朱黔沫,陈 浩,叶建锋

(1.上海第二工业大学资源与环境工程学院,上海 201209;2.上海勘测设计研究院有限公司,上海 200093;3.中国长江三峡集团有限公司长江生态环境工程研究中心<上海>,上海 200093;4.同济大学环境科学与工程学院,上海 200092)

近几十年来,随着大范围气候变暖问题的加剧,全球各地不断涌现灾难性极端事件。根据国际气候变化专门委员会(IPCC)的预测,如不采取有效措施,至2100年,全球气温将可能上升1.1～6.4 ℃,海平面上升16.5～53.8 cm[1]。在此背景下,通过实现碳减排以缓解气候变暖危机,已成为全球共识。城市地区集合了高强度的社会经济、工业制造及交通等人类活动,是全球碳排放当量的主要贡献者,也是实现碳减排目标的主战场。截至2022年,数据表明:全球城市的碳排放量约占区域总量的75%;我国城市的相应数值甚至达到了近80%,高于全球平均水平[2]。管控城市碳排放问题,建立健全减排策略体系,是当下全球性的焦点需求。

排水系统是城市环境保护的基础设施,包含了排水管网和污水处理厂两部分,承担着城市雨污水收集、输送、处理及污泥处理处置等重要职能。碳氮源污染物在排水系统的输送与生化处理过程中,会直接排放CO2、CH4和N2O气体,并间接消耗大量电能和化学品,从而形成碳排放。2014年,联合国气候变化框架公约数据库显示,我国污水处理部门的碳排放当量(CO2eq)达到了91.24 Mt CO2eq[3]。2019年,研究[4]进一步表明,我国排水管网的年碳排放当量为11.20 Mt CO2eq,接近于新西兰总人口的碳排放量。但城市排水系统全氟和多氟烷基物质(PFAS)的存在与含氟温室气体的关联性研究明显缺乏。在当前国家“碳达峰”政策全面布局、深入推进的背景下,我国碳减排工作重点已经从高碳排生产领域扩大到生活与服务领域。《减污降碳协同增效实施方案》明确提出,“开展城镇污水处理和资源化利用碳核算,优化污水处理设施能耗和碳排放管理”。城市排水系统已成为减污降碳协同增效的主战场。城市排水管网的碳排放问题仍然是系统性盲点,其当量规模与大尺度区域分布突出了对长效管控的迫切需求。

当前,非统一的核算方法、边界、排放因子取值机制等[5-9]为大区域规模的数据统计分析造成了困难。此外,迄今的减排研究与实践主要围绕污水厂生物处理过程的工艺控制与节能降耗途径,系统性的城市排水系统减排思路与策略依然缺乏。因此,本文从全球碳排放水平、碳源及影响因素3个方面描述城市排水系统碳排放特征,进而提出城市排水系统减排措施,以推进城市排水系统“碳中和”研究,助力城市“碳中和”。

1 城市排水系统的碳排放特征

1.1 全球城市排水系统碳排放的强度水平统计

基于文献资料总结计算排放因子数据,并依据IPCC第六次评估报告第一工作组报告《气候变化2021:自然科学基础》中最新全球增温潜值(GWP)将单位统一为CO2eq,表1展示了全球各地区城市排水系统的碳排放强度水平及区域差异。其中,重力管、压力管及其他类型排水管道反映了污水输送环节的碳排放强度水平;污水处理厂则反映了污水、污泥处理过程环节的碳排放强度水平。排放类型包括了直接排放、间接排放及碳汇。直接排放主要是CO2、CH4与N2O,间接排放主要是能耗(电耗、热耗)和药耗,碳汇有沼气回收发电、氮磷回收等。

表1 全球城市排水系统的碳排放强度水平

数据揭示了各国城市排水管网和污水处理厂碳排放强度,包括其核算方法、排放类型和研究年份,总体展现了全球城市排水系统碳排放不断加剧的严峻局面。全球城市排水管网的碳排放强度为4.156×10-5～45.19 kg CO2eq/t污水,平均值为5.183 kg CO2eq/t污水。其中,最高数值来自于我国西安[45.19 kg CO2eq/(t污水)],最低的为韩国大田[4.156×10-5kg CO2eq/(t污水)]。3类温室气体排放强度为CH4[平均7.246 kg CO2eq/(t污水)]>CO2[3.12 kg CO2eq/(t污水)]>N2O[平均0.003 9 kg CO2eq/(t污水)]。从区域来看,亚洲[平均11.395 kg CO2eq/(t污水)]>美洲[美国0.841 kg CO2eq/(t污水)]>大洋洲[平均0.059 kg CO2eq/(t污水)]>欧洲[意大利0.05 kg CO2eq/(t污水)]。在另一方面,全球城市污水处理厂的碳排放强度为1.550×10-3～10.79 kg CO2eq/(t污水),平均值为1.018 kg CO2eq/(t污水)。其中,最高数值来自于韩国[10.793 kg CO2eq/(t污水)],最低的为我国济南[1.55×10-3kg CO2eq/(t污水)。温室气体排放强度N2O[平均1.17 kg CO2eq/(t污水)]>CH4[平均0.237 kg CO2eq/(t污水)]。从区域来看,亚洲[平均1.314 kg CO2eq/(t污水)]>大洋洲[平均0.88 kg CO2eq/(t污水)]>欧洲[平均0.772 kg CO2eq/(t污水)]>我国[平均0.539 kg CO2eq/(t污水)]>美洲[美国0.356 kg CO2eq/(t污水)]。排放强度超过1 kg CO2eq/(t污水)的地区有印度、韩国、丹麦哥本哈根、澳大利亚、希腊和葡萄牙。

1.2 城市排水系统的碳源分析

城市污水从收集进入排水系统至处理后排放,经历了多层级联的碳排放环节,形成了复杂的碳源与排放机制。当污水进入排水管网后,污水污染物在管网内微生物组的作用下发生了复杂的生化反应,其结构、浓度和形态均发生了变化,同时也产生了大量的温室气体,包括CO2、CH4和N2O。污水经管网传输后,通过提升泵站进入污水处理厂。污水污染物经一系列物化、生化处理工艺过程得以去除,其形成的剩余污泥则被进一步处理处置或资源化利用。因此,城市排水系统的碳排放包括:生化处理过程中CO2、CH4、N2O的直接排放;各环节电耗、热耗和物耗的间接碳排放。根据Liao等[9]对中国深圳26家污水处理厂碳排放的核算数据,直接排放占总排放的20%～30%,间接排放占65%～75%。城市排水系统各环节的碳排放及相应碳源如图1所示。

图1 城市排水系统各环节碳排放来源

表2梳理了城市排水系统CO2、CH4和N2O来源研究情况。CO2在城市排水系统中通过直接和间接两种方式排放,直接排放的CO2根据所降解的有机物来源分为生源碳与化石碳,间接排放的CO2是指由能耗、物耗引起的场外排放。《IPCC国家温室气体清单指南》中认为污水污泥源有机物降解带来的CO2直接排放属于生源碳,不会导致大气中碳总量的净增长,故不纳入碳排放总量范围[45]。然而,近年来随着定量检测技术水平的不断提高,国内外学者发现污水中源于石油化工产品的洗涤剂、化妆品和药物等物质在城市排水系统内能够转化产生的CO2占总有机碳(TOC)转化产生的CO2直接排放的比例在4%～23%[46-48]。这些来源的有机物属于化石碳,可根据研究实际需要决定是否纳入碳排放总量范围[42]。城市排水系统中的CH4和N2O是通过生化反应直接排放,具体产生环节与产生原因如表2所示。

表2 城市排水系统碳排放的来源分析

此外,1997年《京都议定书》还明确定义了3种除了CO2、CH4与N2O以外的温室气体,包括氢氟碳化物(HFCs)、氟碳化合物(PFCs)和六氟化硫(SF6)。2008年《联合国气候变化框架公约》将三氟化氮(NF3)新增为第7种受监管的温室气体。目前,城市排水系统碳排放的研究主要围绕前3种非氟化物气体,后4种含氟温室气体则鲜有涉及。监测技术水平仍未达要求且难以普及是其中的重要原因。然而,研究[53-54]已有证明,城市排水系统中存在高水平的PFAS。这些PFAS在污水污泥处理过程中的降解转化,会促进含氟温室气体SF6、NF3、HFCs和PFCs的形成与散逸。未来的研究应从PFAS官能团性质解析与含氟温室气体的高效低成本检测技术两方面同步开展。

1.3 城市排水系统碳排放的影响因素分析

1.3.1 污水污泥处理工艺

污水处理工艺和污泥处理工艺决定城市排水系统碳排放强度水平,因此,本文分析了不同污水污泥处理工艺的碳排放强度。

本文基于2015年—2019年中国污水处理厂直接排放与间接排放数据,通过Wang等[55]的统计,分析常规污水处理工艺的碳排放水平,如图2和图3所示。其中,纳入统计的污水处理工艺包括SBR、吸附/生物氧化法(AB)、生物膜法、生物滤池、生物接触氧化池、生物转盘、AAO、AO、氧化沟(OD)、厌氧/缺氧/好氧+生物膜反应器(AAO+MBR)、缺氧/好氧+生物膜反应器(AO+MBR)、人工湿地等;样本量为23 752;处理能力在0.035～1.067 468 36×109m3/d。

图2 常规污水处理工艺的直接及间接碳排放强度

图3 常规污水处理工艺直接排放强度

由图2可知,总碳排放强度较高的3种污水处理工艺为:AO+MBR[0.052 51 kg CO2eq/(t污水)]>生物接触氧化池[0.031 75 kg CO2eq/(t污水)]>AAO+MBR[0.027 87 kg CO2eq/(t污水)];总碳排放强度较低的3种工艺为:AAO[0.009 64 kg CO2eq/(t污水)]>表面流人工湿地[0.003 47 kg CO2eq/(t污水)]>AB[0.003 07 kg CO2eq/(t污水)]。直接排放强度较高的3种工艺为:表面流人工湿地[0.001 58 kg CO2eq/(t污水)]>SBR[0.001 50 kg CO2eq/(t污水)]>AO+MBR[0.000 61 kg CO2eq/(t污水)],直接排放强度较低的3种工艺为:生物转盘[0.000 47 kg CO2eq/(t污水)]>AAO+MBR[0.000 42 kg CO2eq/(t污水)]>AAO[0.000 41 kg CO2eq/(t污水)]。间接排放强度较高的3种工艺为:AO+MBR[0.051 90 kg CO2eq/(t污水)]>生物接触氧化池[0.031 22 kg CO2eq/(t污水)]>AAO+MBR[0.027 45 kg CO2eq/(t污水)],间接排放强度较低的3种工艺为表面流人工湿地[0.001 89 kg CO2eq/(t污水)]

表3梳理了常规污泥处理工艺的碳排放强度。其中,浓缩、脱水、热水解、热干化、堆肥和焚烧工艺碳排放强度为正;热干化与深度脱水碳排放强度为1 000 kg CO2eq/(t干污泥)左右;浓缩工艺碳排放强度最低,3种浓缩工艺中碳排放强度最高的离心浓缩仅为25.9 kg CO2eq/(t干污泥),重力浓缩最低为6.4 kg CO2eq/(t干污泥)。而厌氧消化沼气回收发电、石灰稳定化、堆肥再利用和焚烧发电碳排放强度为负,即碳吸收,属于碳补偿项目。焚烧发电的碳吸收强度是沼气回收发电的3倍多。石灰稳定化与堆肥再利用碳吸收强度虽然低于100 kg CO2eq/(t 干污泥),但仍低于浓缩工艺碳排放强度。

表3 常规污泥处理处置工艺的碳排放强度

1.3.2 城市排水管网的管道水质水力特征、管径与管材

排水管网温室气体直接排放水平主要受管道水质水力特征及管径影响。Chen等[60]调查数据显示,居民区与工业区污水管中CH4平均浓度均大于雨水管,这可能与进水水质特征有关。雨水管进水以城市下垫面冲刷的难降解腐殖质和固体颗粒为主[61],而污水管进水可生化性强,易被微生物利用产生CH4。其次,管道水力工况也会影响其温室气体排放。雨天因开泵造成的剧烈水力扰动会导致沉积物的稳态被扰乱,致使污水与沉积物中溶解态和水合物形态的CO2和CH4散逸。Jin等[4]发现,不同管级CO2和CH4的浓度水平为支管>干管>主干管,这可能是由于用户接触段与汇流始段碳源氮源充足,微生物种类与数量迅速增加进而产生大量温室气体,之后由于营养物质减少和微生物竞争,温室气体浓度水平降低,直至微生物群落稳定温室气体产量也趋于稳定。同时,管径越小,排水泵站压力管泵径越小,其泵送能耗越小[62-63]。

此外,从全生命周期考虑,管材也是影响排水管网碳排放的重要因素。Alsadi等[63]对比预压混凝土圆柱管(PCCP)、聚乙烯管(PVC)、固化管(CIPP)和高密度聚乙烯管(HDPE)4种管材全生命周期的碳排放发现,PCCP管和CIPP管的全生命周期碳排放较高。在制造阶段,PCCP管的碳排放主要来自于上游钢铁和水泥的生产排放,可使用再生钢铁和粉煤灰混合水泥以减少该部分的排放量。CIPP管则是因为使用了环氧树脂材料,建议用乙烯基酯树脂等低碳材料替代。

1.3.3 区域社会发展与地理条件

本研究基于2019年中国城市污水处理厂碳排放数据,采用每人口密度碳排放量[t CO2eq/(人·km-2)]以衡量不同区域的碳排放强度(数据取自1.3.1数据集),得到图4。地区总碳排放强度依次为:华东地区[439.50 t CO2eq/(人·km-2)]>华南地区[361.52 tCO2eq/(人·km-2)]>华北地区[331.10 t CO2eq/(人·km-2)]>东北地区[282.06 t CO2eq/(人·km-2)]>西南地区[211.54 t CO2eq/(人·km-2)]>华中地区[156.09 t CO2eq/(人·km-2)]>西北地区[108.48 t CO2eq/(人·km-2)]。

图4 区域城市排水系统碳排放强度

为进一步探究区域碳排放强度与社会发展和地理条件的关系,本研究选取城镇化水平(城镇人口与总人口之比)和人均地区生产总值作为社会发展指标,排水投资和废水治理项目投资作为政府环境管制指标,年平均气温和年累积降水量作为地理指标,运用SPSS27对我国31个省市碳排放强度与城镇化水平、人均地区生产总值、排水投资、废水治理项目投资、年平均气温和年累积降水量进行Spearman相关性分析。数据来自国家统计局、《中国环境统计年鉴》、美国国家海洋和大气管理局(NOAA)下设的国家环境信息中心(NCEI)和中国地面气候数据集V3.0。

统计结果如表4所示,城镇化水平、人均地区生产总值、排水投资和废水治理项目投资与碳排放强度之间相关性显著(P<0.01),R值分别为0.535、0.550、0.635和0.493,而各省市年平均气温和年累积降水量与碳排放强度之间无相关性。从2019年的截面数据来看,中国城市排水系统碳排放强度的空间差异与其社会发展因素和政府环境管制因素相关,与地理条件(各省平均气温和年累积降水量并不相关)。Yan等[64]的研究也表明,区域社会发展水平是与污水厂碳排放相关性最大的影响因素。余伟等[65]的研究表明,政府环境对区域技术创新具有促进作用,政府环境管制可能是通过技术创新水平间接影响城市排水系统碳排放强度。由于可获取的城市排水系统碳排放数据空间分布范围仅限于中国,且碳排放和影响数据时间分辨率低,本研究对地理条件的相关性分析结果与预期不符。未来,随着全球城市排水系统碳排放监测水平的提高和碳核算工作的全面推进,可收集利用高时空分辨率和长时间跨度的碳排放数据进行影响因素分析。

表4 碳排放强度与区域社会发展、地理温度等条件的Spearman系数

1.4 排水管网与污水处理厂碳排放的关联性

从直接排放来看,进入城市排水系统的有机污染物量是系统直接排放的唯一来源,排水管网和污水处理厂中被生物降解的有机污染物量与两者直接排放量高度相关[4,42]。若某段时间进入排水系统的有机污染物总量不变,排水管网中微生物生化反应消耗的有机污染物量越多,进入污水处理厂被处理的有机污染物量就越少,排水管网与污水处理厂的直接排放量也相应变化。

从间接排放来看,进入城市排水系统的污水量与系统间接排放量高度相关[15,62]。理论上,进入城市排水系统的污水量越大,排水管网的泵送能耗和污水处理厂提升泵、曝气泵能耗引起的间接排放量就越大。

2 城市排水系统的碳减排策略

为控制城市排水系统碳排放,本研究从减少直接排放、减少间接排放和碳捕集利用3个角度分别对排水管网和污水处理厂提出碳减排策略。城市排水系统碳减排的策略思路如图5所示。

图5 城市排水系统的碳减排措施

2.1 排水管网

2.1.1 排水管网通沟污泥的精准清掏与资源化处理处置

排水管网通沟污泥精准清掏与资源化处理处置是减少排水管网直接排放的重要途径,也是实现排水管网提质增效的有效途径。进行管道污泥清掏工作,将污泥运输至污水处理厂资源化处理处置,不仅可以减少来自管道污泥中温室气体排放,提高污水处理厂污泥利用率,还可以提高污水收集效能,保证污染物处理效能。管道污泥清掏工作须实现精准诊断管网污泥淤积情况,并实现及时高效地清掏和转运。在检测诊断方法上,主要有目测法、人工下井检查、量泥斗及管道闭路电视检测系统等。但诊断结果不够准确细致,导致实际清掏效果低下,后续污染严重。因此,需要开发准确高效的在线检测诊断技术,明确污泥淤积程度,从而针对不同管径、水位、泥质采用合理有效的清掏技术。清掏方式有人工清掏、下井清掏、真空吸泥车/抓泥车、水力清掏和机器人清掏等。从能耗角度粗略比较各方法清掏单位污泥的碳排放,人工清掏可以节省一些设备能耗引起的碳排放;真空吸泥车除了设备能耗排放,运输排放也高于普通运输车;抓泥车设备能耗排与运输排放略低于真空吸泥车;水力清掏能耗较高且会损害管道。清淤机器人是一项新技术,目前有蠕动式、足式、轮式和履带式等行走方式的机器人,但其清淤工作目前还依赖于人工遥控。由于机器人存在运行能耗,该方法间接排放略高于人工清掏。

2.1.2 提高污水输送提升泵站运行效能以减少间接碳排放

污水输送提升泵站运行所产生的电耗是排水管网间接排放的重要来源,因此,提高污水输送泵站运行效能,实现节能降耗,是减少排水管网间接排放的有效途径。污水输送提升泵站运行效能可以从水泵选型、水泵运行和泵站前池优化3种途径着手。水泵是泵站的核心,水泵的选型方法、运行方式是否科学合理直接影响泵站运行效率。水泵选型应以设计流量、扬程为基础,并考虑近远期平均日平均时和逐年流量变化值等重要参数,避免选型不合理造成的能源浪费。肖楚汉[66]利用JAVA的Eclipse工具对液位差与水泵组合运行能耗之间的关系进行了程序编写,此程序能根据泵站水位变化确定水泵启闭调节的最佳方案,大大减少了依靠经验启闭水泵造成的能源浪费。在设计不合理的泵站前池中容易产生漩涡和回流,把空气带进水泵或产生预旋,还会引起水泵气蚀,使水泵工作效率显著下降;通过CFD软件进行流场模拟来对泵站进行改造,得到湖南某泵站的最佳改造方案,提高了水泵的吸水效率。

2.1.3 排水管网末端CH4的收集利用

CH4是一种高热值的清洁能源。夏季在某压力管末端检测到其排放量为24.6 kg/d[22],相当于填埋面积为1 230 m2填埋场1 d的CH4释放量,其中填埋场CH4释放通量取20 g/(m2·d)[67]。这只是排水管网系统中一小部分CH4,若能在线监测管网中CH4产排情况,采用新技术高效收集利用系统中的CH4,将对减少温室气体排放和避免管道CH4爆炸具有重要意义。开发新技术充分利用排水管网中的CH4,为污水处理厂补充能量、作运输燃料或为社会供能,是实现城市排水系统碳中和的新路径。

2.2 污水处理厂

2.2.1 控制污水处理厂直接碳排放的措施

控制污水处理厂直接碳排放可以通过现有工艺运行优化和新低碳工艺实现。对于现有工艺可优化其运行参数,使其在保证出水水质等前提下最小化温室气体排放量[68]。由于CH4是高热值清洁能源,相比最小化CH4产量,更建议捕获污水和污泥处理过程中CH4进行综合利用,补偿污水处理厂碳排放。对于N2O,研究人员分析数据发现,导致污水处理厂N2O排放的重要操作参数有:硝化与反硝化阶段的低溶解氧(DO)浓度、高亚硝酸盐浓度和反硝化阶段较低的COD/N。同时,提出控制曝气池中DO质量浓度在2 mg/L左右的正常水平,尽可能延长污泥龄(至20 d),投加碳源等策略[69]。如图3所示,SBR工艺直接排放强度最高是高N2O排放强度导致的,需调节DO和运行时间等参数进行控制。随着污水处理碳中和的观念深入人心,国内外也开发了一批新低碳工艺。例如,部分硝化-厌氧氨氧化工艺[70-72]、CANDO(coupled aerobic-anoxic nitrous decomposition operation)工艺[73]和微藻脱氮[74],这些工艺在一定程度上减少了N2O排放[68]。

此外,为了减少温室气体直接排放,并提高污水中化学能的利用率,研究者提出一种新思路:应用“碳捕获”技术将污水处理厂进水中的COD在一级处理过程捕获到污泥中,提高污泥厌氧消化沼气产量[75]。

2.2.2 控制间接碳排放的措施

控制污水处理厂间接排放需要实现污水处理厂节能降耗和能源自给。节能降耗可以从工艺运行、提升泵站、曝气设备、污泥脱水设备优化着手。可根据进水水质、水量以及出水要求,合理调配反应器运行参数;按照实际流量和扬程进行选型,或根据扬程偏离情况更换叶轮、加装变频器;选择服务面积大,布气均匀的微孔曝气设备;及时维修、更换故障设备和老化设备等。能源自给属于污水处理厂碳补偿途径,在碳捕集利用中进行总结。

2.2.3 碳捕集利用

上述措施仅在一定程度上减少了碳排放,要实现污水处理厂“碳中和”运行,改变“以能消能”现状,还需要大力推进“碳捕获”技术和碳补偿项目的开发应用,实现碳捕集利用。现阶段“碳捕获”技术主要通过高负荷活性污泥工艺(HRAS)、化学强化一级处理工艺(CEPT)和精密筛分过滤工艺实现[76]。目前国内外已开发应用的碳补偿项目有光伏发电、水源热泵、微水力发电、污水农田回用和污泥的好氧堆肥、热电联产以及磷回收等[59,77-81]。光伏发电、水源热泵、微水力发电和污泥厌氧消化产甲烷-热电联产(CHP)项目有助于实现污水厂能源自给;污泥好氧堆肥再利用项目和污泥焚烧磷回收项目等项目有助于实现资源循环利用;污水农田回用项目有助于水资源可持续,这与新概念污水处理的目标不谋而合。合肥王小郢污水厂的分布式光伏发电项目采用“自发自用,余电上网”模式,90%以上电能被污水厂就地消纳,碳补偿量为11.97 Gg CO2/a。波士顿鹿岛污水厂安装的微水力发电系统每年能满足岛上5.1%的能源需求。芬兰Kakolanmäki污水处理厂借助水源热泵和CHP实现了333%的碳中和运行,其中水源热泵提供了90%可回收能量[82]。Mo等[83]核算得到,某污水厂热电联产项目的碳补偿量为7.06×106kg CO2/a,污泥土地利用项目为2.5×105kg CO2/a,再生水住宅灌溉项目为5.16×106kg CO2/a。

2.3 排水管网碳减排措施对污水处理厂的碳减排协同作用

根据排水管网与污水处理厂直接排放的关联性可知,针对排水管网有机污染物的控制利用措施,能对污水处理厂起到碳减排协同作用。例如,排水管网通沟污泥清淘与资源化,一方面转移了排水管网通沟污泥中的有机污染物,进而减少了排水管网中的直接排放;另一方面,将通沟污泥运输至污水处理厂进行资源化利用,可增加污水处理厂污泥资源化项目的碳补偿量,从而促进污水处理厂碳减排。

3 结语

排水系统“碳中和”运行是实现城市“碳中和”的重要路径之一。本文致力于厘清城市排水系统碳排放的研究盲点与趋势,完善城市排水系统碳排放的研究框架,以推进城市排水系统碳中和,从全球碳排放强度水平、碳源及影响因素3个方面展开讨论,并提出减排措施。运用科学的碳核算方法量化城市排水系统碳排放强度水平、明确城市排水系统碳排放来源及其影响因素对实现城市排水系统全方位碳减排具有重要意义。进一步完善城市排水管网碳排放核算方法,研发并推广排水系统碳捕集利用技术,提高排水系统智慧化水平是未来工作的重点方向。