城市污水處理廠溫室氣體的排放及減排對策

郭靜波，田 宇，張蘭河，馬 放

（1東北電力大學建筑工程學院，吉林 吉林 132012; 2東北電力大學化學工程學院，吉林 吉林 132012；3哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 150090）

進展與述評

城市污水處理廠溫室氣體的排放及減排對策

郭靜波1，田 宇2，張蘭河，馬 放3

（1東北電力大學建筑工程學院，吉林 吉林 132012;2東北電力大學化學工程學院，吉林 吉林 132012；3哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 150090）

近年來，我國污水處理事業得到了大力的發展，污水處理廠污染物減排能力逐年提升。然而，污水及剩余污泥處理處置過程中溫室氣體的排放問題卻沒有得到應有的重視。本文系統闡述了城市污水處理廠溫室氣體的來源，并從污水處理工藝的選擇、工藝運行參數的科學調控、剩余污泥的處理處置和資源化、處理水的回用等方面提出了溫室氣體的減排對策，從而為開展污水處理廠溫室氣體減排的研究及低碳運行的實踐提供借鑒。

城市污水處理廠；溫室氣體排放；減排對策

溫室效應是指大氣能使太陽短波輻射到達地面，但地表向外放出的長波輻射卻被大氣中的云層或二氧化碳等溫室氣體所吸收，從而產生大氣變暖的效應[1]。溫室氣體主要包括CO2、CH4和N2O。在自然條件下，它們在大氣中的濃度很低，對維持地球溫度起到了至關重要的作用[2]。然而，隨著現代化工業的發展和人類活動的增強，大氣中溫室氣體的含量急劇增加[3]。全球大氣研究排放數據庫（Emission Database for Global Atmospheric Research）公布的報告顯示[4]： 2000—2005年，全球人類活動產生的溫室氣體排放量增加了 15%，而 1990—1995年和1995—2000年分別為3%和6%；全球溫室氣體的年際排放量從1970年的240億噸CO2-e（CO2-equivalent，二氧化碳當量）增加到1990年的330億噸，而2005年則達410億噸。

近年來，隨著經濟的發展和政府對環境保護的高度重視，我國的污水處理事業對污染物減排的貢獻不斷提升，“十一五”期間，我國城鎮污水處理廠數量年均增長8%，污水處理量則以每年以10%的速率增長。截至2010年9月，全國建成2630座城鎮污水處理廠，日污水處理能力達到1.22×108m3，另有在建污水處理廠 1849座，日污水處理能力4.90×107m3。2009年，我國城市污水集中處理率達到73%，較“十五”末提高了21%。然而，污水中有機物質的生物降解過程也是溫室氣體的重要排放源之一，約占溫室氣體總排放量的 0.18%[5]。對于城市污水處理廠運行過程中溫室氣體排放情況及控制方面的研究，國外已有一定的成果，但國內相關研究開展較少。針對這一情況，本文作者系統闡述了城市污水處理廠溫室氣體的來源，并有針對性地從污水處理工藝的選擇、工藝運行參數的科學調控等方面提出了城市污水處理廠溫室氣體的減排對策，從而為開展污水處理廠的低碳運行及削減污水處理領域溫室氣體排放的研究及實踐提供借鑒。

1 城市污水處理廠溫室氣體的來源

如圖1 所示，一般認為，城市污水處理廠的溫室氣體主要有以下3個排放源[2]：①城市污水廠處理過程及處理后向環境中排放的處理水；② 剩余污泥處理處置過程及最終排放到環境中的污泥；③未經處理污水的地表排放或土地利用。如表1所示，另一種普遍的觀點將城市污水處理廠的溫室氣體來源分為現場（on-site）和場外（off-site）兩類[6-7]。此外，一些學者還將污水處理廠建設過程中涉及的材料、能源的生產和運輸（包括化學藥品）間接產生的溫室氣體考慮在內[8]。本文著重闡述污水處理中直接排放的溫室氣體。

1.1 CO2的來源

Weiss等[9]采用NEAT模型對1990—2003年間除化石燃料燃燒獲取能源之外產生的CO2進行了評估，結果顯示， 4%的CO2來自污水處理領域。理論上，給予足夠長的時間，污水中的每一個碳原子經過好氧或厭氧微生物的作用最終都可以轉變為CO2或CO2和CH4。在城市污水的處理及剩余污泥的處理處置過程中產生的CO2主要來自有機物的降解及微生物的內源呼吸作用。由于CO2是大氣中對溫室氣體效應貢獻最大的溫室氣體，聯合國氣候變化政府間專家委員會 （The Intergovernmental Panel on Climate Change，IPCC）在1990年引入了“全球變暖潛能”（Global Warming Potential，GWP）的概念來反映溫室氣體的相對強度，定義為某一單位質量的溫室氣體在一定時間內相對于 CO2的累積輻射力。

圖1 城市污水廠溫室氣體的排放情況

表1 城市污水廠的現場和場外溫室氣體

1.2 N2O的來源

大氣中N2O的濃度比CO2的濃度至少低了一個數量級，但是由于其GWP約是相同質量CO2的300倍，N2O成為了全球氣候變暖研究的熱點及國家政策爭議的焦點[10]。污水處理廠排放的N2O占到了人為N2O排放量的3%[11]。IPCC在不考慮氮是在污水處理廠還是在受納水體中轉化的前提下，將污水中N2O的排放量定為污水廠進水氮負荷的0.5%[12]。實際上，由于水質水量及運行工藝類型及條件的差異，N2O的排放量占污水廠進水氮負荷的0.02%～20%不等[13-14]。在硝化過程中，一些硝化細菌在溶解氧濃度較低的情況下能將 NO2－還原成 N2O；而在NO3

－和可生物降解有機碳源充足及溶解氧濃度較低的情況下，反硝化反應將釋放大量的N2O[15-16]。由于N2O主要在硝化和反硝化過程中生成，因此，對于主體工藝為活性污泥處理的城市污水處理廠，90%的 N2O來自于活性污泥系統，其它可能生成N2O的設施包括沉砂池、初沉池、二沉池、污泥儲存池及污泥厭氧消化池[17-18]。

1.3 CH4的來源

污水處理領域釋放的CH4約占全球CH4釋放量的5%[19]，主要與厭氧微生物有關[20]。在厭氧污水處理系統中，CH4是產甲烷菌進行有機物分解的副產物，最終通過表面揮發和曝氣吹脫進入大氣。廢水處理過程中產生的污泥在厭氧條件下的分解也是CH4的重要來源。除了污水及污泥處理處置過程中釋放的CH4外，Guisasola等[21]指出在污水主干管平均水力停留時間為10 h的情況下，管網中釋放的溫室氣體量將達到污水處理過程中由于能源消耗所釋放溫室氣體總量的20%左右。由此可見，除污水處理工藝以外，污水管網的設計對污水處理過程中溫室氣體的排放量也有著重要的影響。

2 城市污水處理廠溫室氣體的減排對策

目前，我國在大力發展污水處理事業以改善水環境質量的同時，卻普遍忽視了污水處理及剩余污泥處理處置過程中溫室氣體的排放問題。Foley等[22]對 10種不同污水處理方案的進行了詳細的生命周期評價（life cycle assessment，LCA），結果表明，隨著污水處理程度及營養物去除效率的提高，污水廠基礎設施建設所需資源、污水深度處理所需藥劑、污水處理設施運行所需能耗以及溫室氣體直接排放量的增加所導致的環境負擔也隨之增加。因此，污水處理工藝、工藝運行條件、污水后處理及剩余生物固體的處理處置方式等的選擇都將影響污水處理設施的溫室氣體排放量。結合污水處理廠溫室氣體的來源，污水處理廠溫室氣體的削減主要可以從污水處理工藝的選擇、工藝運行參數的科學調控、處理水及剩余污泥的處理處置和資源化等方面來進行。

2.1 污水處理工藝的選擇

在全球氣候變暖的大前提下，溫室氣體的排放將成為選擇污水處理工藝類型及整體設計方案的一個重要因素[6]。

2.1.1 厭氧處理工藝

有機物分解產物的種類和數量與污水生物處理工藝中參與分解的微生物類群落的類型以及工藝的環境條件如pH值、曝氣強度等有關。厭氧生物處理技術是在厭氧條件下，兼性厭氧和厭氧微生物群體通過水解、酸化、產乙酸及產甲烷4個階段將有機物最終轉化為CH4和CO2的過程。

以上流式厭氧污泥床（upflow anaerobic sludge blanket，UASB）為代表的厭氧處理工藝因其在回收能量及營養物方面的優勢受到了越來越多的關注[23]。此外，與傳統的好氧工藝相比，厭氧工藝所需外源能耗及剩余污泥產量都較低[24]。因此，通過將來水中的有機污染物轉變成可作為能源應用的甲烷，厭氧污水處理工藝在溫室氣體減排方面顯示出其獨有的優勢。采用厭氧處理工藝后，CO2-e由好氧工藝的2.4 kg CO2-e/kgCOD下降至1.0 kg CO2-e/kgCOD[25]。Wong等[26]在實驗室條件下，以開放式氧化塘工藝為參照，驗證了規模為2.5 L的 UASB反應器每年的 CH4削減量為 29 kgCO2-e，由此推算一座規模為4000 m3的實體厭氧反應裝置每年的 CH4削減量可達到 46 420 t CO2-e，產生的碳信用額每年可為污水廠創造近 28萬美元的效益。

然而，厭氧生物反應產生的部分CH4將溶解在出水并最終進入大氣，進而導致厭氧污水處理工藝總能量的損失。對于進水負荷低于0.7 g BOD/L的低濃度廢水，厭氧工藝釋放的CO2-e 甚至要高于傳統活性污泥工藝[20]。因此，如果能采用一種經濟有效的技術將溶解在處理水中的CH4回收，那么厭氧處理工藝削減溫室氣體的優勢在低強度污水中也能很好的體現。CH4的化學惰性較強，破壞碳氫原子之間的化學鍵需要435 kJ/mol的能量，因此采用物理化學法很難將其去除。Ha等[27]采用了甲烷氧化菌與微藻相結合的生物處理法，一方面利用好氧甲烷氧化菌（MOB）的甲烷單加氧酶破壞強大的C—H鍵，另一方面系統中的微藻利用MOB氧化甲烷后釋放的CO2作為碳源合成自身的細胞，并通過光合作用將釋放的氧氣供給 MOB，從而使得系統對外界供氧的需求減少了 55%，最終在基本不釋放CO2的情況下將出水中溶解的CH4全部去除。由此可見，環境微生物技術在污水處理工藝的溫室氣體減排方面可發揮重要作用。

2.1.2 自然生物處理工藝

Pan等[28]用LCA方法對比了垂直表面流人工濕地系統（vertical subsurface flow constructed wetland，VSSF CW）與傳統厭氧-缺氧-好氧（anaerobic-anoxic-oxic，A2O）工藝的溫室氣體排放情況，綜合考慮污水的收集及輸送、污水及污泥的處理處置環節的評價結果表明，A2O工藝的溫室氣體排放量為7.3 kg CO2-e/kg BOD，而VSSF CW系統的溫室氣體排放量僅為A2O工藝的一半，尤其是在污水處理環節，VSSF CW系統的溫室氣體排放量不足A2O工藝的1/7。因此，對于像中國這樣的發展中國家來說，低耗、環保型自然生物處理工藝尤其適用于分散型中小城市的污水處理。然而以人工濕地為代表的然生物處理工藝作為一種處理污水的新技術有待于進一步地改良，有必要更細致地研究不同地區特征和運行數據，確定符合本區域的環境特征的工藝形式及運行管理模式。

2.2 工藝運行條件的控制

工藝運行條件對溫室氣體的排放有著至關重要的影響。通過對溫度、pH值和溶解氧濃度的控制實現部分亞硝化/厭氧氨氧化 （Anammox）后，N2O釋放量大幅度下降，在減少氣態氮化物排放的同時，其碳固定的能力也優于傳統工藝[29-31]。另外，由于Anammox反應不需要添加外源有機物，且供氧能耗和用于中和反應產生的酸堿物質所需藥劑都大幅度減少，該工藝間接排放的溫室氣體量也得到了大幅度的削減。Hu等[32]研究了不同曝氣強度下缺氧-好氧序批式反應器的N2O排放情況，結果表明，曝氣強度越高，N2O的排放量越少，在綜合考慮提高脫氮效果、減少能源消耗及N2O排放量的前提下，將該實驗裝置的最佳曝氣強度設定為 2.7 Lair/（Lreactor?h）。Wu等[15]的研究結果表明，在采用人工濕地系統處理污水時，進水的COD/N比對系統N2O的排放量及系統的處理效果有顯著的影響，當COD/N在0/1、2/1、5/1、10/1和20/1之間變化時，系統 N2O的排放量在（11.41±6.85）μg/(m2?h)和（5590±1464.89）μg/(m2?h)之間變化，綜合考慮系統的N2O排放量和污水處理效果，將最佳的COD/N確定為 5/1。Flores-A lsina等[33]指出在厭氧-好氧活性污泥系統中，污水處理系統的溶解氧濃度要適中，在低于最佳溶解氧濃度的條件下，由于供氧所需能量減少，系統的CO2排放量有所下降，但是由于硝化反應不徹底，的積累使得反硝化反應速率降低，從而使得系統的NO和NO2排放量增加；在高于最佳溶解氧濃度的條件下，系統的CO2排放量隨著供氧所需能量的上升而增加，而高溶解氧條件下的反硝化反應不徹底將釋放更多的N2O；在污泥齡（sludge retention time，SRT）的選擇上，SRT短即進水流量大的運行方式有利于減少溫室氣體的排放量；在 COD/N的選擇上，當可生化有機碳的含量有限時，由于反硝化反應不徹底，系統的 N2O排放量將增加，然而，該情況下排放的N2O量要低于有機碳含量增加時內源呼吸及BOD氧化所產生的溫室氣體量，因此，Flores-A lsina等認為在考慮溫室氣體的排放時，最好不投加外加碳源。

2.3 污泥的處理處置與資源化

2.3.1 污泥的處理與處置

我國城市污水處理廠目前普遍采用的是活性污泥處理工藝及其改良工藝[34-35]，而活性污泥處理系統將產生大量的剩余污泥。剩余污泥的處理主要包括穩定化和脫水兩個步驟。污泥的處置工藝主要包括衛生填埋、土地利用、焚燒等。

在污泥的處理與處置過程中均存在溫室氣體排放問題[36]。為了盡可能地減少污泥處理處置過程中溫室氣體的直接排放以及與之相關的資源能源消耗所帶來的間接排放，研究人員對污泥處理處置的方式進行了大量的嘗試。郭瑞等[36]指出好氧堆肥、厭氧消化、填埋工藝分別可以通過改善通風狀況、前處理和多類型污泥聯合處理、有機材料覆蓋等措施減少溫室氣體的排放量，而干化、焚燒工藝可通過降低能耗等方法減少碳排放。 Uggetti等[37]采用裝填了礫石和種植了濕地植物的濕地作為污泥處理處置的方式，一方面污泥中絕大部分水分通過植物的蒸騰作用和礫石濾層的排泄作用散失，達到良好的脫水效果，同時污泥揮發性固體與總固體含量的比值也從處理前的55%下降到48%，說明該濕地具有很好的穩定化效果，而適當延長處理時間后，處理后的污泥可不經堆肥處理直接回用于農業。因此，該方法與傳統的污泥處理處置方式堆肥、焚燒及填埋相比，溫室氣體排放量大幅度降低。

2.3.2 污泥的資源化

在人類的能源需求量激增、過度依賴化石燃料以及全球氣候變暖的大形勢下，廢棄物的資源化不僅可以提供能源，同時還能減少溫室氣體的排放，從而為廢棄物的管理和能源的短缺這兩個問題提供可持續的解決方案。因此，富含碳、氮、磷及其它一些微量營養物的污泥的資源化將超越污泥的減量化成為污泥處置和管理的主流[38-40]。然而，將剩余污泥作為原材料生產附加值產品（value-added products，VAPs）時，污泥吸附的有毒有害物質使得生產這些附加值產品的經濟效益顯著下降[41]。因此，對污水中的有機及無機污染物進行嚴格的源頭控制及采用高效的去除工藝顯得尤為重要。

2.4 污水處理水的回用

如圖1所示，經過污水處理廠的處理后，絕大部分的廢水將以處理水的形式進入到其受納體中，是潛在的溫室氣體排放源。因此，若能將這一部分處理水回用，其環境風險將大幅度削減。目前，污水處理水的回用未能得到普遍推廣的原因在于處理水中殘留的微量污染物對人體健康及環境可能造成的潛在影響。處理水中優先控制污染物、持久性污染物及內分泌干擾物等一些有毒有害物質的存在，使廢水回用的經濟性、可行性及安全性等都大打折扣。因此，鑒于這些物質的可生化性差，為了保證回用水的安全性，必須采取有效的深度或三級處理技術。污水資源化技術除了簡單的沙濾，還包括高級氧化技術及反滲透技術，可以根據回用水的水質要求及用途選擇適當的深度處理技術。

3 污水處理廠溫室氣體排放的監測及評估

由于污水水質水量的波動性、污水處理工藝的復雜性以及監測技術手段的復雜性，準確定量污水處理廠這一面源產生的溫室氣體的難度較大。然而，只有準確把握污水及污泥處理各個環節排放的溫室氣體情況，才能更加科學地探索溫室氣體減排的技術及手段，從而最終實現污水處理廠的可持續發展。Eklund[42]以六氟化硫和乙烯為示蹤氣體，采用開路式傅里葉轉換紅外線光譜分析儀監測污水處理現場的溫室氣體排放情況，指出了現場監測存在的一些問題：首先，傅里葉轉換紅外線光譜分析對某些物質如H2S和除CH4以外的其它碳氫化合物的靈敏度有限；同時，由于CO2背景濃度較高且不斷變化，傅氏轉換紅外線光譜分析對CO2的靈敏度也不高。此外，由于各種溫室氣體的排放情況隨污水處理工藝條件的改變而不斷變化，隨著監測時間和地點的差別，采用隨機采樣的方式對污水處理廠釋放的溫室氣體進行監測將存在很大的差異。如Foley等[18]對污水處理廠產生的N2O進行了監測，結果表明，在上午時段的監測中，每1 kg經反硝化去除的氮將生成0.022 kg的N2O，而到下午時段這一數值為 0.078 kg，在次日上午時段的監測中，這一數值繼續下降至 0.070 kg，隨后在下午時段上升至0.096 kg。

一般情況下，溫室氣體的排放情況都不是直接測量得到的，而是通過將溫室氣體排放量與可監測到的數據結合起來的模型來進行預測的。IPCC公布的《國家溫室氣體清單》[12]給出了污水及污泥處理處置過程中溫室氣體排放量的估算方法，很多學者都采用該方法進行污水處理廠溫室氣體排放量的計算[30]。然而，有些學者認為該方法低估了污水處理廠的溫室氣體排放量。另外，由于IPCC提供的是基于穩定狀態下的經驗計算方法，并沒有綜合考慮水處理工藝類型、進水水質波動、水溫及操作條件（如DO、SRT和COD/N等）的變化對溫室氣體生成及排放的影響。因此，許多學者提出采取經驗方式和模型相結合的方法去評估污水處理過程中的溫室氣體排放量[33]。評估溫室氣體排放的模型很多，有靜態的經驗模型，如Bridle Consulting和Monteith等提出的模型[44-45]，這些模型給出了特定時間段內溫室氣體的平均排放量，另外也有基于生化處理系統動態變化的機理模型，如用于活性污泥處理系統的Activated Sludge Model 1模型[46]和厭氧消化系統的 Anaerobic Digestion Model No. 1 (ADM 1)模型[47]。這些模型經過擴展可以將溫室氣體的排放量作為一個穩定的變量。然而，模型的建立是基于大量的現場監測及機理研究的基礎上的，模型的建立離不開現代檢測技術的發展。

4 展 望

目前，在全世界范圍內，對于污水處理廠溫室氣體的排放的相關研究比較薄弱，大部分研究是基于實驗室規模的。本文分析了城市污水處理廠溫室氣體的來源，并分別從污水處理工藝的選擇、工藝運行參數的科學調控、處理水及剩余污泥的處理處置和資源化等方面闡述了城市污水處理廠溫室氣體的減排策略。然而，城市污水處理廠溫室氣體的排放問題是不可能通過一項措施的實施得到根本解決，需要綜合考慮實際的污水水質水量情況、污水處理工藝類型及運行條件、當地的自然地理及經濟條件等因素，確立合理可行的溫室氣體減排方案。

[1] 費維揚，艾寧，陳健. 溫室氣體CO2的捕集和分離——分離技術面臨的挑戰與機遇 [J]. 化工進展，2005，24（1）：1-4.

[2] Préndez M，Lara-González S. Application of strategies for sanitation management in wastewater treatment plants in order to control/reduce greenhouse gas em issions[J].Journal of Environmental Management，2008，88（4）：658-664.

[3] 呂偉，楊全紅，康飛宇. 碳質吸附劑對CO2的吸附、捕集和分離 [J].化工進展，2009，28（6）：1054-1058.

[4] Duane B，Scholz H. Greenhouse gas em issions grow ing faster since 2000：New data on worldw ide em issions 1970—2005 [DB/OL].（2009-05-26） [2011-05-06] http：//www.pb l.n l/en/new s/ pressreleases/2009.

[5] 郝曉地，胡沅勝，魏麗. 廢水中有機物能源轉化與利用 [J]. 節能與環保，2008（8）：17-18.

[6] Shahabadi M B，Yerushalmi L，Haghighat F. Estimation of greenhouse gas generation in wastewater treatment plants-Model development and application [J].Chemosphere，2010，78（9）：1085-1092.

[7] Shahabadi M B，Yerushalm i L，Haghighat F. Impact of process design on greenhouse gas （GHG） generation by wastewater treatment plants [J].Water Research，2009，43（10）：2679-2687.

[8] Venkatesh G，Bratteb? H. Energy consumption，costs and environmental impacts for urban water cycle services：Case study of Oslo （Norway） [J].Energy，2011，36 （2）：792-800.

[9] Weiss M，Neelis M L，Blok K，et al. Non-energy use and related carbon dioxide em issions in Germany：A carbon flow analysis w ith the NEAT model for the period of 1990—2003 [J].Resources，Conservation and Recycling，2008，52（11）：1252-1265.

[10] Makris K C，Sarkar D，Andra S S，et al. Do lagoons near concentrated animal feeding operations promote nitrous oxide supersaturation [J].Environmental Pollution，2009，157（6）：1957-1960.

[11] Kampschreur M J，Temm ink H，Kleerebezem R，et al. Nitrous oxide em ission during wastewater treatment [J].Water Research，2009，43：4093-4103.

[12] The Intergovernmental Panel on Climate Change. IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. In：Eggleston H S，Buendia L，M iwa K，Ngara T，Tanabe K. （Eds.） [R]. Japan：IPCC，2006.

[13] Sommer J，Ciplak G，Linn A，et al. Quantification of em itted and retained N2O in a municipal wastewater treatment plant w ith activated sludge and nitrifying denitrifying units [J].Agribiological Research，1998，51（1）：59-73.

[14] Itokawa H，Hanaki K，Matsuo T. Nitrous oxide production in high-loading biological nitrogen removal process under low COD/N ratio condition [J].Water Research，2001，35（3）： 657-664.

[15] Wu J，Zhang J，Jia W，et al. Impact of COD/N ratio on nitrous oxide em ission from m icrocosm wetlands and their performance in removing nitrogen from wastewater [J].Bioresource Technology，2009，100（12）：2910-2917.

[16] 劉俊女，汪蘋，柯國華，等. 廢水脫氮過程中N2O的控逸理論及研究進展 [J]. 北京工商大學學報：自然科學版，2005，23 （6）：14-19.

[17] Czepiel P，Crill P，Harriss R. Nitrous oxide emissions from municipal wastewater treatment [J].Environmental Science and Technology，1995，29 （9）：2352-2356.

[18] Foley J，de Haas D，Yuan Z，et al. Nitrous oxide generation in full-scale biological nutrient removal wastewater treatment plants [J].Water Research，2010，44（3）：831-844.

[19] El-Fadel M，Massoud M. Methane em issions from wastewater management [J].Environmental Pollution，2001，114（2）：177-185.

[20] Cakir F Y，Stenstrom M K. Greenhouse gas production：A comparison between aerobic and anaerobic wastewater treatment technology [J].Water Research，2005，39（17）：4197-4203.

[21] Guisasola A，Sharma K R，Keller J，et al. Development of a model for assessing methane formation in rising main sewers [J].Water Research，2009，43（11）：2874-2884.

[22] Foley J，de Haas D，Hartley K，et al. Comprehensive life cycle inventories of alternative wastewater treatment systems [J].Water Research，2010，44（5）：1654-1666.

[23] Verstraete W，de Caveye P V，Diamantis V. Maximum use of resources present in domestic “used water” [J].Bioresource Technology，2009，100 （23）：5537-5545.

[24] Hatamoto M，Yamamoto H，Kindaichi T，et al. Biological oxidation of dissolved methane in effluents from anaerobic reactors using a down-flow hanging sponge reactor [J].Water Research，2010，44（5）：1409-1418.

[25] Keller J，Hartley K. Greenhouse gas production in wastewater treatment：Process selection is the major factor [J].Water Science and Technology，2003，47（12）：43-48.

[26] Wong B T，Show K Y，Lee D J，et al. Carbon balance of anaerobic granulation process：Carbon credit [J].Bioresource Technology，2009，100（5）：1734-1739.

[27] van der Ha D，Bundervoet B，Verstraete W，et al. A sustainable，carbon neutral methane oxidation by a partnership of methane oxidizing communities and m icroalgae [J].Water Research，2011，45（9）：2845-2854.

[28] Pan T，Zhua X，Ye Y，et al. Estimate of life-cycle greenhouse gas emissions from a vertical subsurface flow constructed wetland and conventional wastewater treatment plants：A case study in China [J].Ecological Engineering，2011，37（2）：248-254.

[29] Fux C，Siegrist H. Nitrogen removal from sludge digester liquids by nitrification/denitrification or partial nitritation/anammox ：Environmental and econom ical considerations [J].Water Science and Technology，2004，50（10）：19-26.

[30] ]Innerebner G，Insam H，Franke-Whittle I H，et al. Identification of anammox bacteria in a full-scale deammonification plant making use of anaerobic ammonia oxidation[J].Systematic and Applied Microbiology，2007，30（5）：408-412.

[31] Wett B. Solved upscaling problems for implementing deammonification of rejection water[J].Water Science and Technology，2006，53（12）：121–128.

[32] Hu Z，Zhang J，Li S，et al. Effect of aeration rate on the emission of N2O in anoxic-aerobic sequencing batch reactors （A/O SBRs） [J].Journal of Bioscience and Bioengineering，2010，109（5）：487-491.

[33] Flores-Alsina X，Corom inas L，Snip L，et al. Including greenhouse gas em issions during benchmarking of wastewater treatment plant control strategies [J].Water Research，2011，45（16）：4700-4710.

[34] 郭靜波，馬放，李云生，等. 東北地區城市污水處理廠運營狀況與穩定運行對策 [J]. 哈爾濱工業大學學報，2011，43（2）：1892-1896.

[35] 郭靜波，崔鳳國，楊世東，等. 生物強化技術在污水處理中的應用研究現狀及發展展望 [J]. 東北電力大學學報，2011，31（5-6）：1-9.

[36] 郭瑞，陳同斌，張悅，等. 不同污泥處理與處置工藝的碳排放 [J].環境科學學報，2011，31（4）：673-679.

[37] Uggetti E，Ferrer I，Molist J，et al. Technical，econom ic and environmental assessment of sludge treatment wetlands [J].Water Research，2011，45（2）：573-582.

[38] Barnabé S，Brar S K，Tyagi R D，et al. Pre-treatment and bioconversion of wastewater sludge to value-added products-fate of endocrine disrupting compounds [J].Science of the Total Environment，2009，407（5）：1471-1488.

[39] Brar S K，Verma M，Tyagi R D，et al.Bacillus thuringiensisfermentation of hydrolyzed sludge-theology and formulation studies [J].Chemosphere，2007，67（4）：674-683.

[40] Yan S，Tyagi R D，Surampalli R Y. Polyhydroxyalkanoates （PHA） production using wastewater as carbon source and activated sludge as m icroorganisms [J].Water Science and Technology，2006，53（6）：175-180.

[41] Mohapatra D P，Brar S K，Tyagi R D，et al. Physico-chem ical pre-treatment and biotransformation of wastewater and wastewater sludge-fate of bisphenol A [J].Chemosphere，2010，78 （8）：923-941.

[42] Eklund B. Comparison of line- and point-source releases of tracer gases [J].Atmospheric Environment，1999，33（7）：1065-1071.

[43] Bridle T，Shaw A，Cooper S，et al. Proceedings IWA World Water Congress 2008 [C]. London：IWA，2008.

[44] Monteith H D，Sahely H R，MacLean H L，et al. A rational procedure for estimation of greenhouse-gas em issions from municipal wastewater treatment plants [J].Water Environment Research，2005，77（4）：390-403.

[45] Henze M，Gujer W，M ino T，et al. Activated Sludge Models ASM 1，ASM 2，ASM 2 and ASM 3 [R]. London：IWA，2000.

[46] Batstone D J，Keller J，Angelidaki I，et al. Anaerobic Digestion Model No 1 [R]. London：IWA，2002.

Em ission and reduction strategies of greenhouse gases generated in municipal wastewater treatment p lants

GUO Jingbo1，TIAN Yu2，ZHANG Lanhe2，MA Fang3
（1School of Civil and Architecture Engineering，Northeast Dianli University，Jilin 132012，Jilin，China;2School of Chem ical Engineering，Northeast Dianli University，Jilin 132012，Jilin，China;3State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment，Harbin Institute of Technology，Harbin 150090，Heilongjiang，China）

In recent years，great development has been made in wastewater treatment，resulting in annual increase in pollutants reduction capability of wastewater treatment plants. However，little attention has been paid to the greenhouse gases (GHGs) generated during wastewater and excess sludge treatment and disposal processes. The sources of GHGs generated from municipal wastewater treatment plants were demonstrated. In addition，reduction strategies of GHGs were proposed based on the selection of wastewater treatment process，scientific regulation and control of operation parameters，and treatment，disposal and reclamation of excess sludge as well as recycling of effluent，to provide guidance for further research on GHGs reduction and low-carbon operation in municipal wastewater treatment plants.

municipal wastewater treatment plants; greenhouse gases (GHGs) em ission; reduction strategies

X 703.1

A

1000–6613（2012）07–1604–07

2012-01-16；修改稿日期：2012-02-23。

吉林省科技發展計劃（201101108)、東北電力大學博士科研啟動基金 (BSJXM-201014)、 國家自然科學基金（51178139)及國家水體污染控制與治理科技重大專項（2009ZX07317-002）項目。

及聯系人：郭靜波（1983—），女，講師，碩士生導師，研究方向為廢水微生物處理技術的開發與應用。E-mail guojingbo99@ yahoo.com.cn。