城镇水务系统碳减排路径|污水系统

1.1碳减排路径分析

因污水中有机物和含氮化合物浓度较高，导致污水系统运行维护阶段碳排放有别于其他系统，存在相当可观的CH₄和NO 排放量(直接碳排放)。由上述碳核算和文献调研可知，污水系统直接碳排放发生活动单元包括化粪池、污水收集管道、CSO溢流、污水处理厂处理单元以及污泥处理、处置等。据测算，我国城镇化粪池每年产生的CHA总量高达3X10⁷t CO-eq/a，与市政污水处理厂总碳排放量处于同一水平必然是制订污水管渠设施碳减排计划的重点目标。对于市政污水处理厂，直接碳排放和间接碳排放贡献比例波动较大，其中，污水、污泥处理单元产生的直接碳排放量约占 35%~65%，与进水水质条件、运行工艺水平等因素息息相关，一定是污水系统制订碳减排计划重点关注的环节。对于污水系统碳减排计划的制订，依然可以从4类行动策略角度进行考虑分析，如图1-1所示

在源头控制方面，减少进入污水管渠设施和污水处理厂的污水量和污染物总量无疑可降低提升或处理污水所需要的能耗、物耗以及直接碳排放量，可采取的行动策略包括雨污分流、源分离技术等。对于污水系统，源头控制还有其独特的一面，即因地制宜、宽严相济地制定污水处理排放标准，也可从源头上减少去除污染物的能耗等实现碳减排。在过程优化方面，污水系统仍可采取一系列措施，并且是目前降低其直接碳排放量最直接和最有效的行动策略。例如，污水管渠断面、坡度优化以降低死区厌氧环境形成，以及污水生物池曝气优化减少CH或 NO生成的环境条件等，而且，曝气优化联合水泵优化也可以降低电能消耗，减少间接碳排放量。

在工艺升级方面，针对低能耗、低碳、高效的新型污水处理工艺技术探究和研发一直是行业热点，近年来，随着个别紧凑式高效脱氮工艺推广应用，通过新型工艺更新换代实现碳减排也成为可能。

在低碳能源方面，污水系统也具有其自身优势，蕴含其他系统无可比拟的化学能，以及巨大的污水余温热能 (占城市总废热排放量的 40%，且是化学能的9倍)通过既有成熟技术一一污泥厌氧消化和水源热泵技术，可保证污水系统碳中和实现并可对外输出能量，助力城镇水务系统碳中和实现。污水系统具体可采取行动策略的内容和实施特点见表 1-2。

 

图1-1 污水系统碳减排路线图

 

表1-2 污水系统碳减排技术行动策略（点击查看大图）

2.1减排路径

2.1.1源头控制

污水处理厂主要活动为处理生活污水中各类污染物，同时消耗大量能量、药剂并间接造成了相应温室气体排放与大气污染，有“污染转嫁”之嫌。因此，设法降低所需污水处理程度，即可从源头上有效降低污水处理厂的碳排放水平.

首先，可采取措施削减流入污水处理厂生活污水中的污染物浓度。例如，采取源分离技术，将居民排泄物与一般清洁用水相分离，单独收集、输送与处置。从而截留、分离排泄物中所含有的氮、磷、钾等营养元素，使之用于可持续农业生产。同时，又避免了过剩污染物进入污水处理厂，大幅降低进入污水处理厂氮、磷总量，间接提高进水中的C/N、C/P比，相当于增加额外碳源、降低污水处理程度、降低污水处理能耗及碳排放强度。估计其约可减少碳排放量 47~95kg CO2-eq/(人·a)。

其次，传统污水处理实际是将水环境污染转嫁为大气污染的过程。提高出水水质标准可以降低黑臭水体与富营养化等环境问题风险，但同时也加大了污水处理厂活水平，向大气中间接排放了更多温室气体。因此，处理标准制定不能仅局限于水环问题，也应该结合各类环境影响综合评定，确定对环境最有益的方案。另一方面，我国地域广大，气候不一，各地区生活污水呈现出不同特征，各类污染物情况也不尽相同。因此，各地管理部门也应结合各自情况，因地制宜，宽严相济地制定地方标准。

此外，一般来说，工业企业产生的生产废水经处理达标后，允许其排入市政污水管渠，与生活污水一同进行后续处理。但部分企业责任意识淡薄，违规偷排工业废水事件屡见不鲜。水质超标的工业废水会提高污水中污染物浓度，加重污水处理厂的负担，而且，其中很可能含有有毒有害物质，严重影响污水处理厂生物处理效果。治理工业废水违规超标偷排问题，需要管理部门长期严肃地监管，实施强力有效的惩治手段。

2.1.2 污水处理自动化控制

依托于信息技术发展，现代污水处理厂可使用精细传感器与控制设备对水务信息进行采集、传输、存储、处理和服务，提升污水处理效率与效能，亦可实现对污水控制过程全面监测、科学决策、自动控制并及时响应，最终实现污水处理厂自动化运行。

自动化控制核心是科学、可靠、精准的生物处理工艺模型。模型技术可基于微生物生化反应机理及大量运行数据训练，实现对生物反应池中状态进行模拟预测与分析，得出污水处理过程优化与节能降耗优化方案。在数字模拟工具辅助下，指导污水处理厂运营管理、实现精准曝气与回流控制，避免盲目投加各类药剂，可大幅节约运行能源与电力消耗，减少间接碳排放量，助力碳中和目标实现。

精确曝气是自动化控制的关键单元。曝气过程能耗较高，超过污水处理厂运行总能耗的50%以上。曝气过程需要进行精准控制。若曝气量不足，则影响微生物生化反应，不能顺利完成污水处理，影响出水水质;若曝气量过高，则又导致较高的能耗及碳排放量。此外，污水中NH 浓度也会影响曝气需求量。根据NH浓度控制曝气水平，是能够快速、经济降低能耗的方法。精确曝气应用在线监测仪表实时感知污水中溶解氧(DO)、污染物浓度等运行参数，辅以数字模拟技术计算，通过自动控制装置精确调控鼓风机的压力、曝气量，使气水比达理论最佳状态，实现按需供气，从而降低运行维护中的机械磨损及能量消耗。例如，前馈/控制/反馈控制模式，在曝气池进水前端与末端分别安装监测仪表，感知污水中的DO、NH、COD、水温等水质参数，而后利用生物模型等数字工具进行模拟计算，得出最佳曝气量并自动控制调节鼓风设备。该方法精确度较高，但较依赖监测仪表的感知精度。若仪表发生异常，则将严重影响曝气池的处理效果。随着数字技术、信息技术的发展，如神经网络、人工智能等技术也被逐步引人精确曝气自动化控制系统。

水泵运行优化也是自动化控制的重要单元之一。随着时间推移，水泵不断运行后其部件发生磨损或损坏，导致水泵的效率逐渐下降与损失。其原因包括:(1)机械磨损，如被泥沙磨损、腐蚀性物质腐蚀等;(2) 不当操作，如水泵长期不在额定状态运行，对水泵流量、压力管理不当等。为提高水泵运行效率，降低其运行能耗，可从设备维护与运行模式两方面人手。设备维护指对水泵的部件或整体进行维修与更换。例如，更换磨损的叶片，清除管道与水泵内沉积的固体。这需要加强污水处理厂内部管理制度，对厂区内设备进行长期积极的管理，保持最佳设备状态。运行模式优化调整、优化水泵运行状态、时段等，达到充分发挥水泵效率的目的。在污水处理厂中，仅少数水泵正常运行，而大多数水泵低效或无效运行的现象时有发生。由此导致大量能量被无效消耗，由此造成额外的温室气体排放。应制订合理的泵房运行模式选择恰当规格型号的水泵，以发挥水泵的最大运行效率，优化运行能耗与温室气体排放。其需要准确掌握各泵房及水泵的效率数据，以长期历史污水流量、水质等指标为基础，选择与确定最适宜的运行模式。对水泵长期监测可依靠安装额外的监测设备感知流量、能耗、水泵效率等参数，也可进一步安装管理器自动控制水泵运行状态相关研究表明，虽然安装这些设备需耗费一定的成本，但很快即可通过水泵提效节能收回。

2.1.3紧凑型污水处理工艺

污水处理过程中，生物反应器运行需要予以搅拌、曝气并回流，会消耗大量申能，从而产生的间接碳排放量，约占污水处理厂碳排放总量的 18%。因此，通过提高污水处理效率与负荷，缩小反应器体积，则可减少其规划建设中施工及建材消耗产生的碳排放量，以及运行维护中各类机械运行消耗电能、处理消耗药剂等产生的间接碳排放量。
       例如，好氧颗粒污泥(AGS)工艺，利用了微生物团聚形成的密实结构，其密度及生物量较传统工艺都有明显提高。由于氧气扩散受限，AGS内部微生物形成了层状结构。最外层为利用氧气降解有机污染物的异养细菌;中间层为利用氧气进行硝化作用的硝化细菌，最内层为偏好厌/缺氧环境的反确化细菌及聚磷菌。这种多层次结构使得AGS 可同时同步进行 COD、氮、磷的同步去除。其反应器占地面积通常为同规模污水处理工艺的1/4，整体设计简约紧凑。而其运行维护中生化反应产生NO水平与传统污水处理厂相当。但其需要的机械设备也较少，不需污泥回流泵设备，可节约 25%~30%总能耗。其工艺过程需求曝气量更低，可节约 30%能耗AGS工艺总体可减少共30%~50%能量消耗，且不需额外投加化学药剂。

2.1.4高效脱氮技术

氮是生活污水中主要污染物之一。排放至自然水体中的氮浓度超标将导致黑臭水体及水体富营养化等环境问题。传统污水处理中采用的生物脱氮工艺反应过程复杂需要好氧及缺氧环境，因而反应器容积大，运行设备多，磨损及能耗高。此外，传统生物脱氮过程还需消耗一定量的有机碳源。若生活污水有机物(COD)含量不足时则可能反而需要污水处理厂额外投加有机碳源，由此产生额外的碳排放量。因此，采用高效脱氮工艺，缩短脱氮流程，减少反应器容积及机械能耗，节省药剂消耗，可以有效降低脱氨过程中产生的间接碳排放量。
       例如，短程硝化反硝化工艺利用亚硝化细菌(AOB)与硝化细菌(NOB)对氧气亲和能力的不同，控制硝化反应只进行到NO为止，随后再进行反硝化反应，因此，可缩短脱氮反应流程。由此便可增大反应器处理负荷，缩小反应器体积，减少碳排放量，降低对碳源与O2的需求，减少曝气过程能耗，削减因电力消耗导致的间接碳排放量。
        再如，厌氧氨氧化反应(ANAMMOX)是利用相关微生物的活动，在厌氧环境中，以NO7为电子受体，将NH 直接氧化为 N2。相比于传统污水脱氮工艺中将NH 氧化至NO了，再还原至N2般“舍近求远”的处理过程，ANAMMOX反应流程要短得多，且不需消耗有机物(COD)及02，由此便减少了脱氮过程中所需的机械耗能与磨损，尤其是曝气过程，其节省能源可达 60%之多，大幅减少了碳排放量。

2.1.5污水资源回收

       市政污水及剩余污泥中富含多种资源，如磷、大分子有机物等高附加值产品。经过适当处理对其进行回收并循环利用，不仅可以产生一定的经济效益，也可作为相应产品的替代品，因而缩短了原产品及其原材料的开采、生产过程，减少了其碳排放总量。
      例如，从污水或剩余污泥中回收磷资源。磷是生命必需的重要元素，是现代农业不可缺少的营养成分，但它同时也是一种不可再生资源。由于现代社会对磷粗方式采与管理，使大量磷最终归宿沉积于海底。生活污水与剩余污泥中富含丰富的磷资源，采用适当手段进行回收，并初步加工为低级产品，可替代化石肥料的开采与消耗，间接减少其生产所导致的碳排放量。目前磷回收技术主要可分为:(1)自含磷水相，如AAO工艺厌氧池上清液及污泥消化液中，回收率为40%~50%;(2)自含磷固相，如消化污泥或脱水后消化污泥中;(3)自污泥焚烧灰分中，回收流程可达90%。

再如，从剩余污泥中回收类藻酸盐 (ALE)产品。藻酸盐是一种具有高附加值的生物聚合物，其凝胶强度高，增性好，保水能力强，用途十分广泛。目前工业上藻酸盐主要来源于大型海藻(海带)，其提取过程中产生大量工业废水，并消耗大量煤炭、酸、碱等化学品。研究发现，在常规的活性污泥工艺中，微生物均可利用污水中的有机物合成并保持较高含量的类藻酸盐，其含量可高达 10%~35% (污泥干重)。污水合成ALE技术可拓宽污泥资源化渠道，促进污水处理厂向社会输出高品质产品，间接降低了生产所导致的碳排放量。ALE 易于生物降解，亦可缓解与根治塑料制品导致的垃圾污染，助力社会的可持续发展。

3.1替碳路径

3.1.1 化学能回收

        生活污水与剩余污泥中含有大量有机物及其蕴含的化学能，通过厌氧消化工艺可将其转化为沼气，随后通过直接燃烧或发电的方式，将之转化为热能或电能，以此抵消污水处理厂能量消耗，减少碳排放量。厌氧消化输出能量能够抵消曝气、回流、消化池加热等环节能量消耗，甚至可达成污水处理厂能量中和，但难以实现碳中和中国污水水质情况仅可抵消一半左右的碳排放量。
       将污水处理厂产生的剩余污泥进行焚烧，可释放出大量热能，实质是源于生活污水中有机物携带的化学能。通过焚烧方式可以更加彻底转化并释放污泥中所蕴含的有机能，并通过热电联产(CHP) 方法将之转化为电、热等二次能源，抵消污水处理能耗或向厂区外输出。从能源回收角度出发，剩余污泥作为厌氧消化原材料，已不再是污水处理厂的负担，反而成为重要的“能源”载体。剩余污泥产量取决于生活污水中有机物的含量，低COD负荷将导致污泥量减少。我国污水中有机物含量较欧美国家低得多。也就是说，我国市政污水处理仅靠剩余污泥所回收的能源难以达成碳中和的目标，只有进行污泥增量。在此方面，污泥共消化技术似乎可行，借助外源厨余坛圾、粪便、有机废物等实现。但需要明确的是，这种共消化其实并非发掘内源产生的有机能源，即使实现污水处理碳中和也非真正实现碳中和，只能算作一种“伪中和”。

3.1.2污水余温热能提取

居民日常生活用水中，常常需要对自来水进行加热洗浴、烹饪等。因此，生活污水相对于给水来说会被升温。城镇生活污水四季温度变化不大，流量稳定，具有冬暖夏凉的特点，可以作为稳定的冷、热交换源，可以通过水源热泵技术从污水处理厂处理出水中交换热能予以实现。从污水中提取的热能属于低品位能源 (40~80C)，难以用于发电，只能进行直接利用，考虑热量散失，有效输送距离仅为3~5 km。这就决定了污水余温热能应在污水处理厂原位或在其周边就近利用。余温热能可向厂外输出，为周边建筑供暖，提供热能，也可在污水处理厂厂区内原位利用，如低温干化剩余污泥等。

污水余温热能向外输出是一种极具潜力的替碳手段，提取4C能量时，其蕴含的理论热能为464kWh/m。通过水源热泵交换热能可获取177kWh/m3热能(转化率38%，COP=3.5)118kWh/m3冷能(转化率25%，COP=4.8)，可达污水中化学能的9倍之多。若使用污水余温热能回收技术，并向周边建筑输出能量，则仅需9.8%热能或14.7%冷能，便可轻松弥补能量赤字，通过碳交易间接达成碳中和。因此，污水处理厂也不必再纠结于将污水中有机物(COD)转化为能量，可转向于回收其中的高附加值产品。作为一种清洁能源，污水余温热能回收利用的关键不在于技术迭代，而在于管理部门给予肯定和政策支持，通过给予污水处理厂“碳税减免”或“碳交易”方式推动其推广与发展。