A Comprehensive Framework for Assessing the Environmental and Economic Impacts of Urban Wastewater Reuse through the Integration of Carbon Footprint, Energy Footprint, Toxicity, and Economic Evaluation*

Gholamreza Nabi Bidhendi[1] , Homan Garivani[2] , Naser Mehrdadi[3] , Mohammad Javad Amiri[4]

Extended Abstract

1.   Introduction

Water scarcity in the arid and semi- arid regions of Iran __ particularly in the city of Kerman__ has intensified the need to utilize sustainable water supply alternatives. Urban wastewater reuse can enhance water resilience; however, selecting an appropriate scenario requires an integrated assessment of environmental, energy, health-related, and economic impacts. Many previous studies have focused solely on one dimension of impacts, whereas sustainable decision-making necessitates the simultaneous consideration of environmental, energy, toxicity, and economic indicators. This study aims to develop and apply an integrated framework for assessing the environmental and economic impacts of urban wastewater management in Kerman. The proposed framework, integrates carbon footprint, energy footprint, human and ecological toxicity indicators, and economic analysis. It strives to provide a precise and comparative picture of the consequences of each scenario and establish a scientific basis for sustainable wastewater management decision-making in water-scarce regions.

2.   Research Methodology

The research methodology is based on Life Cycle Assessment (LCA) in accordance with ISO 14040/44 standards and Life Cycle Costing (LCC). The functional unit is defined as the treatment of 1 cubic meter of urban wastewater. The system boundary includes energy production, construction, chemical consumption, process emissions, and the substitution credit (in the third scenario). The main assessment indicators include Global Warming Potential (GWP), fossil energy consumption, human toxicity (carcinogenic and non-carcinogenic), and freshwater ecotoxicity, with modeling conducted using OpenLCA software. The economic evaluation was performed using the Life Cycle Costing method, considering initial capital investment costs (CAPEX) and annual operation and maintenance costs (OPEX). Sensitivity analysis on the discount rate was also examined. Three management scenarios were compared:

1. 1. Scenario 1 (Conventional Treatment with Limited Reuse): The current state of Kerman's urban wastewater management before transfer to the Butia Steel Complex, where 25% of collected wastewater is treated and used for agriculture.
2. 2. Scenario 2 (Advanced Treatment based on MBR and RO Technologies): 60% of add wastewater, after treatment at the Sharafabad treatment plant, is transferred to the Butia Steel Complex and undergoes final treatment via reverse osmosis (RO).
3. Scenario 3 (Advanced Treatment Combined with Partial Substitution of Drinking Water Production): Similar to Scenario 2, but 40% of the final RO product is transferred to Kerman's drinking water network, substituting part of the groundwater-based drinking water production.

3.   Research Findings

• Carbon and Energy Footprints: Scenario 1 has the lowest carbon and energy footprints (approximately 0.15 kg CO₂-eq and 1.5 MJ per cubic meter). Scenario 2, due to high energy consumption in advanced processes like RO, creates the highest environmental burden (approximately 1.10 kg CO₂-eq and 13.9 MJ). Scenario 3, by utilizing the "drinking water substitution credit," significantly reduces its net carbon and energy impacts compared to Scenario 2.
• Toxicity Assessment: Heavy metals (particularly zinc (Zn), copper (Cu), hexavalent chromium (Cr(VI)) , and mercury (Hg)) are the primary drivers of human and ecological toxicity impacts. Scenario 2 exhibits the highest toxicity levels, Scenario 1 the lowest, and Scenario 3 an intermediate add performance.
• Economic Analysis: The unit treatment cost is highly sensitive to the discount rate. As the discount rate increases from 3% to 12%, the unit cost rises from approximately 57,944 Rials per cubic meter to 85,917 Rials per cubic meter. Annual operational expenditures (OPEX) constitute the dominant share of annual costs. Economically, Scenario 1 is the least costly but most limited option, Scenario 2 is the most expensive, and Scenario 3 represents a more balanced option.

4.   Conclusion

Scenario 1 is the least burdensome option environmentally and economically; however, due to limitations in the quality and volume of usable effluent, it is not a viable option for future development. Scenario 2, producing high-quality water, is the most technologically advanced option but carries a very high environmental burden and economic cost. Scenario 3, combining advanced treatment with partial drinking water substitution, through the creation of a "substitution credit".  This scenario not only reduces net carbon and energy impacts but is also evaluated as a more balanced and sustainable option for the future development of Kerman's wastewater management, considering the value of the substituted drinking water. This research demonstrates that decision-making for wastewater reuse requires an integrated multi-criteria assessment, and the proposed framework can serve as a suitable analytical tool for water planners and managers in arid regions. Focusing on reducing energy consumption (particularly in high-pressure processes like RO) and managing heavy metals in sludge and effluent are key points for improving the sustainability of all scenarios.

Funding

There is no funding support.

Authors’ Contribution

Authors contributed equally to the conceptualization and writing of the article. All of the authors approved the content of the manuscript and agreed on all aspects of the work

Conflict of Interest

Authors declared no conflict of interest.

Acknowledgments

We are grateful to all the persons for scientific consulting in this paper.

* Corresponding Author: Professor, Department of Environmental Management, University of Tehran, Corresponding Author. Iran.

[1] Professor, Department of Environmental Management, University of Tehran, Corresponding Author. Iran.

[2] PhD student, Department of Environmental Management, University of Tehran, Iran.

[3] Professor, Department of Environmental Management, Department of Environmental Management, University of Tehran, Iran.

[4] Associate Professor, Department of Environmental Management, Department of Environmental Management, University of Tehran, Iran.

تعیین چارچوبی جامع برای ارزیابی اثرات محیط زیستی و اقتصادی استفادۀ مجدد از فاضلاب شهری با ادغام ردپای کربن، ردپای انرژی، سمیت و ارزیابی اقتصادی *

1      مقدمه

فاضلاب شهری حاصل فعالیت‌های مسکونی، تجاری، صنعتی و کشاورزی بوده و حاوی طیف گسترده‌ای از آلاینده‌های آلی، معدنی و میکروبی است که در صورت مدیریت نادرست، می‌تواند تهدیدی جدی برای سلامت انسان و اکوسیستم‌ها باشد. رشد جمعیت، گسترش شهرنشینی و ارتقاء سطح بهداشت عمومی موجب افزایش برداشت از منابع آب سطحی و زیرزمینی و در نتیجه تشدید فشار بر منابع محدود آبی شده است. این فشار فزاینده نه‌تنها منجر به کاهش کمی منابع آب، بلکه موجب افت کیفیت آب، افزایش انتشار گازهای گلخانه‌ای و تشدید اثرات محیط زیستی در مقیاس محلی و منطقه‌ای شده است (Rizzo et al., 2019). از این رو، جمع‌آوری، تصفیه و بازگرداندن فاضلاب به چرخۀ طبیعی آب یا استفادۀ مجدد از آن، به یکی از ارکان اساسی مدیریت پایدار منابع آب تبدیل شده است (Grady Jr et al., 2011).

در ایران، به‌ویژه در مناطق خشک و نیمه‌خشک، بحران آب تحت تأثیر عواملی نظیر خشکسالی‌های مکرر، استقرار صنایع آب‌بر در نواحی کم‌آب، برداشت بی‌رویه از سفره‌های زیرزمینی و ضعف در مدیریت منابع آب تشدید شده است. در چنین شرایطی، استفادۀ مجدد از فاضلاب شهری به‌عنوان یک منبع آب تجدیدپذیر می‌تواند نقش مهمی در کاهش فشار بر منابع آب طبیعی ایفا کند (Hua et al., 2022). تأمین آب صنایع، کشاورزی و فضای سبز شهری از طریق پساب تصفیه‌شده نه‌تنها به حفاظت از منابع آب زیرزمینی کمک می‌کند، بلکه از رهاسازی آلودگی در محیط نیز جلوگیری و به تحقق اهداف توسعۀ پایدار یاری می‌کند.

با وجود مزایای بالقوه استفادۀ مجدد از فاضلاب، انتخاب سناریوی مناسب مدیریتی نیازمند ارزیابی جامع و چندبعدی است. بسیاری از مطالعات پیشین تنها بر یک بُعد از اثرات، نظیر ردپای کربن یا مصرف انرژی تمرکز داشته‌اند، درحالی‌که تصمیم‌گیری پایدار مستلزم درنظرگرفتن هم‌زمان شاخص‌های محیط زیستی، انرژی، سمیت و ابعاد اقتصادی است. در این راستا، ارزیابی چرخۀ حیات (LCA) به‌عنوان ابزاری نظام‌مند، امکان سنجش پیامدهای محیط زیستی در کل چرخۀ عمر سیستم را فراهم می‌کند و در صورت ادغام با تحلیل هزینۀ چرخۀ عمر (LCC)، می‌تواند تصویری جامع از پایداری گزینه‌های مختلف ارائه دهد.

مطالعۀ حاضر با هدف توسعه و به‌کارگیری یک چارچوب یکپارچه برای ارزیابی اثرات محیط زیستی و اقتصادی مدیریت فاضلاب شهری کرمان انجام شده است. در این پژوهش چهار سناریو شامل وضعیت فعلی استفادۀ صنعتی، تزریق به آبخوان، استفادۀ کشاورزی و آبیاری فضای سبز شهری مورد بررسی قرار گرفته‌اند. چارچوب پیشنهادی با ادغام شاخص‌های ردپای کربن، ردپای انرژی، سمیت انسانی و اکولوژیکی و تحلیل اقتصادی، تلاش می‌کند تصویری دقیق و مقایسه‌ای از پیامدهای هر سناریو ارائه دهد و مبنایی علمی برای تصمیم‌گیری در مدیریت پایدار فاضلاب در مناطق کم‌آب فراهم سازد.

ادبیات پژوهش در حوزۀ مدیریت فاضلاب شهری طی دو دهۀ اخیر به سمت ارزیابی‌های یکپارچه حرکت کرده است؛ یعنی رویکردهایی که به‌جای تمرکز صرف بر عملکرد تصفیه (کیفیت پساب)، هم‌زمان پیامدهای محیط زیستی و اقتصادی را در مقیاس چرخۀ عمر می‌سنجند. یکی از کارهای پایه در این مسیر، مطالعۀ Benedetti و همکاران (2008) است که «سامانۀ یکپارچۀ فاضلاب شهری» را در سطح کل سیستم (از جمع‌آوری تا تصفیه و دفع/بازیافت) از منظر محیط‌زیستی و اقتصادی ارزیابی می‌کند (Benedetti et al., 2008). این مطالعه نشان داد که ارزیابی عملکرد یک تصفیه‌خانه بدون درنظرگرفتن تعامل آن با شبکه و سایر اجزای سیستم شهری می‌تواند به تصمیم‌های زیر بهینه منجر شود؛ نکته‌ای که بعداً در مطالعات مبتنی بر LCA و LCC نیز به‌عنوان یک اصل کلیدی تکرار شد.

در ادامۀ این مسیر، بخشی از پژوهش‌ها به‌طور مشخص بر ارزیابی چرخۀ عمر تصفیه‌خانه‌های فاضلاب و مقایسۀ گزینه‌های فناورانه تمرکز کرده‌اند. Kamble و همکاران (2019) با یک رویکرد چرخۀ عمر، عملکرد محیط‌ زیستی و اقتصادی تصفیه‌خانه‌های شهری در هند را بررسی کرده و اهمیت مصرف انرژی و مواد شیمیایی را به‌عنوان محرک‌های اصلی اثرات و هزینه‌ها برجسته می‌کنند (Kamble et al., 2019). در همین راستا، Cicekalan و همکاران (2023) با رویکرد «تکنو-اقتصادی و محیط زیستی»، چندین پیکربندی متداول تصفیه (در مقیاس شهری) را مقایسه می‌کنند و نشان می‌دهند که انتخاب فناوری، علاوه بر کیفیت پساب، به­شدت به مبادلۀ بین هزینه‌های سرمایه‌ای/عملیاتی و اثرات محیط زیستی وابسته است (Cicekalan et al., 2023; Kamble et al., 2019). این دسته مطالعات، از یک سو شواهد کمی برای مقایسۀ فناوری‌ها فراهم می‌کنند و از سوی دیگر نشان می‌دهند که «بهترین فناوری» در خلأ تعریف نمی‌شود و وابسته به زمینۀ انرژی، قیمت‌ها و هدف استفادۀ مجدد است.

هم‌زمان، ادبیات «پایداری» در مدیریت فاضلاب به سمت ترکیب صریح محیط ‌زیست و اقتصاد در قالب چارچوب‌های ارزیابی حرکت کرده است. Padilla-Rivera و همکاران (2019) ارزیابی پایداری سیستم‌های فاضلاب را با رویکرد محیط‌ زیستی و اقتصادی مطرح کرده و نشان می‌دهند که تحلیل‌های صرفاً محیط زیستی یا صرفاً اقتصادی، برای پشتیبانی تصمیم‌گیری کافی نیستند (Padilla-Rivera et al., 2019). این نگاه، با نتایج مطالعات سیستم‌محور نیز هم‌خوان است؛ زیرا بسیاری از نقاط داغ (مثل انرژی، مواد شیمیایی یا مدیریت لجن) هم‌زمان هم اثرات محیط زیستی را بالا می‌برند و هم هزینه‌های بهره‌برداری را افزایش می‌دهند (Benedetti et al., 2008; Padilla-Rivera et al., 2019).

در سال‌های اخیر، مفهوم «تصفیه‌خانه به‌عنوان ارائه‌دهندۀ خدمات توسعه‌یافته» نیز پررنگ شده است؛ یعنی تصفیه‌خانه‌ها صرفاً واحد حذف آلاینده نیستند، بلکه می‌توانند در تولید آب بازچرخانی، انرژی و حتی بازیافت منابع نقش داشته باشند. Tsui و همکاران (2022) یک چارچوب روش‌شناختی ارائه می‌کنند که در آن تصمیم‌های فناورانه و مبادلات اقتصادی در تصفیه‌خانه‌هایی با خدمات گسترده‌تر تحلیل می‌شود. پیام کلیدی این خط پژوهش آن است که گسترش خدمات (مثلاً ارتقاء کیفیت برای بازچرخانی صنعتی یا تولید آب با کیفیت بالاتر) معمولاً با افزایش انرژی و هزینه همراه است و باید با ابزارهای مقایسه‌ای شفاف، «هزینه-فایده» و «اثر-فایده» آن در سطح سیستم ارزیابی شود (Tsui et al., 2022).

در کنار این، برخی پژوهش‌ها رویکردهای تصمیم‌گیری و ارزیابی را از منظر حکمرانی و مقررات نیز وارد بحث کرده‌اند. Di Maria و همکاران (2020) یک روش برای مقایسۀ چارچوب‌های مقرراتی و مدیریتی پساب از منظر پایداری ارائه می‌کنند و نشان می‌دهند که پایداری تنها تابع فناوری نیست، بلکه سیاست‌گذاری، استانداردها و سازوکارهای مدیریت نیز می‌تواند مسیر اثرات را تغییر دهد. این نکته برای استفادۀ مجدد به‌ویژه مهم است؛ چون سخت‌گیری‌های کیفی، الزامات پایش و شیوه‌های مدیریت ریسک می‌توانند هم هزینه و هم اثرات محیط زیستی را بالا یا پایین ببرند (Di Maria et al., 2020).

درنهایت، ادبیات جدید به سمت استفاده از ابزارهای چندمعیاره و فازی برای تجمیع معیارها نیز حرکت کرده است. Zeng (2024) نشان می‌دهد که مدل‌های ارزیابی فازی می‌توانند برای ترکیب معیارهای اکولوژیک و اقتصادی در مدیریت منابع آب شهری مفید باشند، خصوصاً زمانی که عدم‌قطعیت داده‌ها و قضاوت‌های کارشناسی نقش پررنگی دارند. هرچند تمرکز این مطالعه مستقیماً روی تصفیه‌خانه نیست، اما از منظر روش‌شناسی می‌تواند مکمل خوبی برای ادغام نتایج چندمعیاره LCA/LCC باشد (Zeng, 2024). همچنین، Lara-Topete و همکاران (2022) با یک ارزیابی محیط‌زیستی یکپارچه در مدیریت پسماند شهری در یک کشور درحال­توسعه، نشان می‌دهند که گذار به اقتصاد چرخشی نیازمند نگاه سیستم‌محور، شفاف‌سازی نقاط داغ و لحاظ‌کردن شرایط بومی است؛ منطقی که به‌خوبی قابل تعمیم به چرخۀ آب شهری و بازچرخانی پساب نیز می­باشد (Lara-Topete et al., 2022).

جمع‌بندی این منابع نشان می‌دهد که شکاف اصلی پژوهش‌ها در بسیاری از موارد، ترکیب هم‌زمان چهار مؤلفۀ کربن، انرژی، سمیت و اقتصاد در یک چارچوب سازگار با شرایط محلی (اقلیم خشک، محدودیت منابع آب، ساختار انرژی و ریسک‌های اقتصادی مانند نرخ ارز و قیمت برق) است. همچنین، نیاز به روش‌هایی برای تبدیل نتایج چندمعیاره به تصمیم عملی (از طریق ابزارهای MCDA یا مدل‌های فازی) همچنان برجسته است. بر اساس این، رسالۀ حاضر با تمرکز بر شهر کرمان و با ادغام شاخص‌های کلیدی محیط زیستی و اقتصادی، در امتداد ادبیات جدید حرکت کرده و تلاش می‌کند چارچوبی اجرایی و قابل اتکا برای برنامه‌ریزی استفادۀ مجدد از فاضلاب شهری ارائه دهد (Abyar & Nowrouzi, 2023; Tsui et al., 2022; Benedetti et al., 2008).

در سال ۲۰۲۲، وو و همکاران، به ارزیابی ردپای کربن در فرآیندهای مختلف تصفیۀ فاضلاب پرداختند. این مطالعه تأثیرات طراحی فرآیند بر ردپای کربن تصفیه‌خانه را از طریق تجزیه­و­تحلیل دامنۀ 1 (انتشار مستقیم)، محدودۀ 2 (انتشار غیرمستقیم) و محدودۀ 3 (انتشار زنجیرۀ ارزش) ارزیابی کرده است. طراحی پیکربندی جامع در این کار سه فرآیند حذف مواد مغذی شامل فناوری‌های معمولی هوازی و بی‌هوازی تصفیۀ فاضلاب را در نظر گرفته است (Wu et al., 2022).

زاوارتکا و همکاران، در سال ۲۰۲۰، مدلی از ارزیابی محیط زیستی سیستم جمع‌آوری، انتقال و تصفیۀ فاضلاب ارائه کردند. این مدل براساس یک روش ارزیابی محیط زیستی یک سیستم متشکل از چهار عنصر ایجاد شد: مخازن سپتیک، تصفیه­خانه‌های فاضلاب خانگی، سیستم فاضلاب و تصفیه­خانۀ فاضلاب مرکزی. برای انجام ارزیابی محیط زیستی، از تکنیک ارزیابی چرخۀ حیات استفاده شده است. نتایج به‌دست‌آمده همراه با روش ارزیابی در این مقاله، به‌عنوان ابزاری عملی برای ارزیابی اینکه آیا دستورالعمل‌های کمیسیون اروپا برآورده شده‌اند و همچنین بر چالش‌های پیش روی مدیریت فاضلاب در اقتصاد دایره‌ای غلبه کرده است، تبیین شده‌اند (Zawartka et al., 2020).

در سال ۲۰۲۱، ماریلنی و همکاران، چارچوبی را برای شناسایی، ارزیابی و تجزیه­و­تحلیل رابطۀ استفادۀ مجدد فاضلاب- کربن-انرژی-غذا-اقلیم  در یک سیستم تصفیه و استفادۀ مجدد فاضلاب حومه شهری ایجاد کردند. این روش برای تصفیه‌خانه فاضلاب شهری (میلان، ایتالیا) و ناحیۀ حومۀ شهری آن به کار گرفته شد تا بیشترین تأییدات و تضادهای ممکن را به دنبال مقررات اتحادیۀ اروپا 741/2020 تعریف کند. نتایج این کار نشان داده که انتقال پیوند استفادۀ مجدد، ردپای کربن، انرژی و اقلیم از تئوری به عمل می‌تواند مدیریت منابع پایدار را در محیط عملیاتی با کاهش انتشار گازهای گلخانه‌ای (GHG)، صرفه‌جویی کلی انرژی، کاهش تنش آبی و بهینه‌سازی شیوه‌های کشاورزی محقق کند (Marinelli et al., 2021).

آرنا و هماکران، در سال ۲۰۲۰، به بررسی اقتصادی استفادۀ مجدد از فاضلاب شهری در یکی از شهرهای ایتالیا پرداختند. در این مطالعه، به کمک ابزار تجزیه­وتحلیل هزینه-منفعت و همچنین درنظرگرفتن اثرات محیط زیستی سناریوهای مختلف استفادۀ مجدد از فاضلاب شهری را بررسی کردند. در این مقاله با پشتیبانی از داده‌های عملیاتی، آمار رسمی و اسناد بخش، نتایج نشان داده است که تقریباً در تمام سناریوها استفادۀ مجدد از فاضلاب شهری به منظور آبیاری زمین‌های کشاورزی از منظر اقتصادی و محیط زیستی بسیار بهتر از تخلیۀ پساب در دریا است (Arena et al., 2020).

تاکنون مطالعات زیادی با استفاده از تکنیک ارزیابی چرخۀ حیات به منظور ارزیابی اثرات محیط زیستی در سیستم‌های آب و فاضلاب انجام‌شده است. بعضی از این مطالعات از زمان ورود فاضلاب به تصفیه‌خانۀ آب و مصرف تا خروجی از تصفیه‌خانۀ فاضلاب را در نظر گرفته‌اند (Halleux et al., 2008; Hospido et al., 2012; Rahman et al., 2015). با این‌ وجود به دلیل گستردگی بسیار داده‌های مورد نیاز برای انجام مطالعات، در بسیاری از مطالعات محدودۀ مورد مطالعۀ کوچک‌تر انتخاب ‌شده است. به‌عنوان‌ مثال در بعضی تنها اثرات ناشی از تصفیۀ آب در نظر گرفته ‌شده است (Stokes & Horvath, 2010; Stokes & Horvath, 2006). در مطالعات ارزیابی چرخۀ حیات تصفیه‌خانه‌های فاضلاب انجام‌شده تاکنون، محدودۀ مورد مطالعه متفاوت بوده است. بعضی از مطالعات، اثرات مرتبط با هر سه فاز ساخت بهره‌برداری و دفع را در نظر گرفته‌اند (Boulay et al., 2013; Emmerson et al., 1995; Friedrich et al., 2007)، تعدادی از مطالعات اثرات محیط زیستی ناشی از فاز ساخت را در مقایسه با فاز بهره‌برداری ناچیز دانسته‌اند (Lyons et al., 2009). بنابراین تعدادی از مطالعات این فاز را در محاسبات خود وارد نکرده و تنها فاز کارکرد تصفیه‌خانه را در نظر گرفته‌اند (Hospido et al., 2010). تعدادی از تحقیقات فاز ساخت و کارکرد را در محاسبات وارد کرده و تنها فاز دفع لجن را حذف نموده‌اند (Yoshida et al., 2013).

در سال ۲۰۲۲، Shanmugam و همکاران، اثرات زیست­محیطی و اقتصادی سناریوهای مختلف مدیریت پساب تصفیه­شده، بیوگاز و لجن خروجی از تصفیه­خانه­های فاضلاب را بررسی کردند. نویسندگان در این پژوهش، روش­ها­ی متنوعی برای مدیریت این سه محصول خروجی از تصفیه­خانه در نظر گرفته شد (Shanmugam et al., 2022). براساس نتایج، پایدارترین ترکیب برای مدیریت سبز و اقتصادی، استفادۀ مجدد از پساب تصفیه­شده در صنعت، استفاده از بیوگاز در پخت و پز منازل مسکونی و استفاده از لجن برای تهویۀ خاک است. در این پژوهش، واحد عملکردی ۵۰۰۰۰ مترمکعب فاضلاب ورودی روزانه به تصفیه­خانه در نظر گرفته شده و مرز سیستم از ورودی تصفیه­خانه تا دفع نهایی مواد خروجی از تصفیه­خانه است.

طیبی و همکاران، در سال ۲۰۲۳، به ارزیابی پیامدهای زیست­محیطی مرتبط با تصفیه­خانه فاضلاب و توسعۀ استراتژی­هایی برای استفادۀ مجدد از فاضلاب با حداقل آسیب به محیط زیست و جوامع انسانی پرداختند (Tayyebi et al., 2023). این مطالعه با استفاده از ارزیابی چرخۀ حیات و استفاده از نرم­افزار SimaPro برای دو سناریو به بررسی اثرات محیط زیستی تصفیه­خانۀ فاضلاب اهواز پرداخته است. سناریوی اول وضعیت فعلی را نشان می­دهد؛ درحالی­که سناریوی دوم استفادۀ مجدد از پساب تصفیه­شده در مزارع را در نظر گرفته است. روش CML2001 سمیت انسانی و گرمایش جهانی را شناسایی کرده، درحالی­که روش EcoIndicator99 سمیت محیط زیستی و سرطان زا را نشان داده است. به ازای هر 1 متر مکعب پساب تصفیه­شده، نتایج نشان داده که اگرچه استفاده از لجن و پساب تصفیه­شده در کشاورزی باعث صرفه­جویی قابل توجهی در آب، فسفر و نیتروژن می‌شود، اما به دلیل وجود فلزات سنگین در پساب و لجن، اثرات نامطلوب قابل توجهی ایجاد می­کند. علاوه بر این، متان تولیدشده توسط فرآیندهای تصفیۀ لجن، هضم و دفع، مضرترین تأثیر را بر گرمایش جهانی داشته است. مقایسۀ این دو سناریو نشان می‌دهد که استفادۀ مجدد از پساب در آبیاری مزرعه یک تکنیک سازگارتر با محیط ‌زیست به‌ویژه از نظر اوتروفیکاسیون است.

استفاده از LCA برای ارزیابی محیط زیستی دارای سابقۀ نسبتاً طولانی است. با ‌وجود این، این روش ارزیابی محیط زیستی کم­تر در کشورهای درحال‌توسعه همچون ایران مورد توجه و استفاده قرار گرفته است. تصفیه‌خانه‌های فاضلاب سهم زیادی در ایجاد بارهای محیط زیستی دارند. به همین دلیل مطالعات زیادی در کشورهای مختلف به‌ویژه کشورهای توسعه‌یافته به‌منظور ارزیابی این ساختارها انجام گردیده است. با توجه به خصوصیات متفاوت فاضلاب و فرآیندهای استفاده‌شده در کشورهای مختلف لزوم انجام مطالعاتی مشابه در کشور به‌شدت احساس می‌شود.

اکثر مطالعات انجام‌شده در زمینۀ LCA در کشورهای توسعه‌یافته انجام ‌شده است. به دلیل تفاوت شرایط موجود در این کشورها و کشورهای درحال‌توسعه، نیاز به مطالعاتی مشابه در کشور به‌شدت احساس می‌شود. همچنین در بسیاری از مطالعات انجام‌شده تاکنون، تمرکز بر روی یک قسمت از فرآیند تصفیۀ فاضلاب بوده است. به‌عنوان ‌مثال تنها تصفیۀ ثانویه با تصفیه و دفع لجن مورد بررسی قرار گرفته است و مطالعه‌ای جامع که به بررسی کل فرآیندهای انجام‌شده در تصفیه­خانۀ فاضلاب بپردازد، از قسمت ورود فاضلاب به تصفیه‌خانه تا تصفیۀ لجن و دفع آن به‌ندرت یافت می‌شود. همچنین به دلیل حجم وسیع داده‌های مورد نیاز برای انجام LCA در بسیاری از مطالعات از داده‌های فرضی به‌جای داده‌های واقعی استفاده‌ شده است. از دیگر جنبه‌های این تحقیق حجم وسیع فاضلاب تصفیه‌شده است.

در مجموع می‌توان از مرور بر ادبیات انجام­شده تا این قسمت نتیجه گرفت که انجام مطالعات ارزیابی اثرات محیط زیستی برای صنایع مختلف به منظور درک صحیح اثرات محیط زیستی فعالیت‌ها بسیار لازم و ضروری است. مقایسۀ سناریوهای مختلف عملیاتی در صنایع با استفاده از ارزیابی چرخۀ حیات ردپای کربن و انرژی و اثرات محیط زیستی دیدگاه کمی، دقیق و علمی نتیجه خواهد داد که می‌تواند باعث بهبود تصمیم‌گیری‌ها و کاهش اثرات مخرب محیط زیستی در صنایع شود. با توجه به چالش­برانگیز بودن سیستم تأمین آب صنعتی مجتمع فولاد بوتیا و ابهاماتی که برای اولین طرح صنعتی تصفیه و انتقال فاضلاب شهری در مقیاس ملی وجود دارد، نتایج این طرح پاسخ­گوی بسیاری از سؤالات ذی­نفعان خواهد بود.

2      روش تحقیق

1-2- منطقۀ مورد مطالعه

شرکت فولاد بوتیای ایرانیان در سال 1390 با سرمایه‌گذاری شرکت مادر تخصصی (هلدینگ) توسعۀ معادن و صنایع معدنی خاورمیانه "میدکو" شروع به کار نمود. این شرکت با هدف تکمیل زنجیرۀ تأمین فولاد کشور و رسالت جلوگیری از خام­فروشی مواد معدنی اقدام به ایجاد کارخانه‌های تولید کنسانتره، گندله، احیا مستقیم، فولادسازی و ریخته‌گری و نیروگاه سیکل ترکیبی 450 مگاواتی نموده است. مجتمع کارخانه‌های فولاد بوتیای ایرانیان با احتساب 103 هکتار اراضی فضاهای جنبی و غیر صنعتی مجموعاً در زمینی به مساحت 663 هکتار در استان کرمان و در 27 کیلومتری غرب شهر کرمان احداث ‌شده است.

شکل 1. تصویر هوایی تصفیه‌خانۀ فاضلاب شرف‌آباد شهر و خط انتقال فاضلاب شهری از شهر کرمان به مجتمع فولاد بوتیا

تقریباً ۹۵ درصد آب شهر کرمان از منابع زیرزمینی تأمین می‌شود. عمق چاه‌های آب تأمین آب شرب شهر کرمان به ٢٤٠ تا ٢٨٠ متر می‌رسد و بارندگی‌های چند سال اخیر اثر چندانی در تغذیۀ منابع زیرزمینی چاه‌های عمیق تأمین آب شهر کرمان نداشته است.  در حال حاضر خروجی فاضلاب شهری کرمان، ۱۰۰۰ لیتر در ثانیه برآورد که پس از جمع‌آوری به تصفیه‌خانۀ فاضلاب شرف‌آباد، واقع در شمال ‌شرقی شهر منتقل می‌شود. در شکل زیر، تصویر هوایی تصفیه‌خانۀ فاضلاب شرف‌آباد نشان داده شده است.

در جدول 1 غلظت میانگین فاضلاب ورودی و پساب خروجی از تصفیه‌خانۀ فاضلاب شهر کرمان آورده شده است. همانطورکه قابل مشاهده است درصد حذف آلاینده‌های اصلی، کارآمدی سیستم تصفیه‌خانه را نشان می‌دهد.

جدول 1. غلظت میانگین پارامترهای اصلی فاضلاب ورودی و خروجی تصفیه‌خانۀ شرف‌آباد

پساب خروجی از تصفیه‌خانۀ شرف‌آباد برای شیرین‌سازی و استفاده در صنعت به شرکت فولاد بوتیا، در فاصلۀ ۲۰ کیلومتری، منتقل می‌شود. در تصفیه‌خانۀ فولاد بوتیا، بازیابی کامل آب به روش تخلیۀ مایع به میزان صفر بازیابی کامل آب به روش تخلیۀ مایع به میزان صفر ((ZLD^[5] انجام می‌شود. مجتمع فولاد بوتیا به‌منظور تهیۀ آب مصرف صنایع خود از جمع‌آوری، انتقال و تصفیۀ پساب‌ها و فاضلاب شهری کرمان استفاده می‌کند؛ لذا این مجتمع سرمایه‌گذاری قابل ‌توجهی روی سیستم‌های تصفیه و بازچرخانی آب انجام داده است. در ادامه واحد تصفیه و بازچرخانی مجدد آب به‌اختصار تشریح شده است:

• ارزیابی چرخۀ حیات ردپای کربن و انرژی

مطالعۀ ارزیابی چرخه حیات براساس منابع علمی مختلف (Bjørn et al., 2018) و درنهایت به­صورت استاندارد ISO 14040 توسعه داده ‌شده است (Massoud et al., 2010). در ادامه این مراحل به‌طور مختصر شرح داده‌ شده است.

مرحلۀ اول – تعریف هدف و دامنه:

در این مرحله، اطلاعات مورد نیاز پژوهش با مراجعه به واحدهای مربوطه جمع‌آوری و ضمن جمع‌آوری اطلاعات اولیه، چارچوب کلی یک مطالعۀ ارزیابی چرخۀ حیات شامل نتیجه و عواید حاصل از پژوهش، توصیف واحد عملکردی، سامانۀ تولید و مرزهای آن، تخصیص منابع و انتخاب بخش‌های اثر مشخص می‌شود. انتخاب مرز سامانه به دلیل اینکه تأثیر زیادی بر روی نتایج حاصل از ارزیابی چرخۀ حیات می‌گذارد، ازجمله اقدامات بسیار مهم و ضروری در این مرحله است. براساس استاندارد ISO14040 واحد عملکردی، عملکرد یک واحد یا سامانۀ تولید را به‌عنوان واحد مرجع تعیین می‌کند. در این مرحله همچنین با توجه به اهداف پژوهش سناریوهای مختلف تعیین می‌شود تا اثرات محیط زیستی آن­ها درنهایت بایکدیگر مقایسه شوند (Finkbeiner et al., 2006).

مرحلۀ دوم -  تجزیه­وتحلیل فهرست چرخۀ حیات:

در این مرحله، تمام منابع استفاده‌شده و انتشار آلاینده‌ها در کل یا بخشی از دورۀ حیات محصول یا فرآیند که با توجه به واحد عملکردی و مرز سامانه تعیین می‌شوند، در نظر گرفته می‌شود. به‌عبارتی ‌دیگر فهرست چرخۀ حیات شامل جمع‌آوری و سازمان‌دهی داده‌های ورودی و خروجی به‌منظور برآورد اهداف از پیش تعیین‌شدۀ مطالعه است (Arvanitoyannis, 2008).

مرحلۀ سوم - ارزیابی اثرات چرخۀ حیات:

در این مرحله اثرات بالقوۀ ناشی از مصرف منابع محیطی و تولید آلاینده‌ها بر انسان و طبیعت ارزیابی می‌گردد. درواقع هدف از ارزیابی اثر چرخۀ حیات تفسیر بیشتر داده‌های فهرست چرخۀ حیات است (Klöpffer & Grahl, 2014) جهت ارزیابی اثرات چرخۀ حیات زیرسامانه‌های تحت مطالعه، داده‌های به‌دست‌آمده از مرحلۀ فهرست چرخۀ حیات وارد نرم‌افزار و با روش‌های متدوال ارزیابی اثرات مدل‌سازی می‌شود (Alemam et al., 2018). براساس دستورالعمل ISO14042 ارزیابی اثرات چرخۀ حیات از چهار مرحله تشکیل ‌شده است: انتخاب دستۀ اثر و طبقه‌بندی، ویژگی­سازی، نرمال‌سازی و وزن­دهی.

 نرمال‌سازی به‌منظور یکسان‌سازی واحدها و مقایسه بخش‌های اثر مختلف با یکدیگر انجام خواهد شد. به‌عبارتی‌دیگر، یکسان‌سازی واحدها با این هدف انجام می‌شود که عموماً در یک مطالعۀ ارزیابی چرخۀ حیات، هریک از بخش‌های اثر، دارای واحد اندازه‌گیری متفاوت هستند، به‌طوری‌که مقایسۀ اهمیت بخش‌های اثر در یک زیرسامانه و همچنین بین زیرسامانه‌های مختلف امکان‌پذیر نیست، برای همین منظور معمولاً از روش نرمال‌سازی استفاده می‌شود، بدین‌صورت که هر بخش اثر به یک مقدار مرجعی که معمولاً متوسط بار محیط زیستی سالانه در یک کشور یا اقلیم به ازای هر فرد است، تقسیم می‌شود. نرمال‌سازی بخش‌های اثر، واحدهای اندازه‌گیری این بخش‌ها را یکسان می‌سازد و درنتیجه مقایسۀ بین آن‌ها و کاربردشان به‌عنوان مقادیر هم­واحد راحت‌تر می‌شود (Arvanitoyannis, 2008).

 مرحلۀ چهارم - تفسیر نتایج:

در این مرحله نتایج ارزیابی اثرات محیط زیستی سناریوهای مختلف که با استفاده از روش‌های ارزیابی اثرات محیط زیستی ارزشیابی شده است مورد مقایسه، تحلیل و بررسی قرار می‌گیرند. تحلیل و بررسی صورت­گرفته به­صورت­کلی برای هر سناریو و همچنین جزئی برای هر واحد عملیاتی مراحل جمع‌آوری، انتقال و تصفیۀ فاضلاب و درنهایت مقایسۀ دقیقی روی تفاوت‌های سناریوها انجام می‌شود.

به­طور خلاصه، روش‌شناسی LCA مطابق با استانداردهای ISO 14040/14044 انجام می‌شود و شامل مراحل زیر است:

• تعریف هدف و دامنه:
  • واحد عملکرد: تصفیۀ 1 متر مکعب فاضلاب شهری.
  • مرزهای سیستم: از ورود جریان ورودی تا تخلیۀ جریان تصفیه‌شده، شامل مدیریت لجن.
• تحلیل موجودی:
  • گردآوری داده‌ها برای ورودی‌های مواد و انرژی، انتشارها و خروجی‌های پسماند.
• ارزیابی اثرات:
  • ارزیابی انتشار گازهای گلخانه‌ای، کاهش منابع و تأثیرات سمی.
  • استفاده از ابزارهایی مانند نرم‌افزار OpenLCA و پایگاه‌های داده Ecoinvent برای شبیه‌سازی.
• تفسیر:
  • شناسایی عوامل اصلی مؤثر بر اثرات محیط زیستی.
  • ارائۀ توصیه‌هایی برای بهینه‌سازی فرآیند و کاهش انتشار.

چارچوب ارزیابی براساس اجزای اصلی زیر ساختار یافته است:

• تحلیل انتشار گازهای گلخانه‌ای:
  • انتشار مستقیم: شامل CO2، CH4، و N2O ناشی از فرآیندهای بیولوژیکی و مکانیکی.
  • انتشار غیرمستقیم: شامل مصرف انرژی، استفاده از مواد شیمیایی و دفع لجن.
• تحلیل تراز انرژی:
  • نیازهای انرژی در مراحل مختلف تصفیه (مانند هوادهی، تصفیۀ لجن).
  • بازیابی انرژی از طریق استفاده از بیوگاز در سیستم‌های CHP.
• ارزیابی چرخۀ حیات (LCA):
  • دسته‌های اثر محیط زیستی شامل سمیت، تقاضای انرژی و انتشار کربن.
  • تحلیل هزینۀ اقتصادی شامل هزینه‌های ساخت، بهره‌برداری و نگهداری.

این مطالعه از ترکیبی از منابع دادۀ اولیه و ثانویه بهره می‌گیرد؛ ازجمله داده‌های عملیاتی تصفیه‌خانه‌های موجود، عوامل انتشار مشتق شده از ادبیات علمی و پروفایل‌های انرژی منطقه‌ای. مفروضات کلیدی عبارت­ا­ند از:

• مشخصات استاندارد ورودی‌ها و اهداف تصفیه.
• پارامترهای عملیاتی ثابت (مانند زمان ماند هیدرولیکی و زمان نگهداری جامدات).
• عوامل انتشار منطقه‌ای برای تولید برق و تولید مواد شیمیایی.

ردپای کربن (CFP) و ردپای انرژی (EFP) با استفاده از روش‌شناسی‌های ثابت‌شده‌ای محاسبه می‌شوند که برای سیستم‌های تصفیۀ فاضلاب تطبیق یافته‌اند. محاسبات CFP انتشار گازهای زیر را در نظر می‌گیرند:

• فرآیندهای لجن فعال (ASP)، هضم بی‌هوازی (AD) و احتراق بیوگاز.
• انتشارهای فرار ناشی از مدیریت لجن و هوادهی فاضلاب.

مجموع CFP به­صورت کیلوگرم معادل دی‌اکسید کربن (kgCO2eq) به ازای هر واحد تقاضای اکسیژن شیمیایی حذف شده (COD)  بیان می‌شود.

محاسبات انرژی بر تعادل خالص انرژی تمرکز دارند که از تفاوت بین نیاز انرژی و بازیابی انرژی به دست می‌آید. بازیابی انرژی بر اساس تولید بیوگاز، ارزش حرارتی و کارایی CHP مدل‌سازی شده است.

• ارزیابی اقتصادی

امکان‌سنجی اقتصادی با استفاده از مدل عامل بازیافت سرمایه (CRF) ارزیابی می‌شود که شامل موارد زیر است:

1. هزینه‌های اولیۀ ساخت و تجهیزات.
2. هزینه‌های سالانۀ بهره‌برداری و نگهداری.
3. طول عمر پروژه و نرخ بهره.

هزینه‌ها به ازای هر متر مکعب فاضلاب تصفیه‌شده نرمال‌سازی می‌شوند تا مقایسه‌ها میان پیکربندی‌های مختلف تصفیه‌خانه‌های فاضلاب تسهیل گردد.

هدف از این مطالعه، انجام ارزیابی اقتصادی سیستم مدیریت فاضلاب شهری در شهر کرمان است. این ارزیابی شامل کلیۀ مراحل از جمع‌آوری فاضلاب شهری تا تصفیه در دو مرحلۀ متوالی می‌باشد:

1. تصفیه‌خانۀ اول با فرآیند لجن فعال  (Activated Sludge, AS)
2. تصفیه‌خانۀ دوم با فناوری اسمز معکوس  (Reverse Osmosis, RO)

نتایج حاصل از این مطالعه می‌تواند در تصمیم‌گیری‌های راهبردی مربوط به سرمایه‌گذاری، بهینه‌سازی هزینه‌ها و سیاست‌گذاری در حوزۀ زیرساخت‌های آب و فاضلاب مورد استفاده قرار گیرد. در این ارزیابی از رویکرد تحلیل چرخۀ عمر هزینه‌ها (Life Cycle Costing)  استفاده شده است. هدف از این روش، برآورد هزینۀ کل پروژه در طول عمر طراحی سیستم با درنظرگرفتن هزینه‌های سرمایه‌گذاری اولیه (CAPEX)، هزینه‌های بهره‌برداری و نگهداری سالیانه (OPEX) و اثر نرخ تنزیل است.

هزینۀ سرمایه‌ای به مخارج ابتدایی مربوط است که باید پیش از شروع بهره‌برداری انجام شود و شامل خرید و نصبِ تجهیزات، عمران ساختمان‌ها، شبکۀ لوله‌کشی، پمپ‌ها، هواده‌ها، تجهیزات کنترل و الکتریکال، سیستم‌های پیش‌تصفیه، فونداسیون‌ها، خاک‌برداری/خاک‌ریزی، تأسیسات جانبی و هزینه‌های مهندسی/نظارت است. به عبارت دیگر، CAPEX نشان‌دهندۀ هزینۀ کل سرمایه‌ای برای ساخت و تجهیز واحد تصفیه است که در آغاز به‌صورت یک­جا متحمل می‌شود.

در تحلیل چرخآ عمر، معمولاً CAPEX به هزینۀ سالیانه معادل (annualized CAPEX) تبدیل می‌شود تا امکان مقایسه با هزینه‌های عملیاتی سالیانه فراهم شود؛ این تبدیل با استفاده از عامل قسط (annuity factor) که تابعی از نرخ تنزیل و عمر مفید تجهیزات است، صورت می‌گیرد.

2-3-1- هزینه‌های بهره‌برداری و نگهداری  (OPEX)

هزینه‌های جاری را که باید به‌صورت سالانه تأمین شوند، OPEX  می‌نامیم. این هزینه‌ها را معمولاً به دو دسته تقسیم می‌کنیم:

1. هزینۀ انرژی

شامل برق مصرفی واحدهای هوادهی، پمپاژ، سیستم‌های پیش‌تصفیه، فشاردهی برای  ROو سایر تجهیزات الکتریکی است. این بخش مخصوصاً در واحدهای فشار بالا مانند اسمز معکوس، اغلب سهم قابل‌توجهی دارد.

1. هزینه‌های غیرانرژی  (Non-energy O&M)
   
   

این قسمت شامل موارد زیر است (بسته به طراحی دقیق ممکن است بعضی موارد بیشتر یا کم­تر باشند):

• هزینۀ مواد شیمیایی مصرفی (پلیمر، کلر، اسید/قلیا، مواد شوینده، آنتی‌فولینگ و ...)
• تعویض قطعات مستهلک یا مصرفی مانند پمپ‌ها، یاتاقان‌ها، الکترودها، تجهیزات الکتریکال
• هزینۀ تعمیر و نگهداری (نگهداری پیشگیرانه، تعمیرات دوره‌ای، بازدیدها)
• نیروی انسانی (اپراتورها، تعمیرکاران، نظارت، کنترل کیفیت)
• هزینۀ استهلاک لوله‌کشی، ساختمان‌های جانبی و تأسیسات زیرساختی
• هزینۀ دفع یا مدیریت لجن (حمل، خشک‌کردن، دفن یا استفادۀ مجدد)
• هزینۀ تمیزکاری، شست‌وشو، رفع گرفتگی و کنترل جلبک/کپک در سازه‌ها

به عبارت دیگر:

OPEX = هزینۀ انرژی + هزینۀ غیرانرژی

محاسبات در سه مرحلۀ زیر انجام شده‌اند:

• تعیین داده‌های ورودی پایه (جمعیت، حجم تولید فاضلاب، نرخ‌های هزینه، انرژی و طول عمر تجهیزات)
• محاسبۀ هزینه‌های سرمایه‌ای و جاری سیستم‌های AS و RO
• تحلیل حساسیت نسبت به نرخ تنزیل برای ارزیابی پایداری اقتصادی سیستم در سناریوهای مختلف مالی

برای بررسی اثر نرخ بهره در ارزیابی اقتصادی، محاسبات هزینۀ چرخۀ عمر (LCC) در چهار سناریوی مختلف نرخ تنزیل انجام شد. عامل سالانه‌سازی (Annuity Factor) براساس رابطۀ زیر محاسبه شد:

که در آن:

r: نرخ تنزیل

n: عمر مفید سیستم (۲۵ سال)

جدول 2. مشخصات اقتصادی در سناروهای مورد بررسی

جدول 3. جزئیات هزینه واحدهای مورد بررسی

هدف از این مطالعه، ارزیابی سه شاخص کلیدی محیط زیستی شامل ردپای انرژی، ردپای کربن و شاخص‌های سمیت انسانی و اکوتوکسیسیته آب‌های شیرین در فرآیند تصفیه فاضلاب شهری است. واحد عملکردی (Functional Unit) برابر با یک مترمکعب فاضلاب شهری ورودی تعریف می‌شود. مرز سیستم (System Boundary) به‌صورت از ورودی تا خروجی فرآیند اسمز معکوس (cradle-to-outlet)  در نظر گرفته شده و شامل مراحل زیر است:

1. فرآیندهای تصفیۀ فیزیکی، بیولوژیکی و شیمیایی در تصفیه‌خانه (غربال‌گیری، ته‌نشینی، هوادهی، برگشت و آب‌گیری لجن)؛
2. انتقال پساب تصفیه‌شده به واحد اسمز معکوس (RO) و عملیات پیش‌تصفیه، پمپاژ فشار بالا و شست‌وشوی ممبران (CIP)؛
3. تولید و دفع لجن، کنسانتره RO و سایر جریان‌های جانبی؛
4. ساخت، نگهداری و پایان عمر تجهیزات (Construction, O&M, End-of-life).

در این مطالعه سه سناریوی مدیریتی تعریف شده است. در سناریوی اول، وضعیت مدیریت فاضلاب شهری در کرمان قبل از انتقال فاضلاب تصفیه‌شده به فولاد بوتیا است که در آن ۲۵ درصد فاضلاب جمع‌آوری­شده به تصفیه‌خانۀ شرف‌آباد منتقل و مابقی در چاه‌های جذبی تخلیه می‌شود. فاضلاب تصفیه‌شده نیز برای کشاورزی استفاده می‌شود. در سناریوی دوم ۶۰ درصد فاضلاب ابتدا وارد تصفیه‌خانۀ شرف‌آباد و بعد از تصفیه به کارخانه فولاد بوتیا منتقل می‌شود که در آنجا فرآیند اسمز معکوس صورت می‌گیرد و تمامی محصول صرف مصارف داخلی یا فروش به کارخانجات دیگر می‌شود. در سناریوی سوم، ۴۰ درصد از فاضلاب کل ورودی سیستم، بعد از تصفیه در واحد اسمز معکوس فولاد بوتیا به شبکۀ آب آشامیدنی شهر کرمان منتقل می‌شود که مانع تولید دوبارۀ مقداری از آب آشامیدنی از آب زیرزمینی می‌شود.

ردپای انرژی شاخصی از مجموع انرژی اولیه‌ای است که به‌طور مستقیم و غیرمستقیم برای تصفیۀ هر مترمکعب فاضلاب مصرف می‌شود.

• انرژی مستقیم مصرفی (برق، سوخت) در واحدهای فرآیندی
•  انرژی نهفته در مواد شیمیایی و قطعات مصرفی
•  انرژی سرشکن‌شده ناشی از ساخت و نگهداری زیرساخت‌ها

ردپای کربن مجموع انتشار گازهای گلخانه‌ای ناشی از مصرف انرژی، مواد شیمیایی، ساخت و فرآیندهای بیولوژیکی است. محاسبات بر پایۀ روش IPCC 2020a و با افق زمانی 100 سال (GWP100) انجام می‌شود.

•  ضریب انتشار متناظر با هر جریان بر حسب
•  مقدار فعالیت یا جریان مصرفی (مانند kWh برق، kg  سوخت یا kg ماده)

گازهای اصلی شامل CO₂، CH₄، N₂O هستند که با ضرایب پتانسیل گرمایش جهانی (GWP) به معادل CO₂ تبدیل می‌شوند.

برای ارزیابی سمیت انسانی (Human Toxicity, HT) و اکوتوکسیسیته آب‌های شیرین (Freshwater Ecotoxicity, FE)، از روش Environmental Footprint (EF) که بر پایۀ مدل USEtox توسعه یافته است، استفاده می‌شود.

3      یافته‌ها و بحث

جدول 4 نشان می‌دهد که ردپای کربن سناریوی اول از ترکیب چهار آلایندۀ اصلی شامل دی‌اکسیدکربن فسیلی، اکسید نیتروس (N₂O)، متان فسیلی و متان زیستی تشکیل شده است. مقدار انتشار هر آلاینده در واحد کیلوگرم (Inventory result) ارائه شده است و نشان می‌دهد که CO₂ فسیلی با مقدار 0.111 kg بیشترین سهم وزنی را دارد؛ درحالی­که مقادیر متان و N₂O بسیار کم­تر هستند. با وجود این، انتشارهای کم‌مقدار مانند N₂O و CH₄ به دلیل ضرایب گرمایش جهانی بسیار بالاتر نسبت به CO₂، نقش قابل توجهی در اثر نهایی دارند. این مسأله بیان­گر اهمیت توجه به آلاینده‌های غیر-CO₂ در فرآیندهای مرتبط با فاضلاب و انرژی مصرفی است.

در نتیجه، مجموع اثرات اقلیمی انتشارها در این سناریو برابر با 0.149 kg CO₂ eq گزارش شده است. این مقدار برای تحلیل چرخۀ حیات بسیار مهم است؛ زیرا نشان می‌دهد که علاوه بر انتشار مستقیم CO₂، سهم آلاینده‌هایی مانند متان و N₂O حدود 26٪ از کل ردپای کربن این سناریو را تشکیل می‌دهند. این یافته از منظر مدیریتی نشان می‌دهد که تمرکز صرف بر CO₂ کافی نیست و لازم است فرآیندهایی که منجر به تولید N₂O (مانند نیتریفیکاسیون/دنیتریفیکاسیون) یا متان (مانند تجزیۀ بی‌هوازی لجن یا مخازن بسته) می‌شوند، در طراحی راهبرد کاهش انتشار مورد توجه ویژه قرار گیرند. بنابراین، جدول حاضر علاوه بر ارائۀ مقدار نهایی GWP، ساختار و منشأ انتشارها را آشکار و امکان تحلیل هدفمند را برای بهینه‌سازی فرآیندها فراهم می‌کند.

جدول 4. نتایج ردپای کربن سناریوی اول به تفکیک انتشارات

جدول 5 نشان‌دهندۀ تفکیک ردپای کربن سناریوی اول براساس چهار منبع اصلی است: تولید برق، ساخت‌وساز، مصرف مواد شیمیایی و انتشارهای ناشی از فرآیند تصفیۀ فاضلاب (WWT Emissions). داده‌ها نشان می‌دهند که بیشترین سهم انتشار CO₂ معادل مربوط به تولید برق (0.0659 kg CO₂ eq) است که تقریباً ۴۴ درصد از کل ردپای کربن سناریو را تشکیل می‌دهد.

جدول 5. نتایج ردپای کربن سناریوی اول به تفکیک انتشارات و فرآیندهای مختلف سیستم

جدول 6 نشان می‌دهد که ردپای کربن سناریوی دوم متشکل از پنج آلایندۀ اصلی است که هریک با مقدار انتشار (Inventory result) و ضریب گرمایش جهانی متفاوت، سهم خاصی در اثر نهایی دارند. مقدار دی‌اکسیدکربن فسیلی (0.871 kg) در این سناریو بسیار بالاتر از سناریوی اول و نشان‌دهندۀ مصرف انرژی یا فرآیندهای مرتبط با سوخت‌های فسیلی در این سناریو است.

جدول 6. نتایج ردپای کربن سناریوی دوم به تفکیک انتشارات

جدول 7 نشان می‌دهد که در سناریوی دوم، بیشترین سهم ردپای کربن مربوط به تولید برق (0.7279 kg CO₂ eq) است که حدود 66٪ کل انتشار سناریو را تشکیل می‌دهد.

جدول 7. نتایج ردپای کربن سناریوی دوم به تفکیک انتشارات و فرآیندهای مختلف سیستم

جدول 8 نشان می‌دهد که بخش عمدۀ ردپای کربن سناریوی سوم ناشی از دی‌اکسیدکربن فسیلی است که مقدار آن 0.695 kg CO₂ eq بوده و بیشترین سهم را در مجموع GWP دارد.

جدول 8. نتایج ردپای کربن سناریوی سوم به تفکیک انتشارات

داده‌های جدول 9 نشان می‌دهد که در سناریوی سوم، مشابه سناریوی دوم، بیشترین سهم ردپای کربن مربوط به تولید برق (0.7279 kg CO₂ eq) است که حدود ۷۵٪ کل انتشار مثبت را تشکیل می‌دهد.

جدول 9. نتایج ردپای کربن سناریوی سوم به تفکیک انتشارات و فرآیندهای مختلف سیستم

نخستین ستون‌ها در شکل 2، سهم تولید برق را در هر سه سناریو نشان می‌دهند. همان‌گونه که مشاهده می‌شود، سناریوهای دوم و سوم دارای مقدار بسیار بالاتری از انتشار CO₂ معادل نسبت به سناریوی اول هستند و مقدار آن­ها حدود 0.727 kg CO₂ eq است؛ درحالی­که سناریوی اول فقط 0.066 kg CO₂ eq انتشار دارد. این اختلاف چشم­گیر، نشان می‌دهد که سناریوهای دوم و سوم به دلیل استفاده از فناوری‌های پرمصرف انرژی – مانند اسمز معکوس و پمپاژهای طولانی – دارای شدت انرژی بسیار بالاتری‌اند. بنابراین، تولید برق مهم‌ترین نقطه داغ (Hotspot) در سناریوهای ۲ و ۳ است و سهم اصلی در افزایش ردپای کربن دارد؛ درحالی­که سناریوی اول با حداقل وابستگی انرژی، کم­ترین اثر اقلیمی را در این بخش ایجاد می‌کند.

شکل 2. مقایسه نتایج ردپای کربن سناریوهای مدیریت فاضلاب شهر کرمان در فرآیندهای مختلف سیستم مدیریت

بخش ساخت‌وساز نیز در شکل 2 به‌وضوح قابل مقایسه است. سناریوهای دوم و سوم دارای مقدار 0.116 kg CO₂ eq هستند که بیش از دو برابر سناریوی اول (0.0446 kg CO₂ eq) است. این موضوع نشان می‌دهد که زیرساخت‌های پیشرفته و تجهیزات اضافی مورد نیاز در سناریوهای صنعتی (به‌ویژه سیستم‌های غشایی) نسبت به سناریوی اول اثرات غیرمستقیم بیشتری ایجاد کرده‌اند. سهم مواد شیمیایی نیز در سناریوهای دوم و سوم مشابه است و مقدار 0.0151 kg CO₂ eq را نشان می‌دهد که نسبت به سناریوی اول (0.0038 kg CO₂ eq) افزایش یافته است. این مسأله نشان‌دهندۀ آن است که سناریوهای با نیاز کیفی بالا، به مصرف بیشتر مواد شیمیایی برای تصفیۀ تکمیلی وابسته‌اند و همین امر باعث افزایش اثرات اقلیمی غیرمستقیم می‌شود.

ستون‌های مرتبط با انتشارهای فرآیندی تصفیه (Emissions from WWT) نشان می‌دهند که سناریوهای دوم و سوم هر دو به مقدار 0.045 kg CO₂ eq انتشار دارند که بیش از دو برابر سناریوی اول است. این بخش عمدتاً شامل انتشارهای نیتروس اکسید و متان از فرآیندهای بیولوژیکی است که ضرایب گرمایش جهانی بسیار بالایی دارند. همچنین ستون ماژول RO تنها در سناریوهای دوم و سوم مقدار 0.02996 kg CO₂ eq را نشان می‌دهد؛ درحالی­که سناریوی اول فاقد این فناوری است. این یافته بیان­گر آن است که استفاده از فناوری‌های غشایی پیشرفته، اگرچه کیفیت بالای پساب را تأمین، اما بار اقلیمی قابل توجهی را به سیستم اضافه می‌کند. حضور RO یکی از مهم‌ترین عوامل افزایش GWP در سناریوهای ۲ و ۳ است.

آخرین ستون شکل 2، تولید آب شرب را نشان می‌دهد که تنها در سناریوی سوم وجود دارد و مقدار آن −0.176 kg CO₂ eq است. این مقدار منفی نشان‌دهندۀ آن است که استفاده از پساب در سناریوی سوم باعث جایگزینی تولید آب شرب سنتی شده و در نتیجه، انتشار کربن که در فرآیند تولید آب شرب اتفاق می‌افتد، از سیستم حذف می‌شود. این اثر جایگزینی نقش مهمی در کاهش اثر اقلیمی نهایی سناریوی سوم دارد و نشان می‌دهد که هرچند این سناریو در برخی بخش‌ها انرژی‌بر است، اما بُعد جبرانی آن ارزش محیط‌زیستی قابل‌ توجهی ایجاد می‌کند. بنابراین، سناریوی سوم در مقایسه با سناریوی دوم از نظر بار اقلیمی خالص پایدارتر است و این موضوع اهمیت تحلیل چرخۀ حیات با رویکرد سیستم توسعه‌یافته (System Expansion) را نشان می‌دهد.

نتایج جدول  10 نشان می‌دهد که در سناریوی اول، بخش عمده ردپای انرژی مربوط به منابع غیرتجدیدپذیر فسیلی است که مقدار آن 1.466 MJ بوده و به‌وضوح بیشترین سهم را در میان انواع منابع انرژی دارد. این مقدار بالا بیان­گر وابستگی شدید سناریو به برق و سوخت‌های فسیلی مصرف‌شده در فرآیندهای جمع‌آوری، انتقال و تصفیۀ پایه‌ای فاضلاب است. سهم سایر منابع غیرتجدیدپذیر، ازجمله انرژی هسته‌ای (0.076 MJ) و بیومس غیرتجدیدپذیر (7.55E−05 MJ) در مقایسه با بخش فسیلی بسیار ناچیز است و نشان می‌دهد که ساختار انرژی مصرف‌شده عمدتاً مبتنی بر سوخت‌های فسیلی بوده است. این الگوی مصرف با ماهیت سیستم‌های تصفیه‌خانه‌ای متداول سازگار است؛ زیرا واحدهای هوادهی، پمپاژ و تجهیزات برقی مهم‌ترین مصرف‌کنندگان انرژی هستند.

در بخش انرژی‌های تجدیدپذیر نیز سهم مصرف انرژی پایین اما قابل‌توجهی از بیومس تجدیدپذیر (0.016 MJ)، آب (0.0539 MJ) و باد/خورشید/زمین‌گرمایی (0.00733 MJ) مشاهده می‌شود. گرچه سهم این منابع نسبت به انرژی فسیلی بسیار کم­تر است، اما حضور آن­ها نشان می‌دهد که بخشی از برق مصرفی سیستم از شبکه‌هایی تأمین می‌شود که ترکیبی از منابع تجدیدپذیر را در خود دارند. با این حال، مجموع انرژی‌های تجدیدپذیر (حدود 0.078 MJ) تنها بخش کوچکی از کل ردپای انرژی سناریو را تشکیل می‌دهد. نتیجۀ کلی جدول 4-7 نشان می‌دهد که برای کاهش ردپای انرژی و اثرات محیطی سناریو، دو راهبرد کلیدی وجود دارد: کاهش وابستگی به انرژی فسیلی از طریق بهبود کارایی تجهیزات و افزایش سهم انرژی‌های تجدیدپذیر در تأمین برق مصرفی سیستم. این یافته‌ها اهمیت اصلاحات فرآیندی و برنامه‌ریزی انرژی‌محور را در سناریوهای آتی برجسته می‌کند.

جدول 10. نتایج ارزیابی ردپای انرژی سناریوی اول

جدول 11 نشان می‌دهد که سناریوی دوم دارای مصرف بسیار بالای انرژی غیرتجدیدپذیر فسیلی است؛ مقدار 13.876 MJ تقریباً ده برابر بیشتر از سناریوی اول (1.466 MJ) بوده و نشان‌دهندۀ شدت انرژی‌بر بودن فرآیندهای این سناریو است. این مقدار بالا بیان می‌کند که سناریوی دوم به احتمال زیاد شامل عملیات‌های انرژی‌برتری همچون پمپاژهای طولانی‌مدت، فرآیندهای تصفیۀ پیشرفته و به‌ویژه استفاده از فناوری‌هایی مانند اسمز معکوس (RO) است که مصرف برق سیستم را به‌طور قابل توجهی افزایش می‌دهند. سهم انرژی هسته‌ای (0.566 MJ) و انرژی‌های تجدیدناپذیر مبتنی بر بیومس (2.57E−04 MJ) نسبتاً کم هستند، اما نشان‌دهندۀ آن‌اند که بخشی از برق مصرفی سیستم از شبکه‌هایی تأمین­ شده که ترکیبی از این منابع را شامل می‌شوند. این وابستگی شدید به منابع فسیلی، اثرات محیط زیستی سناریو را در بخش GWP نیز به‌طور مستقیم افزایش می‌دهد.

هرچند سناریوی دوم دارای مصرف انرژی تجدیدپذیر است، اما مقدار آن بسیار کم­تر از منابع فسیلی است. انرژی حاصل از منابع تجدیدپذیر آب (0.376 MJ) و بیومس تجدیدپذیر (0.0627 MJ) بیشترین سهم را در میان انرژی‌های پاک دارند. انرژی‌های خورشیدی، بادی و زمین‌گرمایی نیز تنها 0.0345 MJ را تشکیل می‌دهند. مجموع انرژی تجدیدپذیر سناریو کم­تر از 0.47 MJ است و این مقدار در برابر مصرف انرژی فسیلی (۱۳.۸ MJ) بسیار ناچیز است. بنابراین، نتایج جدول نشان می‌دهد که سناریوی دوم از نظر انرژی، به‌شدت نامتوازن و وابسته به سوخت‌های فسیلی است. این وابستگی، علاوه بر افزایش ردپای کربن، بار محیطی و اقتصادی قابل توجهی ایجاد می‌کند. برای بهبود پایداری این سناریو، کاهش مصرف انرژی الکتریکی، بهبود راندمان تجهیزات و استفاده از برق تولیدی از منابع تجدیدپذیر سه راهکار کلیدی هستند که می‌توانند اثرات محیط زیستی و هزینۀ چرخۀ عمر سناریو را به میزان قابل توجهی کاهش دهند.

جدول 11. نتایج ارزیابی ردپای انرژی سناریوی دوم

جدول 12 نشان می‌دهد که سناریوی دوم به‌طور چشم­گیری به سوخت‌های فسیلی وابسته است و مجموع انرژی حاصل از این منابع برابر 13.875 MJ است. عمدۀ این مقدار از گاز طبیعی تأمین می‌شود که با مصرف 0.266 m³ و ضریب انرژی 38.3 MJ/m³، مقدار 10.19 MJ را تشکیل می‌دهد؛ یعنی بیش از ۷۳ درصد کل انرژی فسیلی سناریو. پس از گاز طبیعی، نفت خام با مقدار 2.689 MJ حدود ۱۹ درصد و زغال‌سنگ سخت با 0.876 MJ حدود ۶ درصد از انرژی فسیلی را تشکیل می‌دهند. این ترکیب نشان می‌دهد که مصرف برق و انرژی مورد نیاز برای فرآیندهای این سناریو – که عمدتاً از شبکۀ برق با ترکیب بالای گاز طبیعی و سوخت‌های فسیلی تأمین می‌شود – مهم‌ترین عامل افزایش ردپای انرژی و GWP سناریو است. شدت مصرف انرژی فسیلی در این سناریو به‌طور قابل توجهی بالاتر از سناریوهای دیگر است و بیان­گر ماهیت انرژی‌بر و پیچیده‌تر فرآیندهای تصفیه و انتقال در آن می‌باشد.

وابستگی بسیار بالای سناریوی دوم به گاز طبیعی، نفت خام و زغال‌سنگ، علاوه بر افزایش ردپای انرژی، باعث افزایش مستقیم ردپای کربن، تشدید اثرات گرمایش جهانی، و افزایش هزینه‌های چرخۀ عمر می‌شود. تفاوت چشم­گیر بین مقدار انرژی فسیلی این سناریو و سناریوی اول (حدود ده برابر بیشتر) نشان می‌دهد که اعمال تصفیۀ پیشرفته یا انتقال طولانی‌مدت پساب در سناریوی دوم، بار قابل توجهی به محیط ‌زیست تحمیل می‌کند. این وضعیت تأکید می‌کند که برای بهبود پایداری سناریوی دوم، دو اقدام کلیدی ضروری است: کاهش مصرف برق در فرآیندهای انرژی‌بر و افزایش سهم انرژی‌های تجدیدپذیر در سبد تأمین برق. علاوه بر این، بهبود بهره‌وری تجهیزات، اصلاح طراحی خطوط انتقال و استفاده از فناوری‌های کم‌مصرف‌تر نیز می‌توانند نقش مؤثری در کاهش وابستگی به سوخت‌های فسیلی و کاهش بار محیط زیستی سناریو داشته باشند.

جدول 12. نتایج ردپای انرژی سناریوی دوم در بخش سوخت‌های تجدیدناپذیر

نتایج جدول 13 نشان می‌دهد که بخش عمدۀ ردپای انرژی در سناریوی سوم همچنان از منابع تجدیدناپذیر فسیلی تأمین می‌شود؛ مقدار 5.224 MJ نشان می‌دهد که این سناریو از نظر مصرف انرژی فسیلی در میان سه سناریو، موقعیتی میانی دارد: بسیار کم­تر از سناریوی دوم (≈13.9 MJ)، اما بیشتر از سناریوی اول (≈1.47 MJ). این مقدار متوسط بیان­گر آن است که سناریوی سوم شامل بخش‌هایی از تصفیۀ پیشرفته یا انتقال انرژی‌بر است، اما کاهش‌هایی در فرآیندهای دیگر دارد که میزان مصرف انرژی فسیلی را نسبت به سناریوی دوم محدود کرده است. تفاوت میان این سناریو و سناریوی دوم به‌خوبی نشان می‌دهد که برخی فرآیندها یا اثرات جبرانی (Compensation Effects) در سناریوی سوم باعث کاهش فشار انرژی فسیلی شده‌اند. این موضوع لزوماً به دلیل کارایی فرآیندی نیست، بلکه احتمالاً به علت اثر جایگزینی آب شرب و حذف بخشی از مصرف انرژی‌های تولید آب شرب سنتی است که به شکل منفی در جدول ثبت شده است.

جدول 13. نتایج ارزیابی ردپای انرژی سناریوی سوم

نتایج جدول 14 نشان می‌دهد که در سناریوی سوم، بخش عمدۀ ردپای انرژی فسیلی از گاز طبیعی تأمین می‌شود. مقدار مصرف گاز طبیعی برابر 0.215 m³ بوده و با ضریب انرژی 38.3 MJ/m³، در مجموع 8.243 MJ انرژی ایجاد کرده است. این مقدار نشان می‌دهد که اگرچه سناریوی سوم نسبت به سناریوی دوم انرژی‌بر نیست، اما همچنان مصرف قابل توجهی از گاز طبیعی دارد که یکی از مهم‌ترین منابع تولید برق در ایران است. بنابراین، مشابه سایر سناریوها، منشأ اصلی ردپای انرژی فسیلی در سناریوی سوم نیز الکتریسیته تولیدشده از گاز طبیعی است. این مقدار نشان می‌دهد که بخش‌هایی از فرآیند، مانند پمپاژ، تصفیۀ تکمیلی یا واحدهای بیولوژیکی، همچنان نیازمند مصرف انرژی قابل ‌توجه هستند.

جدول 14 نشان می‌دهد که تولید برق مهم‌ترین و انرژی‌برترین فرآیند در تمامی سناریوها است، اما شدت مصرف انرژی میان سناریوها تفاوت چشم­گیری دارد. سناریوی اول تنها 0.576 MJ انرژی از بخش تولید برق مصرف کرده و بنابراین کم‌مصرف‌ترین سناریو از نظر انرژی است. در مقابل، سناریوهای دوم و سوم هر دو 11.396 MJ انرژی از این بخش مصرف کرده‌اند؛ مقداری که نشان‌دهندۀ بیش از 20 برابر انرژی‌برتر بودن این سناریوها نسبت به سناریوی اول است. این اختلاف بزرگ نشان می‌دهد که سناریوهای ۲ و ۳ شامل فرآیندهای پیشرفته‌تری مانند اسمز معکوس، پمپاژ سنگین یا تهویۀ پیشرفته هستند که مصرف انرژی آن‌ها را به‌طور چشم­گیری افزایش داده است. همچنین بخش ساخت‌وساز در سناریوی اول 0.794 MJ و در سناریوهای دوم و سوم 1.945 MJ است که نشان می‌دهد زیرساخت‌های لازم برای اجرای سناریوهای پیشرفته به‌مراتب انرژی‌برتر هستند. بخش مواد شیمیایی نیز الگوی مشابهی دارد؛ سناریوی دوم و سوم با 1.574 MJ حدود ۱۶ برابر بیشتر از سناریوی اول (0.095 MJ) انرژی مصرف می‌کنند که بیان­گر نیاز بیشتر به مواد و فرآوری شیمیایی در تصفیه پیشرفته است.

جدول 14. ردپای انرژی در فرآینذهای مختلف در تمامی سناریوهای مدیریتی

• نتایج ارزیابی اقتصادی

نتایج محاسبات براساس مفروضات فوق به شرح زیر است:

• CAPEX کل = 265,920,000 €
• مصرف انرژی سالیانه ≈ 55,007,920 kWh → هزینه انرژی ≈ 189,024 €/year
• هزینه غیرانرژی O&M سالیانه = 22,650,320 €/year
• هزینه کل سالیانه (OPEX) = 22,839,344 €/year

تحلیل حساسیت نسبت به نرخ‌های تنزیل مختلف در جدول 15 ارائه شده است:

جدول 15. تحلیل حساسیت نسبت به نرخ‌های تنزیل

جدول 4-15 نشان می‌دهد که افزایش نرخ تنزیل موجب افزایش چشم­گیر CAPEX سالیانه ‌شده می‌شود؛ درحالی‌که OPEX ثابت باقی می‌ماند. این رفتار کاملاً منطبق با اصول ارزیابی پروژه‌های زیرساختی است؛ زیرا هرچه نرخ تنزیل بالاتر باشد، ارزش فعلی هزینه‌های سرمایه‌ای بیشتری به سال‌های اولیه منتقل می‌شود و در نتیجه سهم سرمایه‌گذاری اولیه (CAPEX) در محاسبات سالیانه افزایش می‌یابد. برای مثال، CAPEX سالیانه از 15.40 میلیون یورو در نرخ 3% به 33.93 میلیون یورو در نرخ 12% می‌رسد؛ یعنی بیش از ۲۲۰٪ افزایش در اثر رشد نرخ تنزیل. این نتیجه نشان می‌دهد که پروژه‌های تصفیه و استفادۀ مجدد از فاضلاب نسبت به تغییرات نرخ تنزیل بسیار حساس هستند؛ زیرا سرمایه‌گذاری اولیه در آن­ها سهم قابل توجهی از هزینه کل را تشکیل می‌دهد.

افزایش نرخ تنزیل موجب افزایش یکنواخت و قابل توجه هزینۀ چرخۀ عمر (LCC) می‌شود. مقدار LCC از 38.24 میلیون یورو در نرخ 3% به 56.77 میلیون یورو در نرخ 12% افزایش می‌یابد؛ یعنی بیش از 48٪ افزایش صرفاً به دلیل تغییر نرخ تنزیل. دلیل این رفتار آن است که نرخ‌های تنزیل بالا ارزش هزینه‌های آتی را کاهش می‌دهند و بنابراین «بار سرمایه‌ای اولیه» اهمیت بیشتری پیدا می‌کند. ازآنجاکه سیستم‌های تصفیه و بازچرخانی اغلب دارای CAPEX بالایی هستند، افزایش نرخ تنزیل پروژه را از نظر اقتصادی سنگین‌تر و گران‌تر جلوه می‌دهد. این نتیجه تأکید می‌کند که انتخاب نرخ تنزیل مناسب در مطالعات LCC باید با دقت بسیار بالا و براساس شرایط اقتصادی کشور و ماهیت پروژه انجام شود؛ در غیر این صورت ممکن است ارزیابی اقتصادی دچار انحراف جدی شود.

افزایش نرخ تنزیل اثر مستقیم بر هزینه واحد تولید یا بازچرخانی آب (€/m³ و ریال/m³) دارد. مطابق جدول، هزینه واحد از 1.18 €/m³ در نرخ 3% به 1.75 €/m³ در نرخ 12% افزایش می‌یابد؛ یعنی حدود 50٪ افزایش در هزینۀ نهایی آب تولیدی. این افزایش در بخش ریالی نیز کاملاً محسوس است (از ۵۷,۹۴۴ ریال به ۸۵,۹۱۷ ریال برای هر مترمکعب). این یافته از منظر سیاست‌گذاری نیز اهمیت جدی دارد: نرخ تنزیل بالا باعث می‌شود پروژه‌های استفادۀ مجدد از فاضلاب غیررقابتی‌تر به نظر برسند، درحالی‌که نرخ‌های پایین‌تر، این پروژه‌ها را اقتصادی‌تر و جذاب‌تر می‌سازند. در نتیجه، استفاده از نرخ تنزیل محافظه‌کارانه (۳ تا ۵ درصد) در پروژه‌های محیط‌زیستی و آب‌محور -که بازدهی اجتماعی و محیط زیستی بالایی دارند- از نظر سیاست‌گذاری مطلوب‌تر است و به واقعیت فنی-اقتصادی پروژه‌ها نزدیک‌تر خواهد بود.

• تأثیر نرخ تنزیل بر هزینه واحد

نرخ تنزیل یکی از مهم‌ترین پارامترهای اقتصادی در ارزیابی پروژه‌های زیربنایی به‌ویژه پروژه‌های مرتبط با آب و فاضلاب است. این نرخ تعیین می‌کند که ارزش پول در زمان‌های آینده چگونه محاسبه و به زمان حاضر تبدیل شود. بنابراین، تغییر نرخ تنزیل می‌تواند ساختار کل هزینۀ چرخۀ عمر (LCC) را به‌طور مستقیم تحت تأثیر قرار دهد و بر برآورد نهایی هزینه واحد آب تولیدی اثر بگذارد.

طبق نتایج ارائه‌شده، افزایش نرخ تنزیل از ۳٪ به ۱۲٪ موجب می‌شود هزینه واحد از حدود ۵۷,۹۴۴ ریال به ۸۵,۹۱۷ ریال برسد. این تغییر به معنی افزایش حدود ۴۸ درصدی هزینه نهایی آب تولیدشده است. دلیل این افزایش آن است که نرخ‌های تنزیل بالا موجب می‌شوند هزینه‌های سرمایه‌گذاری اولیه (CAPEX) سهم بیشتری در محاسبات سالیانه داشته باشند؛ زیرا وزن ارزش فعلی پول در آینده کاهش می‌یابد.

این یافته نشان می‌دهد که تأمین مالی پروژه از طریق وام‌های کم‌بهره، تسهیلات دولتی یا صندوق‌های محیط‌زیستی نقش تعیین‌کننده‌ای در اقتصادی بودن طرح دارد. هرچه نرخ تنزیل پایین‌تر باشد، هزینه واحد تولید آب کم­تر و جذابیت اقتصادی پروژه بیشتر خواهد بود.

بنابراین، در پروژه‌هایی مانند تصفیه و بازچرخانی فاضلاب که فواید اجتماعی و محیط زیستی گسترده‌ای دارند، اتخاذ نرخ‌های تنزیل محافظه‌کارانه (۳ تا ۵ درصد) منطقی‌تر بوده و موجب می‌شود ارزش واقعی پروژه بهتر منعکس شود. این نکته به‌خصوص در کشورهای درحال­توسعه دارای اهمیت ویژه است.

تحلیل داده‌ها نشان می‌دهد که در سناریوهای مختلف، هزینه‌های جاری (OPEX) بزرگ‌ترین سهم را در هزینۀ سالیانه دارند؛ به‌طوری‌که حدود ۶۰ درصد یا بیشتر از کل هزینۀ سالیانه به بخش بهره‌برداری و نگهداری اختصاص می‌یابد. این موضوع بر ضرورت توجه جدی به مدیریت هزینه‌های عملیاتی تأکید می‌کند.

4      جمع‌بندی و نتیجه‌گیری

از منظر ردپای کربن، سناریوی اول کم­ترین مقدار گرمایش جهانی را دارد (حدود ۰٫۱۵ kgCO₂eq)؛ درحالی‌که سناریوی دوم بیشترین مقدار را (حدود ۱٫۱۰ kgCO₂eq) ثبت کرده است و سناریوی سوم در میانۀ این دو قرار می‌گیرد (حدود ۰٫۸۲ kgCO₂eq). این اختلاف عمدتاً ناشی از مصرف بسیار بالاتر برق و استفاده از فناوری‌های پیشرفته (مانند RO) در سناریوهای دوم و سوم است. علاوه بر دی‌اکسیدکربن، انتشار متان، اکسید نیتروس و ترکیبات هالوژنه با GWP بالا (مانند CFC-113) سهم قابل توجهی در افزایش ردپای کربن سناریوهای ۲ و ۳ دارند؛ به‌طوری‌که بخش غیر-CO₂ در سناریوی دوم حدود یک‌سوم اثر نهایی را تشکیل می‌دهد.

تحلیل تفکیکی فرآیندها نشان داد که در هر سه سناریو، تولید برق مهم‌ترین منبع گرمایش جهانی است، اما شدت آن در سناریوهای ۲ و ۳ بسیار بالاتر است. در سناریوی اول سهم برق در حدود ۰٫۰۶۶ kgCO₂eq است؛ درحالی‌که در دو سناریوی دیگر این مقدار بیش از ده برابر می‌شود. ساخت‌وساز و زیرساخت نیز در سناریوهای ۲ و ۳ به دلیل تجهیزات اضافی و فناوری‌های پیشرفته، سهمی بیشتر از سناریوی اول در انتشار کربن دارند. مواد شیمیایی و انتشارهای فرآیندی تصفیه (N₂O و CH₄) اگرچه از نظر جرم کم هستند، اما به دلیل ضرایب GWP بالا، به‌ویژه در سناریوهای ۲ و ۳، به­عنوان نقاط داغ (Hotspots) شناسایی شدند.

در ارزیابی ردپای انرژی، الگوی مشابهی مشاهده شد. سناریوی اول حدود ۱٫۵ MJ انرژی فسیلی مصرف می‌کند و از این منظر کم‌مصرف‌ترین سناریو است. سناریوی دوم با حدود ۱۳٫۹ MJ مصرف انرژی فسیلی، بسیار انرژی‌بر است و وابستگی شدیدی به گاز طبیعی و تا حدی نفت و زغال‌سنگ دارد. سناریوی سوم از نظر مصرف خام انرژی شبیه سناریوی دوم است، اما به دلیل اثرات جبرانی (کاهش مصرف انرژی در تولید آب شرب متعارف)، ردپای انرژی فسیلی خالص آن به حدود ۵٫۲ MJ کاهش می‌یابد و در وضعیت میانی قرار می‌گیرد. این نتایج نشان می‌دهد که ارتقاء سطح تصفیه بدون درنظرگرفتن منبع انرژی، می‌تواند هزینۀ انرژی و کربن را به‌شدت افزایش دهد.

یکی از یافته‌های کلیدی این مطالعه، نقش اثر جایگزینی در سناریوی سوم است. در این سناریو، بخشی از پساب تصفیه‌شده به‌عنوان منبع آب شرب جایگزین بخشی از تولید آب متعارف می‌شود؛ در نتیجه، انرژی و کربنی که در سیستم فعلی تأمین آب شرب مصرف می‌شود، به­صورت «اعتبار منفی» در مدل وارد شده است. همین اعتبار به شکل عدد منفی در ستون «تولید آب شرب» برای انرژی و کربن دیده می‌شود و باعث می‌شود که سناریوی سوم، با وجود مصرف بالای برق و فناوری پیشرفته، از نظر اثر خالص نسبت به سناریوی دوم پایدارتر باشد. این نکته تأکید می‌کند که در ارزیابی سناریوهای بازچرخانی، باید به منافع جبرانی در سیستم بزرگ‌تر نیز توجه شود.

در حوزۀ سمیت، هر سه سناریو نشان دادند که فلزات سنگین (به‌ویژه روی، مس، کروم شش‌ظرفیتی، جیوه، سرب و تا حدی آرسنیک) مهم‌ترین محرک اثرات هم بر سلامت انسان و هم بر اکوسیستم‌های آب شیرین هستند. سناریوی اول کم­ترین مقادیر CTUh و CTUe را دارد و از این نظر کم‌خطرترین گزینه است، اما همچنان آثار قابل توجهی به‌خصوص در اکوتوکسیسیتی آب شیرین ایجاد می‌کند. سناریوی دوم بالاترین مقادیر سمیت را در هر سه دسته اثر دارد؛ یعنی هم از نظر سرطان‌زایی انسانی، هم غیرسرطان‌زایی و هم اکوتوکسیسیتی، بدترین عملکرد را نشان می‌دهد. سناریوی سوم از نظر مقدار خام سمیت، بین سناریوی اول و دوم قرار می‌گیرد.

از دیدگاه اقتصادی، تحلیل حساسیت نسبت به نرخ تنزیل نشان داد که انتخاب نرخ تنزیل نقش تعیین‌کننده‌ای در برآورد هزینه واحد دارد. با افزایش نرخ تنزیل از ۳٪ به ۱۲٪، هزینه واحد از حدود ۵۷,۹۴۴ ریال به ۸۵,۹۱۷ ریال در هر مترمکعب افزایش یافته است؛ یعنی تقریباً ۴۸ درصد رشد. این نتیجه نشان می‌دهد که پروژه‌های تصفیه و استفادۀ مجدد که CAPEX بالایی دارند، به نرخ‌های تنزیل مورد استفاده در تحلیل بسیار حساس‌اند و دسترسی به منابع مالی ارزان‌قیمت (وام کم‌بهره، تسهیلات دولتی یا صندوق‌های محیط‌زیستی) می‌تواند تأثیر مستقیم بر اقتصادی بودن آن­ها داشته باشد.

با کنار هم قرار دادن همۀ این نتایج، می‌توان گفت سناریوی اول از نظر انرژی، کربن و سمیت، کم‌هزینه‌ترین و کم‌ریسک‌ترین گزینه است، اما احتمالاً ظرفیت محدودی برای تأمین آب جایگزین در مقیاس بزرگ و نیازهای کیفی سخت‌گیرانه دارد. سناریوی دوم از نظر کیفیت خروجی و قابلیت استفادۀ مجدد در کاربردهای حساس ممکن است مزیت داشته باشد، اما از نظر ردپای کربن، انرژی، سمیت و هزینه، سنگین‌ترین و ناپایدارترین سناریو است و تنها در صورت وجود انگیزه‌های قوی اقتصادی و محیط زیستی قابل توجیه خواهد بود. سناریوی سوم سعی می‌کند بین این دو، تعادلی ایجاد کند: با بهره‌گیری از تصفیۀ پیشرفته و هم‌زمان استفاده از اثر جایگزینی آب شرب، توانسته است بخشی از هزینه‌های انرژی و کربن را جبران کرده و از نظر سمیت نیز در وضعیت میانه قرار گیرد.

درنهایت، نتایج نشان می‌دهد که انتخاب سناریوی بهینه برای مدیریت فاضلاب و استفادۀ مجدد، باید به‌صورت چندمعیاره انجام شود. اگر هدف اصلی کاهش هزینه و سادگی بهره‌برداری باشد، سناریوی اول جذاب‌تر است؛ اگر تأمین آب با کیفیت بالا و کاهش فشار بر منابع آب شرب در اولویت باشد، سناریوی سوم – با درنظرگرفتن اصلاحات لازم برای کاهش سمیت – می‌تواند گزینۀ مناسب‌تری باشد. سناریوی دوم بیشتر به‌عنوان سناریوی «حدی» قابل استفاده است که نشان می‌دهد حرکت به سمت فناوری‌های بسیار پیشرفته بدون توجه به انرژی، کربن و سمیت چه پیامدهایی می‌تواند داشته باشد.

حامی مالی

بنا به اظهار نویسندۀ مسؤول، این مقاله حامی مالی نداشته است.

سهم نویسندگان در پژوهش

نویسندگان این مقاله سهم برابری در انجام این پژوهش داشته‌اند.

تضاد منافع

نویسنده (نویسندگان) اعلام می­کنند که هیچ تضاد منافعی در رابطه با نویسندگی و یا انتشار این مقاله ندارند.

تقدیر و تشکر

نویسنده (نویسندگان)، از همۀ افراد، به دلیل مشاوره و راهنمایی علمی و مشارکتشان در این مقاله تشکر و قدردانی می­کند (می­کنند).

Reference

Alemam, A., Cheng, X., & Li, S. (2018). Treating design uncertainty in the application of Eco-indicator 99 with Monte Carlo simulation and fuzzy intervals. International Journal of Sustainable Engineering, 11(2), 110-121.

Arena, C., Genco, M., & Mazzola, M. R. (2020). Environmental Benefits and Economical Sustainability of Urban Wastewater Reuse for Irrigation—A Cost-Benefit Analysis of an Existing Reuse Project in Puglia, Italy. Water, 12(10).

Arvanitoyannis, I. S. (2008). ISO 14040: life cycle assessment (LCA)–principles and guidelines. Waste management for the food industries, 97-132.

Benedetti, L., Dirckx, G., Bixio, D., Thoeye, C., & Vanrolleghem, P. A. (2008). Environmental and economic performance assessment of the integrated urban wastewater system. Journal of Environmental Management, 88(4), 1262-1272.

Bjørn, A., Owsianiak, M., Molin, C., & Hauschild, M. Z. (2018). LCA history. In Life Cycle Assessment (pp. 17-30). Springer.

Boulay, A.-M., Hoekstra, A. Y., & Vionnet, S. (2013). Complementarities of water-focused life cycle assessment and water footprint assessment. In: ACS Publications.

Cicekalan, B., Kosar, S., Cingoz, S., Eyit, N., Ersahin, M. E., & Ozgun, H. (2023). Techno-economic and environmental assessment of different municipal wastewater treatment systems. Journal of Water Process Engineering, 53, 103822.

Di Maria, F., Daskal, S., & Ayalon, O. (2020). A methodological approach for comparing waste water effluent's regulatory and management frameworks based on sustainability assessment. Ecological indicators, 118, 106805.

Emmerson, R., Morse, G., Lester, J., Edge, D. J. W., & Journal, E. (1995). The life‐cycle analysis of small‐scale sewage‐treatment processes. 9(3), 317-325.

Finkbeiner, M., Inaba, A., Tan, R., Christiansen, K., & Klüppel, H.-J. (2006). The new international standards for life cycle assessment: ISO 14040 and ISO 14044. The international journal of life cycle assessment, 11(2), 80-85.

Friedrich, E., Pillay, S., & Buckley, C. J. W. S. (2007). The use of LCA in the water industry and the case for an environmental performance indicator. 33(4).

Grady Jr, C. L., Daigger, G. T., Love, N. G., & Filipe, C. D. (2011). Biological wastewater treatment. CRC press.

Halleux, H., Lassaux, S., Renzoni, R., & Germain, A. J. T. I. J. o. L. C. A. (2008). Comparative life cycle assessment of two biofuels ethanol from sugar beet and rapeseed methyl ester. 13(3), 184-190.

Hospido, A., Davis, J., Berlin, J., & Sonesson, U. J. T. i. j. o. l. c. a. (2010). A review of methodological issues affecting LCA of novel food products. 15(1), 44-52.

Hospido, A., Sanchez, I., Rodriguez-Garcia, G., Iglesias, A., Buntner, D., Reif, R., Moreira, M. T., & Feijoo, G. J. D. (2012). Are all membrane reactors equal from an environmental point of view? , 285, 263-270.

Hua, H., Jiang, S., Yuan, Z., Liu, X., Zhang, Y., & Cai, Z. (2022). Advancing greenhouse gas emission factors for municipal wastewater treatment plants in China. Environmental Pollution, 295, 118648. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envpol.2021.118648

Kamble, S., Singh, A., Kazmi, A., & Starkl, M. (2019). Environmental and economic performance evaluation of municipal wastewater treatment plants in India: a life cycle approach. Water Science and Technology, 79(6), 1102-1112.

Klöpffer, W., & Grahl, B. (2014). Life cycle assessment (LCA): a guide to best practice. John Wiley & Sons.

Lara-Topete, G. O., Yebra-Montes, C., Orozco-Nunnelly, D. A., Robles-Rodríguez, C. E., & Gradilla-Hernández, M. S. (2022). An integrated environmental assessment of MSW management in a large city of a developing country: Taking the first steps towards a circular economy model. Frontiers in Environmental Science, 10, 838542.

Lyons, E., Zhang, P., Benn, T., Sharif, F., Li, K., Crittenden, J., Costanza, M., Chen, Y. J. W. s., & supply, t. w. (2009). Life cycle assessment of three water supply systems: importation, reclamation and desalination. 9(4), 439-448.

Marinelli, E., Radini, S., Akyol, Ç., Sgroi, M., Eusebi, A. L., Bischetti, G. B., Mancini, A., & Fatone, F. (2021). Water-Energy-Food-Climate Nexus in an Integrated Peri-Urban Wastewater Treatment and Reuse System: From Theory to Practice. Sustainability, 13(19).

Massoud, M. A., Fayad, R., Kamleh, R., & El-Fadel, M. (2010). Environmental management system (ISO 14001) certification in developing countries: Challenges and implementation strategies. Environmental Science and Technology, 44(6), 1884-1887. https://doi.org/10.1021/es902714u

Padilla-Rivera, A., Morgan-Sagastume, J. M., & Güereca-Hernández, L. P. (2019). Sustainability assessment of wastewater systems: An environmental and economic approach. J. Environ. Prot, 10, 241-259.

Rahman, M. M., Hagare, D., & Maheshwari, B. J. J. o. C. P. (2015). Framework to assess sources controlling soil salinity resulting from irrigation using recycled water: an application of Bayesian Belief Network. 105, 406-419.

Rizzo, L., Malato, S., Antakyali, D., Beretsou, V. G., Đolić, M. B., Gernjak, W., Heath, E., Ivancev-Tumbas, I., Karaolia, P., & Ribeiro, A. R. L. (2019). Consolidated vs new advanced treatment methods for the removal of contaminants of emerging concern from urban wastewater. Science of the Total Environment, 655, 986-1008.

Shanmugam, K., Gadhamshetty, V., Tysklind, M., Bhattacharyya, D., & Upadhyayula, V. K. K. (2022). A sustainable performance assessment framework for circular management of municipal wastewater treatment plants. Journal of Cleaner Production, 339, 130657. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2022.130657

Stokes, J., & Horvath, A. J. J. o. i. s. (2010). Life-cycle assessment of urban water provision: tool and case study in California. 17(1), 15-24.

Stokes, J., & Horvath, A. J. T. i. j. o. l. c. a. (2006). Life cycle energy assessment of alternative water supply systems (9 pp). 11(5), 335-343.

Tayyebi, F., Golabi, M., & Jaafarzadeh, N. (2023). Life cycle assessment, a decision-making tool in wastewater treatment systems: a case study wastewater treatment plant of Ahvaz, Iran. Applied Water Science, 13(6), 145. https://doi.org/10.1007/s13201-023-01958-7

Tsui, T.-H., Zhang, L., Zhang, J., Dai, Y., & Tong, Y. W. (2022). Methodological framework for wastewater treatment plants delivering expanded service: Economic tradeoffs and technological decisions. Science of The Total Environment, 823, 153616.

Wu, Z., Duan, H., Li, K., & Ye, L. (2022). A comprehensive carbon footprint analysis of different wastewater treatment plant configurations. Environmental Research, 214, 113818. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envres.2022.113818

Yoshida, H., Christensen, T. H., Scheutz, C. J. W. M., & Research. (2013). Life cycle assessment of sewage sludge management: a review. 31(11), 1083-1101.

Zawartka, P., Burchart-Korol, D., & Blaut, A. (2020). Model of Carbon Footprint Assessment for the Life Cycle of the System of Wastewater Collection, Transport and Treatment. Scientific Reports, 10(1), 5799. https://doi.org/10.1038/s41598-020-62798-y

Zeng, Q. (2024). Integrating fuzzy comprehensive evaluation model in the ecological and economic assessment of urban freshwater resources. Marine and Freshwater Research, 75(11), MF23261.

*  نویسنده مسؤول: غلامرضا نبی بیدهندی

[1] استاد گروه مدیریت محیط زیست، دانشگاه تهزان، نویسنده مسئول. ایران. ghhendi@ut.ac.ir

[2] دانشجوی دکتری گروه مدیریت محیط زیست، دانشگاه تهران، ایران. h.garivani61@gmail.com

[3] استاد گروه مدیریت محیط زیست، گروه مدیریت محیط زیست، دانشگاه تهران، ایران. mehrdadi@ut.ac.ir

[4] دانشیار گروه مدیریت محیط زیست، گروه مدیریت محیط زیست، دانشگاه تهران، ایران. mjamiri@ut.ac.ir

[5] Zero Liquid Discharge