节能降耗、污泥厌氧消化产甲烷、与工艺相关的能源利用等策略可有助于碳减排，但这些常规方法潜力距碳中和目标仍有相当距离。国外诸多案例表明，污水余温热能利用技术是污水处理领域实现碳中和运行的可行方案。在总结污水处理领域碳减排策略的基础上，评价分析其对碳中和的贡献。通过对国内案例计算分析余温热能潜力并与有机（COD）能转化率进行比较发现，污水中蕴含的余温热能潜力为有机化学能的9倍。余温热能利用可使污水处理厂达到碳中和目标，还可将剩余热能（约75%~85%）以供热/制冷形式向外输出，或用于原位低温污泥干化，实现污水处理厂向“能源工厂”转型。
在污水处理过程中，由于大量药剂，以及曝气、污泥脱水设备、水泵等的电耗非常大，因此，污水处理行业在保护水环境的同时，也是高耗能产业。同时，一些污水处理过程还伴有CH
4
、N
2
O等直接温室气体排放，污水处理过程的、中碳排放问题不可小觑。
以实现碳中和（Carbon neutrality）或能量自给自足(Energy self-sufficiency)为目标，多个国家对污水处理碳中和运行制定了相关政策。荷兰提出NEWs概念，将未来污水处理厂描述为“营养物（Nutrient）”、“能源（Energy）”、“再生水（Water）”三厂（Factories）合一的运行模式；新加坡国家水务局推行“NEWater”计划，并制定水行业能源自给自足的三阶段目标，其远期目标为完全实现能源自给自足，甚至向外提供能量；美国以“Carbon-free Water”为目标，期望实现对水的取用、分配、处理、排放全过程以实现碳中和；日本发布“Sewerage Vision 2100”，宣布本世纪末将完全实现污水处理过程中能源自给自足。
已有存在一些通过不同手段实现污水处理厂“能量中和”或“碳中和”的国外案例。奥地利Strass污水处理厂利用初沉池可截留进水悬浮物（SS）中近60%的COD，并以A/B工艺最大化富积剩余污泥，将初沉与剩余污泥共厌氧消化并热电联产（CHP）后可实现108%能源自给率。美国Sheboygan污水处理厂利用厂外高浓度食品废弃物与剩余污泥厌氧共消化并热电联产实现产电量与耗电量比值达90%~115%、产热量与耗热量比值达85%~90%。德国Bochum-Ölbachtal污水处理厂通过节能降耗与热电联产实现能源中和率96.9%、碳中和率63.2%。德国Köhlbrandhöft/Dradenau污水处理厂通过厌氧消化与污泥干化焚烧实现能源中和率>100%，并实现42.3%的碳中和率。希腊Chania污水处理厂通过厌氧消化实现70%的能源中和率，碳中和率达到58.5%。德国布伦瑞克市Steinhof污水处理厂通过剩余污泥单独厌氧消化并热电联产获得79%的能源中和率，再通过补充出水农灌、污泥回田等手段额外实现了35%的碳减排量，使碳中和率高达114%。芬兰Kakolanmäki污水处理厂通过热电联产与余温热能回收最终实现高达640%能源中和率与332.7%碳中和率。
以上案例表明，为实现碳中和目标，国外污水处理厂大都采取超量有机物厌氧消化并热电联产的方案。然而，我国市政污水处理厂普遍存在碳源低下的情况，该路径可能无法实现我国污水处理厂碳中和。这就需要全方位分析污水自身潜能及利用方式来制定适宜于我国污水处理领域的碳中和途径。在国内，基于碳中和的污水处理运行机制研究才刚起步。在技术层面，各种节能降耗、能量回收方式直接或间接补偿污水处理碳排放量似乎是实现污水处理碳中和的重要手段。基于此，本文从能量中和与碳中和基本概念入手，梳理污水处理行业碳减排策略，同时探讨其能量潜力、技术路径及可操作性等，以期为我国污水处理领域选择适宜的碳中和路径提供参考。
1）技术升级实现节能减排
污水处理过程碳排放分直接碳排放与间接碳排放。其中，按IPCC规定由污水中生源性COD产生的CO
2
（直接排放）不应纳入污水处理碳排放清单，而CH
4
、N
2
O及污水COD中化石成分产生的CO
2
则应纳入污水处理直接碳排放清单。因此，间接碳排放包括：电耗（化石燃料）碳排放，即，污水、污泥处理全过程涉及能耗，以及药耗碳排放（指污水处理所用碳源、除磷药剂等在生产与运输过程中形成的碳排放）。
在污水、污泥处理过程中，直接产生的CH
4
、N
2
O是节能减排中应重点关注的温室气体。控制污水处理过程中产生的CH
4
有两种方式：一是严防其从污泥厌氧消化池中逃逸，二是在污水处理其它单元（特别是污泥脱水和储泥单元）及管道中避免沉积物聚积的死角，也要注意沉砂池（需选用曝气沉砂池或旋流沉砂池）有效去除砂粒表面有机物。对N
2
O控制则比CH
4
显得难度要大，N
2
O主要产生于硝化和反硝化过程。目前，有关N
2
O形成的机理研究已渐清晰，硝化过程是N
2
O形成的主因，反硝化过程对N
2
O形成的作用为次因。根据N
2
O产生机理，提高硝化过程DO浓度，增加反硝化过程有效碳源量有助于抑制N
2
O形成，然而，这势必会增加CO
2
排放量。
间接排放主要是能耗和药耗。由于在污水处理厂运行中最直接反映的是能耗，而药耗形成的碳排放一般在污水处理以外的行业（化工、运输等）产生（但应计入污水处理碳排放清单），故污水处理厂并不关心。图1为不同国家污水处理能耗以及所对应的碳排放量。不同地区能耗差异较为明显，但大数国家的处理能耗为0.5~0.6 kW·h·m
-3
；我国平均处理能耗0.31 kW·h·m
-3
（居中），巴西和印度处理能耗仅为0.22 kW·h·m
-3
，而丹麦、比利时、萨摩亚（1.4 kW·h·m
-3
）等国家污水处理平均能耗超过1.0 kW·h·m
-3
。然而，碳排放量结果显示，瑞士、巴西单位水处理碳排量最低，仅为0.05 kg CO2-eq·m
-3
，墨西哥最高，达0.76 kg CO
2
-eq·m
-3
，我国则处于中等水平（平均值约0.28 kg CO
2
-eq·m
-3
）。高能耗一般伴随着严格的出水排放标准。图1表明，上述高能耗国家碳排放量水平却处于与我国一样的中等水平（≤0.4 kg CO
2
-eq·m
-3
）。调研显示，以上国家的污水处理大都利用了污泥厌氧消化与热电联产、甚至余温热能等清洁能源利用方式，从而抵消了一部分碳排放量。
图1 不同国家地区污水处理厂能耗与碳排放量
Fig. 1 Energy
consumption and g
r
eenhouse gas emission for some countries
药耗碳排放因工艺本身使用的药剂所产生，因此，应考虑减少碳源与化学除磷药剂投加量，以减少此类间接碳排放。因此，以减少对碳源和药剂的依赖的强化生物脱氮除磷技术将是今后污水处理的主流。例如，德国Bochum-Ölbachtal污水处理厂通过对原有前置反硝化工艺进行改造，不仅出水可满足严格排放标准，而且能耗也从原来的0.47 kW·h·m
-3
降至0.33 kW·h·m
-3
。
另外，通过模型软件对工艺流程进行优化，或基于在线数据实现实时参数调整也可实现污水处理工艺节能降耗。欧盟开发了“ENEWATER”项目，用于污水处理厂能量在线平衡分配。该项目可采用模糊逻辑、人工神经网络及随机森林等机器学习技术，对实际污水处理厂水泵、鼓风机等设备进行优化，可不同程度降低污水处理厂运行能耗，最高节能可达80%。然而，“零能耗”的污水处理工艺是很难实现的，除非采用基于自然的处理系统（nature-based solutions，NBS）。因此，仅仅靠节能降耗这种间接碳减排方式，尚不能完全实现碳中和运行的目标。
2）污泥厌氧消化产CH
4
以实现能源转化
在我国碳中和目标提出后，剩余污泥厌氧消化重获关注。上述从污水中获取有机（COD）能源来弥补污水处理中能耗案例似乎成为实现碳中和目标的有效途径。然而，污泥厌氧消化所能回收的有机能量取决于进水中有机物浓度（BOD/COD）的多寡以及厌氧消化有机物能源转化效率，尚不能完全照搬。
因生活水平、食物结构、无化粪池设置等原因，欧美等国家地区污水处理厂进水COD普遍高于我国，COD大于600 mg·L
-1
的情况非常普遍。因此，通过初沉池以悬浮固体（suspended solid，SS）形式截留大部分COD，以及剩余污泥厌氧共消化并热电联产可获得较高的有机能源转化率。另外，以上通过污泥厌氧消化并热电联产实现碳中和案例大多还通过外源有机物添加（厨余垃圾或食品废物）来增加进水有机物的浓度，从而保证其实现碳中和运行目标。然而，我国市政污水的进水COD普遍偏低，COD一般为100~300 mg·L
-1
，甚至难以满足基本脱氮除磷对碳源的需求，以至于为保留碳源而不设初沉池已成为主流工艺设计思路。这也使得仅依靠剩余污泥厌氧消化转化有机能源无法实现碳中和运行目标，即使存在热水解等手段强化污泥厌氧消化，在最佳运行状况下也难突破50%CH
4
的增产量。
表1为几个污水处理厂污泥有机能源回收过程中COD平衡数据，展示了污泥厌氧消化有机能源转率。数据表明，进水COD中有机能最终只有不到15%可通过厌氧消化与热电联产转化为电或热。例如，进水COD为400 mg·L
-1
（理论电当量1.54kW·h·m
-3
）的市政污水在完成脱氮除磷目的后所产生的剩余污泥经中温厌氧消化产CH
4
并热电联产，转化率仅13%，即实际转化电当量仅为0.20 kW·h·m
-3
。
3）与污水处理相关的清洁能源工艺
既然仅靠节能降耗和污泥厌氧消化并热电联产很难实现碳中和目标，那可考虑通过吸收/捕捉CO
2
（如，植树造林）或在污水处理工艺或厂区使用清洁能源来达到碳减排目的。因此，传统意义上的可再生能源成为首要选择。近年来，微型发电机、光伏能、风能等新型能源用于英国、土耳其和澳大利亚等国的污水处理厂，产生的新能源大约可弥补7%~60%的污水处理厂能耗。POWER等
[30]
将微型发电机技术成功用于英国和爱尔兰等国的污水处理厂，产生约50%的电能，用于弥补厂区能耗。澳大利亚的污水处理厂充分利用太阳能、风能和污水水力发电技术，最终产生能源可满足该水厂69%的运行能耗。希腊克里特岛某污水处理厂利用光伏发电项目减排25%、风力发电环节减排25%、人工种植林固碳减排至少30%，并辅以污泥厌氧消化能源回收方来实现碳中和目标。
具有可行性清洁能源还有太阳能。然而，受限于污水处理厂的地理位置、自然环境（光照、风速）等条件，经详细测算，即使将太阳能光伏发电板铺满整个污水处理厂最多也只能弥补约10%~15%的污水处理能耗，距离碳中和目标仍有差距。
4）通过余温热能利用回收能源的相关技术
污水中被忽视的另外一种潜能——水热（余温热能）实际上潜力巨大，可通过热交换（水源热泵）方式回收并加以利用。污水余热（<30 ℃）排放约占城市总废热排放量的40%，且其流量稳定，具有冬暖夏凉的特点。
热能衡算表明，若提取处理后出水4 ℃温差，实际可产生1.77 kW·h·m
-3
电当量(热)和1.18 kW·h·m
-3
电当量(冷)。这是上述实际可转化有机能（0.20kW·h·m
-3
）的9倍，亦表明有机能与热能分别为污水总潜能的10%和90%。因此，污水余温热能蕴含量巨大，不仅能完全满足污水处理自身碳中和运行（案例污水处理平均能耗约0.37 kW·h·m
-3
）需要，而且还有更多余热（约85%）可外输供热或自身使用（如，用以进行污泥低温干化），能形成大量可进行碳交易的负碳。
污水热能有效利用可使污水处理厂转变成“能源工厂”。芬兰Kakolanmäki污水处理厂的案例表明，该厂2020年的总耗能为21.0 GWh·a
-1
，通过热能回收等主要手段使能源回收总量高达211.4 GWh·a
-1
，产能几乎为运行能耗的10倍。其污泥厌氧消化产能仅占3.7%，只能满足36.8%的运行能耗（0.31kW·h·m
-3
），而余温热能回收占比达95%。
现有研究表明，污泥厌氧消化有机能源转化率普遍不高，仅靠此路径很难实现碳中和目标，且厌氧消化至少还有50%有机质需进行进一步稳定处理，因此，在污泥处理中跃过厌氧消化，而直接干化、焚烧污泥应该是污泥处置与能源回收的上策，也成为国内外普遍采用的方法。
前文提及的进水COD为400 mg·L
-1
的案例，若采用直接干化焚烧工艺来处理污泥，其有机能转化率可升至0.50 kW·h·m
-3
（电当量），远远高于厌氧消化的0.20 kW·h·m
-3
，扣除污水处理厂运行能耗（0.37 kW·h·m
-3
）后，可盈余电当量0.12 kW·h·m
-3
。
若再进一步考虑出水热能利用，按上述热能实际转化计算，水源热泵提取4 ℃温差后，可获得热能1.77 kW·h·m
-3
（电当量），再扣除污泥干化能耗0.61 kW·h·m
-3
，可盈余热能1.16 kW·h·m
-3
（电当量）（见图2）。
因此，污泥焚烧热能与余温热能回收可实现污水处理自身能源中和、甚至碳中和运行，还可使其变成能源工厂，向社会输电、供热。
图2 污水处理厂能量回收与平衡
Fig. 2 Energy recovery
a
nd appli
ca
tion in biological nutrient processes (BNR)
以上案例表明，污水处理仅靠节能降耗难以实现碳中和，还应通过开源来达到目标。利用光伏发电、剩余污泥化学能厌氧消化回收与水源热泵余温热能回收方式，分别核算3种能量回收方式对运行能耗的贡献率。结果表明，若进水COD为400 mg·L
-1
，污水化学能通过厌氧消化产CH
4
并热电联产（CHP）最多仅可弥补约一半的污水处理运行能耗，剩余一半能量赤字仍需靠其它途径来补充。若利用出水余温热能，仅需要<10%热能或<15%冷能交换（通过碳交易）便可弥补能量赤字，间接实现碳中和目标。剩余约90%热能或85%冷能则可用于周边建筑物空调、温室供暖等，以减少外部的化石能源（煤电、油电）消耗。相比之下，光伏发电可获得的能量则显得有些“微不足道”，最多也就能提供10%~15%的运行能耗。因此，污水处理厂若考虑余温热能回收不仅可实现碳中和运行目标，亦可向厂外供热/冷，从而实现向能源工厂的转变。这种认知在颠覆传统能量利用观念的同时，也揭示了污水化学能的利用局限，表明可将COD的利用向高附加值产品（如，藻酸盐、PHA等）资源化方向转变，而无需再去刻意强调污泥厌氧消化产CH
4
。
余温热能回收与应用并无技术障碍，唯一的利用设备——水源热泵已较为成熟。热能利用的最大问题是余温热能乃一种低品位能源（60~80 ℃），只适合热量直接利用，并不能用来发电。当作为热源外输冬季供暖时，较低的水温又决定了其热量有效输送半径不能太大，仅适用于3~5 km的输送半径。而且在余温热能实际利用中，政府部门决策与规划最为重要。个别北欧国家的作法值得借鉴，其热能利用已涵盖建筑供暖、温室加温、人工养鱼等多个方面。例如，瑞典首都斯德哥尔摩建筑物中有40%采用水源热泵技术供热，其中，10%热源来自污水处理厂出水；芬兰Kakolanmäki污水处理厂对出水余温热能予以回收利用，并向图尔库市居民供热、制冷，形成了大量负碳；荷兰于2021年在乌特勒支De Stichtse Rijnlanden污水处理厂建成25 MW水源热泵系统，为周边10 000户家庭提供供热服务。奥地利学者通过全生命周期影响评价（life cycle impact assessment, LCIA）方法得出，该国总共173个污水处理厂中约3/4的出水潜热可被利用，并在厂区周围有稳定的热源用户。
尽管对污水处理厂余温热能近距离外输利用可大大中和工艺本身能耗，但当余热难以外输时，只能在污水处理厂内部就地消纳，可考虑将余温热能原位用于低温干化污泥，然后将污泥集中运送至具有邻避效应的焚烧厂集中焚烧利用。这样便可将不能发电的低品位热能间接转化为可以高温发电的高品位热能。另外，在冬季寒冷的北方城市，还可考虑用出水余温热能加热前端进水，以确保在冬季维持生物处理效率。
“碳中和”已成为热词。
污水处理厂固然可以通过节能降耗、污泥厌氧消化、太阳能等方式很大程度上减少碳排放量。
但是，由于我国污水存在有机质含量低的特点，要通过这些常规手段实现碳中和目标差距较大。
尽管污水余温热能的利用是使污水处理厂转型为“能源工厂”的有效手段，但在我国污水余温热能尚未被视为清洁能源，更未被列入碳交易清单。
因此，除了在常规“降碳”技术上下功夫，还应在管理层面，从整个污水处理领域的整体规划、污水处理厂的设计布局，以及碳汇政策等多方面着手，来选择适合我国国情的污水处理厂碳中和路径。
庆幸的是，北京已将污水余温热能利用列入议事日程，但希望余温热能利用能统一规划而不是各自为政，应该集中于污水处理厂出水，而不是单独楼宇的原污水原位利用，因为楼宇原位利用会降低流入污水处理厂污水温度，对北方冬季污水处理运行极为不利。
转载
《环境工程学报
》、环保技术项目对接、污水处理工作室。
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