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黄河流域的生态保护和高质量发展已经上升为国家战略。《黄河流域生态保护和高质量发展规划纲要》[1]中提出要统筹推进黄河流域城乡生活污染治理，做好厕所革命与农村生活污水治理的衔接，因地制宜选择治理模式，强化污水管控标准。山西省晋城市是黄河流域的重要城市，其境内有黄河的2条重要支流——丹河和沁河。丹河和沁河流域沿岸分布大量的村庄，这些村庄污水收集处理率低。丹沁两河多处考察断面水质不合格，部分断面氮、磷污染物严重超标，水质持续为劣五类。因此，需将丹沁两河流域内的村庄，特别是一些人口数量较多、污水直接入河的村庄的生活污水进行收集处理。这对提高丹沁两河水质，降低黄河流域水环境污染及改善当地农村人居环境都具有重要意义。
目前，农村生活污水处理技术正逐渐从传统生化处理技术向因地制宜的生态、自然型处理技术转变。生态滤池因其自然生态性强、剩余污泥量少、抗冲击负荷能力强、基建费用低、运行管理方便等优点，在国内外农村地区应用越来越多[2-6]。陈美登等[4]采用生态滤池技术处理贵州省环保科技园化粪池污水，出水水质能稳定达到贵州省地方一级标准。潘伟亮等[5]采用生态滤池技术处理重庆市铜梁区某农村污水，取得了较好的净化效果。生态滤池种植有根系发达的水生植物，随着植物根系的生长发育，逐渐在填料上层形成一层致密的水生植物根系过滤层，不仅可以增强系统的过滤性能，还可以为微生物提供更大的附着面积，提高微生物的多样性和活性[7-8]，从而提高污水净化能力。同时，植物吸收作用可增强系统对污染物的去除能力，尤其是对氮、磷的去除能力[9-11]。处理效果和运行费用是生态滤池使用中普遍关注的2个问题，无动力生态滤池运行费用低，但存在供氧不足，氮污染物去除效果差的问题，因此，多见于处理微污染水体[12-13]和农村生活灰水[14-15]，或与其他技术联合使用[16]。谢春生等[17]采用微动力的生态水培槽与无动力的生态滤池组合工艺处理农村生活污水，其对NH4+-N的去除率高达93%。而处理相对浓度较高的灰、黑水混合农村生活污水，单独采用无动力的生态滤池是很难实现达标排放的，在生态滤池内部添加曝气后可以极大提高对污染物的去除效果[18-19]。但曝气又会增加系统的能耗，从而增加运行成本，这一矛盾在发展较差的农村显得尤为突出[20]。庞文等[21]通过调研发现北京周边农村污水处理设施停运现象普遍存在，其中一大原因就是资金匮乏。因此，探寻生态滤池高效节能的曝气条件，对生态滤池的推广以及持久应用意义重大。本文考察了不同曝气条件对生态滤池去除污染物的影响，优化了保持较好污染物去除效果和较低能耗的曝气条件，以期为生态滤池在晋城市农村生活污水治理实际应用中提供参考。
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实验构建了2个同型号生态滤池(图1)。生态滤池框架为牛筋敞口塑料水箱(L×W×H=88 cm×66 cm×64 cm)，生态滤池底部填充30 cm厚的粒径为20~30 mm的大沸石，大沸石上铺设10 cm厚的粒径为3~8 mm的小沸石。小沸石上面设置水生植物固定装置并放置水生植物，固定装置采用PP材质的镂空桶，桶壁上布满三角形小孔，植物根系可以穿过小孔向四周发散生长。实验采用的水生植物为千屈菜、风车草、芦竹，具体为每个滤池内放置100株千屈菜幼苗、2株风车草幼苗、2株芦竹幼苗。1号生态滤池没有安装曝气设备，2号生态滤池安装了曝气设备，在2号生态滤池底部往上10 cm高度位置铺设两根微孔曝气管，曝气管长90 cm，管壁上微孔布置密度为700~1 200个·m−1，微孔平均孔径0.03~0.06 mm。曝气管通过聚乙烯软管与电磁式增氧泵相连(功率18 W，排气量25 L·min−1)，时控开关控制电磁增氧泵间歇运行。生态滤池运行时，污水经水泵抽提进入进水水箱，然后在重力作用下自流进入2个生态滤池，进水口处安装有流量控制阀。污水经生态滤池处理后从底部流入储水池，再经出水口排出。
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实验选址在晋城市泽州县某村建设中的污水收集处理设施旁，生态滤池进水取自该处理设施的化粪池。实验期间该化粪池水质波动较大，其中TN为20.39~30.45 mg·L−1，NH4+-N为18.14~38.32 mg·L−1，TP为1.52~2.50 mg·L−1，DTP( dissolved total phosphorus)为1.38~2.34 mg·L−1，SRP (soluble reactive phosphorus)为1.25~2.17 mg·L−1，COD为72.48~111.78 mg·L−1，SS为13.86~21.76 mg·L−1，阴离子表面活性剂为2.41~2.91 mg·L−1，全盐量为467.73~1291.43 mg·L−1。实验期间，采用温度记录仪(精创，RC-4)全程监测滤池内水温，5、6、7、8月份滤池内水温分别为19.4~26.4、18.8~29.9、20.4~29.2、22.7~29.5 ℃。
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2个生态滤池均于2022年5月20号开始连续运行80 d，全程采用连续进水方式，进水流量为8.28 L·h−1，水力停留时间为24 h。1号生态滤池研究无曝气状态下的运行情况及处理效果，根据装置的运行时长，分为前期Ⅰ1阶段(0~40 d)和后期Ⅰ2阶段(40~80 d)。2号生态滤池研究不同曝气条件下的运行情况及处理效果。Ⅱ1阶段持续曝气使生态滤池快速启动，Ⅱ2~Ⅱ7为间歇曝气，运行时间、曝气周期、曝停比参数如表1。Ⅱ8阶段在前7个阶段的曝气基础上停止曝气，以模拟生态滤池运行时遭遇曝气设备损坏等突发状况，造成停止曝气的情况。在生态滤池运行的各个阶段内，持续监测溶解氧，并每隔3 d取1次进出水样，测定TN、NH4+-N、TP、DTP、SRP、COD等水质指标。
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水质分析采用《水和废水监测分析方法(第四版)》中的方法。TN采用碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定；NH4+-N采用纳氏试剂光度法测定；TP、DTP、SRP采用钼锑抗分光光度法测定；COD采用重铬酸钾法测定；溶解氧采用便携式溶解氧仪现场测定。数据分析使用Excel 2016和Origin 2020完成。
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1号和2号生态滤池运行80 d后，采集水体样品低温保存寄送到上海美吉生物医药科技有限公司，进行16S rRNA基因扩增子高通量测序。PCR扩增引物选取515F (GTGYCAGCMGCCGCGGTAA) 和806R (GGACTACNVGGGTWTCTAAT)，基于Illumina Miseq测序系统(Illumina, USA)进行高通量测序，结果用以分析微生物群落结构[22]。
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各阶段生态滤池内的溶解氧变化情况(1个曝气周期内)如图2所示。在无曝气的1号生态滤池内，前期Ⅰ1阶段溶解氧质量浓度为0.22~0.26 mg·L−1，后期Ⅰ2阶段溶解氧质量浓度为0.25~0.29 mg·L−1，两阶段装置内溶解氧浓度无明显差异，表明无曝气时依靠自然复氧的溶解氧浓度很低。2号生态滤池内，Ⅱ1阶段由于持续曝气，装置内的溶解氧质量浓度维持在4.42~4.58 mg·L−1，属于连续好氧环境。Ⅱ2~Ⅱ7阶段采取间歇曝气的方式，在曝气周期内，生态滤池内的溶解氧浓度先上升后下降，且均表现出在开/关曝气的前0.5 h内溶解氧上升/下降速度最快，之后上升/下降速度变缓的趋势，这可能和气液两相界面的氧分压差变化有关。在曝气0.5 h内即可以使生态滤池内的溶解氧质量浓度大于2 mg·L−1，此时溶解氧不再成为硝化过程的限制因素[23]。Ⅱ2、Ⅱ3、Ⅱ4阶段生态滤池内溶解氧的最小值分别为0.50、0.58、0.89 mg·L−1，最大值分别为2.70、3.24、3.83 mg·L−1。说明随着曝停比的增大，生态滤池内溶解氧的最小值和最大值均会增大。对比Ⅱ2和Ⅱ7阶段、Ⅱ3和Ⅱ6阶段、Ⅱ4和Ⅱ5阶段可以发现，相同曝气条件下，运行后期阶段的溶解氧能达到的最大值会增大。这可能是由于生态滤池运行后期植物生长更加茂盛，植物可去除更多的污染物，使得微生物耗氧减少，也可能是植物根系具有泌氧功能，在植物生长茂盛后，植物根系泌氧能力有所增强[24]。Ⅱ8阶段停止曝气后，生态滤池内溶解氧质量浓度依然可达0.58~0.62 mg·L−1，可能与实验采用的微孔曝气管产生的微气泡(0.03~0.06 mm)具有缓释性和高效复氧性有关[25]。
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各阶段氮的去除效果如图3所示。无曝气的1号生态滤池中，Ⅰ1、Ⅰ2阶段对NH4+-N、TN的去除率均低于43%，处理效果较差。2号生态滤池中，Ⅱ1阶段持续曝气，Ⅱ4、Ⅱ5、Ⅱ6阶段采用较高的曝停比，NH4+-N去除率均较高，但TN去除率均较低。NH4+-N的去除主要依靠硝化菌的硝化作用，氧气供给量越充足，硝化反应进行越充分，NH4+-N去除率也就越高。TN去除是硝化反应和反硝化反应的综合体现，持续曝气和高的曝停比使生态滤池内部溶解氧含量过高，无法提供反硝化菌所需的缺氧环境，反硝化过程受阻导致TN去除率较低。
Ⅱ2阶段对NH4+-N和TN的去除率仅为57.88%和53.37%，出水中NH4+-N质量浓度高达12.45 mg·L−1，超过山西省《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》 (DB 14/726-2019)的一级排放标准(≤5 mg·L−1)[26]，说明此阶段氧气供给量不足，硝化过程进行不充分。在2号生态滤池运行60 d后，Ⅱ7阶段再次采用和Ⅱ2阶段相同的曝气条件，此阶段NH4+-N、TN的去除率提高为81.24%、76.69%，出水的NH4+-N、TN均能达到DB 14/726-2019的一级排放标准(NH4+-N≤5 mg·L−1、TN≤20 mg·L−1)。相同曝气条件下，Ⅱ6阶段比Ⅱ3阶段的NH4+-N去除率上升15.81%，TN去除率下降了15.01%。Ⅱ5阶段比Ⅱ4阶段的NH4+-N去除率上升12.85%，TN去除率下降了8.86%。1号滤池相较于2号滤池处理效果较差，但波动较小，Ⅰ2阶段和Ⅰ1阶段虽然相差40 d，但NH4+-N、TN去除率仅上升了3.29%和4.69%。实验中发现，1号滤池内的植物生长缓慢，后期生长停滞，2号滤池内的植物生长迅速，短期内就有明显的生物量增量。因此，植物作用可能是造成2号滤池相同曝气条件下，运行后期去除率高于运行前期的原因。
各阶段植物的生长状态如图4所示。1号生态滤池内的植物生长缓慢(图4(a)~(c))，Ⅰ2阶段相对于Ⅰ1阶段植株的株高和生物量均没有明显变化，植物出现严重萎蔫并伴有叶片发黄，可能与水中的NH4+-N含量过高有关。高浓度NH4+-N会对植物产生毒害作用[27-28]，导致植物体内叶绿素含量减少，叶片发黄。有研究[29]表明，氨氮质量浓度为3 mg·L−1时，苦草叶绿素a和b的含量就呈现显著下降趋势，并且可以肉眼观察到轻微的缺绿症状。Ⅰ1、Ⅰ2阶段出水中氨氮的平均质量浓度分别为17.10 mg·L−1、11.61 mg·L−1，表明实验所选用的水生植物对NH4+-N的耐受能力在11.61 mg·L−1以下。
2号生态滤池内的植物生长迅速，相邻阶段植物的株高和生物量均有明显增量(图4(d~l))。Ⅱ2阶段期间，出水NH4+-N的平均质量浓度高达12.45 mg·L−1，超过了Ⅰ2阶段，但并未影响植物后续的生长，说明植物虽受到NH4+-N胁迫作用，但后续NH4+-N浓度降低后，植物可以恢复正常生长。2号生态滤池运行后期，随着植物的生长茂盛，生态滤池的净化能力会提高，对氧气的需求量减少。因此在生态滤池运行前期，应该采用3∶3的曝停比，以保证较高的NH4+-N和TN去除率，运行后期应采用2:3的曝停比，在获得较高的NH4+-N和TN去除率的同时，又能减少曝气能耗。
Ⅱ8阶段停止曝气后，因为前期有足够长的曝气时间，生态滤池内溶解氧存量较多，且水生植物已经较为茂盛，NH4+-N、TN的去除效果没有立刻下降，效果仍然好于无曝气运行的1号生态滤池。这表明间歇曝气的生态滤池运行成熟后，即使遭遇曝气设备损坏等突发状况在短期内停止曝气，其对NH4+-N、TN仍然具有一定的处理效果。
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各阶段磷的去除效果如图5所示，3种形态磷的去除呈现类似的趋势。无曝气的1号生态滤池中磷的去除率极低，均低于14%。2号生态滤池中，实验前期的Ⅱ2、Ⅱ3、Ⅱ4阶段曝停比依次增大，3种形态磷的去除率随曝停比增大而升高；实验后期的Ⅱ5、Ⅱ6、Ⅱ7阶段曝停比依次减小，3种形态磷的去除率则随曝停比减小而降低。TP、DTP的去除率在Ⅱ5阶段最大，分别为57.50%、57.71%；SRP的去除率在Ⅱ6阶段最大，达到57.11%。在曝气条件相同时，运行后期3种形态磷的去除率和植物的生物量均高于运行前期，与水生植物对磷的吸收量与其生物量呈显著正相关的相关研究发现相符[30-32]。实验进水中磷的浓度波动较大，实验前期进水中磷浓度高，从6月中旬开始，晋城市开始进入雨季，部分雨水汇入排污管道稀释了污水的浓度，使实验进水中的磷浓度骤降，在此情况下，Ⅰ2、Ⅱ3~Ⅱ8阶段出水TP均能满足山西省《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 14/726-2019)的一级排放标准(TP≤1.5 mg·L−1)。
DTP是TP的主要组成成分，SRP是DTP的主要组成成分，生物可利用性好，可直接被植物吸收[33]。磷的去除率和选用的沸石填料有关，沸石对NH4+-N的吸附性能优异[34-36]，沸石中与NH4+-N发生离子交换的主要是Na+、Ca2+、K+，三者占离子交换总量的99%[37]，NH4+-N和磷的吸附点位有所重合[38]，沸石对NH4+-N的吸附可能会影响其对磷的去除。生态滤池的除磷机理还有植物吸收作用和聚磷菌在好氧条件下超量吸磷，并以多聚磷酸盐的形式蓄积在体内的作用[39-40]。Ⅱ8阶段停止曝气后，溶解氧降低，聚磷菌将蓄积在体内的磷重新释放到水中，造成磷的去除效果很差。
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各阶段COD的去除效果如图6所示。1号生态滤池中，Ⅰ1、Ⅰ2阶段对COD的平均去除率分别为47.76%、43.12%，效果较差。2号生态滤池中，Ⅱ1阶段持续曝气下COD的去除率为49.76%，实验前期的Ⅱ2、Ⅱ3、Ⅱ4阶段曝停比依次增大，COD去除率随曝停比增大而降低，分别为76.53%、71.56%、59.48%。实验后期的Ⅱ5、Ⅱ6、Ⅱ7阶段曝停比依次减小，COD去除率则随曝停比减小先增大后减小，分别为70.65%、78.69%、71.23%。好氧条件有利于微生物降解COD，但曝气量过大可能会破坏微生物菌团絮体[41]，从而降低COD去除率。实地调查发现，晋城市农村生活污水以灰水为主，污水中COD值普遍偏低，进水COD值都在150 mg·L−1以下。6月份以后，晋城市雨水增多，进水COD值更是低至78.93 mg·L−1，因此COD达标排放难度不大。间歇曝气阶段出水COD值都能满足山西省《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 14/726-2019)的一级排放标准(COD≤50 mg·L−1)。Ⅱ8阶段停止曝气后，系统失稳，COD的平均去除率仅有14.76%，表明短期停止曝气对COD去除的影响较大。
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对各阶段污染物去除能力进行聚类分析和PCA (principal component analysis)分析(图7)。聚类分析(图7(a))表明，Ⅱ1~Ⅱ7阶段对6种污染物均具有较好的去除能力，Ⅰ1、Ⅰ2、Ⅱ8阶段对污染物的去除能力均较差，尤其是TP、DTP、SRP去除率很低。从曝气条件来看，Ⅰ1、Ⅰ2、Ⅱ8阶段运行期间都是无曝气的，Ⅱ1~Ⅱ7阶段均有曝气，说明曝气可以提升生态滤池对6种污染物的处理能力。PCA分析(图7(b))表明，6种污染物根据生态滤池对其的去除能力，可以归类为两类：其中PC1的方差贡献率为70.90%，主要表征对NH4+-N、TP、DTP、SRP、COD的去除能力；PC2的方差贡献率为16.65%，主要表征对TN的去除能力。2种主成分累积方差贡献率达到87.55%，具有较好的多因素替代解释性。从PCA分析图中可以更加直观地看出，无曝气的Ⅰ1、Ⅰ2、Ⅱ8阶段对6种污染物去除能力很相似，与有曝气的Ⅱ1~Ⅱ7阶段差距很大。Ⅱ2、Ⅱ3、Ⅱ7阶段对COD和TN具有较好的去除能力；Ⅱ1、Ⅱ4、Ⅱ5、Ⅱ6对COD和NH4+-N具有较好的去除能力。在兼顾6种污染物的去除效果情况下，运行前期采用3:3的曝停比，运行后期采用2:3的曝停比是最为合理的方式。
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图8(a)为门水平上的微生物群落结构分布。相对丰度前4种的优势门分别为蓝菌门(Cyanobacteria)、变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门(Firmicutes)，在1号生态滤池中的相对丰度分别为42.79%、34.20%、15.58%、2.61%；在2号生态滤池中的相对丰度分别为42.84%、23.13%、4.56%、13.67%。1号生态滤池中变形菌门、绿弯菌门的相对丰度要高于2号生态滤池中，但厚壁菌门、拟杆菌门(Bacteroidota)、髌骨菌门(Patescibacteria)则低于2号生态滤池中，蓝菌门等其他10种优势门相对丰度接近。这表明曝气条件增加了厚壁菌门、拟杆菌门、髌骨菌门的相对丰度，降低了变形菌门、绿弯菌门的相对丰度，使得两种生态滤池中微生物群落结构产生较大差异性。
图8(b)为属水平上的微生物群落结构分布。相对丰度前5种的优势属分别为 Kamptonema PCC-6407属、浮丝藻属(Planktothrix NIVA-CYA 15)、荚硫菌属(Thiocapsa)、绿线菌属(Chloronema)、罗姆布茨菌属(Romboutsia)。浮丝藻属等6种属在2号生态滤池中相对丰度更高，荚硫菌属等9种属在1号生态滤池中相对丰度更高，两种生态滤池中微生物群落结构在属水平上差异较大。
采用Chao指数和Shannon指数分析微生物群落结构的Alpha多样性。Chao指数表征群落丰富度，Chao指数越大，说明群落丰富度越高。1号、2号生态滤池的Chao指数分别为390、554，表明曝气的2号生态滤池中微生物群落更加丰富。Shannon指数表征群落多样性，Shannon指数越大，说明群落多样性越高。1号、2号生态滤池的Shannon指数分别为4.24、4.34，表明2号生态滤池中微生物群落多样性高于1号生态滤池。
如图9所示，微生物测序结构中分析出6种具有硝化功能的菌属：亚硝化螺菌属(Nitrosospira)、亚硝化球菌属(Nitrosococcus)、Nitrolancea属、硝化球菌属(Nitrococcus)、硝化杆菌属(Nitrobacter)和亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)。分析出7种具有反硝化功能的菌属：Nitrotoga属、 硝化刺菌属(Nitrospina)、红球菌属(Rhodococcus)、假单胞菌属(Pseudomonas)、芽单胞菌属(Gemmatimonas)、脱硫杆菌属(Desulfobacter)、芽孢杆菌属(Bacillus)。采用间歇曝气的2号生态滤池中具有硝化功能和反硝化功能的菌属相对丰度明显大于无曝气的1号生态滤池，因此，对氨氮的去除效果较好。
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通过国家电网查询到晋城市的一般工商业用电价格为0.60元·kWh−1，发1 kWh电会排放0.856 kg CO2[42]，计算得到处理1 m3农村生活污水的曝气成本和碳减排(表2)。持续曝气下，处理1 m3农村生活污水的电耗为2.17 kWh，曝气成本为1.30元，排放1.86 kg CO2，而采用间歇曝气则能大幅减少曝气成本和碳排放。结合对污染物的去除效果分析，运行前期采用3∶3的曝停比，处理1 m3农村生活污水的电耗为1.09 kWh，曝气成本为0.65元，排放0.93 kg CO2，和持续曝气相比能减少50%的电耗和CO2排放量。运行后期采用2∶3的曝停比，处理1 m3农村生活污水的电耗为0.87 kWh，曝气成本为0.52元，排放0.74 kg CO2，和持续曝气相比减少60%的电耗和CO2排放量。可见采用间歇曝气方式具有较好的节能减排效应。
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1)间歇曝气的生态滤池比无曝气的生态滤池中生物作用更强。植物生长地更加茂盛，微生物群落的丰富度和多样性更高，从而污染物的去除效果也更好。
2)曝气条件对生态滤池去除污染物的影响较大。为了保证较高的污染物去除率和降低能耗，间歇曝气的生态滤池运行前期可采用3∶3的曝停比，运行后期可采用2∶3的曝停比。
3)生态滤池遭遇曝气设备损坏等突发状况造成短期停止曝气时，滤池系统会逐渐失稳，NH4+-N和TN的去除效果具有一定的降低缓冲能力，但磷和COD的去除效果受影响很大，因此需提高对曝气系统的关注。
4)间歇曝气的生态滤池设计简单、自然生态性强、运行费用低，出水TN、COD能稳定达到山西省《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 14/726-2019)的一级排放标准，NH4+-N、TP也具有较高的一级达标率。
曝气条件对生态滤池处理农村生活污水的影响
Effects of aeration conditions on the treatment of rural domestic sewage by ecological filter
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摘要: 生态滤池技术在农村生活污水治理中应用越来越多，针对生态滤池技术存在持续曝气能耗较高，增大了处理成本的问题。采用生态滤池处理晋城市农村生活污水，研究了不同曝气条件对生态滤池净化效果的影响。结果表明，间歇曝气的生态滤池比无曝气的生态滤池生物作用更强，植物生长更茂盛，微生物群落的丰富度和多样性更高，污染物的去除效果更好。当间歇曝气采用2∶3、3∶3、4∶2的曝停比时，随着曝停比的增大，NH4+-N、TP、DTP、SRP的去除率增加，但TN、COD的去除率降低。采用相同的曝停比时，植物茂盛时生态滤池的净化效果更好。间歇曝气的生态滤池运行中，水生植物稀疏时采用3∶3的曝停比，植物茂盛后采用2∶3的曝停比，可获得较好的处理效果，并能耗较低。间歇曝气的生态滤池设计简单、自然生态性强、运行费用低，出水TN、COD能稳定达到山西省《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 14/726-2019)的一级排放标准，NH4+-N、TP也具有较高的一级达标率。该研究为生态滤池在晋城市农村地区的应用提供了参考。Abstract: More and more applications of the ecological filter have been emerged in the treatment of rural domestic sewage, but high energy consumption of continuous aeration and increased treatment cost are main problems in its application. In this study, the ecological filter was used to treat rural domestic sewage in Jincheng City and the influence of different aeration conditions on its purification effect was investigated. The results showed that comparing to the non-aerated ecological filter, the biological effect of the intermittent aerated ecological filter was stronger, plants grew more luxuriantly, microbial community was richer and more diverse, pollutant removal effect was better. When intermittent aeration adopted the ratios of aeration and stop time of 2∶3, 3∶3 and 4∶2, with the increased of the ratio, the removal rates of NH4+-N, TP, DTP and SRP also increased, while the removal rates of TN and COD decreased. At the same ratio of aeration and stop time, the purification effect of the ecological filter was better when plants were flourishing. To ensure better pollutant removal effect and reduce energy consumption, the ratio of aeration and stop time could be set at 3∶3 when plants were sparse and at 2∶3 when plants were flourishing. The intermittent aerated ecological filter has the advantages of simple design, small area, strong natural ecology and low operation cost, and effluent TN and COD can stably meet the first-level discharge standard of "Discharge standard of water pollutants for rural domestic sewage treatment facilities" (DB 14/726-2019) of Shanxi Province, NH4+-N and TP also have high first-level discharge standard-reaching rates. This study provides a reference for the application of ecological filter in rural areas of Jincheng City.
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Key words:
- ecological filter /
- rural domestic sewage /
- intermittent aeration /
- hydrophyte
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近年来，我国大气污染形势严峻，区域性雾霾等污染问题频发。据统计，2011—2015年，尽管我国工业废气治理设施逐年增加，治理设施处理能力有较大提升，运行费用不断加大，但工业废气排放总量仍在上升，工业烟尘排放总量也居高不下[1]。由此可见，工业大气污染物排放仍未得到良好的控制，形势不容乐观。
“十二五”以来，我国燃煤电厂大气污染物减排取得明显成效，全行业基本实现了“超低排放”。随着电力行业污染物排放量大幅削减，钢铁、水泥、石化等非电力行业逐渐成为大气污染治理的重点。钢铁行业已有多种节能减排技术对其大气污染物进行协同控制，并且相关研究对各项技术的环境属性、经济属性和技术属性[2]进行了比较和分析。水泥行业为达到更低的排放要求，也在不断改变单一的末端污染治理，将废气量的直接减排与间接减排结合，实行全过程污染控制[3]。2019年，我国已正式全面启动钢铁行业超低排放改造，水泥行业的超低排放也是大势所趋。而石油加工企业排放大量的氮氧化物、颗粒物等大气污染物，给我国大气污染治理带来了极大压力。
从国家对石油加工企业污染物排放控制的标准来看，《大气污染物综合排放标准》(GB 16297—1996)虽然对污染物排放作出了规定，但未针对石油加工企业的氮氧化物、颗粒物排放限值作出具体要求，且因制定时间较早，标准限定的污染物种类和相应限值已跟不上目前环保形势的需要[4]；《石油炼制工业污染物排放标准》(GB 31570-2015)对新建和现有企业氮氧化物、颗粒物排放限值作出了具体规定，即最低限值分别为100 mg·m−3和20 mg·m−3，但现有措施仍未能有效降低石油加工行业的大气污染物排放量。
本研究基于多家石油加工企业大气污染控制工程案例，对石油加工企业现有脱硝、除尘设施减排能力进行了分析，并建立数学模型对不同减排情景下可能采用的脱硝和除尘技术及经济性进行了深入研究，以期为制定石油加工企业不同阶段减排政策提供参考。
1. 研究方法与数据来源
1.1 氮氧化物、颗粒物控制技术经济性评估指标体系
层次分析法是一种定性与定量耦合的系统分析方法，可用于解决处理处置技术在多层次多目标决策系统中的选择问题[5]。它首先对评价对象依总评价目标(由评价目的而定)进行连续地分解，得到各层评价目标，并将最底层确定为衡量目标达到程度的评价指标；然后，通过对评价指标的重要程度进行比较，构造判断矩阵进行量化计算，并根据计算结果得到关键因素的重要性排序；最后，依据一定方法，基于该评价指标体系对评价对象的总评价目标核算，得到综合评分，从而给出评价对象的优劣等级[6]。
目前，针对技术经济性评估，国内外研究者对大气污染控制的成本及效益开展了卓有成效的研究。针对珠江三角洲地区制造业带来的大气污染，STREETS等[7]提出，可以通过比较控制策略的成本和出口产品的价值进行成本及效益分析；针对我国火电行业绩效提升的措施，WANG等[8]调查了30个省份2000—2010年的成本及效益，提出其影响因素为技术效率、电力价格等；也有研究[9-10]分别对我国SO2、NOx控制技术进行了技术经济分析；经济合作与发展组织(OECD)中的国家长期进行环境政策的费用效益分析[11]；环境保护部环境规划院在《中国环境经济核算技术指南》中提出了环境成本核算方法和思路[12]，并已完成了2004—2014年我国大气污染防治的费效分析[13]。因此，依据成本-效益对比的方法建立氮氧化物、颗粒物控制技术经济性评估指标体系，最终通过效费比进行经济性评估，这已成为一种行之有效的方法。经济性评估指标体系如图1所示。
图 1 氮氧化物、颗粒物控制技术经济性评估指标体系Figure 1. Economic evaluation index system for control technology of NOx and PM1) 系统总成本评估的下延指标。2017年，《中国能源统计年鉴》[14]采用工业废气治理设施运行费，这些费用包括能源消耗、设备折旧、设备维修、人员工资、管理、药剂及与设施运行有关的其他费用等；周磊[15]采用年均固定成本与变动成本之和计算脱硝成本，年均固定成本主要为设备折旧、检修费用及催化剂更新费用等，变动成本主要为工厂的用电消耗和还原剂液氨消耗费等；王艳等[16]将系统总成本费用分为系统年折旧费、系统年运行费和年均利息费。基于以上研究，将系统年折旧费和系统年维护费单独列出，与系统年运行费共同构成系统总成本评估的三级指标。各具体指标的计算方法如式(1)~式(4)所示。
2) 对于系统总效益评估的下延指标。王艳等[16]将系统总收益分为节省排污费收益、副产物销售收益和电价补贴收益；汤民淮等[17]将效益指标分为环境效益和社会经济效益、运转性能和推广适用性；仇恒东[18]将效益指标分为环境效益(排放削减情况)和经济效益(燃油消耗情况)；袁颖枝等[19]将效益分为经济因素、环境因素和社会因素。基于以上研究，将社会效益和经济效益分别计算，与环境效益共同构成系统总效益评估的三级指标。各具体指标的计算如式(5)~式(8)所示。
根据上述指标体系，系统总成本由系统年折旧费用、系统年运行费用和系统年维护费用组成。具体计算见式(1)。
Tc=Cd+Crun+Crep (1) 式中：Tc为系统总成本，万元；Cd为系统年折旧费，万元；Crun为系统年运行费，万元；Crep为系统年维护费，万元。
系统年折旧费用计算参考金侃等[20]对于燃煤机组烟气污染物超低排放改造的研究，折旧成本主要是指固定资产投资折旧成本。具体计算见式(2)。
Cd=I⋅RFAR/Yd (2) 式中：Cd为系统年折旧费，万元；I为系统投资费，万元；RFAR为固定资产形成率，以95%计[20]；Yd为系统折旧年限，通常定为20年。
参考王艳等[16]的研究，系统年运行费用包括设备运行的年耗人工费、年耗材费(还原剂、催化剂、压缩空气等费用)、年耗电费和年耗蒸汽费。具体计算见式(3)。系统年维护费用包括设备维护年耗人工费、年耗检修费和配套设施运维费。具体计算见式(4)。
Crun=Cwa1+Cm+Cp+Cs (3) 式中：Crun为系统年运行费，万元；Cwa1为设备运行的年耗人工费，万元；Cm为年耗材费，万元；Cp为年耗电费，万元；Cs为年耗蒸汽费，万元。
Crep=Cwa2+Cins+Csup (4) 式中：Crep为系统年维护费，万元；Cwa2为设备维护的年耗人工费，万元；Cins为年耗检修费，万元；Csup为配套设施运维费，万元。
综合上述指标体系，系统总效益由环境效益、经济效益和社会效益组成。具体计算见式(5)。
Tp=Pcon+Pcha+Pout (5) 式中：Tp为系统总收益，万元；Pcon为污染物排放量带来的排污税，万元；Pcha为减排节省的排污税，万元；Pout为企业产值，万元。
环境效益采用污染物排放量带来的环保税衡量。根据2018年1月1日实施的《环境保护税法》规定，国家停止征收排污费，改收环保税，大气污染物应纳税额=污染当量数×适用税额，税额按每当量1.2元计算。
根据统计[14]，工业氮氧化物排放量指报告期内企业在燃料燃烧和生产工艺过程中排入大气的氮氧化物总质量；工业烟尘排放量指报告期内企业在燃料燃烧和生产工艺过程中排入大气的烟尘的总质量。具体计算见式(6)。
Pcon=∑i,j,k,mAi,j,kXi,j,k,mFEFj,k,m(1−ηi,j,k,m,nαi,j,k,m,n) (6) 式中：Pcon为污染物排放量，t；A为燃料使用量，t；X为控制技术的活动水平占总活动水平的比例；FEF为单位原料消耗的污染物排放因子，g·t−1；η为控制技术的去除率；α为控制技术的应用比例；i为地区；j为经济部门；k为燃料类型；m为技术类型；n为污染物种类。
经济效益采用节省排污税衡量，计算时可参考王艳等[16]和金侃等[20]对于燃煤电厂超低排放烟气控制技术费效评估的研究。具体计算见式(7)。
Pcha=10−9PCP⋅TDT⋅MUM⋅FEF⋅η⋅NPN (7) 式中：Pcha为控制技术节省排污税，万元；PCP为治理设备规模，分为1~5级；TDT为设备运行时间，h；MUM为单位产量原料消耗，g·t−1；FEF为单位原料消耗的污染物排放因子，g·t−1；η为控制技术的去除率；NPN为排污税标准，万元·t−1。
社会效益采用企业产值衡量，根据统计[21]，工业销售产值(当年价格)指以货币形式表现的、工业企业在报告期内销售的本企业生产的工业产品或提供工业性劳务价值的总价值量，通过报告期产品的实际销售数量乘以不含增值税的产品实际销售平均单价计算。具体计算见式(8)。
Pout=Y⋅Poil (8) 式中：Pout为企业年产值，万元；Y为年产量，t；Poil为油价，万元·t−1。
1.2 氮氧化物、颗粒物控制技术经济性层次分析模型
本研究采用层次分析法(AHP)[5-6]进行技术经济性分析，将氮氧化物、颗粒物控制技术经济性P作为目标层；将系统总成本A1、系统总效益A2作为准则层；准则层下延为指标层，包含系统年折旧费用B1、系统年运行费用B2、系统年维护费用B3、环境效益B4、经济效益B5、社会效益B6。层次分析模型如图2所示。
图 2 氮氧化物、颗粒物控制技术经济性层次分析(AHP)模型Figure 2. Analytic hierarchy process (AHP) model of the economic efficiency of NOx and PM control technology首先，运用AHP模型分别计算准则层A与指标层B各指标的权重。相对重要度采用比较尺度的方法来确定，即两两因素之间进行比较，取1~9尺度，尺度1、3、5、7、9表示第i个因素相对于第j个因素的影响等级，尺度2、4、6、8表示第i个因素相对于第j个因素的影响介于上述2个相邻等级之间，用aij表示第i个因素相对于第j个因素的比较结果。
结合文献资料和调查问卷数据，确定B1、B2与B3，B4、B5与B6之间的相对重要度，分别构建判断矩阵。指标层P-A1-2的判断矩阵为自拟。根据冯淑娟[22]和王彩凤等[23]的研究，确定系统年折旧费B1相对于系统年维护费B3的影响为5，系统年运行费B2相对于系统年维护费B3的影响为2；根据汤民淮等[17]的研究，投资费用指数相对于运行费指数的影响为3，确定系统年折旧费B1相对于系统年运行费B2的影响也为3。根据已有研究[6, 19]，环境指标相对于经济指标的影响为2，经济效益指标相对于社会效益指标的影响为2，即环境指标相对于社会效益指标的影响为4，构建的判断矩阵如表1所示。由于RCR<0.10，即层次总排序结果具有满意一致性。技术经济性评价指标体系的权重值如图3所示。
表 1 AHP模型判断矩阵Table 1. Judgement matrix of AHP model指标层次 判断矩阵 P-A1-2 
A1-B1-2-3 
A2-B4-5-6 
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由图3可知，年折旧费、年运行费、年维护费在技术经济性评估中权重值分别为0.291、0.154、0.054；环境效益、经济效益、社会效益在技术经济性评估中权重值分别为0.278、0.160、0.061。其中，年折旧费用和环境效益的权重值最高，即该指标的重要程度最高。
其次，采用评分法[24]构建分值转换系统，即按百分制对具体指标能满足目标的程度进行打分。参考《石油炼制工业污染物排放标准》(GB 31570-2015)[25]、《关于调整排污费征收标准等有关问题的通知》[26]和资料[16, 27]制定具体衡量指标和分值转换标准，环境效益B4、经济效益B5、社会效益B6分别由年排放量、节省排污税、年产量衡量。其中，节省排污税标准根据调查问卷制定，参考2019年3月20日京津冀地区油价进行计算[28]。所有指标均为定量化的指标，评分标准如表2所示。
表 2 氮氧化物、颗粒物控制技术经济性评估指标评分标准Table 2. Rating standard of the economic efficiency of NOx and PM control technology等级 (B1)NOx/PM折旧费/(104元) (B2) 
/PM运行费/(104元)(B3) 
/PM维护费/(104元)(B4)年排放量/t (B5)节省排污税/(104元) (B6) 
/PM年产值/(104元)NOx PM NOx PM 20 ≥800 ≥2 000 ≥300 ≥800 ≥300 [0，20) [0，20) [0，100×104) 40 [400，800) [1 000，2 000) [200，300) [480，800) [180，300) [20，40) [20，40) [100×104，200×104) 60 [200，400) [400，1 000) [100，200) [160，480) [100，180) [40，60) [40，60) [200×104，300×104) 80 [60，200) [100，400) [50，100) [80，160) [30，100) [60，80) [60，80) [300×104，450×104) 100 [0，60) [0，100) [0，50) [0，80) [0，30) ≥80 ≥80 ≥450×104 | Show TableDownLoad:
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1.3 不同情景下氮氧化物、颗粒物控制方案成本、效益比较
利用情景分析法[29]建立无控情景、基准情景和超低排放情景。通过调研已出台的石化行业污染物排放控制政策，参考电力行业《燃煤电厂超低排放烟气治理工程技术规范》(HJ 2053-2018)[30]中关于氮氧化物、颗粒物排放浓度限值的规定，即在基准氧含量6%条件下，烟尘、NOx排放浓度分别不高于10 mg·m−3和50 mg·m−3(标准状况下)，建立石化行业PM、NOx排放控制情景，分析各个情景下的污染物控制成本和效益(如表3所示)。
表 3 氮氧化物、颗粒物排放控制情景Table 3. Control scenarios for NOx and PM emissions情景 详细情况描述 无控情景 2007年以前，缺乏针对石化行业的全国性污染物控制相关政策，因此，根据2007年北京市《炼油与石油化学工业大气污染物排放标准》的规定，氮氧化物、颗粒物排放限值分别为300 mg·m−3和120 mg·m−3 基准情景(BAU) 2015年，首次发布行业性污染物控制政策《石油炼制工业污染物排放标准》(GB 31570-2015)，据此规定，新建企业和现有企业氮氧化物、颗粒物排放限值分别为100 mg·m−3和20 mg·m−3 超低排放情景 在上述政策的技术上制定更加严格的标准，氮氧化物、颗粒物排放限值分别为50 mg·m−3和10 mg·m−3，并采用相应达到要求的控制技术 | Show TableDownLoad:
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1.4 数据来源
通过中国研究数据服务平台(CNRDS)和《中国能源统计年鉴》[14]进行数据调研，2011—2016年，河北省、山东省的柴油、汽油生产量较高且基本呈上升趋势；河北省、山东省的氮氧化物、颗粒物排放量较高(如图4和图5所示)。因此，本研究将河北省、山东省的石油加工企业作为调研对象，并于2018年2月—2019年3月先后对其进行实地调研，收集相应的工程案例，获取系统投资费用、运行费用、维护费用等各类成本参数以及污染物排放量、节省排污税和具有经济价值的产品产量，评估该工程产生的效益。
图 4 2011—2016年河北省、山东省柴油和汽油生产量Figure 4. Production of diesel and gasoline in Hebei province and Shandong province from 2011 to 2016
图 5 2011—2016年河北省、山东省氮氧化物和颗粒物排放量Figure 5. Emissions of NOx and PM from Hebei province and Shandong province from 2011 to 20162. 结果与分析
2.1 基准情景下氮氧化物、颗粒物控制技术经济性
基准情景即《石油炼制工业污染物排放标准》(GB 31570-2015)规定（氮氧化物、颗粒物排放限值分别为100 mg·m−3和20 mg·m−3）下氮氧化物、颗粒物的排放及控制情况。通过数据调研，获取石油加工企业4种脱硝技术类型(选择性催化还原技术、选择性非催化还原技术、低氮燃烧技术、臭氧氧化技术)和3种除尘技术类型(旋风除尘、湿式除尘、布袋除尘)的系统基本参数(见表4)，并结合式(1)~式(8)对相关指标进行计算。其中，臭氧氧化工艺不考虑臭氧泄漏等二次污染问题。根据数据调研结果，发现仅有石油加工企业1、2、3的氮氧化物控制技术情况和石油加工企业4、5的颗粒物控制技术情况数据完整。因此，本研究以这5个数据全面的石油加工企业为例，依据控制技术经济性评估指标评分标准(如表2所示)，对关键指标进行评分，并得出各指标得分值。典型石油加工企业氮氧化物、颗粒物经济性评估指标评分统计结果如表5所示。
表 4 河北省、山东省部分石油加工企业氮氧化物、颗粒物控制技术Table 4. Control technology of NOx, PM in some petroleum processing enterprises ofHebei province and Shandong province, China企业编号 污染物 控制技术 投资费/(104元) 折旧费/(104元) 运行费/(104元) 维护费/(104元) 年排放量/t 年减排量/t 排放浓度/(mg·m−3) 节省排污税/(104元) 年产量/(104t) 年产值/(104元) 1 
SCR 3 850 182.9 537 120 256 256 80 32.3 220 156 PM 旋风除尘 — — — — — — — — 2 
SCR 16 000 760 850 220 514 300 60 75.8 560 375 PM 湿式除尘 — — — — — — — — 3 
SCR+SNCR+LNB 4 000 190 270 110 77 670 120 40 320 212 PM 湿式除尘 — — — — — — — — 4 
SCR — — — — — — — — 390 254.8 PM 旋风除尘+布袋除尘+湿式除尘 3 900 185.3 1, 900 280 40 780 90 50 5 PM 湿式除尘 1 039 51.9 396 183 100 56 40 42 350 236 PM 布袋除尘 424 20.1 — 25 — 46 — — 6 
臭氧氧化 1 280 60.8 423 137 — — — — — — PM 湿式除尘 980 46.6 384 — — — — — 7 
LNB 490 23.2 234 82 — — — — — — PM 湿式除尘 — — — — — — — — 注：—表示企业未提供相关数据。 | Show TableDownLoad:
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表 5 典型石油加工企业氮氧化物和颗粒物经济性评估指标评分Table 5. Score of the economic evaluation index of NOx and PM in typical petroleum processing enterprises污染物 案例 B1 B2 B3 B4 B5 B6 氮氧化物 石油加工企业1 80 60 60 60 40 40 石油加工企业2 40 60 40 40 80 80 石油加工企业3 80 80 60 100 60 60 颗粒物 石油加工企业4 80 40 40 80 60 60 石油加工企业5 100 80 60 60 60 60 | Show TableDownLoad:
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根据氮氧化物、颗粒物控制技术经济性评估指标体系，采用综合加权模型[24]分别计算系统总成本、系统总效益的综合归一化值，根据上文中的各指标权重值对各准则层进行加权，得出氮氧化物、颗粒物控制技术经济性评估综合归一化值，结果如表6和表7所示。计算方法见式(9)。
表 6 典型石油加工企业氮氧化物经济性评估指标综合归一化值结果Table 6. Synthesis and normalization results of the economic evaluation index of NOx in typical petroleum processing enterprises层次 石油加工企业1 石油加工企业2 石油加工企业3 权重(Wi) B1 23.250 11.625 23.250 0.291 B2 9.274 9.274 12.366 0.154 B3 3.287 2.191 3.287 0.054 B4 16.714 11.142 27.857 0.278 B5 6.404 12.809 9.607 0.160 B6 2.452 4.904 3.678 0.061 | Show TableDownLoad:
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表 7 典型石油加工企业颗粒物经济性评估指标合归一化值结果Table 7. Synthesis and normalization results of the economic evaluation index of PM in typical petroleum processing enterprises层次 石油加工企业4 石油加工企业5 权重(Wi) B1 23.250 29.063 0.291 B2 6.183 12.366 0.154 B3 2.192 3.287 0.054 B4 22.286 16.714 0.278 B5 9.607 9.607 0.160 B6 3.678 3.678 0.061 | Show TableDownLoad:
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Ej=n∑j=1Wi⋅Xij (9) 式中：Ej为各调查案例经济性评估综合归一化值；Wi为各指标权重值；Xij为指标打分值；n为评估指标序号，n=[1,6]。
运用式(9)对研究对象内的氮氧化物、颗粒物控制技术经济性评估指标体系中准则层(系统总成本、系统总效益)分别计算归一化值，并通过加权，计算出经济性评价综合值(如表8所示)。最后，采用5个区间来界定经济性评价等级，区间量度值范围为[0，100]，如表9所示。典型石油加工企业经济性评价等级结果如表10所示。
表 8 典型石油加工企业经济性评价综合值Table 8. Comprehensive value of economic evaluation index oftypical petroleum processing enterprises污染物 案例 总成本值 总效益值 费效比 经济性评价综合值 氮氧化物 石油加工企业1 35.812 25.571 1.401 61.384 石油加工企业2 23.092 28.857 0.801 51.948 石油加工企业3 38.904 41.143 0.946 80.047 颗粒物 石油加工企业4 31.625 35.571 0.889 67.196 石油加工企业5 44.716 29.999 1.491 74.716 | Show TableDownLoad:
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表 9 经济性评价等级Table 9. Rating of economic evaluation评价等级 标准化值 极差 [0，20) 差 [20，40) 中等 [40，60) 良好 [60，80) 优 [80，100] | Show TableDownLoad:
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表 10 典型石油加工企业经济性评价等级结果Table 10. Rating of economic evaluation of typical petroleum processing enterprises污染物 案例 评价等级 氮氧化物 石油加工企业1 良好 石油加工企业2 中等 石油加工企业3 优 颗粒物 石油加工企业4 良好 石油加工企业5 良好 | Show TableDownLoad:
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由表8可知，费效比较高的为石油加工企业1和企业5，系统总成本约为系统总效益的1.4~1.5倍；由表5和表6可知，石油加工企业1经济性评价综合值较低的原因主要是运行费用和维护费用较高；由表5和表7可知，石油加工企业5经济性评价综合值较低的原因主要是年排放量较多、节省排污税较少。费效比较低的为石油加工企业2、4，其中石油加工企业2的经济性评价综合值最低；由表5和表6可知，石油加工企业2的产业规模最大，投资费用过高，但年排放量却没有相应减少；由表5和表7可知，石油加工企业4采用旋风除尘、布袋除尘、湿式除尘多种技术控制颗粒物排放，带来的运行费用和维护费用较高，而节省排污税较少，企业产值较低，因而经济性评价综合值较低。石油加工企业3的费效比接近1，说明成本投入和效益产出较为平均；由表5可知，由于采用SCR、SNCR、LNB多种技术控制氮氧化物排放，石油加工企业投资费用的绝对数量并不低，但是相应地可带来良好的环境效益，年排放量很低，节省排污税较多，因而经济性评价综合值最高。由表10的经济性评价等级结果可知，石油加工企业3的经济性评价结果为“优”，等级最高；石油加工企业1、4、5的经济性评价结果为“良好”，等级仅次于石油加工企业3；石油加工企业2的经济性评价结果为“中等”，等级最低。
综合上述结果，石油加工企业的总成本和总效益难以达到均衡，总成本值较高的石油加工企业难以形成较高的总效益值，而总效益值较高的石油加工企业往往也是总成本值较低的企业，这是因为污染物的控制成本相对过高。此外，采用多种技术进行污染物控制的石油加工企业3、4，经济性评价综合值反而相对较高，等级结果并没有低于采用单一技术的石油加工企业1、2、5，这说明在下一步推行超低排放的过程中，采用多种技术叠加的方式，不论从技术性的角度还是经济性的角度，都是具备可行性的。
2.2 超低排放情景下氮氧化物、颗粒物控制技术经济性
以2019年为基准年，基准情景下氮氧化物、颗粒物的排放限值参照《石油炼制工业污染物排放标准》(GB 31570-2015)[25]的规定，即对新建和现有企业氮氧化物、颗粒物排放最低限值分别为80 mg·m−3和30 mg·m−3。氮氧化物排放控制技术主要有臭氧氧化、SCR(选择性催化还原技术)、SNCR(选择性非催化还原技术)和LNB(低氮燃烧技术)；颗粒物排放控制技术主要有旋风除尘技术、FF(布袋除尘技术)和湿式除尘技术。
超低排放情景以2019年为基准年进行趋势外延，氮氧化物、颗粒物排放限值分别为50 mg·m−3和10 mg·m−3。石油加工企业的超低排放改造路线参考国内燃煤电厂已有的方案。根据《燃煤电厂超低排放烟气治理工程技术规范》(HJ 2053-2018)[30]和相关资料[31-33]，超低排放技术改造路线通常采用多种技术叠加的方式进行多种污染物的协同控制。因此，假定未来年所使用的技术与基准年相同，超低排放情景下模拟石油加工企业的技术路线及改造方案如下：氮氧化物控制采用臭氧氧化+LNB(低氮燃烧技术)+SCR(选择性催化还原技术)；颗粒物控制采用旋风除尘技术+FF(布袋除尘技术)+湿式除尘技术。
根据系统成本评估指标(系统投资费用、运行费用、维护费用)和系统效益评估指标(年减排量、排放浓度、节省排污税)对改造前后石油加工企业的技术经济性进行评估，数据仍然采用表4中实际石油加工企业运行数据，成本参数和效益参数由相同规模的石油加工企业相关参数叠加所得。基准情景与超低排放情景的技术经济性对比结果如图6~图9所示。
如图6和图8所示，在超低排放情景下，石油加工企业氮氧化物、颗粒物控制系统总成本约为改造之前的1.5~2.0倍，其中，改造之后的系统投资成本、运行成本约为改造之前的1.5~2.0倍，维护成本则增幅较小。如图7和图9所示，超低排放情景下，石油加工企业氮氧化物、颗粒物控制系统总效益显著提升，年减排率由改造前的50%提升至改造后的87%，年排污税由改造前的14.6%提升至改造后的55.6%，污染物排放浓度约为改造之前的0.2~0.5倍。根据已有的燃煤电厂超低排放改造前、后成本变化[34]，改造前、后氮氧化物控制单位成本分别为9 872元·t−1和14 092元·t−1，改造前、后颗粒物控制单位成本分别为55元·t−1和117元·t−1，改造之后的成本约为改造前的1.4~2.0倍，与模拟石油加工企业超低排放技术改造的成本变化基本吻合。
本研究所采用的层次分析法存在一定的局限性。第一，在确定指标B1~B6之间的相对重要程度时，在现有文献当中难以找到完全一致的参考指标；第二，层次分析模型可容纳的指标有限，如果研究需要更多的衡量指标，判断矩阵不易达到一致性，难以进行调整；第三，不同学者对于指标之间的重要度判断不同，易存在主观性。
3. 结论与建议
1)利用层次分析法对大气污染控制技术的经济性进行评估，年折旧费和环境效益的重要程度最高，权重值分别为0.291、0.278。通过评分法构建的分值转换系统对实际石油加工企业进行评估，得到各石油加工企业经济性评估等级，可以直观地比较各个企业的情况。
2)基于多家石油加工企业工程案例，发现在基准情景下，采用不同控制技术的石油加工企业经济性评价综合值差别较大。采用单一控制技术的企业由于投资成本过高或环境效益较低而造成经济性下降；采用多种技术控制污染物排放的企业，投资费用的绝对数量较高，但是可带来良好的环境效益，年减排率由改造前的50%提升至改造后的87%，年排污税由改造前的14.6%提升至改造后的55.6%，污染物排放浓度约为改造之前的0.2~0.5倍。年排放量很低，节省排污税较多，因而经济性较高。
3)在不同排放情景下，石油加工企业的成本和效益相差较大。与基准情景相比，在超低排放情景下，系统总成本显著增加，系统总效益显著提升，但总效益的增幅与总成本的增幅相差不大，如若下一步推行石油加工企业超低排放政策，还应加大对企业的扶持力度，否则过高的成本将会抑制企业实施超低排放技术的动力。
4)及时调查和总结典型企业经验，促进超低排放控制技术和污染物检测技术的发展。结合我国不同区域环境特征、经济发展需求及企业生产状况，对采用不同控制技术的企业开展基于系统成本、系统效益的评估，相应提出技术可行、经济性高的超低排放最佳技术改造路线及设备安装要求；与此同时，推进行业污染物低浓度监测方法及标准技术的落实，构建稳定可靠的监测网络，确保监测数据的有效性。
5)政府综合运用经济、法律等手段，鼓励引导相关企业积极落实减排措施，加快超低排放政策推行。在经济方面，可以提供贷款或者财政补贴以缓解企业在改造初期成本过高的问题，同时通过调整排污税和实行油价补贴以加大对企业实行超低排放的支持力度，从而提升企业采纳改造技术的积极性；在法律方面，正式出台具有统一性、强制性的石油加工企业超低排放标准，对企业氮氧化物、颗粒物等污染物的排放限值作出具体要求。
6)加强监督管理，促使企业承担相应责任、落实相关政策。以相关法律法规为依据，加强对石油加工企业大气污染治理项目环境影响评价、验收环境执法等过程的管理；对于污染物排放不能满足排放要求的企业，可以利用税费政策对其进行惩罚，促进企业转变观念，主动承担落实减排责任。
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表 1 各阶段运行参数
Table 1. Operating parameters of each stage
阶段 生态滤池序号 运行前(后)期 运行时间/d 曝气量/(m3·h−1) 曝停周期/h 曝停比 Ⅰ1 1号 前期 0~40 —— 无曝气 —— Ⅰ2 1号 后期 40~80 —— 无曝气 —— Ⅱ1 2号 —— 0~10 1.5 持续曝气 —— Ⅱ2 2号 前期 10~20 1.5 5 2:3 Ⅱ3 2号 前期 20~30 1.5 6 3:3 Ⅱ4 2号 前期 30~40 1.5 6 4:2 Ⅱ5 2号 后期 40~50 1.5 6 4:2 Ⅱ6 2号 后期 50~60 1.5 6 3:3 Ⅱ7 2号 后期 60~70 1.5 5 2:3 Ⅱ8 2号 —— 70~80 —— 无曝气 ——
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表 2 曝气成本与碳排放
Table 2. Aeration cost and carbon emission
阶段 曝停比 曝气电耗/(kWh·m−3) 曝气成本/(元·m−3) 碳排放量/(kg·m−3) 节能减排比例/% Ⅱ1 持续曝气 2.17 1.30 1.86 0 Ⅱ2 2:3 0.87 0.52 0.74 60.00 Ⅱ3 3:3 1.09 0.65 0.93 50.00 Ⅱ4 4:2 1.45 0.87 1.24 33.33 Ⅱ5 4:2 1.45 0.87 1.24 33.33 Ⅱ6 3:3 1.09 0.65 0.93 50.00 Ⅱ7 2:3 0.87 0.52 0.74 60.00
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