农村生活污水治理不仅是农村人居环境整治的重要内容、实施乡村振兴战略的重要举措，也全面建成小康社会的内在要求。随着农村生活污水治理率的提高，设施处理量和处理能耗需求不断升高，其日益增大的碳排放量也受到广泛关注。目前，针对农村生活污水处理过程碳排放的研究主要集中在碳排放核算方法以及传统处理与源分离处理的碳排放核算上，而对农村生活污水处理设施碳排放的研究较少，对基于处理设施碳排放特性的减污降碳路径探究更少。相比于其他农村生活污水处理工艺，AAO工艺广泛用于有脱氮要求的农村生活污水治理。以AAO工艺为例，考察处理农村生活污水的碳排放特性，探讨各因素与碳排放的关联度，解析农村生活污水治理的降碳路径，从而为农村生活污水治理的减污降碳策略提供参考。

1、温室气体核算方法

1.1 数据来源

根据2021年第4季度广东省全域农村人居环境整治数据，93.5%的AAO工艺设施处理生活污水的规模≤200m3/d。因此，研究选定广州市增城区的4座处理规模≤200m3/d的AAO工艺设施。4座AAO工艺设施分别标记为A站点设施、B站点设施、C站点设施、D站点设施，对应服务常住人口分别约为430、1090、1500、1970人。考虑到农村污水排放特点以及处理设施未安装污水计量设施的实际情况，为便于计算，按照服务常住人口计，以人均产污水量为100L/d确定处理规模。在碳排放核算过程中，处理规模依次按照43、109、150、197m3/d进行核算，并取2022年4个季度水质数据的平均值作为年均水质数据进行分析。

1.2 温室气体核算系统边界及方法

1.2.1 核算系统边界

温室气体排放核算系统边界为AAO工艺处理农村生活污水的设施运行过程，不考虑污水收集系统、CH4回收、污泥处理与处置。核算过程中，温室气体间接排放仅包括能耗类CO2间接排放，药耗类温室气体间接排放量占比较小，故予以忽略。

1.2.2 核算方法

鉴于AAO工艺处理农村生活污水和城镇生活污水工艺流程相近，去除污染物原理和去除单位COD及总氮的碳排放量相同，在核算AAO工艺处理农村污水碳排放过程中，采用基于城镇污水处理厂AAO工艺温室气体排放因子的核算方法，同时结合设施实际运行数据和广州本地电网电力的CO2排放因子，不仅能保证碳排放核算的准确性，还能明确AAO工艺处理农村生活污水的碳排放特性。

①COD和总氮去除量核算

农村生活污水处理设施COD和总氮年度去除量计算方法如下：

式中：Rj为第ｊ种污染物（COD或总氮）的年度去除量，t/a；Ｑ为农村生活污水处理设施年度处理水量，m3；ρin，j为农村生活污水处理设施进水中污染物j的年均浓度，g/m3；ρef，j为农村生活污水处理设施出水中污染物j的年均浓度，g/m3。

②去除COD产生的CH4排放量

农村生活污水处理设施去除COD产生的年均CH4排放量（以CO2当量计，下同）计算方法如下：

式中：E1为去除农村生活污水中COD产生的CH4折算为CO2的排放量，t/a；RCOD为农村生活污水处理设施对COD的年均去除量，t/a；EFCH4为CH4排放因子，取0.0075t/t；GWPCH4为CH4全球增温潜势值，取25。

③去除总氮产生的N2O排放量

污水处理设施去除总氮产生的年均N2O排放量（以CO2当量计，下同）计算方法如下：

式中：E2为农村生活污水处理设施去除总氮产生的N2O折算为CO2的年均排放量，t/a；RTN为农村生活污水处理设施对总氮的年均去除量，t/a；EFN2O为污水中单位质量的氮能够转化为N2O的量，取0.035t/t；CN2O/N2为N2O与N2分子质量之比，为44/28；GWRN2O为N2O全球增温潜势值，取310。

④消耗电力产生的CO2排放量

农村生活污水处理设施消耗电力产生的CO2年均排放量计算方法如下：

式中：E3为农村生活污水处理设施运行年耗电力产生的CO2排放当量，t/a；EH为农村生活污水处理设施运行年耗电量，MW·h/a；EFCO2为电力CO2排放因子，取0.5271t/（MW·h）；GWPCO2为CO2全球增温潜势值，取1。

⑤温室气体排放总量

基于AAO工艺处理农村生活污水运行情况，温室气体排放总量（以CO2当量计，下同）核算可依据下式计算：

式中：Eg为AAO工艺处理农村生活污水温室气体排放总量，t/a。

1.3 相关性分析

各类温室气体排放强度与影响因素之间的相关性通过Pearson相关系数（r）进行考察，依据相关系数，将相关性强度分为无相关（0~0.2）、弱相关（0.2~0.4）、中度相关（0.4~0.6）、强相关（0.6~0.8）、极强相关（0.8~1.0）5个区间进行评价。

2、结果与分析

2.1 设施进水特征变化

污水水质波动是影响处理设施碳排放的主要原因之一，因此分析了4座AAO工艺设施（A、B、C、D站点设施）在2022年的进水水质情况，结果如下：

①A站点设施进水COD浓度变化最大，C站点设施进水COD浓度变化最小。A站点设施进水COD最高达到569mg/L，最低为73mg/L，年均为237mg/L。B站点设施进水COD最高、最低和年均浓度依次为208、63、142mg/L。对于C站点设施，进水COD最高、最低和年均浓度分别为160、102、126mg/L。D站点设施进水COD浓度最高为233mg/L、最低为24mg/L、年均为123mg/L。

②进水总氮浓度变化最大的为D站点设施，而C站点设施进水总氮浓度变化最小。A、B、C、D站点设施进水总氮最高分别为62、63、49、67mg/L，最低分别为15、28、34、6mg/L，年均分别为43、43、40、46mg/L。

综合上述4座AAO工艺处理设施进水年均COD和总氮浓度变化可知，进水年均COD浓度有一定的差异，年均总氮浓度较为相近，但去除污水中COD产生CH4的全球增温潜势值（25）远低于去除总氮产生N2O的全球增温潜势值（310），因此，可以通过上述4座AAO设施分析处理污水过程的碳排放特性。

2.2 处理设施削减污染物性能

为分析上述4座AAO设施处理污水过程的碳排放特性，考察了AAO工艺对污水中COD和总氮的去除性能，结果如下：

①不同设施对COD的年均去除率呈现一定的差异性，但4座设施对COD的年均去除率均在50%以上，其中C站点设施对COD的年均去除率最高，为76%，而A站点设施最低，仅为54%，B、D站点设施对COD的年均去除率分别为62%和64%。此外，各站点设施对COD的去除率存在波动，A站点变化最大，C站点变化最小。

②4座AAO处理设施去除总氮的性能不稳定，这可能与农村污水水量和水质波动有关。B站点设施对总氮的去除性能波动性最大，去除率最高为99%，最低为53%，年均为81%；D站点设施和C站点设施次之，去除率最高分别为95%和96%，最低分别为16%和42%，年均分别为53%和75%；A站点设施波动最小，去除率最高为78%，年均为42%。

2.3 温室气体排放特征

基于4座AAO处理设施削减污水污染物的性能，温室气体排放量核算结果及排放强度如图1所示。

由图1（a）可知，温室气体年排放总量随设施处理规模的增大呈现先升高后下降的趋势。A、B、C、D站点设施温室气体排放总量分别为15.189、23.130、32.833、26.193t/a，其中N2O排放量依次为5.958、9.799、17.811、15.082t/a，CH4排放量分别为0.696、1.206、1.801、1.951t/a。对于设施电耗导致的温室气体间接排放，A、B、C、D站点设施的CO2排放量分别为8.535、12.125、13.221、9.159t/a。综合上述温室气体年排放量核算结果可知，随着AAO设施处理规模的增大，N2O年排放量和设施电耗导致的CO2间接排放量均与温室气体年排放总量变化趋势一致。

由图1（b）可知，4座设施总的温室气体排放强度分别为0.959、0.584、0.600、0.365kg/m3，对应N2O排放强度依次为0.376、0.247、0.325、0.210kg/m（3占比分别为39%、42%、54%、58%），CH4排放强度依次为0.044、0.030、0.033、0.027kg/m3，而设施消耗电力产生CO2的排放强度分别为0.539、0.306、0.241、0.128kg/m（3占比依次为56%、52%、40%、35%）。综合上述结果可知，随着设施处理规模的逐渐增加，设施N2O排放强度和消耗电力产生CO2排放强度与总的温室气体排放强度变化规律一致，总的温室气体排放强度主要由N2O和CO2排放强度决定。此外，随着设施处理规模的逐渐增加，消耗电力产生CO2的排放强度相比于总的温室气体排放强度占比下降。

2.4 温室气体排放特性影响因素分析

为了分析影响温室气体排放强度的因素，基于Pearson相关系数进一步考察了各类温室气体排放强度与影响因素之间的相关性，结果如下：

①CH4排放强度与进水COD浓度、单位污水处理电耗具有极强的正相关性，相关系数均为0.94，而CH4排放强度与设施处理规模、COD去除率、总氮浓度存在负相关性，其中与设施处理规模的相关系数高达-0.88。

②N2O温室气体排放强度与总氮去除率表现出极强的正相关性，相关系数为0.99。此外，N2O温室气体排放强度与单位电耗、进水COD浓度分别具有极强和强正相关性，相关系数分别为0.82、0.75，而N2O排放强度与设施处理规模呈强负相关性，同时与总氮浓度也具有强负相关性。

③CO2排放强度与单位电耗表现出极强的正向相关性，相关系数为1.00。同时，CO2排放强度与进水COD浓度和总氮去除率分别具有极强和强正相关性，相关系数分别为0.95、0.75。然而，CO2排放强度与COD去除率、总氮浓度、设施处理规模具有负相关性，其中相关系数最高的为设施处理规模，高达-0.99。

④温室气体总的排放强度与总氮去除率、进水COD浓度、单位电耗之间具有极强的正相关性，其中正相关性最强的是单位电耗，进水COD浓度次之，总氮去除率最弱，对应的相关系数分别为0.98、0.95、0.86。与之相反的是，总的温室气体排放强度与设施处理规模、COD去除率和总氮进水浓度具有负相关性，相关性最强的是设施处理规模，相关系数为-0.99。

综合上述CH4排放强度、N2O排放强度、CO2排放强度、总的温室气体排放强度及其与各影响因素相关性结果，可知：a.AAO工艺处理农村生活污水产生的温室气体主要为去除总氮导致的N2O排放和消耗电能导致的CO2排放。b.N2O排放强度不仅与总氮去除率正相关，还与单位污水处理电耗具有极强的正相关性；除了直接受单位污水处理电耗影响外，CO2排放强度与进水COD浓度也具有极强的正相关性（相关系数为0.95）。因此，污水量、总氮浓度的源头减量，即污水经化粪池处理后首先用于庭院或房前屋后的菜园、果园和花园等浇洒，充分利用农村自然地理条件和环境消纳能力，实现农村生活污水中水资源和氮等资源的利用，减少动力设施在污水治理过程中的应用以及降低处理设施运行能耗是减少AAO工艺处理生活污水碳排放量的有效策略。c.CO2排放强度与设施处理规模具有极强的负相关性。随着AAO工艺处理规模的增加，消耗电力产生CO2的排放强度逐渐降低，说明大规模的处理设施更容易节能降耗，实现碳减排，而处理规模较小的AAO工艺不利于CO2减排。因此，在农村生活污水治理过程中，对于处理规模较小的站点，非必要不宜选用AAO处理工艺。

2.5 农村生活污水治理降碳路径探讨

综上，采用AAO工艺处理农村生活污水的减污降碳协同增效路径可从污水源头减量、末端资源化利用、生态处理技术应用、节能处理技术替换等角度考虑，具体如下：

①有条件的地区，在新建污水治理工程或提升改造工作推进过程中，鼓励污水量、总氮浓度的源头减量。农村生活污水分为黑水和灰水两类，黑水、灰水从源头实现分类收集，黑水经无害化处理后与灰水就近用于庭院周边农田、园地、林地、草地等生态系统，实现农村生活污水的水资源利用，一方面可以减少进入AAO处理设施总氮的量，降低N2O排放量，另一方面能够减少设施的污水处理量，降低污水处理能耗，进而减小温室气体排放量；鼓励使用源分离马桶，对黑水中尿液与粪便进行分离，然后通过庭院周边土地或厌氧消化等方式进行利用，减少污水集中处理量的同时实现黑水中总氮的资源化利用，降低碳排放并获得碳补偿；有条件地区采用雨污分流收集系统，避免雨水进入农村生活污水管网、处理设施等，减少污水处理量，降低处理能耗和碳排放。

②鼓励污水集中收集后进行资源化利用。对于常住人口少而建设AAO处理设施治理农村生活污水的自然村或者片区，建议综合考虑污水收集量和处理站点附近污水资源化利用受纳体情况，设施无必要运行且受纳体符合要求的，依法依规将处理模式改为资源化利用模式，设施有序退出或根据实际需要移至其他区域利用，资源化利用设施出水排入农田、园地、林地、草地等生态系统消纳利用。对于常住人口少、污水收集量不足的自然村，非必要不建设小规模的AAO治理设施，优先考虑资源化利用或者生态型处理工艺。

③生态处理技术应用。对于有必要采用建设AAO设施进行农村生活污水治理的村庄/片区，考虑结合生态处理技术（人工湿地、生态滤池、生态塘法等）或组合式处理技术（厌氧生物滤池与人工湿地组合、人工浮床和其他生物生态组合等）的生态型处理工艺，通过植物等对污水中氮等资源回收利用的同时实现污水达标排放，降低碳排放强度。

④节能性处理技术开发。AAO工艺处理农村生活污水过程中，能源消耗产生的温室气体间接排放占温室气体排放总量的比例较高，未来应考虑使用节能型工艺替换AAO工艺，研发新型脱氮技术及应用节能型污水处理工艺将是农村生活污水治理节能降耗、助力减污降碳的有效途径。

3、结论

①AAO工艺处理农村生活污水过程中产生的温室气体以N2O排放和电能消耗产生的CO2排放为主。

②CO2排放强度与设施处理规模具有较强的负相关性，处理规模的增加有利于节能降耗，实现CO2减排。

③农村生活污水治理的碳减排应优先从污水源头减量、资源化利用、生态处理技术应用、节能处理技术开发等领域探索减污降碳协同增效路径。