碳排放；③延伸责任碳排放——水厂运行消耗净水药剂的生产和运输碳排放，以及产生废弃物的运输和处置碳排放[24 ~ 26]. 本研究中的碳排放核算结果均以CO2-eq计.
1.2.2 碳排放计算方法 1.2.2.1 直接碳排放计算方法化石燃料燃烧直接碳排放计算公式如下：
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(1) |
式中，Erl表示化石燃料燃烧直接碳排放量，t；i表示不同化石燃料类型；Mrl，i表示第i种化石燃料的消耗量，t或m3（标准气体条件下）；EFrl，i表示第i种化石燃料燃烧的碳排放因子，t·t−1或t·m−3. 化石燃料燃烧碳排放因子计算公式如下：
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(2) |
式中，NCVi表示第i种化石燃料的平均低位发热量，GJ·t−1或GJ·m −3；CCi表示第i种化石燃料的单位热值含碳量，t·GJ−1；OFi表示第i种化石燃料的碳氧化率，%. 根据《中国温室气体清单研究》[27]和《省级温室气体清单指南（试行）》[28]参考值，可得汽油和天然气的碳排放因子EFrl分别为3. 04 t·t−1和2. 16 kg·m−3.
1.2.2.2 间接碳排放计算方法电力消耗间接碳排放计算公式如下：
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(3) |
式中，Ed表示电耗碳排放量，t；Pd表示耗电量，MW·h；EFd表示电力碳排放因子，华北区域电网的电力碳排放因子（以CO2-eq计）为0. 941 9 t·（MW·h）−1.
热力消耗间接碳排放（Er）的计算见公式（4），式中：Qr表示外购热力的热量，GJ；EFr表示热力碳排放因子，t·GJ−1，缺省值为0. 11 t·GJ−1. 通过供热费用和天津市非居民70元·GJ−1的收费标准估算外购热力热量及其碳排放.
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(4) |
药剂生产碳排放计算公式如下：
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(5) |
式中，Eyj表示药剂生产碳排放量，t；i表示不同药剂类型；Myj，i表示第i种药剂的消耗量，t；EFyj，i表示第i种药剂的生产碳排放因子，t·t−1. L水厂净水药剂及其生产碳排放因子见表 1.
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表 1 水厂净水药剂生产碳排放因子汇总表 Table 1 Summary of carbon emission factors of water purification reagent in DWTPs |
药剂和污泥运输碳排放计算公式如下：
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(6) |
式中, Eys表示运输碳排放量, t；i表示不同类型药剂或污泥；j表示运输方式；Mys, i, j表示运输的药剂或污泥量, t；Lys, i, j表示运输距离, km；EFys, j表示第j种运输方式的碳排放因子, t·（t·km）-1.L水厂的药剂和污泥运输均使用载重18 t的重型柴油货车, 碳排放因子为0.129 kg·（t·km）-1[32]；药剂和污泥的运输距离分别为75 km和50 km.
外运污泥的有机物含量为31. 2%，处置方式是作为掺混材料制备烧结砖. 因其有机质含量较低和处置过程未形成厌氧发酵条件，污泥处置碳排放可忽略不计[33].
2 结果与讨论 2.1 给水厂碳排放源解析与总量特征2021年L水厂碳排放总量为37 707. 96 t，碳排放强度为0. 254 kg·m−3. 间接碳排放和药剂生产碳排放分别为34 015. 23 t和3 449. 54 t，占比分别为90. 21% 和9. 15%，而运输碳排放（208. 67 t）和直接碳排放（34. 52 t）合计占比仅为0. 64%（图 2）. 电耗和冬季供暖热耗碳排放量分别为30 831. 83 t·a−1和3 183. 40 t·a−1，分别占总碳排放量的81. 76% 和8. 44%. 在药剂生产碳排放中，次氯酸钠碳排放量为3 077. 62 t·a−1，占总碳排放量的8. 16%；其它药剂的碳排放量为11. 36 ~ 226. 40 t·a−1，总量占比均小于1%.
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图 2 2021年L水厂碳排放构成及其占比 Fig. 2 Carbon emission composition and proportion of the L DWTP in 2021 |
L水厂的能耗间接碳排放和药剂生产碳排放合计占比达99. 36%，其中的电耗和药剂生产碳排放分别与设备运行、药剂投加密切相关，而热力消耗碳排放主要与生活相关，在水厂未进行大规模工程新建或改造时，热力消耗碳排放变化不大. 因此，结合精细化生产运行数据，对给水厂生产碳排放即电耗和药耗碳排放进行深入分析.
2017 ~ 2021年间L水厂年度电耗、药耗碳排放如图 3所示. 2017 ~ 2020年间，L水厂电耗碳排放量和碳排放强度分别为19 482. 55 ~ 22 383. 86 t·a−1和0. 162 ~ 0. 180 kg·m−3，总体呈波动趋势. 由于超滤膜工艺线的投产使用，2021年L水厂的电耗碳排放量和碳排放强度达到30 831. 83 t和0. 208 kg·m−3，增幅分别为41. 00% 和24. 82%. 2017 ~ 2021年间，L水厂的药耗碳排放强度为0. 023 ~ 0. 027 kg·m−3，总体波动较小. 在药耗碳排放中，次氯酸钠、三氯化铁、PAC和硫酸铵这4种净水药剂的碳排放贡献率依次为89. 12% ~ 90. 30%、5. 61% ~ 7. 79%、1. 61% ~ 3. 11% 和0. 98% ~ 1. 47%. 2017 ~ 2020年间，年度电耗和药耗碳排放分别占生产碳排放的86. 3% ~ 87. 8% 和12. 2% ~ 13. 7%；而2021年的药耗碳排放占比降至9. 96%.
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图 3 2017 ~ 2021年间L水厂年度电耗和药耗碳排放 Fig. 3 Annual carbon emissions of electricity consumption and reagent consumption of the L DWTP from 2017 to 2021 |
主要用电单元的月度电耗碳排放强度如图 4所示. 由于超滤膜工艺线的投产与调试运行，L水厂在2020-07 ~ 2020-12的电耗碳排放出现明显波动，属于过渡阶段的非稳定运行与碳排放. 2017-01 ~ 2020-06期间L水厂的总电耗碳排放强度为0. 152 5 ~ 0. 169 1 kg·m−3，其中进水泵房、送水泵房和污泥处理的电耗碳排放强度分别为0. 031 0 ~ 0. 034 2、0. 105 6 ~ 0. 112 8和0. 002 9 ~ 0. 006 1 kg·m−3，对应总量占比分别为19. 09% ~ 22. 40%、64. 92% ~ 73. 51% 和1. 78% ~ 3. 80%. 由图 4可以看出，送水泵房每年的电耗碳排放强度呈现先增后减的单峰变化趋势，峰值出现在5 ~ 8月，谷值出现在1 ~ 2月，峰谷差率为3. 29% ~ 4. 16%；而进水泵房与污泥处理环节的电耗碳排放无明显的月度变化趋势. 快滤池工艺线和超滤膜工艺线在2021年全年稳定运行产水，此时的总电耗碳排放强度较水厂升级改造前增加了30. 42%，达到0. 198 9 ~ 0. 219 8 kg·m−3. 超滤膜工艺单元包括提升泵、自清洗过滤器、超滤膜组和相关附属设施设备[21]，电耗碳排放强度为0. 035 2 ~ 0. 043 6 kg·m−3. 2021年L水厂的关键碳排放环节依次为送水泵房、超滤膜工艺和进水泵房，分别占总电耗碳排放的50. 99% ~ 58. 06%、17. 64% ~ 20. 70% 和17. 97% ~ 19. 59%. 当前的水厂运营主要关注总电耗、送水泵房电耗和配水电耗等能耗指标，指标数值较电耗碳排放强度更具可比较性. 2017 ~ 2019年间L水厂采用反应沉淀-快滤池工艺产水时，水厂总电耗、送水泵房电耗和配水电耗分别为179. 12 W·h·m−3、117. 38 W·h·m−3和436. 17 W·h·m−3·MPa−1；产水任务由快滤池系统和超滤膜系统共同完成时，总电耗增长为220. 54 W·h·m−3，送水泵房电耗（121. 95 W·h·m−3）和配水电耗（426. 67 W·h·m−3·MPa−1）变化不大. 加拿大多伦多典型水厂的总电耗为217 ~ 280 W·h·m−3[15]. 郑州市制水和配水能源强度均值分别为543 W·h·m−3和320 W·h· m−3[34]. 目前L水厂会依照运行台时定期对泵组进行大修维护，并对送水泵房中两台水泵机组进行了变频调速改造，以提高泵组运行能效达到节能减碳的目的. 在此基础上，未来减碳工作的重点可以放在高效节能型水泵和电机的升级，以及泵组运行调度的优化等方面.
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图 4 2017 ~ 2021年间L水厂主要用电单元月度电耗碳排放强度 Fig. 4 Monthly carbon emission intensity of electricity consumption of the main sectors in the L DWTP from 2017 to 2021 |
L水厂月度药耗碳排放强度如图 5所示，次氯酸钠碳排放呈显著的季节性变化趋势，与水质和投药量的季节性变化密切相关. 反应沉淀-快滤池工艺单独运行时，次氯酸钠碳排放强度呈现先增后减的单峰变化趋势，峰值出现在6 ~ 9月，峰值为0. 027 4 ~ 0. 038 8 kg·m−3；谷值出现在11月至次年1月，谷值为0. 010 8 ~ 0. 016 7 kg·m−3. 2020年8月超滤膜工艺合并运行后，次氯酸钠碳排放强度总体下降了12. 84%，全年碳排放曲线趋向平缓. 2017 ~ 2021年间的三氯化铁和PAC碳排放强度总体波动，且变化趋势一致. 三氯化铁和PAC联合使用以去除原水浊度，因此其碳排放受原水水质变化影响显著.
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图 5 2017 ~ 2021年间L水厂月度药耗碳排放强度 Fig. 5 Monthly carbon emission intensity of reagent consumption of the L DWTP from 2017 to 2021 |
为了比较传统净水工艺和深度处理工艺的碳排放特征，核算2021年快滤池工艺线和超滤膜工艺线各工艺单元的碳排放强度. 进水泵房电耗与水处理工艺流程的水头损失有关，故纳入碳排放核算范畴；送水泵房的运行电耗与供水管网布置、供水压力需求相关，与净水工艺过程无关，因此不考虑该部分碳排放. 快滤池工艺线中三氯化铁和PAC的投加点位于进水泵的吸水口和泵前位置，无机械混合池和絮凝池，因此主要耗电单元为沉淀池和快滤池. 沉淀池和快滤池的电耗强度分别为1. 75 W·h·m−3[35 ~ 37]和9. 74 W·h·m−3[35, 38]. 超滤膜工艺线的设计满足远期水质提标和原水水质变化需求，在当前出水水质达标的情况下，出于节能降耗的考虑，未启用臭氧接触池以及澄清池的脉冲系统. 在脉冲澄清池的前端设置有机械搅拌混凝池. 因此超滤膜工艺线的主要耗电单元包括机械混凝、澄清池和超滤膜工艺，机械混凝和澄清池的电耗强度分别为2. 40 W·h·m−3和1. 75 W·h·m−3[35].
快滤池工艺线的总电耗碳排放强度为0. 044 8 kg·m−3，各工艺单元的电耗碳排放强度依次为：进水泵房>快滤池>沉淀池，碳排放贡献率分别为75. 86%、20. 46% 和3. 68%（表 2）. 超滤膜工艺线的主要碳排放工艺单元为进水泵房和超滤膜，电耗碳排放强度分别为0. 044 4 kg·m−3和0. 040 4 kg·m−3，合计占总电耗碳排放的95. 6%；机械混凝（0. 002 3 kg·m−3）和澄清池（0. 001 6 kg·m−3）的碳排放贡献率较低. 超滤膜工艺线的总电耗碳排放强度为0. 088 8 kg·m−3，是快滤池工艺线的1. 98倍（图 6）. 超滤膜工艺线进水泵房的电耗碳排放强度比快滤池工艺线增加了30. 66%，表明深度处理工艺水头损失较传统处理工艺更大. 净水药剂在不同工艺线的药耗碳排放强度和投药量如图 7所示. 引江原水水质变化使得次氯酸钠、三氯化铁、PAC和硫酸铵的投加量分别在2. 30 ~ 4. 58、1. 63 ~ 6. 60、0. 64 ~ 1. 92和0. 26 ~ 0. 60 mg·L−1范围内波动. 研究结果表明，超滤膜工艺能够显著降低净水过程的药耗及其碳排放. 与快滤池工艺相比，次氯酸钠、三氯化铁、PAC和总药耗碳排放强度分别减少了21. 16%、40. 69%、29. 10% 和22. 44%. 快滤池工艺线的总碳排放强度为0. 070 9 kg·m−3，电耗和药耗碳排放占比分别为63. 26% 和36. 74%；超滤膜工艺线的总碳排放强度为0. 109 0 kg·m−3，电耗和药耗碳排放分别占81. 47% 和18. 53%. 与传统处理工艺相比，超滤膜工艺能减少23% 的药剂用量，电耗却增长了1倍，导致总体碳排放强度为快滤池工艺线的1. 54倍. 有研究表明，采用微滤和臭氧消毒的深度处理工艺能够显著降低药剂使用量及其碳排放，而深度处理工艺的电耗碳排放却达到了传统处理工艺的2. 14倍[16].
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表 2 典型净水工艺单元碳排放强度及其占比1） Table 2 Carbon emission intensity and contribution rate of typical water purification process unit |
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图 6 典型净水工艺碳排放构成与碳排放强度 Fig. 6 Carbon emission composition and intensity of typical water purification process |
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图 7 2021 年典型净水工艺药耗碳排放强度与投药量 Fig. 7 Carbon emission intensity of reagent consumption and dosage in typical water purification process in 2021 |
给水厂总碳排放量的90. 9% 来源于消耗药剂的生产碳排放和电力消耗碳排放，与之对应的关键碳排放节点分别为次氯酸钠碳排放（约占药耗碳排放的90%）和送水泵房碳排放（约占电耗碳排放的55%）. 次氯酸钠碳排放呈明显的季节性波动变化，因此对原水水质参数与次氯酸钠碳排放强度进行皮尔逊相关性分析. 为排除工艺变化对次氯酸钠药耗及其碳排放的影响，采用2019年快滤池工艺线单独运行时期数据进行分析. 数据经过预处理后，相关性分析样本个数为358个，相关性分析结果如表 3所示. 浊度、pH、氨氮、温度、总碱度、氯化物、蛋白性氮、亚硝酸盐氮、耗氧量、总硬度均和次氯酸钠碳排放强度在0. 01水平（双侧）上显著相关，其中pH、总碱度和总硬度是负相关关系，其余水质参数为正相关.
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表 3 原水水质参数与次氯酸钠碳排放强度的皮尔逊相关系数1） Table 3 Pearson's correlation coefficient of raw water quality parameters and carbon emission intensity of sodium hypochlorite |
送水泵房的年度碳排放曲线呈规律变化，初步推测受出厂水压力和送水量的影响. 对2021年日均出厂水压力、日送水量与送水泵房电耗碳排放强度进行相关性和线性回归分析. 结果表明，日均出厂水压力、日送水量与送水泵房碳排放强度在0. 01水平（双侧）上显著正相关. 回归模型的拟合度调整R2 = 0. 695，拟合度较好，送水泵房碳排放强度有69. 5%是由日均出厂水压力和日送水量决定的（P<0. 01），得到的回归方程如公式（7）所示.
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(7) |
式中，EIss表示送水泵房碳排放强度，g·m−3；pss表示日均出厂水压力，kPa；Qss表示日送水量，103 m3. 经检验，VIF值为1. 37，自变量之间不存在多重共线性，且残差服从正态分布，因此回归分析结果准确可信. 给水厂关键碳排放影响因素分析结果表明，优化原水调度、实施原水预处理等原水水质调控措施，以及根据最不利点实时合理调控出厂水压力的水压调控措施，是控制和减少给水厂碳排放的有效途径.
3 结论（1）给水厂总碳排放强度为0. 254 kg·m−3，电耗和药耗碳排放占比分别为81. 76% 和9. 15%.
（2）给水厂的关键电耗碳排放环节为送水泵房、超滤膜工艺和进水泵房，分别占总电耗碳排放的50. 99% ~ 73. 51%、17. 64% ~ 20. 70% 和17. 97% ~ 22. 40%；关键药耗碳排放环节为次氯酸钠，占总药耗碳排放的89. 12% ~ 90. 30%.
（3）快滤池和超滤膜工艺线的碳排放强度分别为0. 070 9 kg·m−3和0. 109 0 kg·m−3；超滤膜工艺线的药耗和电耗碳排放强度分别是快滤池工艺线的77. 69% 和1. 98倍.
（4）浊度、pH、氨氮和温度等原水水质参数与次氯酸钠碳排放强度显著相关；出厂水压力、日送水量与送水泵房碳排放强度呈显著的线性回归关系，相关水质和水压调控措施可有效减少给水厂碳排放.
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