研究对象为南方某省59座正常运行、服务所在城市主要城镇区域和大部分人口的污水厂，所在城市均位于亚热带季风气候区域，年均气温均接近22 ℃。污水厂设计规模在0.1×10⁴~120.0×10⁴ t·d⁻¹，分布范围广，其中数量上以中小型为主，20×10⁴ t·d⁻¹以下设计规模污水厂为41座，占总数量的83.1%；规模上以大型为主，20×10⁴ t·d⁻¹以上设计规模污水厂总规模为503.9×10⁴ t·d⁻¹，占总设计规模的64.1%(表1)。污水厂中A²/O类、SBR类、MBR和氧化沟类工艺占绝大多数，数量占比94.9%(表2)，设计规模占比94.0%。2021年进水COD、BOD₅、TN和氨氮平均值(文中所提及平均值均为加权处理后平均值)分别为213、113、27和22 mg·L⁻¹，污染物去除均执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A及以上标准。

碳排放(文中所涉及碳排放均统一为CO₂当量)的核算边界包括污水和污泥处理的主要环节，具体以污水进入污水厂为起点，以处理后水排入受纳水体和污泥外运为终点。本研究中电耗碳排放核算不包括生活、办公用电，主要由于核算与污染物去除密切相关的环节，生活、办公用电为污水厂辅助用电，不属于此范畴。另外，本次考察的污水厂生活、办公电耗仅占总电耗的0.7%~1.6%，占比较小，对污水厂整体碳排放特征影响不大。同时，因所考察污水厂污泥处置方式多样，包括直接焚烧、水泥窑掺烧、卫生填埋、土地利用等，污泥处置大多交予外部企业执行，相关碳排放核算基础数据未得到良好统计，故不将污泥处置环节碳排放统计在内。

污水厂的碳排放核算方法参考联合国政府间气候变化专门委员会(Intergovernmental Panel on Climate Change, IPCC)发布的《IPCC国家温室气体清单指南》^[23]、《IPCC国家温室气体清单指南(2019年修订版)》^[24]、中国环境保护产业协会发布的《污水处理厂低碳运行评价技术规范》^[25]和中国城镇供水排水协会发布的《城镇水务系统碳核算与减排路径技术指南》^[26]，并尽量选择贴近国内生产实际的参数。根据各污水厂2021年每日污水处理量、进/出水水质、燃料消耗(燃耗)、电耗、药耗、热耗等运营数据，计算每日直接碳排放和间接碳排放，进而得出各污水厂2021年度碳排放数据。因本研究将核算边界限定在污水厂厂界内且污水/污泥出厂后续环节数据欠缺，与《城镇水务系统碳核算与减排路径技术指南》相比，此次核算未将尾水排入受纳水体和出厂污泥处置产生的直接碳排放统计入内，其他碳排放类别及核算方法与上述标准基本一致。

1)直接碳排放。污水厂运行过程中厂内因污泥干化、物料运输或备用发电等活动消耗的化石燃料，产生的CO₂直接排放按式(1)和式(2)计算。因所考察污水厂均无污泥厌氧消化或堆肥处理，故仅计算污水厌氧生化处理工艺CH₄碳排放，CH₄碳排放量(换算为CO₂当量)按式(3)和式(4)计算。污水生化处理工艺的缺氧阶段和好氧阶段会产生N₂O，N₂O对应的碳排放量(换算为CO₂当量)按式(5)和式(6)计算。直接碳排放总量按式(7)和式(8)计算。

式中：m_D,F,i为第i座污水厂燃耗碳排放量，t；E_SC为消耗单位质量标准煤对应CO₂排放量(标准煤碳排放因子)，取值为2.772 5 kg·kg⁻¹；M_F,k,i,j为第i座污水厂第j天第k种化石燃料消耗量，按标准煤质量计算，本研究中污水厂使用的化石燃料为天然气，折算系数为1.215 kg·m⁻³(即1 m³天然气与1.215 kg标准煤燃烧碳排放量相同)^[27]；m_D,F为59座污水厂燃耗碳排放量，t。

式中：$ {m}_{\mathrm{D},\mathrm{C}{\mathrm{H}}_{4},i} $为第i座污水厂CH₄碳排放量，t；Q_In,i,j为第i座污水厂第j天进水量，m³；B_In,i,j为第i座污水厂第j天进水BOD₅，mg·L⁻¹；$ {E}_{\mathrm{C}{\mathrm{H}}_{4}} $为去除单位BOD₅对应CH₄排放量(CH₄排放因子)，kg·kg⁻¹，不同处理工艺污水厂CH₄排放系数取值见表3^[26]；$ {G}_{\mathrm{C}{\mathrm{H}}_{4}} $为CH₄全球增温潜势(即单位质量CH₄对应相同温室效应的CO₂量)，取值为28 kg·kg⁻¹；$ {m}_{\mathrm{D},\mathrm{C}{\mathrm{H}}_{4}} $为59座污水厂CH₄碳排放量，t。

式中：$ {m}_{\mathrm{D},{\mathrm{N}}_{2}\mathrm{O},i} $为第i座污水厂N₂O碳排放量，t；Q_In,i,j为第i座污水厂第j天进水量，m³；N_In,i,j为第i座污水厂第j天进水TN值，mg·L⁻¹；$ {E}_{{\mathrm{N}}_{2}\mathrm{O}} $为去除单位TN对应N₂O-N排放量(N₂O排放因子)，kg·kg⁻¹，不同处理工艺污水厂N₂O排放系数取值见表3^[26]；$ {\omega }_{\mathrm{N}/{\mathrm{N}}_{2}\mathrm{O}} $为N₂O中N质量分数，取值为28/44；$ {G}_{{\mathrm{N}}_{2}\mathrm{O}} $为N₂O全球增温潜势(即单位质量N₂O对应相同温室效应的CO₂量)，取值为265 kg·kg⁻¹；$ {m}_{\mathrm{D},{\mathrm{N}}_{2}\mathrm{O}} $为59座污水厂N₂O碳排放量，t。

式中：m_D,i、m_D,F,i、$ {m}_{\mathrm{D},\mathrm{C}{\mathrm{H}}_{4},i} $和$ {m}_{\mathrm{D},{\mathrm{N}}_{2}\mathrm{O},i} $分别为第i座污水厂直接碳排放总量、燃耗碳排放量、CH₄碳排放量和N₂O碳排放量，t；m_D为59座污水厂直接碳排放总量，t。

2)间接碳排放。电耗碳排放量指污水厂运行过程中(不包括生活、办公用电)消耗外购电量产生的碳排放量根据式(9)和式(10)计算。药耗碳排放量指污水厂运行过程中消耗碳源、混凝剂、絮凝剂、消毒剂等化学药剂产生的碳排放根据式(11)和式(12)计算。

式中：m_I,E,i为第i座污水厂电耗碳排放量，t；E_E为外购电力碳排放因子(即消耗单位kWh对应CO₂排放量)，取值为0.804 2 kg·kWh^−1[25-26]；W_i,j为第i座污水厂第j天用于生产的外购电能消耗量，kWh；m_I,E为59座污水厂电耗碳排放量，t。

式中：m_I,C,i为第i座污水厂药耗碳排放量，t；E_C,k为第i座污水厂消耗单位质量第k种药剂对应CO₂排放量(药剂碳排放因子)，kg·kg⁻¹，所使用主要药剂碳排放因子取值见表4^[25-26]；M_C,k,j,i为第i座污水厂第j天第k种药剂消耗量，kg；m_I,C为59座污水厂药耗碳排放量，t。

热耗碳排放量指污水厂运行过程中(不包括生活区、办公区用热)消耗外购热量产生的碳排放量，按式(13)和式(14)计算。间接碳排放总量按式(15)和式(16)计算。

式中：m_I,H,i为第i座污水厂热耗碳排放量，t；E_SC为标准煤碳排放因子，取值为2.772 5 kg·kg⁻¹；H_i,j为第i座污水厂第j天用于生产的外购热能消耗量，按标准煤质量计算，kg，折算系数为0.034 1 kg标准煤·10⁻⁶ J^[27]；m_I,H为59座污水厂电耗碳排放量，t。

式中：m_I,i、m_I,E,i、m_I,C,i和m_I,H,i分别为第i座污水厂间接碳排放总量、电耗碳排放量、药耗碳排放量和热耗碳排放量，t；m_I为59座污水厂间接碳排放总量，t。

3)碳排放总量和碳排放强度的计算。碳排放总量按式(17)和式(18)计算。碳排放强度指污水厂运行过程中处理单位体积污水产生的碳排放量，按式(19)和式(20)计算。

式中：m_T,i、m_D,i和m_I,i分别为第i座污水厂碳排放总量、直接碳排放总量和间接碳排放总量，t；m_T为59座污水厂碳排放总量，t。

式中：I_T,i为第i座污水厂碳排放强度，kg·m⁻³；m_T,i为第i座污水厂碳排放总量，t；Q_In,i,j为第i座污水厂第j天进水量，m³；I_T为59座污水厂总体碳排放强度，kg·m⁻³。

59座污水厂年碳排放量范围为0.02×10⁴~11.98×10⁴ t(图1(a))，其中平均值为1.38×10⁴ t，中位值为0.62×10⁴ t。由图1(b)可知，各污水厂年碳排放量随处理规模增大而上升，2者大致呈正相关关系。

污水厂各碳排放类别总体占比如图2所示。间接碳排放是污水厂碳排放主要来源(84.8%)，其中电耗碳排放占比(79.7%)最高，药耗碳排放(4.9%)次之，热耗碳排放(0.2%，仅有2座污水厂使用外购热力)最少。各污水厂电耗碳排放占各自总碳排放比例均为最大(62.6%~98.9%)，这是由于污水处理流程涉及曝气、污水提升、污水/污泥回流、污泥干化等高耗能环节，使得电耗成为影响碳排放水平的关键因素^[28-29]。由图3可见，污水厂碳排放强度与吨水电耗呈显著正相关关系。

直接碳排放总体占比15.2%，其中N₂O碳排放占比(12.2%)较高，CH₄和燃耗碳排放占比(分别为1.7%和1.2%)较低。N₂O碳排放占比较高的原因一方面在于所考察水厂多数进水C/N比较低(平均值为3.6)，除氮效果不理想，中间副产物N₂O产量较高^[30-34]。另一方面，N₂O具有较高的全球增温潜势(265 kg·kg⁻¹)，远高于CH₄(28 kg·kg⁻¹)和CO₂(1 kg·kg⁻¹) 2种温室气体对应值^[24]。因此，尽管全部水厂的N₂O排放量(374.8 t)低于CH₄排放量(492.9 t)，但N₂O碳排放依然是直接碳排放的主要来源。

所考察污水厂总体碳排放强度为0.326 kg·m⁻³，强度范围为0.168~1.070 kg·m⁻³。如图4所示，仅2座污水厂碳排放强度小于0.3 kg·m⁻³，占比3.4%；41座污水厂碳排放强度在0.2~0.5 kg·m⁻³，占比(69.5%)最大；14座污水厂(占比23.7%)碳排放强度分布在0.5~1.0 kg·m⁻³；仅2座污水厂碳排放强度高于1.0 kg·m⁻³，占比3.4%。与文献中我国其他地区污水厂(0.360~1.439 kg·m⁻³，表5)相比，该省污水厂碳排放强度范围接近，总体值较低^[6-22]。张程^[15]的研究表明2017年西安市某50×10⁴ t·d⁻¹倒置A²/O工艺污水厂碳排放强度为0.498 kg·m⁻³。处理水量较小的污水厂由于不具备规模效应，碳排放强度明显较高。夏天虹^[19]研究了四川省某0.2×10⁴ t·d⁻¹ CASS工艺污水厂全生命周期碳排放情况，其运行阶段碳排放强度为0.650 kg·m⁻³。张玲丽等^[22]核算了2019年浙江省某4×10⁴ t·d⁻¹污水厂(进水中包含工业废水)改进工艺前后的碳排放强度，改为CAST+MBBR工艺后碳排放强度有了明显降低(改进前为CAST工艺，1.040 kg·m⁻³)，但仍达到了0.790 kg·m⁻³。总体而言，已有研究中我国污水厂碳排放以电耗碳排放为主，在污水厂处理工艺、进水水质/水量相对稳定之后，生化处理阶段微生物活动产生的温室气体变化幅度有限，较为直接有效的降碳方式即降低污水处理过程电耗，包括优化工艺参数、提升设备效率、升级调控水平或使用清洁能源。所考察省份污水厂电力碳排放因子(0.804 2 kg·(kWh)⁻¹)低于同时期国内其他多数地区(0.858 7~1.082 6 kg·(kWh)⁻¹)，很大程度上降低了总体碳排放强度^[25-26]。此外，该省污水厂在工艺、设备、管理上具有一定优势，通过精准曝气、智能投药等方式进一步降低了整体碳排放强度。然而，与发达国家相比，该省碳排放水平依然较高，主要原因在于发达国家清洁能源应用广泛，电耗碳排放因子较低^[35-38]。另外需指出，由于以往污水厂碳排放核算研究领域无统一的核算边界和标准，或由于数据欠缺，文献中污水厂碳排放核算尽管多基于《IPCC国家温室气体清单指南》，但核算类别和方法不尽一致，此处比较仅供大致参考。

鉴于电耗碳排放是该省污水厂碳排放水平的关键组成部分，下文将主要结合电耗水平，辅以其他碳排放来源，对该省不同类别污水厂碳排放强度特征进行讨论分析。

1)处理规模。图5(a)展示了不同处理规模的污水厂碳排放强度分布。整体而言，处理规模小于1×10⁴ t·d⁻¹的污水厂，平均碳排放强度高达0.550 kg·m⁻³。随着处理规模增大，对应污水厂平均碳排放强度显著下降，处理规模为1×10⁴~5×10⁴ t·d⁻¹的污水厂为0.456 kg·m⁻³。然而，处理规模进一步增大时，对应污水厂平均碳排放强度的降低幅度趋于平缓，处理规模为5×10⁴~10×10⁴、10×10⁴~20×10⁴、20×10⁴~50×10⁴和>50×10⁴ t·d⁻¹(包括70.5×10⁴ t·d⁻¹和130.5×10⁴ t·d⁻¹ 2座污水厂)的污水厂分别为0.374、0.355、0.310和0.280 kg·m⁻³。由此可见，污水厂处理规模仅在较小时对碳排放强度有较大影响，但高于5×10⁴ t·d⁻¹时碳排放强度受处理规模影响较小。

污水厂碳排放强度随处理规模的变化趋势可由污水处理规模效应来解释^{[6, 30]}。当污水厂处理规模很小时，水处理设备运行效能低，吨水电耗高(处理规模为0×10⁴~1×10⁴ t·d⁻¹的污水厂平均电耗为0.616 kWh·t⁻¹，图5(b))，导致碳排放强度较高。当处理规模较大时，设备运行效能高，呈现出明显的规模效应，吨水电耗大幅降低(处理规模为1×10⁴~5×10⁴ t·d⁻¹的污水厂平均电耗为0.469 kWh·t⁻¹)，碳排放强度也随之降低。当处理规模达到一定程度后，处理规模继续提高对设备运行效能的提升无显著影响，此时吨水电耗不再明显变化(如处理规模为20×10⁴~50×10⁴和>50×10⁴ t·d⁻¹的污水厂平均电耗分别为0.302 kWh·t⁻¹和0.282 kWh·t⁻¹)，碳排放强度降低幅度有限。

2)运行负荷率。图6(a)展示了不同运行负荷率污水厂的碳排放强度分布。由图明显可见，污水厂碳排放强度随运行负荷率增高而降低。运行负荷率低于40%的污水厂平均碳排放强度高达0.729 kg·m⁻³，而运行负荷率为40%~60%和60%~80%的污水厂平均碳排放强度则大幅降至0.492和0.431 kg·m⁻³，运行负荷率为80%~100%和略高于100% (100%~120%)的污水厂平均碳排放强度最低，仅分别为0.313 kg·m⁻³和0.258 kg·m⁻³。

污水厂运行负荷率对其电耗水平具有重要影响^[6]。由于所研究污水厂多数使用定频水泵，运行负荷率较低时，设备利用率低导致电耗较高(运行负荷率小于40%的污水厂平均电耗为0.765 kWh·t⁻¹，图6(b))，使得碳排放强度较高。随运行负荷率提高，水处理设备利用率增大，电耗水平降低(运行负荷率为40%~60%和60%~80%的污水厂平均电耗分别为0.532 kWh·t⁻¹和0.432 kWh·t⁻¹)，碳排放强度也随之降低。当运行负荷率接近污水厂设计值时，设备得以充分利用，运行效能最高，吨水电耗大大降低(运行负荷率为80%~100%和100%~120%的污水厂平均电耗分别为0.306 kWh·t⁻¹和0.252 kWh·t⁻¹)，碳排放强度最低。

3)处理工艺。不同污水处理工艺因进水方式、处理水量、曝气量、污水/污泥回流等方面的不同，能耗有较大差异，直接影响处理单位体积污水产生的电耗碳排放，进而导致碳排放强度的差别^{[6, 29-30]}。本研究对59座污水厂碳排放强度按所使用处理工艺进行了分类统计分析，因碳排放强度同时也受处理水量和运行负荷率等因素影响，为更合理比较不同处理工艺碳排放水平，参考《污水处理厂低碳运行评价技术规范》中方法对碳排放强度进行了加权修正处理^[25]。如图7所示，不同污水厂的碳排放强度受处理工艺影响明显。SBR类工艺(如CASS、CAST工艺)污水厂由于其工艺流程简单、处理设备少，吨水电耗较低(平均为0.26 kWh·t⁻¹)，碳排放强度相对最低(平均值为0.140 kg·m⁻³)。A²/O类工艺(如倒置A²/O、多模式A²/O工艺)和氧化沟类工艺(如微曝氧化沟)污水厂由于污水、污泥回流量大，平均吨水电耗明显增加(平均值分别为0.33 kWh·t⁻¹和0.38 kWh·t⁻¹)，导致碳排放强度较大(平均值分别为0.224 kg·m⁻³和0.291 kg·m⁻³)。MBR工艺污水厂由于膜池系统对保证泥水分离、提高污泥传氧速率、避免膜污染等方面有较高要求，水泵流量和曝气量大，导致平均吨水电耗最高(0.45 kWh·t⁻¹)，碳排放强度也最高(平均值为0.348 kg·m⁻³)。

由于各污水厂诸多工艺参数上各有差异，为更直观说明处理工艺对污水厂碳排放水平的影响，本研究选取了5座不同工艺污水厂进行比较，选择的污水厂尽可能在设计/处理规模、进/出水水质等方面相近，进水来源均为生活污水、电耗碳排放占比均在80%以上，其碳排放数据列于表6。由表6可见，3座设计规模为1.0×10⁴~1.1×10⁴ t·d⁻¹、处理规模为0.5×10⁴~0.6×10⁴ t·d⁻¹的污水厂吨水电耗和碳排放强度大小排序皆为WWTP1(CASS工艺)<WWTP2(改良氧化沟工艺)<WWTP3(A²/O工艺)。WWTP5(A²/O+MBR工艺)尽管污染物削减量低于规模相近的WWTP4(A²/O工艺)，前者吨水电耗和碳排放强度都远远高于后者。

污水处理中N₂O作为脱氮过程的副产物，主要在硝化和反硝化反应中产生，生成途径多样、机理复杂，故通常采用基于实测经验值的排放因子法对其进行碳排放核算。溶解氧浓度(DO)被广泛认为对N₂O生成有重要影响，对N₂O产生起关键作用的硝化细菌和反硝化过程中Nos还原酶对DO比较敏感，硝化过程中低DO和反硝化过程中DO的存在都会促进N₂O生成^{[14, 18, 31-34]}。A²/O类工艺污水厂厌氧区、缺氧区、好氧区含氧量梯度分明且便于调节，有利于硝化/反硝化作用进行，脱氮较为彻底，N₂O产量较小(N₂O排放因子为0.004 66 kg·kg⁻¹，平均碳排放占比9.8%)。氧化沟类工艺虽然属于完全混合式活性污泥法，在池体内部无物理分割，但沿推流方向上仍存在较大的溶解氧梯度，脱氮效果较好(N₂O排放因子为0.006 41 kg·kg⁻¹，平均碳排放占比11.1%)。SBR类工艺虽可以通过灵活控制运行方式来实现好氧、缺氧、厌氧状态交替，但由于其对不同工艺段时长和溶解氧控制要求严格，且反硝化阶段有机底物不足，从而影响脱氮效果，N₂O产量较大(N₂O排放因子为0.020 20 kg·kg⁻¹，平均碳排放占比22.5%)。

污水处理中CH₄生成比较公认的来源为厌氧阶段产CH₄菌对有机物的转化，其中严格的厌氧环境是产CH₄菌进行正常生理活动的基本条件^{[14, 18, 31, 39]}。A²/O工艺厌氧段与其他工艺段空间界限明显，DO值低，适于CH₄生成(CH₄排放因子为0.014 2 kg·kg⁻¹，平均碳排放占比2.1%)。周期性设置厌氧阶段的SBR类工艺和沿推流方向形成厌氧区的氧化沟类工艺虽然都存在CH₄生成环境，但可能由于厌氧段的时间、体积和DO难以精确控制，CH₄排放因子相比于A²/O工艺较低(CH₄排放因子分别为0.010 0 kg·kg⁻¹和0.009 6 kg·kg⁻¹，平均碳排放占比分别为1.7%和1.5%)。

尽管不同工艺对污水厂N₂O、CH₄碳排放强度有较大影响，但需指出的是，这2种温室气体的生成同时受污水水质、处理工艺、运行工况及微生物种群结构影响，单纯处理工艺上的不同并不一定决定N₂O、CH₄产量的不同^{[14, 18]}。

对于药剂碳排放，由于污水厂主要依据进水水质、水量及出水标准计算药剂投加量，且不同污水厂采用的碳源、混凝剂、絮凝剂、碱度药剂等不尽相同，加之部分污水厂为保证出水达标而过量投加药剂，所考察污水厂在药剂种类、用量、药剂碳排放因子上有较大差异，故药剂碳排放与污水处理工艺种类并无显著关联^[30]。不过，对于采用MBR工艺的污水厂，因其需定期对MBR膜系统进行化学清洗，会消耗大量次氯酸钠、柠檬酸、氢氧化钠等药剂，相比工艺、水质相似且未采用MBR工艺代替二沉池的污水厂，药耗碳排放强度会有所提高。本研究1座采用A²/O的污水厂年均进水和出水BOD₅分别为127.8 mg·L⁻¹和1.1 mg·L⁻¹，进水和出水TN分别为25.8 mg·L⁻¹和7.8 mg·L⁻¹。另一座采用A²/O+MBR工艺的污水厂(与前者隶属于同一公司)年均进水和出水BOD₅分别为124.1 mg·L⁻¹和1.0 mg·L⁻¹，进水和出水TN分别为24.9 mg·L⁻¹和7.9 mg·L⁻¹。2座污水厂进水和出水水质接近，且后者除额外投加次氯酸钠和柠檬酸等药剂外，其他药剂种类、用量与前者相似，但其药剂碳排放强度(0.032 kg·m⁻³)明显高于前者(0.026 kg·m⁻³)。

4)耗氧污染物削减量。除处理规模、运行负荷率、处理工艺外，污水厂能耗与进出水水质有密切联系，污水厂吨水电耗很大程度上反映的是污染物削减水平^[30]。本研究中基本所有污水厂出水污染物指标均执行国家一级A排放标准，且因多数污水厂出水受纳水体为流速缓慢的河涌，对排入水水质要求严格，各污水厂出水水质较高、差距较小(COD、BOD₅、TN、NH₃-N平均值分别为(11.4±3.8)、(2.2±1.1)、(7.3±2.2)、(0.32±0.18) mg·L⁻¹)，削减值与进水值对能耗影响基本一致。根据污水厂每日水质数据，除2座污水厂出水TN年度达标率分别为98.6%、98.9%、1座污水厂出水NH₃-N年度达标率为99.7%外，其他污水厂出水COD、BOD₅、TN、NH₃-N年度达标率均为100%。由于污水厂电耗较大部分来源于生化池曝气，本研究将以耗氧污染物削减量为指标污染物来考察污染物削减水平对污水厂碳排放的影响。

图8(a)展示了不同耗氧污染物削减量(即削减BOD₅和TN所对应的耗氧质量浓度^[25])的污水厂碳排放强度分布。由图明显可见，污水厂碳排放强度随耗氧污染物削减量升高而增大。耗氧污染物削减量为0~100 mg·L⁻¹和100~150 mg·L⁻¹的污水厂平均碳排放强度分别为0.238 kg·m⁻³和0.257 kg·m⁻³。随耗氧污染物削减量增加，对应污水厂平均碳排放强度稳步上升，耗氧污染物削减量为150~200 mg·L⁻¹和200~250 mg·L⁻¹的污水厂平均碳排放强度分别为0.303 kg·m⁻³和0.339 kg·m⁻³。耗氧污染物削减量高于250 mg·L⁻¹时，由于包含2座对应值分别为363.1 mg·L⁻¹和636.8 mg·L⁻¹的污水厂，平均碳排放强度显著升高(0.411 kg·m⁻³)。

污水厂BOD₅和TN去除过程需消耗大量氧气，直接影响电耗水平。与碳排放强度分布相似，污水厂吨水电耗同样随耗氧污染物削减量增加而升高(图8(b))。耗氧污染物削减量低的污水厂(此类污水厂本身进水耗氧污染物浓度较低)处理污水时所需曝气量、回流比低，吨水电耗低，耗氧污染物削减量为0~100 mg·L⁻¹和100~150 mg·L⁻¹的污水厂平均电耗分别为0.239 kWh·t⁻¹和0.249 kWh·t⁻¹，平均碳排放强度也较低。随耗氧污染物削减量增加，污水厂吨水电耗相应逐步提升，耗氧污染物削减量为150~200 mg·L⁻¹和200~250 mg·L⁻¹的污水厂平均电耗分别为0.295 kWh·t⁻¹和0.340 kWh·t⁻¹，平均碳排放强度较高。耗氧污染物削减量高于250 mg·L⁻¹的污水厂平均电耗最高，达到0.387 kWh·t⁻¹，平均碳排放强度最高。由此可见，在出水达标且不影响受纳水体整体水质的前提下，若污水厂尚无其他节能降耗措施，如能尽量避免对进水过度净化，污水处理电耗及碳排放强度也可有效降低。

5)干化污泥含水率。污水厂产生的大量剩余污泥，一般需经浓缩、脱水、干化处理降至一定含水率方能运至厂外，因此出厂(干化)污泥含水率直接影响污泥处理能耗，进而影响污水厂碳排放^[40]。本研究中污水厂均采用重力浓缩+机械脱水+电力热干化工艺处理污泥，其中有16座污水厂对污泥处理单元电耗进行了单独计量。如图9所示，16座污水厂污泥处理电耗(处理单位重量绝干污泥(DS)耗电量)随干化污泥含水率(年加权均值)降低而升高(R² = 0.93)。干化污泥含水率为38.8%的污水厂，污泥处理电耗为255.1 kWh·t⁻¹，而干化污泥含水率为16.1%的污水厂，污泥处理电耗高达1 405.6 kWh·t⁻¹。污泥处理电耗升高将导致污水厂碳排放量和排放强度提高，但由于16座污水厂污泥处理电耗量仅占其总电耗量的8.7%~26.3%，污泥处理电耗碳排放仅占污水厂总碳排放量的6.9%~18.6%，因此干化污泥含水率对污水厂碳排放强度影响并不显著。本研究中污泥处理机制为物化作用，不涉及温室气体直接排放，除部分污水厂在此阶段投加少量辅助药剂外，污泥处理碳排放基本源于电力消耗，故污泥处理环节对其他类别碳排放强度影响很小。而因污水厂电耗主要取决于污水处理段曝气、污水提升等与工艺、水量、水质密切相关的环节，不同污水厂干化污泥含水率对其他类型碳排放比例并无规律性影响。不过，对于单个污水厂，在较短时期内水量、水质相对稳定，随污泥干化程度增大，电耗类碳排放比例增加，其他类别碳排放比例相应降低。如某20×10⁴ t·d⁻¹ A²/O工艺污水厂2021年3月中旬某不连续3日的干化污泥含水率分别为26.6%、31.6%、36.8%，电耗碳排放比例由90.6%降至83.6%，而CH₄、N₂O、药耗碳排放比例分别上升了0.8%、5.6%、1.0%。值得指出的是，污水厂在出厂污泥含水率达标前提下，应尽量避免过度干化，以降低生产能耗和碳排放。

基于前述分析，为进一步确定不同因素对污水厂碳排放水平影响，本研究利用SPSS软件对污水厂处理规模、运行负荷率、处理工艺、耗氧污染物削减量、干化污泥含水率与碳排放强度关系进行了多元线性回归分析。由于处理工艺属于分类变量，在进行线性回归分析前，先通过创建哑变量将其转换为了连续变量，并以SBR工艺类为工艺分类参照。分析结果显示，多元线性回归拟合度较高(R² = 0.708)，模型建立较为理想。如表7所示，所考察因素VIF值较低，表明不同因素间共线性不强。运行负荷率(P<0.001)、耗氧污染物削减量(P=0.002)是具有统计显著性的影响因素，且分别与污水厂碳排放强度呈负相关、正相关关系。而与前述影响因子分析相一致，处理规模(处理规模大于5×10⁴ t·d⁻¹时污水厂碳排放强度无明显变化)、干化污泥含水率(污泥干化碳排放占比较小)与污水厂碳排放强度均无显著相关性。水处理工艺因素方面，A²/O类和氧化沟类工艺P<0.05，说明二者与污水厂碳排放强度显著相关，而MBR类P值略大于0.05，与碳排放强度相关性不强，这可能是由于参与统计的MBR类工艺样本量过小或不同污水厂MBR膜池工艺条件差别较大导致碳排放强度范围较大，从而影响了因素的显著相关性。

通过前述分析可知，处理工艺和运行参数等对污水厂碳排放存在不同程度影响。总体而言，污水厂可通过采取降碳和替碳措施实现低碳运营，其中降碳措施包括通过工艺优化、设备提升、调控升级等方法来实现节能/药降耗，替碳措施主要包括物料回用、能源回收、清洁能源利用等。上述低碳途径理论上可有效降低污水厂碳排放，但由于污水厂自身经济、技术等层面的限制和污水处理政策的要求，低碳措施应用存在一定难度。根据前期实地调研，污水厂生产运营中低碳措施应用存在的主要难点包括：污水厂通过提高运行负荷率、在达标的前提下适当降低出水水质/提高出厂污泥含水率等措施也能显著实现节能/药降耗，但排水管网调度与污水厂运行需求不一致，协同管理程度不高，污水厂运行负荷率无法稳定维持在较高水平；污水厂出水受纳水体自身水质较高，倒逼污水厂处理强度提升来确保受纳水体水质不受影响，进而增加污水处理能耗/药耗；较多城市提倡对污水厂出厂污泥进行焚烧处置，其含水率必须降至较低值方可满足污泥焚烧工艺要求；除污水厂或市政单位回用少量处理后中水满足清洁、绿化等需求，外部单位使用意愿不高；光伏发电虽能降低外购电力使用量，但其建设及后续维护成本较高，且因气象、季节的变化增加系统运行不稳定性，对供配电系统管理要求较高。由此可见，污水厂的减碳措施需结合自身特点及现行政策要求来进行选择、调整，并尽量实现污水处理全流程协同运行。

针对本研究所考察省份的污水厂，较为可行的低碳运营建议如下：对拟新建污水厂，应贴近实际水处理需求，确定设计规模及处理工艺，选择合适的处理设备或变频设备，合理搭配设备机组；推动污水厂与管网一体化进程，针对不同季节、时段进水量波动，优化进水调度方案，使污水厂运行负荷率处于合理水平，提高处理设备运行效率；在出水水质和出厂泥质达标前提下，尽量选择低能耗处理工艺、避免污水/污泥过度处理。

由于获取数据有限，此次研究仅从整体层面对所考察城镇污水处理厂进行碳排放特征分析。后续将在此基础上对各个工艺环节的碳排放(污水处理碳足迹)进行深入分析，以进一步确定影响污水厂碳排放的关键环节和因素，助力污水处理行业低碳发展。

1)2021年南方某省59座污水厂碳排放总量为0.02×10⁴~11.98×10⁴ t，其中电耗为碳排放主要来源。碳排放强度较为分散，为0.168~1.070 kg·m⁻³，与文献中我国其他地区接近，总体值为0.326 kg·m⁻³，略低于我国其他地区。

2)结合SPSS多元线性回归分析结果，该省污水处理厂碳排放强度受运行负荷率、耗氧污染物削减量、处理工艺因素影响较大，而受处理规模、干化污泥含水率影响较小。运行负荷低的污水厂设备运行效率低、吨水电耗高，导致碳排放强度较高。耗氧污染物削减量大的污水厂对曝气强度和污水回流量要求高，增加了碳排放强度。采用高能耗处理工艺的污水厂碳排放强度较高，不同处理工艺整体碳排放强度大致呈MBR类工艺>氧化沟类工艺> A²/O类工艺>SBR类工艺。另外，由于污水厂达到一定处理规模后规模效应不再明显，对碳排放强度影响有限。污泥干化处理虽然产生一定的碳排放，但其电耗占污水厂总电耗比例较低，对污水厂碳排放强度影响不显著。

3)由于污水厂自身经济、技术等层面限制和污水处理政策要求，低碳措施应用存在一定的难度。污水厂减碳措施需结合自身特点及现行政策要求来进行选择、调整，并尽量实现污水处理全流程协同运行。