導讀：2021年河南暴雨導致的洪澇災害給人類敲響一記警鐘：如果繼續任由全球變暖肆意發展，人類未來的境遇將不堪設想。溫室氣體排放存在于生產生活的各個環節，而且其與極端天氣出現的連鎖反應較長，導致常常選擇性忽視溫室氣體排放的后果。但逃避解決不了問題，為了控制全球變暖的發展趨勢，2016年4月22日全世界178個締約方共同簽署了《巴黎協定》，長期目標是將全球平均氣溫升幅控制在2 ℃以內。各國積極響應紛紛制定碳中和目標，我國在2020年9月提出二氧化碳(CO2)排放力爭2030年前達到峰值，努力爭取2060年前實現碳中和。

在氣候變化產生影響的溫室氣體中，最主要的是CO2，因此，在討論溫室氣體排放的時候，常用“碳排放”一詞作為代表。據統計，污水處理行業的電力消耗占全球的3%，一座中型規模的污水處理廠(規模為10萬m3/d)每日的CO2排放量等同于6 000輛轎車每日的排放量。隨著社會的發展，污水處理總量與處理標準會持續上升，污水處理行業的能耗需求也隨之增加，及時扭轉這一趨勢迫在眉睫。近年來，污水處理廠的設計和運行越來越注重在不影響出水質量的前提下，盡量減少能源消耗，如實施低碳新工藝(厭氧氨氧化工藝)，提高設備性能和設備運行的供需平衡。僅是被動節能無法實現污水處理廠的碳中和運行，污水中蘊藏著豐富的化學能和物理熱能，因此，還可以主動開發污水中的能源。污水處理是耗能行業，能量輸出看似天方夜譚，但是國際上早已有污水處理廠碳中和運行并向外輸出能量獲利的先例，如奧地利Strass污水處理廠。

本文首先明確城市污水處理廠的碳排放源，后從“節能”和“開源”兩個角度詳細介紹了實現污水處理廠碳中和運行的技術。

一、城市污水處理廠的碳排放源

1.1直接排放

污水處理廠直接排放的溫室氣體有3種：CO2、甲烷(CH4)、氧化亞氮(N2O)。謝淘等評價了北方某座污水處理廠的溫室氣體排放，結果表明該廠溫室氣體直接排放占總排放的60%以上。

非CO2的溫室氣體(CH4和N2O)的溫室效應增溫潛勢比CO2大很多，根據聯合國政府間氣候變化專門委員會(IPCC)報告，CH4溫室效應增溫潛勢是CO2的25倍，N2O溫室效應增溫潛勢是CO2的296倍。污水處理廠是非CO2溫室氣體排放的主要貢獻者，據估計，在2005年—2030年相當于全球非CO2溫室氣體總排放的4.6%～5.2%。

1.1.1 CO2的直接排放

IPCC于2006年發布了最新溫室氣體指南《IPCC國家溫室氣體清單指南》，其中將CH4和N2O列為城市污水處理廠直接排放的溫室氣體，CO2的直接排放未被列入。原因是這部分碳元素一般被認為來源于植物光合作用，起因是大氣中CO2被吸收、固定到植物中所形成的有機碳，這部分碳被稱為生源碳，是大氣中原本就存在的CO2。然而，污水處理廠進水中不只有生源碳，如洗滌劑、化妝品和藥物等最初來源為石油化工產品，并非原生態的自然原料，這部分碳不應與生源碳混為一談，稱為化石碳。且盡管生源碳來自于大氣碳庫，但目前大氣碳庫早已非原生態下的碳存量，所以很難將生源碳和化石碳劃分清晰。鮑志遠計算了4座污水處理廠化石源CO2排放量，占總CO2排放的29.59%～51.80%，因此，忽略化石碳的直接排放會造成溫室氣體碳足跡計算的缺失。

污水處理過程中CO2的直接排放有3個途徑：一是進水中CODCr的好氧降解；二是微生物的內源呼吸作用；三是反硝化過程，主要來源是好氧細菌的降解活動。Shahabadi等估算了某一食品加工廢水處理廠的CO2排放，結果表明CO2直接排放占總CO2排放量的38%。

1.1.2 N2O的直接排放

傳統活性污泥工藝脫氮要經過進水氨氮硝化過程和反硝化過程，這兩個過程都是產生N2O的主要途徑。硝化過程中發生的硝化細菌反硝化作用是活性污泥系統產生N2O的主要途徑，尤其是在缺氧或低氧條件下更為明顯。在硝化過程中另一個產生N2O的途徑是，硝化細菌將NH2OH氧化為NO2-的過程中產生副產物N2O，或者由亞硝酸鹽或氨氧化中間產物羥胺的化學分解作用產生。反硝化過程中N2O是中間產物，在N2O還原酶的活性因外界因素的影響降低或失活的情況下，N2O還原受阻，導致N2O的積累與排放。趙叢對山東省諸城市某污水處理廠各處理構筑物中N2O釋放量進行了測定，結果表明厭氧池、缺氧池、好氧池和污泥濃縮池是N2O的主要釋放來源。

1.1.3 CH4的直接排放

污水中的CH4來源于產甲烷菌厭氧降解有機物，產甲烷菌一般為專性厭氧菌，所以在厭氧的環境下有可能產生CH4。

在污水收集和輸送的管道中，污水處在厭氧環境，這給產甲烷菌厭氧降解有機物制造了條件，使污水處理廠的進水中攜帶了大量溶解態CH4，可能會在后續攪拌和曝氣的過程中排放。根據趙叢對山東省諸城市某污水處理廠各處理構筑物中CH4釋放量測定結果，最高CH4通量出現在曝氣沉砂池中。鮑志遠對厭氧好氧(AO)工藝運行的污水處理廠進行溫室氣體的監測，結果表明CH4在好氧池中排放量最大，非曝氣單元的排放量較低，可能是由于AO工藝缺少嚴格的厭氧環境。張星等對南京市某污水處理廠的各個構筑物進行了采樣分析，結果表明氧化溝、厭氧區、旋轉沉砂池、二沉池和缺氧區是該污水廠的主要CH4釋放構筑物。因此，好氧處理單元和厭氧處理單元都是重要的CH4的排放源。

1.2間接排放

污水處理廠的間接碳排放來源于電耗和藥耗。

電能主要來源于煤炭的燃燒，會間接排放CO2。污水處理廠主要耗電設備有曝氣設備、污泥處理設備、提升泵。曝氣設備是污水處理廠最大的電能消耗來源，占總電能消耗的49%～60%，污泥濃縮過程占11%、厭氧消化占9%、提升泵占8%?？偟膩碚f，污水處理廠超過一半的碳排放可以歸因于電力消耗。

藥耗主要有外加碳源、絮凝劑和助凝劑、液氯、控制酸堿度消耗的堿。每種藥劑在其生產及運輸等過程中也會有溫室氣體的排放，用其相應的碳排放系數進行衡量。

二、城市污水處理廠碳中和運行技術

為實現城市污水處理廠碳中和運行，節能是必要的，如應用低能耗的碳氮兩段法(新型AB工藝)，提高設備性能和設備運行的供需平衡。除了被動節能，污水中還蘊藏著有豐富的能源，如化學能和物理熱能(圖1)。

圖1 城市污水處理廠的碳中和運行技術路線

2.1節約能源

2.1.1 工藝

傳統活性污泥法是將污水中的有機物通過曝氣轉化為生物質和CO2，其結果是“以能消能”“轉嫁污染”，雖然傳統活性污泥法從20世紀初得到推廣應用，100多年來一直作為污水處理行業的主流技術，但是顯然其與現在追求的可持續發展觀念背道而馳。未來可持續的工藝是新型AB工藝，即A段負責高效碳捕獲，目的是使污水中的有機物在生物氧化之前被捕獲，后續用于能量回收，經A段處理后的污水呈現低碳氮比的特性，所以在B段實施低碳源需求新技術(厭氧氨氧化技術)，進一步去除污水中的污染物。

新型AB工藝現在大多停留在實驗室規模和中式規模的研究，近年國內外學者對新型AB工藝的成功實踐如表1所示。

表1 近年國內外學者對新型AB工藝的成功實踐

注：PN/AMX為短程硝化厭氧氨氧化工藝。

2.1.1.1 高效碳捕獲

典型城市污水處理廠中初沉池的出水化學需氧量(COD)/總氮(TN)一般為7～10，這對于厭氧氨氧化反應來說明顯過高，預先去除CODCr對于創造適宜的CODCr/TN是必要的。碳捕獲技術可分為生物捕集、化學捕集、物理捕集。

(1)生物捕集

①HRAS

HRAS的本質是限定參數下的活性污泥工藝。與傳統活性污泥法相比(表2)，HRAS需要控制較低的污泥齡(SRT)、水力停留時間(HRT)和溶解氧(DO)。HRAS在中試規模中對CODCr捕獲率為25%～50%，小試規模下能達到55%的CODCr捕獲率。HRAS具有有機物的礦化率低、富集有機物污泥的產量大和污泥產CH4潛勢高等特點。

HRAS出現于1923年，因其耗能較低，曾經被廣泛應用，但是其高效捕捉CODCr的能力導致后續傳統反硝化脫氮碳源不足，因此，HRAS被逐漸淘汰。隨著可持續發展的深入人心和厭氧氨氧化反應的出現(厭氧氨氧化恰好需要低碳氮比)，HRAS重新煥發生機。碳中和運行的先驅奧地利Strass污水處理廠采用HRAS捕獲了進水中60.7%的CODCr。

HRAS應在最大限度地捕獲污水中CODCr的同時，最大限度地減少CODCr礦化量(損失量)。低DO濃度似乎是控制CODCr氧化損失的有效手段，但Jimenez等的試驗結果顯示，DO質量濃度在0～0.5 mg/L時，隨著DO的升高CODCr的捕獲量顯著增加；DO質量濃度在0.5～2 mg/L時，隨著DO的升高CODCr的捕獲量緩慢上升，且DO越高混合液的胞外聚合物(EPS)含量越高。大量研究表明，碳捕獲率與EPS的產量呈現正相關。并且在較低的DO條件下，污泥中微生物種類較少，多種絲狀細菌適合在低DO條件下生長，導致污泥難以沉降。因此，依靠DO濃度來控制CODCr氧化損失是不明智的。研究表明，SRT與CODCr礦化量有關，Jimenez等的試驗結果還顯示，運行SRT越短，系統中CODCr礦化損失量越少，這與Meerburg等的試驗結果一致。

在高負荷率和短SRT下產生的污泥具有較差的沉降特性，一些作者指出HRAS系統較差的沉降特性是主要的運行缺陷之一，Cagnetta等將HRAS與溶氣氣浮(DAF)結合使用，成功地改善了HRAS系統的固液分離能力。

高負荷-再生法/高負荷接觸-穩定工藝(HRCS/HiCS)結合了“吸附-再生”工藝(CS)和HRAS的優勢。HRCS的裝置形式是HRAS的基礎上再設置一個池子，用于在與進水接觸之前對回流污泥進行曝氣，使污泥處于“盛宴-饑餓”狀態，回流污泥在與廢水(盛宴)接觸之前，在一個穩定階段(饑餓)曝氣，被間歇喂食的污泥提高了活性污泥吸附容量、CODCr去除率和絮凝能力。據報道，實驗室規模的HRCS可以捕獲55%～(70%～80%)的CODCr。Dolej?等在中試規模采用HRCS工藝對原污水進行生物絮凝，在不使用化學藥劑沉淀的情況下，高達76%的CODCr被捕獲到污泥中，46%的CODCr用于隨后的厭氧消化，能量回收潛力達到每克進水CODCr生成0.33～0.37 g CH4。

表2 傳統活性污泥法與HRAS運行參數的比較

②厭氧工藝

經過厭氧處理的出水通?？色@得低于2.5的CODCr/TN，CODCr去除率為60%～92%，可以為后續的B段處理提供一個理想的環境。厭氧工藝不需曝氣，污泥的生長率僅為活性污泥工藝的10%～20%，并且不同于HRAS的是可以將進水中被捕獲的CODCr直接產生沼氣。

厭氧工藝的反應器形式有上流式厭氧污泥床(UASB)、膨脹顆粒污泥床(EGSB)、厭氧流化床生物反應器(AFBR)等。實驗室規模的UASB總CODCr去除率為65%～90%，用于主流城市污水處理;大規模的單級UASB系統可以去除城市污水中45%～75%的總CODCr；實驗室規模的AFBR總CODCr去除率為88%。

Gu等研究開發了一種新型的一體化A-2B工藝，以AFBR為A級，序批式反應器(SBR)為B1級，厭氧氨氧化移動床生物膜反應器(MBBR)為B2級。A級的出水一部分進入B1級，另一部分與B1級的出水混合進入B2級，實現了穩定、可持續的厭氧氨氧化，脫氮率為74%。詳細的質量平衡清楚地顯示，A段CODCr捕獲率為92%，進水中58%的CODCr直接轉化為CH4，減少了至少75%的剩余污泥。

溶解CH4是厭氧工藝不可忽視的問題，據報道，20%～50%的CH4被溶解在處理過的污水中，溶解的CH4將導致城市廢水處理厭氧過程的能量效率降低，并增加其釋放到環境中的風險。為此，一些技術如下流式懸掛海綿反應器、脫氣膜、閃蒸室等，已經開發用于溶解CH4的回收或去除。

(2)化學捕集

化學捕集常稱為化學強化一級處理(CEPT/CEPS)。CEPT的原理是投加絮凝劑中和污水中膠體表面的負電荷使膠體脫穩，促進形成更大的絮凝體、增加沉降速率。CEPT可看作是初沉工藝的強化形式。一項對美國100家污水處理廠的調查結果表明，CEPT可去除80%～90%的總懸浮固體(TSS)、50%～80%的BOD5和45%～80%的CODCr，增加了近45%的污泥產量。

CEPT的CODCr捕集效果取決于化學絮凝劑的種類、投加量及進水水質。無機絮凝劑如明礬和氯化鐵(FeCl3）是CEPT工藝中最常用的絮凝劑。Dong等評估了7種不同類型的聚合物與FeCl3結合，確定了一個最佳組合：15 mg/L FeCl3和0.5 mg/L聚合氯化鋁(PAC)，對總CODCr、可溶性CODCr、TSS和總磷(TP)的去除率分別為76%、58%、89%和84%。

可溶性CODCr難以通過CEPT去除，即幾乎所有可溶性CODCr(至少占城市污水總CODCr的30%)都可能進入B段，并且據報道添加化學混凝劑會對廢污泥后續厭氧消化效率產生不利影響。

(3)物理捕集

物理捕集主要有膜分離、DAF、動態濾池技術。

膜分離是以具有選擇性透過功能的薄膜為分離介質，以壓力差、濃度差、電勢差等為推動力，使原料中的一種或多種組分選擇性優先透過膜，從而達到對混合物分離和產物提取、濃縮、捕集等目的。根據膜孔徑大小的不同可以分為微濾(MF)、超濾(UF)、納濾(NF)和反滲透(RO)，膜污染和膜能耗這兩個突出問題阻礙了膜分離的大規模工程應用。

DAF原理是由氣體(通常是空氣)使液體過飽和而產生直徑為10～100 μm的空氣微氣泡，微氣泡與污水中的顆粒物黏附，在密度差的作用下氣泡攜帶顆粒物上浮到水面，它在去除顆粒方面非常有效。據報道，兩級DAF和雙介質過濾的組合可使懸浮固體(SS)和CODCr去除率分別達到99%和75%～85%。

動態濾池工作原理是砂床作為絮凝反應器和過濾器同時工作，由于不需要任何濃縮、沉淀、浮選步驟，可使處理廠空間要求減少70%～80%。根據水力加載率、過濾器設計和介質特性的不同，SS的去除效率可能為50%～90%。

2.1.1.2 低碳新技術

經A段高效碳捕獲后，傳統污水處理工藝因碳源不足而無法實現后續充分異養反硝化過程，而厭氧氨氧化恰好不需要有機碳源。厭氧氨氧化是微生物直接以HCO3-或CO2作為碳源，將NH4+和NO2-轉變成N2的過程，它被認為是傳統污水處理工藝規則的改變者(圖 2)。

圖2 厭氧氨氧化原理示意圖

20世紀80年代末期厭氧氨氧化現象在荷蘭被發現，荷蘭代爾夫特理工大學進行了厭氧氨氧化菌的富集與證實，這成為了污水處理領域的里程碑事件，很快世界范圍內開始了相關研究。其優勢有：不需投加碳源；節省60%的需氧量；剩余污泥的產量減少80%，節省污泥處置費用；溫室氣體產量少。

實現厭氧氨氧化反應，NO2-的產生是先決條件。目前有兩種NO2-的產生途徑，一是短程硝化(PN)，二是短程反硝化(PDN)，PN與PDN對比如表 3所示。Zhang等認為PN/AMX在曝氣相關能耗、污泥產率和CODCr利用率方面均優于短程反硝化厭氧氨氧化(PDN/AMX)，表明PN/AMX可能比PDN/AMX更具經濟可行性。李健偉等則認為PDN/AMX是一項具有較強可行性的新型污水處理工藝技術，有助于城市污水處理中AAO工藝的脫氮。

表3 PN與PDN對比

目前基于厭氧氨氧化原理的污水生物脫氮工藝主要有3種：一段式PN/AMX工藝、兩段式PN/AMX工藝、PDN/AMX工藝。截至2014年，在歐洲、亞洲和北美，已有200多家基于厭氧氨氧化原理的污水處理廠成功運營，但都是應用在處理高氨氮廢水，如污泥厭氧消化液(即側流處理)和垃圾滲濾液方面。基于厭氧氨氧化原理的主流城市污水處理廠應用較少，目前較為成功的應用是新加坡樟宜回用水廠、奧地利的Strass污水處理廠以及中國西安第四污水處理廠(表4)。限制厭氧氨氧化工藝在主流城市污水處理廠應用的技術瓶頸：抑制厭氧氨氧化菌的競爭性微生物亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的生長；厭氧氨氧化菌大量富集為工程所用；獲得高標準的脫氮效果。

表4 基于厭氧氨氧化原理的主流城市污水處理廠工藝應用

厭氧氨氧化技術符合現在污水處理行業低碳節能的發展目標，擁有廣闊的應用前景，但限制其在主流城市污水應用的技術瓶頸在短時間內難以突破。與其追求實現城市污水完全的自養脫氮，還有兩條不錯的選擇：一是主流部分厭氧氨氧化，即異養耦合自養脫氮過程，不僅有可能實現污水生物脫氮系統的高效處理和出水達標，同時還可能顯著降低工程建設的造價、處理能耗和運行維護費用等；二是厭氧氨氧化技術與傳統生物脫氮技術進行組合，即將厭氧氨氧化反應池與傳統脫氮除磷反應池串聯或并聯，使二者的優勢互補，工藝流程相對簡單，不但適用于新建工程，也適合于提標改造工程，具有較強的可操作性。

2.1.2 設備

污水處理中最耗能的設備是曝氣系統和泵送裝置。曝氣系統能耗占污水處理過程總能耗的49%～60%，泵送裝置占8%。因此，設備節能方面主要集中在優化曝氣和改善泵送。

例如，用超細氣泡擴散器替代傳統擴散器可實現10%～20%的曝氣相關節能；美國的Gresham污水處理廠通過安裝兩臺高效渦輪鼓風機和超細氣泡空氣擴散器，節約了6.5%以上的電能。Gruneck污水處理廠從高壓渦輪槳輪鼓風機系統升級為Aerzen轉葉鼓風機系統，節約了8%的能源。

除了提高設備本身的性能，設備運行的供需平衡也很關鍵。許多污水處理廠存在“小馬拉大車”或“大馬拉小車”的現象。

當今主流的曝氣過程控制方式是DO作為后饋參數控制曝氣，實踐證明這種控制模式存在諸多缺欠。歐美等發達國家近些年開始采用基于營養鹽信號的后饋或前饋/后饋閉環控制，在改善出水水質的同時，可以降低15%～30%的運行能耗，并提高處理過程穩定性。

采用變頻調速技術是泵送系統最節能的流量控制方法，從小型污水處理廠(70 000 kW·h/a)到大型污水處理廠(2 800 000 kW·h/a)均能有效節能。但是如果沒有正確選擇和應用變頻器反而會浪費能量，低于滿負荷的75%運行時，變頻器的效率可能非常低。

2.2開發能源

只降低廢水處理過程中的能耗無法實現污水處理廠的碳中和運行，必須還要主動利用污水中的能源。

2.2.1 污水中的有機能源(CODCr)

城市污水處理廠的進水中含有大量的CODCr，為了使出水達到排放標準,需要去除污水中的CODCr。傳統的污水處理工藝將進水中CODCr大部分好氧轉化為CO2，CODCr實際上含有大量化學能，與其將CODCr用“以能消能”方式去除，不如轉化為能源物質(如CH4)加以利用。CH4是一種燃燒熱較高的清潔能源，其熱值為8.4×104 kJ/kg，在燃燒時可以同時提供電能和熱能。

去除每克CODCr大約需要1.5 kW·h電能，同時產生0.3～0.5 g的污泥，反之將1 g CODCr轉化為CH4的理論化學能為13.9 kJ。這表明如果如前所述A段盡可能地捕獲CODCr回收能源；減少與曝氣有關的能源消耗；減少剩余污泥的產生。

郝曉地等以北京某市政污水處理廠為例計算其化學能轉化，案例污水處理廠的進水CODCr質量濃度為400 mg/L，將初沉與剩余污泥進行厭氧消化產CH4并實施熱電聯產，產能為11 805 kW·h，厭氧消化池的實際能耗為66 945 kW·h，能量產出遠高于厭氧消化池的能量投入。

厭氧消化回收CODCr在歐美已廣泛應用，奧地利Strass污水處理廠通過利用剩余污泥厭氧產CH4，運行能量平衡率能夠達到108%，即該污水處理廠僅通過回收剩余污泥中的有機能源一項便能滿足其全部能源消耗。盡管污泥厭氧消化能量回收產CH4的核心技術已發展成熟，但它只安裝在大中型污水處理廠經濟上是可行的，我國目前僅有不到5%數量的城市污水處理廠采用污泥厭氧消化系統。

許多現有的厭氧消化池負荷不足，且單一基質的厭氧消化存在一些與基質特性有關的缺陷。將有機廢物(如廚余垃圾、油脂)與污泥混合進行厭氧共消化，有助于調整厭氧消化基質，增加有機負荷、沼氣產量和能量回收，更有效地利用沼氣池容積和減少生物固體產量，減少投資。Gruneck污水處理廠通過添加食物垃圾共同消化使能源自給率增加16%，Strass污水處理廠通過廚余垃圾與污泥的共消化提升CH4產氣量，到2014年能量補償率達到200%，不僅可以滿足污水處理廠自身的運行，還能對外輸出電能獲得經濟效益。

但是厭氧消化過程的整體能源效率較低，只有30%～50%的總CODCr能被降解成沼氣，這意味著若沒有足夠的外源有機廢物進行共消化，僅利用污水中的CODCr較難實現污水處理廠的碳中和運行。并且污泥厭氧消化后仍有大量的殘渣要處理，厭氧處理不當(如CH4泄露)可能會影響鄰近環境。實現高效穩定的CH4產出，還有很多技術上的瓶頸需要突破。

2.2.2 污水中的物理熱能

污水中化學能的開發一直備受關注，厭氧消化產CH4已是老生常談。但是我國市政污水處理廠有機物濃度普遍偏低，一般僅為歐洲國家的1/2，事實上污水中余溫熱能較化學能實際可利用量更大。

污水中的物理熱能是一種重要的可再生能源，污水余溫約占城市總廢熱排放量的40%。污水排放出口溫度(平均溫度為27 ℃)比自來水溫度高出2～17 ℃，且污水四季水溫波動不大、流量大而穩定。當CODCr質量濃度為400 mg/L時，熱能與化學能的比值約為3。以我國為例，污水處理廠至少50%的能耗可以從熱能中回收，完全有可能抵消化學能利用的不足造成的碳中和目標無法實現。

郝曉地等以北京某市政污水處理廠為例，計算將水源熱泵系統從污水中獲取的熱能與污泥厭氧消化產CH4后熱電聯產轉化的化學能，有機物化學能可滿足碳中和運行能量需求的53.2%，碳中和赤字能量(46.8%)利用不足15%的出水量中熱能即可獲得滿足。

在20世紀七八十年代，歐洲國家及日本就已開始利用污水中的熱能，世界范圍內現有至少500個污水源熱泵應用實例。

污水余溫熱能利用有原位利用和集中利用兩種方式。

(1)原位利用

原位利用可分為管道原位利用、居家原位利用。

居家原位利用是指在用戶端安裝家庭熱交換器，污水經過熱交換器所獲得的熱量直接供家庭使用。管道原位利用是指在市政管道中安裝熱交換器，獲得的熱量供周圍建筑物使用。目前國內外污水余溫熱能利用以原位利用為主。

瑞士研究人員報告稱，超過15%的建筑熱能通過下水道系統流失。在法國，建筑物出口的廢水溫度為27～35 ℃，在進入污水處理廠之前，溫度垂直下降到13 ℃。原位利用可以降低這部分的熱損失。但是原位利用使得污水處理廠進水溫度下降，低溫不利于脫氮過程，可能會影響污水處理廠的正常運行。不同國家制定了各自的污水進水最低溫度標準，以確保污水處理廠的高效運行，例如瑞士規定污水處理廠進水水溫不得低于10 ℃。

在巴黎南特爾的一個低碳區建設過程中，將熱交換器集成到下水道網絡中，建設了一個800 m長的集中供熱網絡。Guo等評估發現熱泵系統溫室氣體減排約75%，CO2排放量比燃氣供暖少4倍。Wong等分析了香港高層住宅淋浴水熱回收情況，將單通逆流熱交換器水平安裝在淋浴排水下方，用于預熱冷水，結果表明可回收4%～15%的淋浴熱水熱量。

需要注意的是若污水含污染物較多，污垢會在熱交換器表面堆積，它增加了熱交換器的熱阻，一般稱為污垢阻力。由于污垢阻力，熱交換器的傳熱性能下降，節能較少，并增加了設備的維護成本。挪威從1980年開始便專注于建設管道原位利用的污水熱能熱泵系統，并開發了淋水式熱交換器，用以解決熱交換器堵塞問題。因此，原位利用需要足夠的清潔技術，以保持熱交換器有效傳熱。

(2)集中利用

集中利用是指從污水處理廠出水中提取熱能供污水處理廠內部、周邊住宅或企業利用。

污水處理廠進水溫度較高，但是進水含有大量污染物會影響熱交換器的性能。出水中的污染物含量很低，研究發現出水比進水有更大的潛熱值，且從出水中提取熱能不會對污水處理過程造成任何影響，所以選擇出水進行熱能的利用。

因遠距離傳輸熱損失較大，集中利用受限于短距離利用(3～5 km)，這使廢水中只有一小部分可用熱量被利用。Chae等在韓國的Kiheung Respia污水處理廠利用回收的熱量提供了污水處理廠區域內建筑物所需的供熱需求，但是供熱需求僅使用了出水中可用熱量的2.2%。由此可見污水中的許多可用熱量仍未被利用，污水處理廠熱能利用的穩定出路是如今需要關注的問題。

利用污水處理廠出水進行熱能交換早已不是技術難題，荷蘭等歐洲國家早在20世紀七八十年代便建成超過50個污水處理廠余溫熱能利用工程。

被熱泵交換出的熱能溫度一般在50～80 ℃，屬于低品位能源，不能用于發電，只能被就近直接利用，這只能很有限地利用污水中的余溫熱能。原位利用解決了遠程輸送導致熱損失的問題，但是存在熱交換器堵塞、損壞等問題，并且在冬季很可能導致污水處理廠進水溫度低而影響后續生物處理的正常運行。

基于此，未來污水余溫熱能的利用方向應是在出水集中利用的基礎上，應用利用污水余溫熱能干化污泥的技術，干化后的污泥可用于焚燒發電。這實現了低品位熱能向高品位熱能的“華麗轉變”，使集中利用不再受距離限制，污水中余溫熱能有了大而穩定的出路。此外，污水處理廠多建在郊區，可以在其附近發展種植業，為農業大棚供熱。

三、結論與展望

污水中含有豐富的淡水、能源和營養物，而不是“廢物”，污水處理廠不應再被認為是污染去除系統，而應是資源和能源回收工廠。實現污水處理廠碳中和運行的方案有如下幾點。

(1)應用新型AB工藝。即A段負責高效碳捕獲，目的是使污水中的有機物在生物氧化之前被捕獲，后續用于能量回收，經A段處理后的污水呈現低碳氮比的特性，所以在B段實施低碳源需求新技術(厭氧氨氧化技術)，進一步去除污水中的污染物。

(2)污水處理中最耗能的設備是曝氣系統和泵送裝置。曝氣系統能耗占污水處理過程總能耗的49%～60%，泵送裝置占8%，可以通過提高設備性能和設備運行的供需平衡來減少能耗。

(3)城市污水處理廠的進水中含有大量的CODCr，為了使出水達到排放標準，需要去除污水中的CODCr。傳統的污水處理工藝將進水中CODCr大部分好氧轉化為CO2，CODCr實際上含有大量化學能，與其將 CODCr 用“以能消能”方式去除，不如轉化為能源物質(如CH4)加以利用。

(4)污水中的物理熱能是一種重要的可再生能源。污水余溫約占城市總廢熱排放量的40%，污水排放出口溫度(平均溫度為27 ℃)比自來水溫度高出2～17 ℃，且污水四季水溫波動不大、流量大而穩定。

研究者們應當跳出傳統污水處理技術的象牙塔，攻堅克難，實現我國“2030年前達到峰值，2060年前實現碳中和”的承諾。經濟發展固然重要，但若沒有了賴以生存的家園何談發展，在減少碳排放這件事上拖延只會讓人類最后自食惡果，亡羊補牢、猶未晚也。

文章轉載自：慧聰水工業網  http://www.water.hc360.com/2023/0411/149921.html