城市污水处理厂温室气体的排放及减排对策

郭静波，田 宇，张兰河，马 放

（1东北电力大学建筑工程学院，吉林 吉林 132012; 2东北电力大学化学工程学院，吉林 吉林 132012；3哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江 哈尔滨 150090）

进展与述评

城市污水处理厂温室气体的排放及减排对策

郭静波1，田 宇2，张兰河，马 放3

（1东北电力大学建筑工程学院，吉林 吉林 132012;2东北电力大学化学工程学院，吉林 吉林 132012；3哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江 哈尔滨 150090）

近年来，我国污水处理事业得到了大力的发展，污水处理厂污染物减排能力逐年提升。然而，污水及剩余污泥处理处置过程中温室气体的排放问题却没有得到应有的重视。本文系统阐述了城市污水处理厂温室气体的来源，并从污水处理工艺的选择、工艺运行参数的科学调控、剩余污泥的处理处置和资源化、处理水的回用等方面提出了温室气体的减排对策，从而为开展污水处理厂温室气体减排的研究及低碳运行的实践提供借鉴。

城市污水处理厂；温室气体排放；减排对策

温室效应是指大气能使太阳短波辐射到达地面，但地表向外放出的长波辐射却被大气中的云层或二氧化碳等温室气体所吸收，从而产生大气变暖的效应[1]。温室气体主要包括CO2、CH4和N2O。在自然条件下，它们在大气中的浓度很低，对维持地球温度起到了至关重要的作用[2]。然而，随着现代化工业的发展和人类活动的增强，大气中温室气体的含量急剧增加[3]。全球大气研究排放数据库（Emission Database for Global Atmospheric Research）公布的报告显示[4]： 2000—2005年，全球人类活动产生的温室气体排放量增加了 15%，而 1990—1995年和1995—2000年分别为3%和6%；全球温室气体的年际排放量从1970年的240亿吨CO2-e（CO2-equivalent，二氧化碳当量）增加到1990年的330亿吨，而2005年则达410亿吨。

近年来，随着经济的发展和政府对环境保护的高度重视，我国的污水处理事业对污染物减排的贡献不断提升，“十一五”期间，我国城镇污水处理厂数量年均增长8%，污水处理量则以每年以10%的速率增长。截至2010年9月，全国建成2630座城镇污水处理厂，日污水处理能力达到1.22×108m3，另有在建污水处理厂 1849座，日污水处理能力4.90×107m3。2009年，我国城市污水集中处理率达到73%，较“十五”末提高了21%。然而，污水中有机物质的生物降解过程也是温室气体的重要排放源之一，约占温室气体总排放量的 0.18%[5]。对于城市污水处理厂运行过程中温室气体排放情况及控制方面的研究，国外已有一定的成果，但国内相关研究开展较少。针对这一情况，本文作者系统阐述了城市污水处理厂温室气体的来源，并有针对性地从污水处理工艺的选择、工艺运行参数的科学调控等方面提出了城市污水处理厂温室气体的减排对策，从而为开展污水处理厂的低碳运行及削减污水处理领域温室气体排放的研究及实践提供借鉴。

1 城市污水处理厂温室气体的来源

如图1 所示，一般认为，城市污水处理厂的温室气体主要有以下3个排放源[2]：①城市污水厂处理过程及处理后向环境中排放的处理水；② 剩余污泥处理处置过程及最终排放到环境中的污泥；③未经处理污水的地表排放或土地利用。如表1所示，另一种普遍的观点将城市污水处理厂的温室气体来源分为现场（on-site）和场外（off-site）两类[6-7]。此外，一些学者还将污水处理厂建设过程中涉及的材料、能源的生产和运输（包括化学药品）间接产生的温室气体考虑在内[8]。本文着重阐述污水处理中直接排放的温室气体。

1.1 CO2的来源

Weiss等[9]采用NEAT模型对1990—2003年间除化石燃料燃烧获取能源之外产生的CO2进行了评估，结果显示， 4%的CO2来自污水处理领域。理论上，给予足够长的时间，污水中的每一个碳原子经过好氧或厌氧微生物的作用最终都可以转变为CO2或CO2和CH4。在城市污水的处理及剩余污泥的处理处置过程中产生的CO2主要来自有机物的降解及微生物的内源呼吸作用。由于CO2是大气中对温室气体效应贡献最大的温室气体，联合国气候变化政府间专家委员会 （The Intergovernmental Panel on Climate Change，IPCC）在1990年引入了“全球变暖潜能”（Global Warming Potential，GWP）的概念来反映温室气体的相对强度，定义为某一单位质量的温室气体在一定时间内相对于 CO2的累积辐射力。

图1 城市污水厂温室气体的排放情况

表1 城市污水厂的现场和场外温室气体

1.2 N2O的来源

大气中N2O的浓度比CO2的浓度至少低了一个数量级，但是由于其GWP约是相同质量CO2的300倍，N2O成为了全球气候变暖研究的热点及国家政策争议的焦点[10]。污水处理厂排放的N2O占到了人为N2O排放量的3%[11]。IPCC在不考虑氮是在污水处理厂还是在受纳水体中转化的前提下，将污水中N2O的排放量定为污水厂进水氮负荷的0.5%[12]。实际上，由于水质水量及运行工艺类型及条件的差异，N2O的排放量占污水厂进水氮负荷的0.02%～20%不等[13-14]。在硝化过程中，一些硝化细菌在溶解氧浓度较低的情况下能将 NO2－还原成 N2O；而在NO3

－和可生物降解有机碳源充足及溶解氧浓度较低的情况下，反硝化反应将释放大量的N2O[15-16]。由于N2O主要在硝化和反硝化过程中生成，因此，对于主体工艺为活性污泥处理的城市污水处理厂，90%的 N2O来自于活性污泥系统，其它可能生成N2O的设施包括沉砂池、初沉池、二沉池、污泥储存池及污泥厌氧消化池[17-18]。

1.3 CH4的来源

污水处理领域释放的CH4约占全球CH4释放量的5%[19]，主要与厌氧微生物有关[20]。在厌氧污水处理系统中，CH4是产甲烷菌进行有机物分解的副产物，最终通过表面挥发和曝气吹脱进入大气。废水处理过程中产生的污泥在厌氧条件下的分解也是CH4的重要来源。除了污水及污泥处理处置过程中释放的CH4外，Guisasola等[21]指出在污水主干管平均水力停留时间为10 h的情况下，管网中释放的温室气体量将达到污水处理过程中由于能源消耗所释放温室气体总量的20%左右。由此可见，除污水处理工艺以外，污水管网的设计对污水处理过程中温室气体的排放量也有着重要的影响。

2 城市污水处理厂温室气体的减排对策

目前，我国在大力发展污水处理事业以改善水环境质量的同时，却普遍忽视了污水处理及剩余污泥处理处置过程中温室气体的排放问题。Foley等[22]对 10种不同污水处理方案的进行了详细的生命周期评价（life cycle assessment，LCA），结果表明，随着污水处理程度及营养物去除效率的提高，污水厂基础设施建设所需资源、污水深度处理所需药剂、污水处理设施运行所需能耗以及温室气体直接排放量的增加所导致的环境负担也随之增加。因此，污水处理工艺、工艺运行条件、污水后处理及剩余生物固体的处理处置方式等的选择都将影响污水处理设施的温室气体排放量。结合污水处理厂温室气体的来源，污水处理厂温室气体的削减主要可以从污水处理工艺的选择、工艺运行参数的科学调控、处理水及剩余污泥的处理处置和资源化等方面来进行。

2.1 污水处理工艺的选择

在全球气候变暖的大前提下，温室气体的排放将成为选择污水处理工艺类型及整体设计方案的一个重要因素[6]。

2.1.1 厌氧处理工艺

有机物分解产物的种类和数量与污水生物处理工艺中参与分解的微生物类群落的类型以及工艺的环境条件如pH值、曝气强度等有关。厌氧生物处理技术是在厌氧条件下，兼性厌氧和厌氧微生物群体通过水解、酸化、产乙酸及产甲烷4个阶段将有机物最终转化为CH4和CO2的过程。

以上流式厌氧污泥床（upflow anaerobic sludge blanket，UASB）为代表的厌氧处理工艺因其在回收能量及营养物方面的优势受到了越来越多的关注[23]。此外，与传统的好氧工艺相比，厌氧工艺所需外源能耗及剩余污泥产量都较低[24]。因此，通过将来水中的有机污染物转变成可作为能源应用的甲烷，厌氧污水处理工艺在温室气体减排方面显示出其独有的优势。采用厌氧处理工艺后，CO2-e由好氧工艺的2.4 kg CO2-e/kgCOD下降至1.0 kg CO2-e/kgCOD[25]。Wong等[26]在实验室条件下，以开放式氧化塘工艺为参照，验证了规模为2.5 L的 UASB反应器每年的 CH4削减量为 29 kgCO2-e，由此推算一座规模为4000 m3的实体厌氧反应装置每年的 CH4削减量可达到 46 420 t CO2-e，产生的碳信用额每年可为污水厂创造近 28万美元的效益。

然而，厌氧生物反应产生的部分CH4将溶解在出水并最终进入大气，进而导致厌氧污水处理工艺总能量的损失。对于进水负荷低于0.7 g BOD/L的低浓度废水，厌氧工艺释放的CO2-e 甚至要高于传统活性污泥工艺[20]。因此，如果能采用一种经济有效的技术将溶解在处理水中的CH4回收，那么厌氧处理工艺削减温室气体的优势在低强度污水中也能很好的体现。CH4的化学惰性较强，破坏碳氢原子之间的化学键需要435 kJ/mol的能量，因此采用物理化学法很难将其去除。Ha等[27]采用了甲烷氧化菌与微藻相结合的生物处理法，一方面利用好氧甲烷氧化菌（MOB）的甲烷单加氧酶破坏强大的C—H键，另一方面系统中的微藻利用MOB氧化甲烷后释放的CO2作为碳源合成自身的细胞，并通过光合作用将释放的氧气供给 MOB，从而使得系统对外界供氧的需求减少了 55%，最终在基本不释放CO2的情况下将出水中溶解的CH4全部去除。由此可见，环境微生物技术在污水处理工艺的温室气体减排方面可发挥重要作用。

2.1.2 自然生物处理工艺

Pan等[28]用LCA方法对比了垂直表面流人工湿地系统（vertical subsurface flow constructed wetland，VSSF CW）与传统厌氧-缺氧-好氧（anaerobic-anoxic-oxic，A2O）工艺的温室气体排放情况，综合考虑污水的收集及输送、污水及污泥的处理处置环节的评价结果表明，A2O工艺的温室气体排放量为7.3 kg CO2-e/kg BOD，而VSSF CW系统的温室气体排放量仅为A2O工艺的一半，尤其是在污水处理环节，VSSF CW系统的温室气体排放量不足A2O工艺的1/7。因此，对于像中国这样的发展中国家来说，低耗、环保型自然生物处理工艺尤其适用于分散型中小城市的污水处理。然而以人工湿地为代表的然生物处理工艺作为一种处理污水的新技术有待于进一步地改良，有必要更细致地研究不同地区特征和运行数据，确定符合本区域的环境特征的工艺形式及运行管理模式。

2.2 工艺运行条件的控制

工艺运行条件对温室气体的排放有着至关重要的影响。通过对温度、pH值和溶解氧浓度的控制实现部分亚硝化/厌氧氨氧化 （Anammox）后，N2O释放量大幅度下降，在减少气态氮化物排放的同时，其碳固定的能力也优于传统工艺[29-31]。另外，由于Anammox反应不需要添加外源有机物，且供氧能耗和用于中和反应产生的酸碱物质所需药剂都大幅度减少，该工艺间接排放的温室气体量也得到了大幅度的削减。Hu等[32]研究了不同曝气强度下缺氧-好氧序批式反应器的N2O排放情况，结果表明，曝气强度越高，N2O的排放量越少，在综合考虑提高脱氮效果、减少能源消耗及N2O排放量的前提下，将该实验装置的最佳曝气强度设定为 2.7 Lair/（Lreactor·h）。Wu等[15]的研究结果表明，在采用人工湿地系统处理污水时，进水的COD/N比对系统N2O的排放量及系统的处理效果有显著的影响，当COD/N在0/1、2/1、5/1、10/1和20/1之间变化时，系统 N2O的排放量在（11.41±6.85）µg/(m2·h)和（5590±1464.89）µg/(m2·h)之间变化，综合考虑系统的N2O排放量和污水处理效果，将最佳的COD/N确定为 5/1。Flores-A lsina等[33]指出在厌氧-好氧活性污泥系统中，污水处理系统的溶解氧浓度要适中，在低于最佳溶解氧浓度的条件下，由于供氧所需能量减少，系统的CO2排放量有所下降，但是由于硝化反应不彻底，的积累使得反硝化反应速率降低，从而使得系统的NO和NO2排放量增加；在高于最佳溶解氧浓度的条件下，系统的CO2排放量随着供氧所需能量的上升而增加，而高溶解氧条件下的反硝化反应不彻底将释放更多的N2O；在污泥龄（sludge retention time，SRT）的选择上，SRT短即进水流量大的运行方式有利于减少温室气体的排放量；在 COD/N的选择上，当可生化有机碳的含量有限时，由于反硝化反应不彻底，系统的 N2O排放量将增加，然而，该情况下排放的N2O量要低于有机碳含量增加时内源呼吸及BOD氧化所产生的温室气体量，因此，Flores-A lsina等认为在考虑温室气体的排放时，最好不投加外加碳源。

2.3 污泥的处理处置与资源化

2.3.1 污泥的处理与处置

我国城市污水处理厂目前普遍采用的是活性污泥处理工艺及其改良工艺[34-35]，而活性污泥处理系统将产生大量的剩余污泥。剩余污泥的处理主要包括稳定化和脱水两个步骤。污泥的处置工艺主要包括卫生填埋、土地利用、焚烧等。

在污泥的处理与处置过程中均存在温室气体排放问题[36]。为了尽可能地减少污泥处理处置过程中温室气体的直接排放以及与之相关的资源能源消耗所带来的间接排放，研究人员对污泥处理处置的方式进行了大量的尝试。郭瑞等[36]指出好氧堆肥、厌氧消化、填埋工艺分别可以通过改善通风状况、前处理和多类型污泥联合处理、有机材料覆盖等措施减少温室气体的排放量，而干化、焚烧工艺可通过降低能耗等方法减少碳排放。 Uggetti等[37]采用装填了砾石和种植了湿地植物的湿地作为污泥处理处置的方式，一方面污泥中绝大部分水分通过植物的蒸腾作用和砾石滤层的排泄作用散失，达到良好的脱水效果，同时污泥挥发性固体与总固体含量的比值也从处理前的55%下降到48%，说明该湿地具有很好的稳定化效果，而适当延长处理时间后，处理后的污泥可不经堆肥处理直接回用于农业。因此，该方法与传统的污泥处理处置方式堆肥、焚烧及填埋相比，温室气体排放量大幅度降低。

2.3.2 污泥的资源化

在人类的能源需求量激增、过度依赖化石燃料以及全球气候变暖的大形势下，废弃物的资源化不仅可以提供能源，同时还能减少温室气体的排放，从而为废弃物的管理和能源的短缺这两个问题提供可持续的解决方案。因此，富含碳、氮、磷及其它一些微量营养物的污泥的资源化将超越污泥的减量化成为污泥处置和管理的主流[38-40]。然而，将剩余污泥作为原材料生产附加值产品（value-added products，VAPs）时，污泥吸附的有毒有害物质使得生产这些附加值产品的经济效益显著下降[41]。因此，对污水中的有机及无机污染物进行严格的源头控制及采用高效的去除工艺显得尤为重要。

2.4 污水处理水的回用

如图1所示，经过污水处理厂的处理后，绝大部分的废水将以处理水的形式进入到其受纳体中，是潜在的温室气体排放源。因此，若能将这一部分处理水回用，其环境风险将大幅度削减。目前，污水处理水的回用未能得到普遍推广的原因在于处理水中残留的微量污染物对人体健康及环境可能造成的潜在影响。处理水中优先控制污染物、持久性污染物及内分泌干扰物等一些有毒有害物质的存在，使废水回用的经济性、可行性及安全性等都大打折扣。因此，鉴于这些物质的可生化性差，为了保证回用水的安全性，必须采取有效的深度或三级处理技术。污水资源化技术除了简单的沙滤，还包括高级氧化技术及反渗透技术，可以根据回用水的水质要求及用途选择适当的深度处理技术。

3 污水处理厂温室气体排放的监测及评估

由于污水水质水量的波动性、污水处理工艺的复杂性以及监测技术手段的复杂性，准确定量污水处理厂这一面源产生的温室气体的难度较大。然而，只有准确把握污水及污泥处理各个环节排放的温室气体情况，才能更加科学地探索温室气体减排的技术及手段，从而最终实现污水处理厂的可持续发展。Eklund[42]以六氟化硫和乙烯为示踪气体，采用开路式傅里叶转换红外线光谱分析仪监测污水处理现场的温室气体排放情况，指出了现场监测存在的一些问题：首先，傅里叶转换红外线光谱分析对某些物质如H2S和除CH4以外的其它碳氢化合物的灵敏度有限；同时，由于CO2背景浓度较高且不断变化，傅氏转换红外线光谱分析对CO2的灵敏度也不高。此外，由于各种温室气体的排放情况随污水处理工艺条件的改变而不断变化，随着监测时间和地点的差别，采用随机采样的方式对污水处理厂释放的温室气体进行监测将存在很大的差异。如Foley等[18]对污水处理厂产生的N2O进行了监测，结果表明，在上午时段的监测中，每1 kg经反硝化去除的氮将生成0.022 kg的N2O，而到下午时段这一数值为 0.078 kg，在次日上午时段的监测中，这一数值继续下降至 0.070 kg，随后在下午时段上升至0.096 kg。

一般情况下，温室气体的排放情况都不是直接测量得到的，而是通过将温室气体排放量与可监测到的数据结合起来的模型来进行预测的。IPCC公布的《国家温室气体清单》[12]给出了污水及污泥处理处置过程中温室气体排放量的估算方法，很多学者都采用该方法进行污水处理厂温室气体排放量的计算[30]。然而，有些学者认为该方法低估了污水处理厂的温室气体排放量。另外，由于IPCC提供的是基于稳定状态下的经验计算方法，并没有综合考虑水处理工艺类型、进水水质波动、水温及操作条件（如DO、SRT和COD/N等）的变化对温室气体生成及排放的影响。因此，许多学者提出采取经验方式和模型相结合的方法去评估污水处理过程中的温室气体排放量[33]。评估温室气体排放的模型很多，有静态的经验模型，如Bridle Consulting和Monteith等提出的模型[44-45]，这些模型给出了特定时间段内温室气体的平均排放量，另外也有基于生化处理系统动态变化的机理模型，如用于活性污泥处理系统的Activated Sludge Model 1模型[46]和厌氧消化系统的 Anaerobic Digestion Model No. 1 (ADM 1)模型[47]。这些模型经过扩展可以将温室气体的排放量作为一个稳定的变量。然而，模型的建立是基于大量的现场监测及机理研究的基础上的，模型的建立离不开现代检测技术的发展。

4 展 望

目前，在全世界范围内，对于污水处理厂温室气体的排放的相关研究比较薄弱，大部分研究是基于实验室规模的。本文分析了城市污水处理厂温室气体的来源，并分别从污水处理工艺的选择、工艺运行参数的科学调控、处理水及剩余污泥的处理处置和资源化等方面阐述了城市污水处理厂温室气体的减排策略。然而，城市污水处理厂温室气体的排放问题是不可能通过一项措施的实施得到根本解决，需要综合考虑实际的污水水质水量情况、污水处理工艺类型及运行条件、当地的自然地理及经济条件等因素，确立合理可行的温室气体减排方案。

[1] 费维扬，艾宁，陈健. 温室气体CO2的捕集和分离——分离技术面临的挑战与机遇 [J]. 化工进展，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] 吕伟，杨全红，康飞宇. 碳质吸附剂对CO2的吸附、捕集和分离 [J].化工进展，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] 郝晓地，胡沅胜，魏丽. 废水中有机物能源转化与利用 [J]. 节能与环保，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，Brattebø 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] 刘俊女，汪苹，柯国华，等. 废水脱氮过程中N2O的控逸理论及研究进展 [J]. 北京工商大学学报：自然科学版，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] 郭静波，马放，李云生，等. 东北地区城市污水处理厂运营状况与稳定运行对策 [J]. 哈尔滨工业大学学报，2011，43（2）：1892-1896.

[35] 郭静波，崔凤国，杨世东，等. 生物强化技术在污水处理中的应用研究现状及发展展望 [J]. 东北电力大学学报，2011，31（5-6）：1-9.

[36] 郭瑞，陈同斌，张悦，等. 不同污泥处理与处置工艺的碳排放 [J].环境科学学报，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。

吉林省科技发展计划（201101108)、东北电力大学博士科研启动基金 (BSJXM-201014)、 国家自然科学基金（51178139)及国家水体污染控制与治理科技重大专项（2009ZX07317-002）项目。

及联系人：郭静波（1983—），女，讲师，硕士生导师，研究方向为废水微生物处理技术的开发与应用。E-mail guojingbo99@ yahoo.com.cn。