2025, Vol. 46
2. 天津大学环境科学与工程学院, 天津 300354;
3. 北京大学环境科学与工程学院, 北京 100871;
4. 中国通用咨询投资有限公司, 北京 100073;
5. 北京首创生态环保集团股份有限公司, 北京 100044
2. School of Environmental Science & Engineering, Tianjin University, Tianjin 300354, China;
3. College of Environmental Sciences & Engineering, Peking University, Beijing 100871, China;
4. China General Consulting & Investment Co., Ltd., Beijing 100073, China;
5. Beijing Capital Eco-Environment Protection Group Co., Ltd., Beijing 100044, China
市政污水处理排放的温室气体约占全社会排放总量的1%~2%[1], 主要包含处理过程中的CH4和N2O直接逸散, 以及电耗和药耗产生的间接排放.污水源头减量和处理工艺优化可以减少直接排放, 而实施节能技术或使用清洁能源则是减少间接排放的重要途径.相较于其他行业, 污水本身蕴含许多潜在的能源和资源（图 1）, 将其进行回收利用能够减少间接排放, 甚至抵消无法完全消除的直接排放.因此, 污水处理是极具碳减排甚至碳中和潜力的行业[2].
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改自WEF[3] 图 1 污水处理中的能源资源流动及回收潜力 Fig. 1 Energy and resource flow and recovery potential in wastewater treatment |
在全球气候治理背景下, 世界各国积极探索污水处理行业温室气体减排可持续模式.国际社会提出综合水务管理理念, 即“全水”（OneWater）管理[4].在此管理框架下, 与水务行业关联的“环境-能源-经济-社会”系统追求整体可持续性, 兼顾实现能源节约、温室气体减排、资源回收、水资源弹性和社会经济发展等多重目标. 2015年, 我国颁布《水污染防治行动计划》[5], 开启水环境保护新时代.这一计划旨在改善整体水生态环境质量, 而不再是简单地水质控制, 将污染控制范围从污水处理厂延伸到上游污水管网及下游河流和湿地.进一步, 国内学者提出城市污水资源概念厂的建设模式[6], 探索将污水处理厂从污染物去除场所变成能源、水和肥料生产工厂及城市生态组成部分（图 2）.
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改自文献[6] 图 2 中国城市污水资源概念厂目标 Fig. 2 Objectives of concept wastewater treatment plants in China |
近来, 世界各国陆续发布水务行业温室气体减排、碳中和目标及路径.例如, 英国水务公司率先发布了《2030年净零排放路线图》[7], 以支持该行业的转型；澳大利亚部分州市制定《水务碳减排计划书》, 期望在2035年前实现行业净零排放；欧盟颁布《零污染行动计划》[8], 提出2050年实现碳中和目标. 2023年12月29日, 国家发展改革委、住房城乡建设部和生态环境部联合发布《关于推进污水处理减污降碳协同增效的实施意见》[9], 要求协同推进污水处理全过程污染物削减与温室气体减排.然而, 当前中国污水处理行业尚存在能耗和温室气体排放底数不清、对吨水处理能耗及温室气体排放强度未做要求、污水资源能源回收缺乏标准及污水处理厂实际运行中能源回收率不高等问题, 这将不利于实现我国污水处理行业温室气体减排目标.
迄今, 中国污水处理行业温室气体减排研究与实践主要围绕温室气体排放与减排潜力核算[10 ~ 12]和工艺与技术优化[13, 14]等方面, 针对本行业温室气体减排的系统思路和策略较为缺乏.因此, 本文通过数据对比揭示全国污水处理能耗及温室气体排放关键指标的变化, 分析行业减排形势.重点识别了中国污水处理行业温室气体减排面临的挑战, 并提出针对性的对策, 以期为“双碳”目标下污水处理行业节能减排政策制定及具体实践提供参考.
1 我国污水处理行业能源消费及温室气体排放 1.1 能源消费 1.1.1 污水处理能源投入污水处理能耗主要分布于污水收集、泵送、预处理、生化处理、深度处理和污泥处置等环节[图 3（a）].其中, 污水收集、泵送和预处理的能源密集度较低, 能耗受输送距离、系统设计和操作设备的影响.生化处理是污水处理厂耗能最多的环节, 其能耗强度因采用技术的不同而异.我国污水处理厂常用的生化处理技术包括：传统的活性污泥工艺（CAS）、序批式反应器工艺（SBR）、厌氧-好氧工艺（AO）、厌氧-缺氧-好氧工艺（A2O）、氧化沟工艺（OD）和膜生物反应器工艺（MBR）等.其中, A2O和OD处理工艺能耗强度较低[15], 在我国应用范围最广[16].深度处理和污泥处置是对营养物质的深度去除, 均属于能源高度密集环节[17, 18].如图 3（b）所示, 以我国A2O工艺污水处理厂为例[14], 生化处理耗电最多, 占比48.4%；深度处理的耗电量次之, 占比20.7%；预处理和污泥处置的耗电量较低, 占比分别为16.4%和14.5%.
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图 3 污水处理厂能源投入构成及典型A2O工艺污水处理厂各环节电耗占比 Fig. 3 Composition of energy input in wastewater treatment plants and the proportion of electricity consumption in each link of wastewater treatment with A2O process |
污水处理厂的用能以电力为主, 图 4（a）显示了我国城镇污水处理厂电耗变化. 2009~2019年, 我国城镇污水处理厂年用电量由76.61亿kW·h增长至200.55亿kW·h, 增幅161.78%；电耗强度由0.25 kW·h·m-3增长至0.31 kW·h·m-3.
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（b）中红色虚线对应中国污水处理的电耗强度, 为0.31 kW·h·m-3 图 4 2009~2019年中国污水处理用电量及各国污水处理电耗强度对比 Fig. 4 Electricity consumption of wastewater treatment in China from 2009 to 2019 and comparison of wastewater treatment electricity consumption intensity in different countries |
各国污水处理电耗强度对比显示[图 4（b）][19], 丹麦的污水处理电耗强度最高, 为1.35 kW·h·m-3；其他欧美发达国家吨水处理的耗电量为0.27~0.77 kW·h.我国大多数污水厂中污泥处理仅停留在简单脱水环节, 耗电量未包含厌氧消化和污泥焚烧等处理环节[17].因此, 我国污水处理厂电耗强度低于大多数国家.
1.2 温室气体排放 1.2.1 温室气体来源污水处理排放的温室气体可分为直接排放和间接排放.直接排放包括现场污水和污泥处理产生的CO2、CH4和N2O.其中, CO2直接排放主要来自人类排泄物和食物垃圾中的生物源有机物, 并非岩石圈中的碳转移至大气圈, 因而不被计算[20]. CH4和N2O直接排放的贡献较大, 约占总排放的50%~60%[21, 22]. CH4主要产生于污水管道、一沉池、生物处理系统、二沉池、浓缩器和污泥脱水等区域的厌氧反应过程[23].污水生物脱氮中N2O主要产生于硝化过程中羟胺（NH2OH）氧化、亚硝酰（NOH）化学降解和氨氧化菌（AOB）反硝化, 以及反硝化过程中N2O还原酶（NOS）被抑制和碳源不足等导致的反应不完全[24 ~ 26].间接排放主要包括污水厂运行期间用电及所添加的化学品生产、运输和场外污泥处理所导致的碳排放.
1.2.2 排放总量及强度根据Huang等[22]的研究, 2009~2019年我国城镇污水处理厂的温室气体排放量持续增长（以CO2-eq计）, 由19.86 Mt增长至58.30 Mt[图 5（a）], 增长了近1.94倍.这主要是由于我国快速的城市化发展带来城镇污水处理量的大规模增长, 处理量由306.71亿m3增长至632.64亿m3.
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（a）中内环是2009年数据, 外环是2019年数据 图 5 2009~2019年中国污水处理厂温室气体排放总量及排放强度 Fig. 5 Total volume and intensity of GHG emissions from wastewater treatment plants in China from 2009 to 2019 |
从排放贡献来看, 污水收集处理、污泥处置及用电为污水处理温室气体排放的主要来源, 2019年三者的贡献率达到93%.对比来看, 2009~2019年污水处理厂污泥处置的温室气体排放贡献率增长明显, 由34%增长至47%, 而其他来源的贡献率均有所下降.由于数据可得性, 化学品添加导致的温室气体排放只显示2014年之后的核算结果, 其贡献率较小, 低于3%.
图 5（b）显示了历年全国污水处理温室气体排放强度变化, 处理每吨污水的温室气体排放量和人均温室气体排放量（以CO2-eq计）均呈连续增长趋势, 分别由0.65 kg·m-3和14.88 kg·人-1增长至0.92 kg·m-3和41.35 kg·人-1, 增幅分别为41.54%和177.89%.这一趋势与其他研究存在差异[27, 28], 主要是由于Huang等[22]核算了污水处理厂全范围的温室气体排放, 即包括运输、污泥处置与化学品使用产生的温室气体, 这部分温室气体排放量增速是污水处理量增速的3.13倍, 而且占比逐渐增大.可见, 我国污水处理厂全范围的温室气体排放量及排放强度不断增大, 亟需推进行业碳减排.
2 污水处理行业温室气体减排面临问题 2.1 标准方面推进污水处理行业减污降碳和实现“碳中和”目标进程中, 首要问题是相关政策和标准较为滞后.我国污水处理行业温室气体核算标准及排放要求缺乏.一方面, 当前污水行业温室气体排放因子主要依据IPCC参考值及案例研究结果[29], 其科学性和地域适用性不足；活动水平数据大多仅考虑进出水污染物浓度, 缺乏对污水处理不同子单元的排放核算.因此, 不同研究对我国污水处理行业温室气体排放的核算结果差异较大[28, 30].这导致我国污水处理温室气体排放量底数不清, 在制定减排政策及目标时可能缺乏依据.另一方面, 我国污水处理主要以污染物排放达标为主, 有关水质、工程和产品的标准逐步完善；对能耗强度及碳排放强度未做强制要求, 物质资源与能源回收利用的标准还明显欠缺, 磷酸盐和蛋白质等回收标准处于空白状态[31].
2.2 技术方面相较于发达国家, 当前我国污水处理厂仍存在工艺路线落后、处理能耗和药耗过高、能源与资源回收率低等难题, “能源自给”技术储备不足.如表 1所示, “能源自给”污水处理厂集中在美国、德国和奥地利等发达国家, 主要采用厌氧消化-热电联产技术从污水中回收能源.反观我国, 先进的睢县第三污水处理厂和宜兴城市污水资源概念厂“能源自给率”均低于60%.北京东坝污水处理厂通过节能降耗、厌氧消化、引入外源有机物和污水源热泵回收等关键措施, 使“能源自给率”达到84.7%.可见, 未来我国污水厂在提升污水资源能源回收利用率方面还有很大空间.
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表 1 污水处理厂“能源自给”典型案例 Table 1 Representative cases of "self-sufficient energy" in wastewater treatment plants |
然而, 我国市政污水普遍存在碳源浓度较低的情况, 并不能照搬国外大多污水处理厂采用的有机物厌氧消化结合热电联产方案就能实现能源自给[43], 还需要结合其他能源和资源回收利用技术.此外, 我国农村地区污水的水量水质变化大, 处理技术低端、粗放和单位污水处理能耗高[44], 且由于实际情况的差异无法直接移植发达国家的已有技术.因此, 我国亟需加强适宜本土的污水能源资源回收利用技术研发及工程应用, 加快实现能源自给.
2.3 减污降碳协同方面我国大多数污水处理厂的设计和运营未考虑可持续发展需求, 实际工程中初级沉淀池被省略, 而广泛采用延迟曝气和额外的生物过滤工艺, 以满足严格的国家一级A排放标准.如图 6（a）所示, 2009~2019年中国执行一级A及以上出水标准的污水厂占比逐年增长[22], 由16.35%增长至87.68%.相应地, 污水出水水质逐年提升[图 6（b）]. 2019年全国市政污水出水中主要污染物ρ（COD）和ρ（NH4+-N）平均值分别为19.54 mg·L-1和1.09 mg·L-1, 低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》特别限定值[45]和《地表水环境质量标准》Ⅳ类水限值[46].
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图 6 2009~2019年中国执行不同出水标准的污水处理厂占比及出水中污染物浓度 Fig. 6 Proportion of wastewater treatment plants in China implementing different effluent standards and the concentration of pollutants in effluents from 2009 to 2019 |
《城镇水务统计年鉴（2020）》最新数据显示, 我国执行一级A排放标准的城镇污水处理厂的平均电耗强度为0.40 kW·h·m-3, 约为执行一级B及以下标准污水处理厂的1.5倍. Su等[47]预测, 若我国市政出水污染物排放标准提高至特别限定值时, 到2030年电力消耗和运营成本较2015年将分别增长86.59%和70.44%, 电力消耗造成的温室气体排放将增加72.21%, 约占市政污水温室气体排放总量的29.16%.因此, 因地制宜且宽严相济地制定地方排放标准[48], 推进污水处理行业减污降碳协同, 是未来重点工作之一.
2.4 设施配套及精细管理方面基础设施配套及运维管理不足是我国污水处理行业的固有难题, 造成污水处理厂设施运行性能和污水处理效率与发达国家存在较大差距.当前的突出问题包括：配套管网建设滞后、老旧管网渗漏严重、雨污管道混接、下水道和污泥处置设施不发达等.以上问题在我国县级和镇级污水处理中更为突出[49].一方面, 管网建设不完备导致污水厂进水量增大, 设施超负荷运行, 处理效率低且增加能耗.一项针对我国467座城镇污水处理厂的研究表明[50], 水力负荷率（HLR）超过80%的污水处理厂占比63.17%, 其中HLR超过120%的占比23.98%, 甚至有5座污水处理厂HLR超过150%.根据国家规定（60%≤HLR≤120%）, 仅59.75%的污水处理厂符合运行规范.另一方面, 雨污混流和管网渗漏导致进水碳源浓度较低.以进水COD为例, 我国467座污水处理厂的设计ρ（COD）平均值为372.23 mg·L-1, 而实际进水ρ（COD）平均值为262.29 mg·L-1[51], 这不仅可能导致冗余处理, 造成能耗及温室气体排放增多, 而且实现能源自给的难度增大.
此外, 我国超过90%的污水处理厂采用生物处理工艺, 反应过程具有非线性、时变性、滞后性和不确定性特点, 这对过程建模、参数优化、耦合控制和智慧管理造成了困难[52].事实上, 我国绝大多数污水处理厂的智能化和精细化控制程度较低[53], 尤其是污水处理厂中曝气和加药的精细化调控存在不足, 导致对生化处理环节CH4和N2O的生成和释放缺乏有效控制.
3 污水处理行业温室气体减排对策 3.1 行业减排总体思路推进我国污水处理行业温室气体减排, 既要避免运动式的“碳冲锋”, 也要避免行业从业者对温室气体减排的“事不关己”.中央和地方政府应尽快完成污水处理行业温室气体减排顶层设计, 制定路线图和施工图.第一, 在我国不同地区开展污水处理CH4和N2O排放因子实测工作及不同工艺段的碳排放清单研究, 制定城镇污水处理碳排放统计核算和监测计量相关标准；第二, 摸清城镇污水处理厂能耗及温室气体排放底数, 核算减排潜力, 围绕行业“双碳”目标分解阶段性减排任务, 从节能、减排、降耗、发电、供热及制冷等方面细化任务项；第三, 制定城镇污水处理行业的能耗强度、温室气体排放强度及能源资源回收率等相关标准, 推进污水处理行业减污降碳协同；第四, 面向污水处理行业设立国家科技专项, 加强新工艺和新技术研发, 同时在全国建设100座能源资源高效循环利用的污水处理绿色低碳标杆厂, 用于新技术工艺的工程验证和应用推广；第五, 探索税收优惠和低利率融资等政策和金融工具, 鼓励企业参与污水处理厂的低碳改造和运营；第六, 基于污水处理企业的减排贡献和能源回收效率构建污水处理价格调整及运营补贴机制；第七, 允许污水处理企业灵活利用节能指标、能源利用指标、发电指标和碳汇建设指标, 提升其经济效益[54]；第八, 构建“政府-科研机构-市场-社会组织”多方联动的污水处理温室气体减排机制[55]；第九, 建立污水处理行业绿色、低碳和可持续发展的综合考核机制.
3.2 行业减排技术路径本文系统梳理污水处理领域具有节能减排潜力的各项技术措施（图 7）, 分为减少温室气体排放、增强能源资源回收和自然解决方案补充这3类, 以下针对关键技术展开分析.
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图 7 中国污水处理行业碳减排技术体系 Fig. 7 Carbon mitigation technology system for China's wastewater treatment industry |
（1）减少直接排放 污水处理厂不是独立存在的市政环境设施, 应突破污水厂地理边界, 将节能减排措施向上下游延伸.加强污水管网的排查检修和清淤管护, 优化污水管网断面和坡度以降低死区厌氧环境形成, 从而减少污水收集管道中的CH4产生.此外, 曝气量和溶解氧（DO）浓度是影响污水处理中CH4和N2O排放的重要因素[56, 57].增加曝气会使污水中溶解的CH4被吹脱释放, 而曝气增加DO溶解度又会抑制产甲烷菌产生CH4, 因而需精准控制DO浓度平衡使得产甲烷抑制作用占主导地位.对于N2O, DO浓度增加会抑制AOB反硝化产生N2O, 控制曝气池中ρ（DO）≥2 mg·L-1是减少N2O的有效策略[58].然而, 曝气池过多的DO会随内回流进入缺氧池（如A2O工艺）[25], 从而抑制反硝化并导致N2O积累释放.补充碳源也是促进常规反硝化完全以减少N2O的可行措施.鉴于污水生化处理过程的复杂性, 采用智慧系统, 通过反馈控制和智能模型精细化调控生化池曝气平衡、内回流比和可生化性强碳源添加等, 是减少CH4和N2O直接排放的有效策略[59].
（2）减少间接排放 间接排放主要来源于污水处理厂运行期间的用电及加药.其中, 生化处理阶段的曝气耗能约占处理总能耗的50%~75%[60, 61].一方面, 可以采取设备能效提升策略, 例如使用变频驱动器泵送污水并对泵送数据进行优化, 以及采用高效节能的电机、风机和照明器具等.另一方面, 加快新型低耗生物处理技术的工程验证及应用.厌氧膜生物反应器（AnMBR）被视为有可能实现污水处理能源净产出的技术, 相较于好氧处理极大地降低了曝气运行能耗[62].然而, 该技术的商业化应用还需解决CH4溶解和回收、稳定性提升和膜污染与清洁等技术瓶颈[63].相较于传统活性污泥, 好氧颗粒污泥（AGS）已成为具有竞争力的生物脱氮方案.AGS同时提供了厌氧、缺氧和好氧环境, 不仅占地面积小、化学药剂投入和能耗少, 而且能达到更高的生物处理效率和出水质量[64].例如, 日处理量达80 000 m3的北京排水集团吴家村再生水厂, 通过实施AGS工艺节省药剂60%, 节省能耗20%, 节省用地20%.此外, 相较于传统脱氮工艺, 厌氧氨氧化技术可以节约曝气量80%, 减少100%有机碳源消耗, 减少80%剩余污泥产生[65].当前, 该技术主要用于侧流处理, 将其变为主流工艺仍面临挑战[23].对于氨氮浓度较低的城市生活污水处理, 存在亚硝酸盐底物难以稳定生成及厌氧氨氧化菌富集困难等瓶颈.而且, 由于需要NO2-积累, 厌氧氨氧化技术相较于传统硝化-反硝化处理工艺更容易释放N2O.短程硝化和半程反硝化是稳定生成亚硝酸盐并控制N2O排放的有效手段, 其中后者更具优势.间歇曝气和保持低污泥龄是实现上述工艺的常用手段[65].
3.2.2 能源资源回收（1）化学能回收利用 我国大多污水处理厂以活性污泥为基础, 剩余污泥中蕴含着丰富的有机质和养分, 对其进行回收能够抵消污水处理厂的能耗和碳排放.表 2对比了我国常用的污泥处理处置技术的碳排放、技术优势和不足.对比而言, “厌氧消化+土地利用”和“干化焚烧”是更具潜力的污泥管理方案.
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表 2 污泥中能源资源回收技术优缺点对比 Table 2 Comparison of advantages and disadvantages of energy and resource recovery technology in sludge |
厌氧消化是污泥能源回收最节能的技术, 消化污泥还可作为肥料, 减少化肥施用.有研究表明, 截至2019年, 理论上中国消化了多达268万t废弃活性污泥（80%含水率）, 估计产生1.32×108 m3 CH4和147万t肥料[67].鉴于我国市政污泥有机质含量（30%~50%）低于发达国家（60%~70%）[68], 可通过强化污泥预处理和有机废物共消化来提高资源和能源回收效率.在南非的一项模型研究发现, 热解预处理结合厌氧消化的集中污泥管理技术, 将进水中37%的COD转化为甲烷, 生物固体中的N和P分别为41%和65%[69].干化焚烧是我国应用最广的污泥处理技术, 尤其在土地资源紧缺的城市地区被广泛采用[67].经浓缩和干燥, 含水率低于50%的污泥即可进行自持焚烧[70], 其理论热值可达到12~20 MJ·kg-1, 高于褐煤的燃烧热值[71].污泥焚烧产生的热能可用于发电、污泥干燥和市政供暖/制冷系统, 同时可回收灰烬中的磷、重金属和其他矿物质[72].针对污泥燃烧可能产生有毒气体的问题, 需通过控制焚烧温度、搅拌混合程度、气体停留时间及过剩空气率来实现达标排放[73].未来, 上述两种技术路径将是我国污泥能源资源回收的重点方向, 不同地区在技术选择上也要综合考量当地的经济条件、技术水平、环境政策、土地资源、能源需求和污泥特性等多重因素[74].
（2）热能回收利用 通过厌氧消化生产CH4, 结合热电联产来回收污水化学能的技术已得到广泛应用.然而, 我国市政污水有机物浓度低, 污水中热能较化学能实际可利用量更大[75].出水与自然水温温差达到3~5℃时[76], 在我国现有的活性污泥污水处理厂基础上, 不需要其他设施投资即可采用污水源热泵进行热能回收[21].目前, 全世界已有超过500座污水处理厂安装了污水源热泵设施, 中国北方的一些全尺寸的污水处理厂也安装了污水源热泵设施.例如, 北京东坝污水处理厂, 配备2台448kW的污水源热泵后, 能源自给率由21.6%提升至84.7%[37].我国北方寒冷地区冬夏季污水出水温度分别为10~16℃和22~25℃, 远高于接收水体的温度, 适宜推广污水源热泵技术[77].回收的低品位热能可用于污水处理厂污泥干燥, 以及加热污水以增强生化处理效率和农业园艺温室, 也可供给周边3~5 km范围内市政供暖和制冷系统[78].污水热能回收技术推广尚存在一些挑战, 热源和用户间的冷热供应距离限制是一个关键障碍, 远超技术限制.政府补贴或温室气体减排税收减免将是促进污水热能回收的重要推动力.
此外, 建设光伏污水厂将太阳能转化为电能供污水厂运行使用, 也是污水处理碳减排的可行措施.由于污水厂的特点, 在光伏安装中需解决污水厂水池跨度大、地下管道多和障碍物多等技术难题[79].
3.2.3 自然处理方案采用自然系统处理污水, 是工程处理的可行替代或后续工艺, 不仅能够降低处理能耗, 而且实现了资源回收.自然处理系统包括人工湿地、潟湖和生物滤池等, 其中的微生物或植物通过同化大气和污水中的养分生产的生物质, 可进一步加工为生物燃料、肥料和商业化学品或饲料[80, 81], 促进了污水处理行业的循环经济.未来, 基于自然的处理方案可能作为我国污水处理的一种可能性方案, 为协同减污降碳提供一种新的技术思路及有效的技术补充.对于实际的工程实施, 需重点关注三方面问题.首先, 根据我国的地域差异, 气候相对温暖的南方地区可优先考虑人工湿地, 而北方地区应优先考虑性能相对稳定的脱氮生物滤池[21].其次, 我国乡村地区生活污水的主要成分是农业生产或植物生长所必需的营养物质, 更适宜推广基于自然的污水处理系统[82].在用地资源紧张的城市, 建议将自然处理系统建设在市郊, 多采用垂直流及复合流人工湿地以减小用地面积[83].最后, 应围绕自然处理系统的低耗高效运行、填料开发和生物群落优化开展技术创新[84, 85].
4 结论（1）2009~2019年, 我国污水处理行业用电量、温室气体排放总量及排放强度均呈持续增长趋势；污泥处置环节的排放贡献率最高, 而且增长最快.未来, 随着进一步的城市化和乡村生活水平的提升, 污水处理量将会持续增长, 亟需采取技术与管理手段控制行业碳排放.
（2）我国污水处理行业温室气体减排面临4方面问题：①相关标准缺失, 尤其是污水处理能耗强度及碳排放强度, 以及污水能源资源回收标准存在空白；②市政污水进水碳源浓度较低, 实现污水处理厂能源自给及碳中和的技术储备不足；③多数污水厂执行的出水标准过严, 导致能耗畸高, 与减污降碳协同增效的要求不相适应；④管网和污泥处理设施不完善, 智能化和精细化控制程度较低.
（3）针对我国污水处理碳减排形势及面临问题, 本文提出行业减排的总体思路和技术路径. ①完善相关标准, 摸清碳排底数和减排潜力, 结合新技术研发和管理机制创新推进行业绿色、低碳和可持续发展；②完善管网设施和智能管理以减少污水厂直接碳排放, AGS及厌氧氨氧化技术在减少间接排放方面极具潜力；③污水资源和能源回收是实现碳减排及碳中和的关键, 需重点关注污泥“厌氧消化+土地利用”和“干化焚烧”技术、污水源热泵技术、风光可再生能源开发技术及不同技术的组合应用；④围绕污水自然处理系统的低耗高效运行开展技术创新, 在我国农村和城市郊区探索自然处理系统的应用.
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