郝曉地：污水處理行業(yè)實現(xiàn)碳中和的路徑及其適用條件對比分析

節(jié)能降耗、污泥厭氧消化產(chǎn)甲烷、與工藝相關(guān)的能源利用等策略可有助于碳減排，但這些常規(guī)方法潛力距碳中和目標仍有相當距離。國外諸多案例表明，污水余溫熱能利用技術(shù)是污水處理領(lǐng)域?qū)崿F(xiàn)碳中和運行的可行方案。在總結(jié)污水處理領(lǐng)域碳減排策略的基礎(chǔ)上，評價分析其對碳中和的貢獻。通過對國內(nèi)案例計算分析余溫熱能潛力并與有機（COD）能轉(zhuǎn)化率進行比較發(fā)現(xiàn)，污水中蘊含的余溫熱能潛力為有機化學能的9倍。余溫熱能利用可使污水處理廠達到碳中和目標，還可將剩余熱能（約75%~85%）以供熱/制冷形式向外輸出，或用于原位低溫污泥干化，實現(xiàn)污水處理廠向“能源工廠”轉(zhuǎn)型。

在污水處理過程中，由于大量藥劑，以及曝氣、污泥脫水設(shè)備、水泵等的電耗非常大，因此，污水處理行業(yè)在保護水環(huán)境的同時，也是高耗能產(chǎn)業(yè)。同時，一些污水處理過程還伴有CH4、N2O等直接溫室氣體排放，污水處理過程的、中碳排放問題不可小覷。

以實現(xiàn)碳中和（Carbon neutrality）或能量自給自足(Energy self-sufficiency)為目標，多個國家對污水處理碳中和運行制定了相關(guān)政策。荷蘭提出NEWs概念，將未來污水處理廠描述為“營養(yǎng)物（Nutrient）”、“能源（Energy）”、“再生水（Water）”三廠（Factories）合一的運行模式；新加坡國家水務(wù)局推行“NEWater”計劃，并制定水行業(yè)能源自給自足的三階段目標，其遠期目標為完全實現(xiàn)能源自給自足，甚至向外提供能量；美國以“Carbon-free Water”為目標，期望實現(xiàn)對水的取用、分配、處理、排放全過程以實現(xiàn)碳中和；日本發(fā)布“Sewerage Vision 2100”，宣布本世紀末將完全實現(xiàn)污水處理過程中能源自給自足。

已有存在一些通過不同手段實現(xiàn)污水處理廠“能量中和”或“碳中和”的國外案例。奧地利Strass污水處理廠利用初沉池可截留進水懸浮物（SS）中近60%的COD，并以A/B工藝最大化富積剩余污泥，將初沉與剩余污泥共厭氧消化并熱電聯(lián)產(chǎn)（CHP）后可實現(xiàn)108%能源自給率。美國Sheboygan污水處理廠利用廠外高濃度食品廢棄物與剩余污泥厭氧共消化并熱電聯(lián)產(chǎn)實現(xiàn)產(chǎn)電量與耗電量比值達90%~115%、產(chǎn)熱量與耗熱量比值達85%~90%。德國Bochum-Ölbachtal污水處理廠通過節(jié)能降耗與熱電聯(lián)產(chǎn)實現(xiàn)能源中和率96.9%、碳中和率63.2%。德國Köhlbrandhöft/Dradenau污水處理廠通過厭氧消化與污泥干化焚燒實現(xiàn)能源中和率>100%，并實現(xiàn)42.3%的碳中和率。希臘Chania污水處理廠通過厭氧消化實現(xiàn)70%的能源中和率，碳中和率達到58.5%。德國布倫瑞克市Steinhof污水處理廠通過剩余污泥單獨厭氧消化并熱電聯(lián)產(chǎn)獲得79%的能源中和率，再通過補充出水農(nóng)灌、污泥回田等手段額外實現(xiàn)了35%的碳減排量，使碳中和率高達114%。芬蘭Kakolanmäki污水處理廠通過熱電聯(lián)產(chǎn)與余溫熱能回收最終實現(xiàn)高達640%能源中和率與332.7%碳中和率。

以上案例表明，為實現(xiàn)碳中和目標，國外污水處理廠大都采取超量有機物厭氧消化并熱電聯(lián)產(chǎn)的方案。然而，我國市政污水處理廠普遍存在碳源低下的情況，該路徑可能無法實現(xiàn)我國污水處理廠碳中和。這就需要全方位分析污水自身潛能及利用方式來制定適宜于我國污水處理領(lǐng)域的碳中和途徑。在國內(nèi)，基于碳中和的污水處理運行機制研究才剛起步。在技術(shù)層面，各種節(jié)能降耗、能量回收方式直接或間接補償污水處理碳排放量似乎是實現(xiàn)污水處理碳中和的重要手段�；�于此，本文從能量中和與碳中和基本概念入手，梳理污水處理行業(yè)碳減排策略，同時探討其能量潛力、技術(shù)路徑及可操作性等，以期為我國污水處理領(lǐng)域選擇適宜的碳中和路徑提供參考。

一、污水處理碳減排途徑及案例分析

1.技術(shù)升級實現(xiàn)節(jié)能減排

污水處理過程碳排放分直接碳排放與間接碳排放。其中，按IPCC規(guī)定由污水中生源性COD產(chǎn)生的CO2（直接排放）不應(yīng)納入污水處理碳排放清單，而CH4、N2O及污水COD中化石成分產(chǎn)生的CO2則應(yīng)納入污水處理直接碳排放清單。因此，間接碳排放包括：電耗（化石燃料）碳排放，即，污水、污泥處理全過程涉及能耗，以及藥耗碳排放（指污水處理所用碳源、除磷藥劑等在生產(chǎn)與運輸過程中形成的碳排放）。

在污水、污泥處理過程中，直接產(chǎn)生的CH4、N2O是節(jié)能減排中應(yīng)重點關(guān)注的溫室氣體�？刂莆鬯�處理過程中產(chǎn)生的CH4有兩種方式：一是嚴防其從污泥厭氧消化池中逃逸，二是在污水處理其它單元（特別是污泥脫水和儲泥單元）及管道中避免沉積物聚積的死角，也要注意沉砂池（需選用曝氣沉砂池或旋流沉砂池）有效去除砂粒表面有機物。對N2O控制則比CH4顯得難度要大，N2O主要產(chǎn)生于硝化和反硝化過程。目前，有關(guān)N2O形成的機理研究已漸清晰，硝化過程是N2O形成的主因，反硝化過程對N2O形成的作用為次因。根據(jù)N2O產(chǎn)生機理，提高硝化過程DO濃度，增加反硝化過程有效碳源量有助于抑制N2O形成，然而，這勢必會增加CO2排放量。

間接排放主要是能耗和藥耗。由于在污水處理廠運行中最直接反映的是能耗，而藥耗形成的碳排放一般在污水處理以外的行業(yè)（化工、運輸?shù)龋┊a(chǎn)生（但應(yīng)計入污水處理碳排放清單），故污水處理廠并不關(guān)心。圖1為不同國家污水處理能耗以及所對應(yīng)的碳排放量。不同地區(qū)能耗差異較為明顯，但大數(shù)國家的處理能耗為0.5~0.6 kW·h·m-3；我國平均處理能耗0.31 kW·h·m-3（居中），巴西和印度處理能耗僅為0.22 kW·h·m-3，而丹麥、比利時、薩摩亞（1.4 kW·h·m-3）等國家污水處理平均能耗超過1.0 kW·h·m-3。然而，碳排放量結(jié)果顯示，瑞士、巴西單位水處理碳排量最低，僅為0.05 kg CO2-eq·m-3，墨西哥最高，達0.76 kg CO2-eq·m-3，我國則處于中等水平（平均值約0.28 kg CO2-eq·m-3）。高能耗一般伴隨著嚴格的出水排放標準。圖1表明，上述高能耗國家碳排放量水平卻處于與我國一樣的中等水平（≤0.4 kg CO2-eq·m-3）。調(diào)研顯示，以上國家的污水處理大都利用了污泥厭氧消化與熱電聯(lián)產(chǎn)、甚至余溫熱能等清潔能源利用方式，從而抵消了一部分碳排放量。

藥耗碳排放因工藝本身使用的藥劑所產(chǎn)生，因此，應(yīng)考慮減少碳源與化學除磷藥劑投加量，以減少此類間接碳排放。因此，以減少對碳源和藥劑的依賴的強化生物脫氮除磷技術(shù)將是今后污水處理的主流。例如，德國Bochum-Ölbachtal污水處理廠通過對原有前置反硝化工藝進行改造，不僅出水可滿足嚴格排放標準，而且能耗也從原來的0.47 kW·h·m-3降至0.33 kW·h·m-3。

另外，通過模型軟件對工藝流程進行優(yōu)化，或基于在線數(shù)據(jù)實現(xiàn)實時參數(shù)調(diào)整也可實現(xiàn)污水處理工藝節(jié)能降耗。歐盟開發(fā)了“ENEWATER”項目，用于污水處理廠能量在線平衡分配。該項目可采用模糊邏輯、人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)及隨機森林等機器學習技術(shù)，對實際污水處理廠水泵、鼓風機等設(shè)備進行優(yōu)化，可不同程度降低污水處理廠運行能耗，最高節(jié)能可達80%。然而，“零能耗”的污水處理工藝是很難實現(xiàn)的，除非采用基于自然的處理系統(tǒng)（nature-based solutions，NBS）。因此，僅僅靠節(jié)能降耗這種間接碳減排方式，尚不能完全實現(xiàn)碳中和運行的目標。

2.污泥厭氧消化產(chǎn)CH4以實現(xiàn)能源轉(zhuǎn)化

在我國碳中和目標提出后，剩余污泥厭氧消化重獲關(guān)注。上述從污水中獲取有機（COD）能源來彌補污水處理中能耗案例似乎成為實現(xiàn)碳中和目標的有效途徑。然而，污泥厭氧消化所能回收的有機能量取決于進水中有機物濃度（BOD/COD）的多寡以及厭氧消化有機物能源轉(zhuǎn)化效率，尚不能完全照搬。

因生活水平、食物結(jié)構(gòu)、無化糞池設(shè)置等原因，歐美等國家地區(qū)污水處理廠進水COD普遍高于我國，COD大于600 mg·L-1的情況非常普遍。因此，通過初沉池以懸浮固體（suspended solid，SS）形式截留大部分COD，以及剩余污泥厭氧共消化并熱電聯(lián)產(chǎn)可獲得較高的有機能源轉(zhuǎn)化率。另外，以上通過污泥厭氧消化并熱電聯(lián)產(chǎn)實現(xiàn)碳中和案例大多還通過外源有機物添加（廚余垃圾或食品廢物）來增加進水有機物的濃度，從而保證其實現(xiàn)碳中和運行目標。然而，我國市政污水的進水COD普遍偏低，COD一般為100~300 mg·L-1，甚至難以滿足基本脫氮除磷對碳源的需求，以至于為保留碳源而不設(shè)初沉池已成為主流工藝設(shè)計思路。這也使得僅依靠剩余污泥厭氧消化轉(zhuǎn)化有機能源無法實現(xiàn)碳中和運行目標，即使存在熱水解等手段強化污泥厭氧消化，在最佳運行狀況下也難突破50%CH4的增產(chǎn)量。

表1為幾個污水處理廠污泥有機能源回收過程中COD平衡數(shù)據(jù)，展示了污泥厭氧消化有機能源轉(zhuǎn)率。數(shù)據(jù)表明，進水COD中有機能最終只有不到15%可通過厭氧消化與熱電聯(lián)產(chǎn)轉(zhuǎn)化為電或熱。例如，進水COD為400 mg·L-1（理論電當量1.54kW·h·m-3）的市政污水在完成脫氮除磷目的后所產(chǎn)生的剩余污泥經(jīng)中溫厭氧消化產(chǎn)CH4并熱電聯(lián)產(chǎn)，轉(zhuǎn)化率僅13%，即實際轉(zhuǎn)化電當量僅為0.20 kW·h·m-3。

3.與污水處理相關(guān)的清潔能源工藝

既然僅靠節(jié)能降耗和污泥厭氧消化并熱電聯(lián)產(chǎn)很難實現(xiàn)碳中和目標，那可考慮通過吸收/捕捉CO2（如，植樹造林）或在污水處理工藝或廠區(qū)使用清潔能源來達到碳減排目的。因此，傳統(tǒng)意義上的可再生能源成為首要選擇。近年來，微型發(fā)電機、光伏能、風能等新型能源用于英國、土耳其和澳大利亞等國的污水處理廠，產(chǎn)生的新能源大約可彌補7%~60%的污水處理廠能耗。POWER等[30]將微型發(fā)電機技術(shù)成功用于英國和愛爾蘭等國的污水處理廠，產(chǎn)生約50%的電能，用于彌補廠區(qū)能耗。澳大利亞的污水處理廠充分利用太陽能、風能和污水水力發(fā)電技術(shù)，最終產(chǎn)生能源可滿足該水廠69%的運行能耗。希臘克里特島某污水處理廠利用光伏發(fā)電項目減排25%、風力發(fā)電環(huán)節(jié)減排25%、人工種植林固碳減排至少30%，并輔以污泥厭氧消化能源回收方來實現(xiàn)碳中和目標。具有可行性清潔能源還有太陽能。然而，受限于污水處理廠的地理位置、自然環(huán)境（光照、風速）等條件，經(jīng)詳細測算，即使將太陽能光伏發(fā)電板鋪滿整個污水處理廠最多也只能彌補約10%~15%的污水處理能耗，距離碳中和目標仍有差距。

4.通過余溫熱能利用回收能源的相關(guān)技術(shù)

污水中被忽視的另外一種潛能——水熱（余溫熱能）實際上潛力巨大，可通過熱交換（水源熱泵）方式回收并加以利用。污水余熱（<30 ℃）排放約占城市總廢熱排放量的40%，且其流量穩(wěn)定，具有冬暖夏涼的特點。熱能衡算表明，若提取處理后出水4 ℃溫差，實際可產(chǎn)生1.77 kW·h·m-3電當量(熱)和1.18 kW·h·m-3電當量(冷)。這是上述實際可轉(zhuǎn)化有機能（0.20kW·h·m-3）的9倍，亦表明有機能與熱能分別為污水總潛能的10%和90%。因此，污水余溫熱能蘊含量巨大，不僅能完全滿足污水處理自身碳中和運行（案例污水處理平均能耗約0.37 kW·h·m-3）需要，而且還有更多余熱（約85%）可外輸供熱或自身使用（如，用以進行污泥低溫干化），能形成大量可進行碳交易的負碳。污水熱能有效利用可使污水處理廠轉(zhuǎn)變成“能源工廠”。芬蘭Kakolanmäki污水處理廠的案例表明，該廠2020年的總耗能為21.0 GWh·a-1，通過熱能回收等主要手段使能源回收總量高達211.4 GWh·a-1，產(chǎn)能幾乎為運行能耗的10倍。其污泥厭氧消化產(chǎn)能僅占3.7%，只能滿足36.8%的運行能耗（0.31kW·h·m-3），而余溫熱能回收占比達95%。

二、各種碳減排策略適用條件對比

現(xiàn)有研究表明，污泥厭氧消化有機能源轉(zhuǎn)化率普遍不高，僅靠此路徑很難實現(xiàn)碳中和目標，且厭氧消化至少還有50%有機質(zhì)需進行進一步穩(wěn)定處理，因此，在污泥處理中躍過厭氧消化，而直接干化、焚燒污泥應(yīng)該是污泥處置與能源回收的上策，也成為國內(nèi)外普遍采用的方法。前文提及的進水COD為400 mg·L-1的案例，若采用直接干化焚燒工藝來處理污泥，其有機能轉(zhuǎn)化率可升至0.50 kW·h·m-3（電當量），遠遠高于厭氧消化的0.20 kW·h·m-3，扣除污水處理廠運行能耗（0.37 kW·h·m-3）后，可盈余電當量0.12 kW·h·m-3。若再進一步考慮出水熱能利用，按上述熱能實際轉(zhuǎn)化計算，水源熱泵提取4 ℃溫差后，可獲得熱能1.77 kW·h·m-3（電當量），再扣除污泥干化能耗0.61 kW·h·m-3，可盈余熱能1.16 kW·h·m-3（電當量）（見圖2）。因此，污泥焚燒熱能與余溫熱能回收可實現(xiàn)污水處理自身能源中和、甚至碳中和運行，還可使其變成能源工廠，向社會輸電、供熱。

以上案例表明，污水處理僅靠節(jié)能降耗難以實現(xiàn)碳中和，還應(yīng)通過開源來達到目標。利用光伏發(fā)電、剩余污泥化學能厭氧消化回收與水源熱泵余溫熱能回收方式，分別核算3種能量回收方式對運行能耗的貢獻率。結(jié)果表明，若進水COD為400 mg·L-1，污水化學能通過厭氧消化產(chǎn)CH4并熱電聯(lián)產(chǎn)（CHP）最多僅可彌補約一半的污水處理運行能耗，剩余一半能量赤字仍需靠其它途徑來補充。若利用出水余溫熱能，僅需要<10%熱能或<15%冷能交換（通過碳交易）便可彌補能量赤字，間接實現(xiàn)碳中和目標。剩余約90%熱能或85%冷能則可用于周邊建筑物空調(diào)、溫室供暖等，以減少外部的化石能源（煤電、油電）消耗。相比之下，光伏發(fā)電可獲得的能量則顯得有些“微不足道”，最多也就能提供10%~15%的運行能耗。因此，污水處理廠若考慮余溫熱能回收不僅可實現(xiàn)碳中和運行目標，亦可向廠外供熱/冷，從而實現(xiàn)向能源工廠的轉(zhuǎn)變。這種認知在顛覆傳統(tǒng)能量利用觀念的同時，也揭示了污水化學能的利用局限，表明可將COD的利用向高附加值產(chǎn)品（如，藻酸鹽、PHA等）資源化方向轉(zhuǎn)變，而無需再去刻意強調(diào)污泥厭氧消化產(chǎn)CH4。

余溫熱能回收與應(yīng)用并無技術(shù)障礙，唯一的利用設(shè)備——水源熱泵已較為成熟。熱能利用的最大問題是余溫熱能乃一種低品位能源（60~80 ℃），只適合熱量直接利用，并不能用來發(fā)電。當作為熱源外輸冬季供暖時，較低的水溫又決定了其熱量有效輸送半徑不能太大，僅適用于3~5 km的輸送半徑。而且在余溫熱能實際利用中，政府部門決策與規(guī)劃最為重要。個別北歐國家的作法值得借鑒，其熱能利用已涵蓋建筑供暖、溫室加溫、人工養(yǎng)魚等多個方面。例如，瑞典首都斯德哥爾摩建筑物中有40%采用水源熱泵技術(shù)供熱，其中，10%熱源來自污水處理廠出水；芬蘭Kakolanmäki污水處理廠對出水余溫熱能予以回收利用，并向圖爾庫市居民供熱、制冷，形成了大量負碳；荷蘭于2021年在烏特勒支De Stichtse Rijnlanden污水處理廠建成25 MW水源熱泵系統(tǒng)，為周邊10 000戶家庭提供供熱服務(wù)。奧地利學者通過全生命周期影響評價（life cycle impact assessment, LCIA）方法得出，該國總共173個污水處理廠中約3/4的出水潛熱可被利用，并在廠區(qū)周圍有穩(wěn)定的熱源用戶。

盡管對污水處理廠余溫熱能近距離外輸利用可大大中和工藝本身能耗，但當余熱難以外輸時，只能在污水處理廠內(nèi)部就地消納，可考慮將余溫熱能原位用于低溫干化污泥，然后將污泥集中運送至具有鄰避效應(yīng)的焚燒廠集中焚燒利用。這樣便可將不能發(fā)電的低品位熱能間接轉(zhuǎn)化為可以高溫發(fā)電的高品位熱能。另外，在冬季寒冷的北方城市，還可考慮用出水余溫熱能加熱前端進水，以確保在冬季維持生物處理效率。

三、結(jié)語

“碳中和”已成為熱詞。污水處理廠固然可以通過節(jié)能降耗、污泥厭氧消化、太陽能等方式很大程度上減少碳排放量。但是，由于我國污水存在有機質(zhì)含量低的特點，要通過這些常規(guī)手段實現(xiàn)碳中和目標差距較大。盡管污水余溫熱能的利用是使污水處理廠轉(zhuǎn)型為“能源工廠”的有效手段，但在我國污水余溫熱能尚未被視為清潔能源，更未被列入碳交易清單。因此，除了在常規(guī)“降碳”技術(shù)上下功夫，還應(yīng)在管理層面，從整個污水處理領(lǐng)域的整體規(guī)劃、污水處理廠的設(shè)計布局，以及碳匯政策等多方面著手，來選擇適合我國國情的污水處理廠碳中和路徑。慶幸的是，北京已將污水余溫熱能利用列入議事日程，但希望余溫熱能利用能統(tǒng)一規(guī)劃而不是各自為政，應(yīng)該集中于污水處理廠出水，而不是單獨樓宇的原污水原位利用，因為樓宇原位利用會降低流入污水處理廠污水溫度，對北方冬季污水處理運行極為不利。