韋朝海，周紅桃，黃晶，韋聰，楊興舟，韋景悅，李澤敏，胡蕓，任源

(華南理工大學(xué) 環(huán)境與能源學(xué)院，廣州 510006)

中國城鎮(zhèn)化和工業(yè)化的發(fā)展以及人民生活水平的提高，增加了污水和工業(yè)廢水的排放量，加劇了水環(huán)境污染的負(fù)荷程度。為了解決舊有污水處理廠現(xiàn)狀與標(biāo)準(zhǔn)不斷提高的工程技術(shù)需求的結(jié)構(gòu)性矛盾，污/廢水(文中用污水表達(dá)污/廢水)處理廠的大規(guī)模建設(shè)不僅消耗一次資源，持續(xù)運(yùn)行的高能耗也成了新的挑戰(zhàn)。美國早在1978年就建成15 000多座污水處理廠，目前已經(jīng)超過20 000座，二級(jí)和二級(jí)以上生物處理系統(tǒng)占建廠總數(shù)的97%[1]。2008年，美國建成了迄今世界上最先進(jìn)的污水處理廠，造價(jià)4.9億美元，占地8萬m2，能將約31.8萬m3/d污水轉(zhuǎn)化為飲用水[2]。最近幾年，美國加速了污水處理廠的升級(jí)改造，包括污泥、廢氣、能耗、風(fēng)險(xiǎn)等的綜合管理升級(jí)，在碳減排、深度處理及營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)利用等方面進(jìn)行集成系統(tǒng)創(chuàng)新[3-4]。中國城市污水處理在20世紀(jì)80年代中后期才正式起步，1984年，采用改良傳統(tǒng)活性污泥法處理量達(dá)26萬m3/d的天津紀(jì)莊子污水處理廠的投產(chǎn)，標(biāo)志著中國的污水處理進(jìn)入一個(gè)新的階段[5]?！笆濉逼陂g，全國城鎮(zhèn)污水處理投資4 300億元，新增污水處理規(guī)模4 569萬m3/d，升級(jí)改造污水處理規(guī)模2 611萬m3/d，年COD削減量280萬t[6]。迄今，中國已經(jīng)建成污水處理廠5 800多個(gè)，形成了全國的基本覆蓋面，可以認(rèn)為，中國的污水處理由污染防治階段進(jìn)入了追求生態(tài)和諧的技術(shù)創(chuàng)新時(shí)代。由于污徑比的約束，中國大部分地區(qū)的地表水已經(jīng)沒有納污的環(huán)境容量，目前的解決途徑之一是推進(jìn)地表Ⅳ類水的污水排放標(biāo)準(zhǔn)，但這將帶來水處理能耗的劇增。因此，評(píng)估污水的內(nèi)含能及其開發(fā)途徑已經(jīng)成為非常緊迫的任務(wù)。

污水處理廠運(yùn)行的總成本主要包括：人工費(fèi)、能耗費(fèi)、藥劑費(fèi)、管理費(fèi)、基建分?jǐn)傎M(fèi)、污泥處理/處置費(fèi)、廢氣凈化費(fèi)、達(dá)標(biāo)污水排放費(fèi)、設(shè)備維修費(fèi)與折舊費(fèi)等，其中，能耗費(fèi)一般占總成本的60%～90%[7]。2002年有報(bào)告稱，用于污水處理的耗電量約占美國全國發(fā)電量的4%，污水處理的能耗開始成為受關(guān)注的問題[8]。根據(jù)2016年的統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)，中國污水排放總量約為711.1億t，年耗電量約為2 130億kWh，占當(dāng)年全國發(fā)電量(49 591億kWh)的4.3%，約相當(dāng)于2.5個(gè)三峽工程的年發(fā)電量(2009年為847億kWh)[9]。分解污水處理各工藝單元的能耗分布發(fā)現(xiàn)，水泵提升與曝氣供氧是能耗的主要部位，約占總電耗的70%～90%。其中，污水提升能耗約占25%、曝氣系統(tǒng)能耗約占55%、污泥處理系統(tǒng)能耗約占15%[1,10]?？梢哉J(rèn)為，這三個(gè)方面是污水處理節(jié)能減排的核心目標(biāo)。

目前，通過生物燃料電池(MFC)原理等從污水中直接回收清潔能源的研究方興未艾，然而，人們并不知道污水中到底含有多少可以開發(fā)/轉(zhuǎn)化的能量物質(zhì)與形式，更缺乏對(duì)不同能量開發(fā)模式可能帶來的環(huán)境與生態(tài)效應(yīng)的了解。筆者分析了污水的內(nèi)含能，討論污水處理工藝的耗能原因及影響因素，比較節(jié)能的不同評(píng)價(jià)方法，建立三個(gè)方面的聯(lián)系，思考能量趨零的污水處理達(dá)標(biāo)技術(shù)是否存在及能量趨零的邊界條件，由此思考開創(chuàng)新一代技術(shù)的可能方向，即污水處理的目標(biāo)應(yīng)當(dāng)建立在最大限度削減風(fēng)險(xiǎn)污染物的同時(shí)，追求最少的物耗、最低的能耗、可資源化的產(chǎn)品以及二次污染最小化的結(jié)合，同時(shí)為污水處理工程的穩(wěn)定運(yùn)行與科學(xué)管理提供理論與實(shí)踐方法方面的指導(dǎo)。

1 污水的內(nèi)含能

1.1 污水內(nèi)含能的表征與計(jì)算

污水中內(nèi)含能值的準(zhǔn)確評(píng)估為能量轉(zhuǎn)化與耗能評(píng)價(jià)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。迄今為止，對(duì)于污水內(nèi)含能的研究很少，且主要是對(duì)單一物質(zhì)或者已知幾種混合物質(zhì)的計(jì)算[11]。針對(duì)組成復(fù)雜的污水，建議采用化學(xué)計(jì)算表征和水質(zhì)指標(biāo)表征兩種方法。定義污水內(nèi)含能為：基于物質(zhì)與分子不同水平、存在于污水中、且能被現(xiàn)有科學(xué)技術(shù)開發(fā)利用的能量集合，由單位體積的污水因環(huán)境溫差產(chǎn)生的熱能、因污水處理工藝前后兩個(gè)反應(yīng)池的設(shè)計(jì)高差產(chǎn)生的位能以及在常溫常壓下各污染物所具有的化學(xué)能量三者組成，化學(xué)能主要通過分子動(dòng)能與化學(xué)鍵能表征。其中，分子動(dòng)能是指大量分子無規(guī)則運(yùn)動(dòng)產(chǎn)生的能量，常用分子平均動(dòng)能表示，包含著平均平動(dòng)動(dòng)能和轉(zhuǎn)動(dòng)動(dòng)能。平動(dòng)動(dòng)能評(píng)價(jià)的唯一指標(biāo)為溫度，轉(zhuǎn)動(dòng)動(dòng)能還與分子自由度有關(guān)?；瘜W(xué)鍵能是指分子內(nèi)部原子之間形成(或斷裂)的化學(xué)鍵所放出(需要)的能量。目前還沒有涉及原子核內(nèi)能的開發(fā)與評(píng)價(jià)。

1.1.1 化學(xué)計(jì)算表征 污水內(nèi)含能的化學(xué)計(jì)算表征主要通過水質(zhì)組分的分析和化學(xué)鍵能的計(jì)算，并通過不同分子的數(shù)目與鍵能求和，得出單位體積的污水內(nèi)含能。熱能與位能需要單獨(dú)計(jì)算。

首先，必須對(duì)污水的水質(zhì)組成有較為清楚的認(rèn)識(shí)。有人從簡單的上清液化學(xué)組成分析[12]到具體的地下水水質(zhì)分析[13]，最后運(yùn)用各種化學(xué)統(tǒng)計(jì)方法(如PCA(Principal Component Analysis)、PLS(Partial Least Squares))對(duì)實(shí)際污水，特別是工業(yè)廢水進(jìn)行了研究[14]，明確了與污水內(nèi)含能相關(guān)的水質(zhì)因素。Ren等[15]對(duì)廣東韶鋼焦化廢水的水質(zhì)組成進(jìn)行了詳細(xì)的實(shí)驗(yàn)分析，通過離子色譜、ICP/MS、GC/MS等分析手段測試了廢水中COD、BOD、色度、氨氮、主要陰陽離子、金屬成分及有機(jī)物組成等，為廢水內(nèi)含能表征的計(jì)算提供了基礎(chǔ)。但數(shù)以萬計(jì)的污染物種類并不能完全通過現(xiàn)有的檢測分析儀器和手段加以識(shí)別，成為化學(xué)能計(jì)算不精準(zhǔn)的一個(gè)重要原因。對(duì)此，有必要從污水水質(zhì)指標(biāo)中識(shí)別對(duì)能量具有相關(guān)性的綜合指標(biāo)，探索能量表達(dá)的當(dāng)量模式。

在化學(xué)鍵能的計(jì)算方面，最早是在分析歸納實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的基礎(chǔ)上得到計(jì)算鍵能的經(jīng)驗(yàn)公式，見式(1)，結(jié)果與實(shí)驗(yàn)值或文獻(xiàn)推薦值的誤差在±5 kcal/mol以內(nèi)[16]。在對(duì)大量無機(jī)化合物和有機(jī)化合物中各種類型鍵能計(jì)算的基礎(chǔ)上，總結(jié)得到了常見物質(zhì)的化學(xué)鍵能數(shù)據(jù)。

D=87.72×(N/r)2/3×1/r×(1-m*/18.587 4)+

K×(xA-xB)2

(1)

式中：D為A—B鍵的鍵裂能，kcal/mol；r為鍵長，?；N為鍵合原子的價(jià)電子數(shù)之和；xA、xB分別為A、B的原子電負(fù)性或基團(tuán)電負(fù)性；m*為鍵合原子上有效不成鍵電子數(shù)之和；K為經(jīng)驗(yàn)常數(shù)，主族元素與O、F所成鍵K=8.0，第一過渡系元素與O所成鍵K=13.0，第二、三過渡系元素與O所成的鍵K=19.5，其他不含O、F原子的鍵K=13.0。

隨著量子化學(xué)理論的發(fā)展(如價(jià)鍵理論與密度泛函理論)，相應(yīng)產(chǎn)生了多種計(jì)算鍵能的方法(如半經(jīng)驗(yàn)方法、從頭計(jì)算法等)，不同金屬氧化物的鍵能可以被分析[17]。在計(jì)算機(jī)平臺(tái)上，利用量子化學(xué)理論，能快捷地計(jì)算各種物質(zhì)的化學(xué)鍵能。受限于污水成分復(fù)雜、種類繁多且不能完全檢測，不能計(jì)算所有物質(zhì)的化學(xué)鍵能，但可以得到污水常溫常壓下的內(nèi)含能、熱能、位能以及化學(xué)能與分子動(dòng)能的理論數(shù)學(xué)計(jì)算模型，分別見式(2)～式(5)[18-19]。

E=E1+E2+E3

(2)

E1=cmΔt

(3)

E2=mgΔh

(4)

(5)

式中：E為污水內(nèi)含能，J；E1為污水熱能，J；E2為污水位能，J；E3為污水化學(xué)鍵能與分子動(dòng)能，J；c為污水比熱容，取4.2 kJ/(kg·K)；m為污水質(zhì)量，kg；Δt為水溫與環(huán)境溫差，K；Δh為出水口與處理池面高差，m；g為重力加速度，取9.8 m/s2；Ci為第i種物質(zhì)的濃度，mg/L；V為污水體積，L，單位體積取1 L；Mi為第i種物質(zhì)的摩爾質(zhì)量，g/mol；NA為阿伏加德羅常數(shù)，6.02×1023mol-1；Ei為第i種物質(zhì)的化學(xué)鍵能，J，可查《化學(xué)鍵能數(shù)據(jù)手冊》；mi為轉(zhuǎn)動(dòng)自由度；k為玻爾茲曼常量，取1.38×10-23J/K；T為溫度，標(biāo)況下取273.5 K。

如果所有的參數(shù)可以獲知，可按照式(2)～式(5)精準(zhǔn)地計(jì)算污水的內(nèi)含能，但在現(xiàn)有的數(shù)據(jù)庫與儀器條件下無法完成。對(duì)此，可以嘗試通過假設(shè)估算其化學(xué)內(nèi)含能與分子動(dòng)能的途徑來評(píng)估總內(nèi)含能的值。因此，發(fā)展更為先進(jìn)的測量方法對(duì)計(jì)算方法的結(jié)果加以驗(yàn)證，是未來水質(zhì)學(xué)與能量學(xué)結(jié)合研究的重點(diǎn)，目前的基礎(chǔ)研究與數(shù)據(jù)積累還比較薄弱。

1.1.2 水質(zhì)指標(biāo)表征 污水內(nèi)含能的水質(zhì)指標(biāo)表征是將污水內(nèi)含能與其處理評(píng)價(jià)指標(biāo)相關(guān)聯(lián)，常用單位質(zhì)量COD的能量當(dāng)量來表達(dá)。這種方法相對(duì)于前面的化學(xué)計(jì)算法，在一定程度上解決了污水水質(zhì)組成不能準(zhǔn)確表達(dá)所帶來的缺陷。

表1列出了內(nèi)含能測定方法的發(fā)展。由簡單的熱量守恒到綜合利用彈式熱量計(jì)與冷凍干燥的結(jié)合，由此建立了與水質(zhì)指標(biāo)COD的當(dāng)量關(guān)系。在樣品的處理過程中，其揮發(fā)分損失高達(dá)26%，使得最后的測定值偏小，對(duì)此，需要對(duì)方法進(jìn)行校正。水質(zhì)指標(biāo)的表征相比于化學(xué)計(jì)算的準(zhǔn)確性較低，但具有現(xiàn)實(shí)可操作性。兩種污水內(nèi)含能的計(jì)算方法各有缺陷，隨著計(jì)算機(jī)水平的發(fā)展與化學(xué)檢測手段的提高，兩種方法相結(jié)合可以獲得更為準(zhǔn)確的污水內(nèi)含能計(jì)算值。

表1 熱力學(xué)內(nèi)含能測定的發(fā)展Table 1 Calorimetry development of embodied energy of wastewater

1.2 污水內(nèi)含能的可能利用方式

根據(jù)式(2)～式(5)估算，COD=5 000 mg/L的1 m3焦化廢水的內(nèi)含能約為390 MJ，當(dāng)量熱值換算成標(biāo)準(zhǔn)煤為13.32 kg。實(shí)際處理費(fèi)用按10元/m3計(jì)，根據(jù)煤的市場價(jià)換算成標(biāo)準(zhǔn)煤消耗約5 kg/m3，是所含內(nèi)含能的37.5%左右。上述數(shù)據(jù)表明，只要開發(fā)約40%內(nèi)含能就可以滿足廢水處理費(fèi)用的需求。

針對(duì)內(nèi)含能的開發(fā)利用，實(shí)際工藝處理過程中有兩種途徑：

第1種是利用微生物去除廢水中有機(jī)污染物，將易生物降解的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定礦化的物質(zhì)，過程中釋放的能量以ATP的形式儲(chǔ)存在微生物體內(nèi)。微生物獲得維持自身增殖所需的能量，其余部分以熱能的方式散失。通過分析可知，廢水中的污染物，特別是有機(jī)污染物，含有可被特定微生物菌群利用的內(nèi)含能[23]。

第2種是通過生化過程或者物理過程對(duì)內(nèi)含能加以開發(fā)回用。利用污水產(chǎn)生甲烷、氫氣或其他還原性氣體獲得高熱值能源供給工業(yè)與生活應(yīng)用，既厭氧降解了污染物，又減少了一次能源的消耗。通過可燃吸附劑(如活性炭)將有機(jī)污染物富集，獲得高密度能量共同體加以回收，也是污水能量轉(zhuǎn)化的一種有效途徑[24]。其他污水內(nèi)含能的可能利用方式需要進(jìn)一步探討。內(nèi)含能的準(zhǔn)確分析評(píng)價(jià)對(duì)于能量開發(fā)途徑的選擇至關(guān)重要。

2 能耗分析

污水處理的能量消耗與污水的自身水質(zhì)、進(jìn)水流量/處理規(guī)模、選擇的處理技術(shù)與方法、出水水質(zhì)要求等因素有關(guān)。據(jù)統(tǒng)計(jì)，污水處理的能耗不是均勻單元工藝分布，大部分消耗在少數(shù)主要污染物的去除與轉(zhuǎn)化上，最關(guān)鍵的是有機(jī)物的降解與穩(wěn)定[25]。一般可以將污水處理的能耗劃分為直接能耗和間接利用能耗[26]。直接能耗為處理過程現(xiàn)場直接消耗的能源與資源，如電能與化學(xué)藥劑；間接利用能耗是維護(hù)工藝運(yùn)行的能源資源的消耗，用當(dāng)量能耗表示，如人工、設(shè)備折損等消耗。間接利用能耗難以準(zhǔn)確表達(dá)，由于過程統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)不完整，常用能量附加因子進(jìn)行估算。

2.1 能耗分析的熱力學(xué)

2.1.1 能耗的熱力學(xué)分析基礎(chǔ) 熱力學(xué)第一定律表明，在一個(gè)特定的研究系統(tǒng)中，進(jìn)入系統(tǒng)的能量分為被系統(tǒng)利用部分與排出部分，其總值不變。熱力學(xué)第二定律表明，在能量的轉(zhuǎn)化過程中具有一定的方向與不可逆特性。針對(duì)一個(gè)生物處理系統(tǒng)，進(jìn)入系統(tǒng)的污水、營養(yǎng)元素、藥劑與空氣所攜帶的能量等于生物系統(tǒng)的污水、過程反應(yīng)產(chǎn)生的氣體與污泥帶走的能量，這由熱力學(xué)第一定律所決定。而對(duì)于曝氣風(fēng)機(jī)，按照熱力學(xué)第二定律，其所耗電能肯定大于其轉(zhuǎn)化的機(jī)械能或者風(fēng)能。

2.1.2 能耗的基本原理 在熱力學(xué)基礎(chǔ)上，得到能耗的基本原理是：輸入能量=有效利用的能量+損失能量，可以用能量流動(dòng)表示。

∑E=∑Ws+∑Q+∑E1+∑E2

(6)

系統(tǒng)進(jìn)入能量∑E與離開的各種形式能量和(∑Ws、∑E1和∑Q)加上內(nèi)部貯存能量∑E2相等。式(6)中：∑Ws為系統(tǒng)對(duì)外或外界對(duì)系統(tǒng)所作的軸功；∑Q為系統(tǒng)向周圍環(huán)境散發(fā)或由外界供給的熱量；∑E1為介質(zhì)(如出水、污泥)離開系統(tǒng)時(shí)帶走的部分能量，以能量損失的方式排出系統(tǒng)。定義進(jìn)入研究系統(tǒng)或者系統(tǒng)對(duì)外做功/供熱的能量為正值，反之為負(fù)值。

圖1所示為自主研發(fā)的焦化廢水處理OHO工藝。進(jìn)入系統(tǒng)的物質(zhì)有廢水、空氣/氮?dú)?、藥劑，排出系統(tǒng)的有污泥、廢氣、油渣和出水，系統(tǒng)變化的是廢水的組成、氣體組成、微生物的增長/衰亡、設(shè)備的折損等當(dāng)量能量，文獻(xiàn)[27]分析了OHO工藝每一個(gè)子單元的能耗因子，并建立了總能耗模型，本文不再贅述。結(jié)合圖1與式(6)可知，∑Ws包括污水提升與回流的水泵所做軸功、曝氣機(jī)提供空氣所做功、污泥輸送與脫水系統(tǒng)所做功以及混凝攪拌加藥系統(tǒng)設(shè)備所做功，可以歸一化表達(dá)為系統(tǒng)電耗；∑Q則主要包括各種反應(yīng)設(shè)備散發(fā)的熱量。其中，局部能量可以通過二次開發(fā)加以回收；∑E1包括外排水帶走的能量、污泥排出帶走的能量與好氧反應(yīng)系統(tǒng)尾風(fēng)帶走的能量；∑E2主要指系統(tǒng)內(nèi)部微生物生長繁殖所積累的能量。

圖1 焦化廢水OHO工藝物料與能量流動(dòng)系統(tǒng)Fig.1 Substances and energy flow of O/H/O process in coking wastewater treatment

2.2 能耗分析的當(dāng)量假設(shè)

在進(jìn)行能耗分析時(shí)，由于反應(yīng)系統(tǒng)的龐大與污水水質(zhì)結(jié)構(gòu)的復(fù)雜，不能對(duì)每種污染物的反應(yīng)均一一進(jìn)行能耗分析?？茖W(xué)的假設(shè)在系統(tǒng)能耗分析中顯得十分必要。

2.2.1 污染物的能量 污水中污染物的種類繁多，不可能列舉所有的污染物反應(yīng)進(jìn)行能耗計(jì)算，而是把污染物看作一個(gè)整體，根據(jù)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)換算成單位質(zhì)量COD的當(dāng)量能量。污水中污染物的能量采用COD換算，Owen[28]提出了污水中有機(jī)物由碳?xì)溲醯貥?gòu)成，視為C10H18O3N，利用燃燒熱焓與COD的數(shù)值當(dāng)量可得13.94 kJ/g(COD)。同樣，污泥中微生物細(xì)胞可以寫成通式C5H7NO2，且有機(jī)干物質(zhì)(ODS)燃燒產(chǎn)生的熱值在區(qū)間18～26 kJ/g(ODS)中變化[29]。

2.2.2 二次能源的當(dāng)量熱值 在進(jìn)行能耗分析時(shí)，二次能源及間接消耗的介質(zhì)通過熱量當(dāng)量換算成一次能源。在污水處理系統(tǒng)中，電能是最主要的一次能源。目前，中國熱電聯(lián)產(chǎn)熱轉(zhuǎn)化效率約為45%，按1 kg標(biāo)準(zhǔn)煤的低位發(fā)熱量29.27 MJ計(jì)，生產(chǎn)1 kWh電能需消耗0.273 kg標(biāo)準(zhǔn)煤。若按照中國工業(yè)用電平均價(jià)格0.8元/kWh計(jì)，則1元人民幣的水處理費(fèi)用相當(dāng)于標(biāo)準(zhǔn)煤熱值9.99 MJ。因此，污水處理系統(tǒng)中的部分二次能源當(dāng)量熱值可通過表2中的公式來計(jì)算。

表2 二次能源的當(dāng)量熱值估算Table 2 Equivalent caloricity estimation of secondary energy

2.2.3 能流圖 能流圖是表示能量(如熱能、電能等)流動(dòng)狀況的圖示表達(dá)，可以針對(duì)整個(gè)系統(tǒng)性的工藝，也可以針對(duì)某個(gè)單元工藝或單獨(dú)設(shè)備的能量流動(dòng)表征。根據(jù)能流圖，可以分析能源利用效率與余熱回收情況，進(jìn)一步提高能源利用效率的可能性以及提出加強(qiáng)能源管理、提高效率、減少污染等方面的措施、辦法和計(jì)算方案。以典型的AAO工藝為例，其能流圖如圖2所示。能流圖的繪制規(guī)則是進(jìn)入系統(tǒng)的能量值用長方形表達(dá)，其寬度一致，面積代表能值大小占比，輸出能量寬度代表能值大小占比。圖中，E其他能量為除電耗、藥劑消耗外的其他能耗，包括人力與設(shè)備折舊等，常用能量附加因子進(jìn)行估算；E曝氣為曝氣系統(tǒng)能耗；E其他用電設(shè)備為除曝氣系統(tǒng)用電外的其他耗電設(shè)備能耗；E藥劑為在處理過程中所添加藥劑帶來的能耗，包括營養(yǎng)物料、混凝劑、絮凝劑以及堿等；E進(jìn)水為進(jìn)入該系統(tǒng)的污水所帶入的能量；E回用為回收廢水處理過程中有用的能量物質(zhì)，如沼氣；E散失為因機(jī)械設(shè)備能量耗散與曝氣池尾氣或者揮發(fā)氣體帶走的部分未被系統(tǒng)利用的能量；E出水為系統(tǒng)出水所帶出的能量；E剩余污泥為污泥排出所帶走的能量。

圖2 典型污水生物處理工藝能流圖Fig.2 Typical wastewaster treatment process

2.3 案例分析

以山東某污水處理廠與河北某廢水處理廠為案例，進(jìn)行水質(zhì)指標(biāo)與工藝流程分析，加上能量當(dāng)量計(jì)算，最終結(jié)果以能流圖形式進(jìn)行表征。兩個(gè)處理廠的水質(zhì)指標(biāo)參數(shù)如表3所示。

表3 兩個(gè)處理廠的水質(zhì)指標(biāo)參數(shù)Table 3 Water quality index of two treatment plants mg/L

山東某污水處理廠采用AB工藝，因?yàn)樵O(shè)計(jì)較高的COD進(jìn)水，為達(dá)到脫磷除氮要求，B段實(shí)際采用了A2/O流程，即工藝組合為A+A2/O。曝氣池DO由PLC自動(dòng)控制，一般維持在1.5～3.0 mg/L。剩余污泥由中間沉淀池和最終沉淀池排出，經(jīng)濃縮后壓濾脫水外運(yùn)集中處理。工藝流程如圖3所示。

圖3 山東某污水處理廠工藝流程Fig.3 Flow of a wastewater treatment plant

河北涉縣某企業(yè)焦化廢水處理廠采用O1/H/O2流化床生物處理組合工藝。該工藝由3個(gè)內(nèi)循環(huán)生物流化床組成；O1是第一好氧反應(yīng)器，通過曝氣去除大量有機(jī)污染物和毒性污染物，構(gòu)造適合于厭氧氨氧化的水質(zhì)條件；殘余少量大分子難降解污染物進(jìn)入下一級(jí)的水解池H，在水解酸化作用下提高其可生物降解性能，與此同時(shí)，在H反應(yīng)池內(nèi)實(shí)現(xiàn)了脫氮反應(yīng)，是厭氧氨氧化與自養(yǎng)反硝化反應(yīng)的結(jié)合；二級(jí)好氧池O2的功能是徹底硝化低價(jià)含氮物質(zhì)與礦化所有的有機(jī)物。該工藝主要優(yōu)點(diǎn)為：3個(gè)反應(yīng)器的配合使用與回流結(jié)合，可實(shí)現(xiàn)多種廢水處理運(yùn)行模式；與常用的A2O工藝相比，其占地面積小，約節(jié)能30%[27]。O1/H/O2系統(tǒng)的水與泥的物質(zhì)流表達(dá)如圖4所示。

圖4 O1/H/O2系統(tǒng)水與泥物質(zhì)流Fig.4 Water and sludge flow in O1/H/O2

山東某污水處理廠的日均水質(zhì)和能量指標(biāo)來源于一個(gè)月的平均值，如表4所示。

表4 山東某污水廠B段系統(tǒng)日均水質(zhì)指標(biāo)和能量指標(biāo)Table 4 Daily quality and energy index of B system of wastewater treatment plant in Shandong province

注：其他電耗包括回流污泥泵、剩余污泥泵電耗以及攪拌混合設(shè)備電耗。

河北某工業(yè)廢水處理廠的日均水質(zhì)和能量指標(biāo)來源于一個(gè)月平均值，列于表5中。

表5 河北某焦化廢水處理廠O/H/O生物系統(tǒng)日均水質(zhì)指標(biāo)和能量指標(biāo)Table 5 Daily quality and energy index of O/H/O system of coking wastewater treatment plant in Hebei province

注：其他電耗包括回流污泥泵、剩余污泥泵電耗以及攪拌混合設(shè)備電耗；藥耗包括PAM、PAC、FeSO4(聚合)、NaH2PO4、NaOH、Na2CO3等。

河北某工業(yè)廢水廠的計(jì)算步驟為:

E進(jìn)水=62.86 MJ/kg COD×3 080 mg/L×1 d×

4 580 m3/d×10-3=88.67×104MJ

E出水=62.86 MJ/kg COD×196 mg/L×1 d×

4 580 m3/d×10-3=5.64×104MJ

E剩余污泥=22 MJ/kg ODS×1 d×12 300 kg/d×45%=12.18×104MJ

E曝氣系統(tǒng)=7.99 MJ/kWh×2 kWh/m3×1 d×

4 580 m3/d×0.7 =5.12×104MJ

E其他用電設(shè)備=7.99 MJ/kWh ×2 kWh/m3×1 d×

4 580 m3/d×0.3=2.19×104MJ

E藥耗= 0.8 RMB/m3×9.98 MJ/RMB×1 d×

4 580 m3/d=3.66×104MJ

E其他=0.44×(6 400+2 737+4 575) kWh/d×

7.99 MJ/kWh=4.82×104MJ

E回用=0

E損失=0.5×(E進(jìn)水+E曝氣系統(tǒng)+E其他用電設(shè)備+

E藥耗+E其他)=52.23×104MJ

E貯存=E進(jìn)水+E曝氣系統(tǒng)+E其他用電設(shè)備+E藥耗+

E其他-E出水-E剩余污泥-E損失=34.41×104MJ

在計(jì)算基礎(chǔ)上，根據(jù)能量圖繪制規(guī)則，將物質(zhì)傳遞伴隨的能量流動(dòng)繪制成圖5所示的能量圖。

圖5 兩個(gè)污/廢水處理廠的能流變化Fig.5 Energy flow comparison of two wastewater treatment

2.4 電耗與藥耗

直接能耗中有60%～90%為電能消耗，且與工藝選擇和管理水平有關(guān)。據(jù)統(tǒng)計(jì)[30]，中國在生活污水處理方面的電耗區(qū)間為0.14～0.28 kWh/m3。加之污泥處置能耗，該值增加到0.19～0.36 kWh/m3。而日本、美國的能耗均值分別為0.295 kWh/m3、0.200 kWh/m3[31]。從表面上看，中國與美國、日本幾乎無差別。分析處理工藝的不同可以發(fā)現(xiàn)，在日本，沉砂池不僅有洗砂還有通風(fēng)與脫臭等配套技術(shù)，該反應(yīng)器可多耗電約0.01 kWh/m3；相比中國，美國、日本等出水要求更高，需要消毒處理而增加電耗為0.002 kWh/m3；另外，歐美把污水處理過程中產(chǎn)生的污泥都進(jìn)行厭氧硝化、脫水處理，約增加電耗0.1 kWh/m3，卻沒有計(jì)算回收能量的抵消[32-33]。在自動(dòng)控制儀表及其他輔助設(shè)備(如空調(diào))等方面，美國、日本等耗電約多出0.003 kWh/m3。實(shí)質(zhì)上，中國污水處理廠能耗均值為0.275 kWh/m3，約為美國(0.085 kWh/m3)的3.25倍，是日本平均處理能耗(0.18 kWh/m3)的1.53倍。因此，有必要分析污水處理過程中的耗能原理，以直接能耗中占比最大的曝氣系統(tǒng)與間接能耗中的藥劑消耗為例進(jìn)行分析。

2.4.1 生物曝氣系統(tǒng)的能耗 曝氣系統(tǒng)的能耗主要是曝氣風(fēng)機(jī)的電耗，由風(fēng)機(jī)工作功率決定。依據(jù)風(fēng)量和功率進(jìn)行風(fēng)機(jī)選型，可以確定曝氣系統(tǒng)的電耗。因此，曝氣系統(tǒng)的電耗由系統(tǒng)生物反應(yīng)所需要的理論需氧量決定。選擇提供最逼近理論需氧量的風(fēng)機(jī)是曝氣系統(tǒng)能耗最低的前提。

以O(shè)1/H/O2工藝的曝氣系統(tǒng)為例，設(shè)定生物出水中無亞硝酸根，在好氧池內(nèi)降解有機(jī)污染物并轉(zhuǎn)化氨氮為硝態(tài)氮。主要表現(xiàn)形式有3種，計(jì)算過程見式(7)～式(9)。[34]

1)氨化需氧量

(7)

2)亞硝化需氧量

(8)

3)硝化需氧量

(9)

式中：Kd為反硝化率，Kd=(1-TNe/TNi)×100%；OS為計(jì)算需氧量，kg/h；Q為進(jìn)水流量，m3/d；CCOD為COD濃度，mg/L；CN、CCN、CSCN分別為氨氮、總氰化物、硫氰化物的量，mg/L；DO為溶解氧濃度，mg/L；TNi、TNe分別為進(jìn)、出水總氮濃度，mg/L；a、b、c為3個(gè)過程的耗氧系數(shù)，取值分別為1.2～1.5、3.43、4.57；Kc為COD去除率；Rs、Rd為污泥與硝化液回流比[32]。

2.4.2 藥劑消耗 污水處理工程中添加的各種藥劑的主要功能分為3部分：第1部分是預(yù)處理中添加的混凝劑，去除污水中的雜質(zhì)與懸浮物，使得進(jìn)入生物系統(tǒng)的污水具有較高的B/C值；第2部分是生物處理系統(tǒng)中加入的堿液與磷鹽，供給生物代謝生長的營養(yǎng)物質(zhì)，同時(shí)緩沖生物系統(tǒng)因有機(jī)物降解導(dǎo)致的pH值下降，維持生物系統(tǒng)的穩(wěn)定性與污染物的降解效率；第3部分是深度處理中投加的活性炭，吸附難以生物降解的污染物，使出水滿足達(dá)到排放的要求。因此，藥劑投加量的精準(zhǔn)計(jì)算是藥耗的決定因素，投加量過低不能滿足微生物生長繁殖與進(jìn)出水水質(zhì)的要求，使得系統(tǒng)無法正常運(yùn)行；反之，投加量過高則增加了藥劑本身的能耗占比，且加大了污泥產(chǎn)生量與處理費(fèi)用，同時(shí)增加了以水回用為目標(biāo)的脫鹽能耗。以磷鹽(NaH2PO4)投加量進(jìn)行計(jì)算，若以富氮缺磷為特征的焦化廢水為例，進(jìn)水COD為3 500 mg/L、日處理量為1 000 m3、B/C為0.3，按照生物生長營養(yǎng)配比C∶N∶P=100∶5∶1計(jì)算，每天需要投加的NaH2PO4為40.64 kg。

3 節(jié)能評(píng)價(jià)與節(jié)能途徑

3.1 節(jié)能評(píng)價(jià)

污水內(nèi)含能的開發(fā)與污水處理過程的耗能，構(gòu)成了矛盾的兩個(gè)方面。通過評(píng)價(jià)一個(gè)污水處理過程的能量效率，可以判斷工藝的先進(jìn)性及工程管理的水平，并作為節(jié)能的依據(jù)。常用方法有模型分析與指標(biāo)評(píng)估，兩者均是基于熱力學(xué)基本定律。前者通過一系列污水處理廠的能量轉(zhuǎn)化統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)，建立模糊或量化的模型；后者利用單位質(zhì)量污染物的去除或者單位經(jīng)濟(jì)水平增長所消耗的能量進(jìn)行評(píng)估。

3.1.1 模型分析 模型分析是對(duì)過程系統(tǒng)節(jié)能評(píng)價(jià)的常用分析方法，主要包括能量衡算黑箱模型、火用平衡灰箱模型、改進(jìn)的經(jīng)濟(jì)數(shù)學(xué)模型。

能量衡算分析是基于熱力學(xué)第一定律的一種方法，針對(duì)反應(yīng)器、處理過程或者一個(gè)完整工藝的能量轉(zhuǎn)移、轉(zhuǎn)化與利用以及過程中部分能量的損失加以分析[32]。最常見的是能量進(jìn)出平衡的黑箱模型，用式(10)表達(dá)。

E工質(zhì)+E消耗=E產(chǎn)出+E廢棄

(10)

式中：E工質(zhì)為廢水內(nèi)含能(工質(zhì)污染物)；E消耗為處理耗能(電能、化學(xué)藥劑、氧氣帶入)；E產(chǎn)出為系統(tǒng)產(chǎn)能(有效利用)；E廢棄為廢棄能(CO2帶走、未利用的熱功)。

能量衡算黑箱模型只能求出能量的排出損失，但無法清楚解釋過程不可逆引起的能量損耗(功損失、火用損失)，不足以說明處理工藝過程和裝置在能量利用上的完善程度與分配關(guān)系。因此，無法通過單一的能量衡算分析為節(jié)能決策提供可靠依據(jù)，需要更進(jìn)一步的研究。

火用平衡分析法以熱力學(xué)第一、第二定律為基礎(chǔ)，通過火用平衡分析，以能量品位與火用利用度來表達(dá)反應(yīng)器裝置或者工藝過程能量利用率的一種方法[35-36]，結(jié)合反應(yīng)的特殊性和火用的轉(zhuǎn)換方式而建立灰箱模型。以污水處理常見的生物反應(yīng)單元為例進(jìn)行火用平衡分析，其火用平衡方程如式(11)所示?；鹩闷胶夥治瞿Ｐ途唧w解析了生物處理過程的火用變，其實(shí)質(zhì)是結(jié)合單元工藝的污水本身內(nèi)含能、微生物利用有機(jī)污染物產(chǎn)能和風(fēng)機(jī)供氧的電力耗能來分析該單元工藝系統(tǒng)的過程節(jié)能和能量轉(zhuǎn)化。將污水所帶入的火用值表達(dá)為內(nèi)含能，把微生物對(duì)污染物的生物氧化轉(zhuǎn)變成有用的產(chǎn)物/副產(chǎn)物或?yàn)槲⑸镒陨碓鲋车幕鹩弥稻磉_(dá)為產(chǎn)能，而氧氣的輸入與污水的流動(dòng)是通過風(fēng)機(jī)與水泵消耗電能來實(shí)現(xiàn)，故過程系統(tǒng)的節(jié)能與內(nèi)含能及耗能保持一致性，是對(duì)兩種能量形式轉(zhuǎn)化的綜合表達(dá)。

(11)

上述兩種模型分析方法都是通過能量的進(jìn)入與輸出進(jìn)行衡算，得到能量損失從而判斷節(jié)能。IOA(進(jìn)出能量分析)分析方法是1970年首次提出用于解決經(jīng)濟(jì)學(xué)難題的經(jīng)濟(jì)學(xué)模型[37-38]。針對(duì)過程系統(tǒng)的特殊性，發(fā)展成為兩種典型的改進(jìn)模型MR-IOA和LCI-IOA。IOA分析可以對(duì)系統(tǒng)進(jìn)入工質(zhì)的數(shù)據(jù)準(zhǔn)確性及對(duì)周邊環(huán)境的影響進(jìn)行評(píng)估，已有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，國家的統(tǒng)計(jì)平均數(shù)據(jù)并不能作為特殊地域污水處理工藝過程影響的評(píng)價(jià)依據(jù)，應(yīng)該根據(jù)當(dāng)?shù)鼐唧w的氣象和水文數(shù)據(jù)來進(jìn)行科學(xué)合理的評(píng)估，從而保證節(jié)能分析數(shù)據(jù)的可信度[39-40]。MCDA(多標(biāo)準(zhǔn)決策分析)方法是一種數(shù)學(xué)模型分析方法，直到1990年改進(jìn)后應(yīng)用于污水處理領(lǐng)域[41]，通常是使用兩種不同的MCDA方法的綜合可以更好地解決過程影響控制的問題。有學(xué)者對(duì)美國加州Palo Alto地區(qū)的污水處理廠在集中式處理和分布式處理不同情況下資源的回收(水和能源)進(jìn)行了對(duì)比分析，提出了除基本投資、生產(chǎn)工藝的主要影響因素之外，地理位置成為了最終單位污水處理費(fèi)用的一個(gè)不可或缺的因素[42]。因此，在污水節(jié)能的研究中，MCDA方法相比IOA法，研究邊界更加寬廣且研究結(jié)果更加準(zhǔn)確。

3.1.2 指標(biāo)評(píng)估 指標(biāo)評(píng)估是過程系統(tǒng)節(jié)能的另一個(gè)研究內(nèi)容，常用比能耗、單位GDP能耗、能量利用率等作為歸一化指標(biāo)。比能耗是最直接的一個(gè)指標(biāo)，去除單位質(zhì)量COD(或TOC)所需的能量消耗，常用表達(dá)方式為kJ/kg COD、kWh/kg COD或者 kJ/kg TOC、kWh/kg TOC，這與前面內(nèi)含能的表征具有一致性[43]。比能耗適合于相同工藝、類似水質(zhì)的評(píng)價(jià)。但其他情況基本無法比較，進(jìn)水污染物濃度的顯著差異對(duì)比能耗的數(shù)值影響較大，可能得出相反的結(jié)果。例如，表4所示山東某污水廠進(jìn)水濃度COD為104 mg/L，日進(jìn)水量為46 588 m3，生物出水COD為26 mg/L，可得消耗當(dāng)量總電能為26 827.9 kWh。同樣，表5中河北某工業(yè)廢水廠進(jìn)水濃度COD為3 080 mg/L，出水COD為196 mg/L，日進(jìn)水量4 580 m3，消耗當(dāng)量總能為19 734 kWh。計(jì)算兩者比能耗，分別為26.58 MJ/kg COD、5.38 MJ/kg COD。河北某工業(yè)廢水的進(jìn)水濃度是山東某污水廠的進(jìn)水濃度約30倍，但河北某工業(yè)廢水的處理比能耗約僅為山東某污水廠處理比能耗的五分之一。

單位GDP能耗是從經(jīng)濟(jì)學(xué)的角度評(píng)價(jià)工業(yè)能源消耗的情況，是一種特殊的比能耗表示，常用每萬元經(jīng)濟(jì)增長標(biāo)準(zhǔn)煤消耗量表示。雖然可以從中得知不同行業(yè)經(jīng)濟(jì)效益與能耗的關(guān)系，但無法確定具體環(huán)節(jié)進(jìn)行節(jié)能改進(jìn)[44]。單位GDP能耗是通過年GDP總值與年污水總耗能的統(tǒng)計(jì)分析，得到經(jīng)濟(jì)發(fā)展與污水處理的對(duì)應(yīng)數(shù)值關(guān)系，但無法明確GDP與污水處理的內(nèi)在關(guān)系。

能量利用率指標(biāo)以能量平衡原理為基礎(chǔ)，表達(dá)污水中污染物與外界環(huán)境作用的能量流占比?？捎檬?12)表示。

(12)

式中：E為不同物質(zhì)或過程的有效能值(火用值)，kJ；H為裝置或系統(tǒng)處理過程的輸入能量(焓值)，kJ。

上述指標(biāo)可以評(píng)價(jià)節(jié)能效率，但對(duì)過程系統(tǒng)的節(jié)能與內(nèi)含能及耗能的相互影響關(guān)系沒有得到準(zhǔn)確表征，污水處理節(jié)能不單是簡單的降耗的傳統(tǒng)認(rèn)知，而是在處理成本與二次污染一定的前提下最大化地開發(fā)內(nèi)含能降低耗能的新方式，建立進(jìn)一步歸一化的節(jié)能評(píng)價(jià)體系是未來重要的研究方向。

3.2 可能的節(jié)能途徑

節(jié)能途徑必須基于污水處理的能耗調(diào)查，依靠處理工藝能量分析予以驗(yàn)證。對(duì)污水處理過程進(jìn)行相應(yīng)的能量衡算可為后續(xù)提高能效奠定基礎(chǔ)。污水處理的主要能耗發(fā)生在生物處理工藝單元，尤其是曝氣與污泥處置兩個(gè)系統(tǒng)。對(duì)此，污水生物處理基于氧的調(diào)控實(shí)現(xiàn)節(jié)能存在多種策略[45-46]。充分研究污水的水質(zhì)結(jié)構(gòu)特征，基于新材料與單元反應(yīng)器的功能改進(jìn)，開發(fā)新的污染物去除原理與優(yōu)化的工藝成為重要研究方向。新材料和高效反應(yīng)器的開發(fā)能降低工藝參數(shù)控制條件、顯著提高節(jié)能效率，但成本高是其不足(如膜材料[47])。新工藝與能量轉(zhuǎn)化原理可以從根本上改變能量的轉(zhuǎn)換方式和轉(zhuǎn)變途徑，但其發(fā)明需要時(shí)間過長(如從一級(jí)O到二級(jí)O歷時(shí)近一個(gè)世紀(jì)[48])，最近的厭氧氨氧化與自養(yǎng)反硝化的協(xié)同實(shí)現(xiàn)總氮濃度趨零成為可能被證明為節(jié)能工藝[49]，對(duì)污泥加以管理也是重要節(jié)能途徑[50-51]，但針對(duì)實(shí)際污水的處理費(fèi)用有待更多案例與長時(shí)間數(shù)據(jù)的評(píng)估。資源回收利用間接地增加產(chǎn)能并降低環(huán)境污染，如重金屬回收[52]，但回收成本可能過高或者回收方式較難?？茖W(xué)設(shè)計(jì)與合理管理可以減少不必要的浪費(fèi)，精確控制從而達(dá)到節(jié)能的目的，但現(xiàn)實(shí)條件并不樂觀(如廠址位置[53])，需要挑戰(zhàn)許多實(shí)際問題。通過污水中有價(jià)值成分的分離回收，可作為化工產(chǎn)品加以循環(huán)利用[54]；通過污水的深度處理，可獲得水資源的再利用；通過與其他產(chǎn)業(yè)的結(jié)合，如養(yǎng)殖、藻類培養(yǎng)、農(nóng)業(yè)灌溉等，可實(shí)現(xiàn)產(chǎn)業(yè)間的資源互補(bǔ)；多途徑的不同組合，可實(shí)現(xiàn)不同層次的節(jié)能目標(biāo)。節(jié)能途徑評(píng)價(jià)的科學(xué)性與集成技術(shù)的先進(jìn)性緊密地結(jié)合在一起，需要人們加強(qiáng)原理理論、方法技術(shù)、工程案例、推廣應(yīng)用之間相互作用的認(rèn)識(shí)。

4 討論

污水處理量大、能耗高已經(jīng)開始成為中國城市化發(fā)展的制約因素，從污水本身蘊(yùn)含的內(nèi)含能、處理過程的耗能分析與工藝節(jié)能新途徑探索可能成為瓶頸突破的發(fā)展方向。對(duì)內(nèi)含能的認(rèn)識(shí)是基礎(chǔ)，需要深入到物質(zhì)和分子水平的熱能、位能與化學(xué)能的3個(gè)組成部分，尋求內(nèi)含能開發(fā)的多種途徑和潛力。復(fù)雜組分污水及其變化過程的熱力學(xué)理論分析與當(dāng)量假設(shè)的結(jié)合可以從不同層次上闡明能量轉(zhuǎn)化的方式與方向，能源當(dāng)量假設(shè)有利于能量衡算與節(jié)能評(píng)價(jià)的分析，提供歸一化的可度量指標(biāo)。通過對(duì)兩個(gè)污水性質(zhì)不同處理工藝過程的案例分析，指出了過程的電耗與藥耗是耗能的核心單元?；谠u(píng)價(jià)目標(biāo)的不同，耗能分析已拓寬到一次能源以及人力資源等方面，但其科學(xué)性有待發(fā)展。對(duì)污水處理工藝節(jié)能的常用模型分析與指標(biāo)評(píng)估兩種評(píng)價(jià)方法進(jìn)行了比較，需要考慮污水水質(zhì)、處理工藝與當(dāng)?shù)刭Y源/能源狀況等實(shí)際的結(jié)合。耗能與內(nèi)含能研究的最終落腳點(diǎn)是實(shí)現(xiàn)污水處理的最大節(jié)能與環(huán)境污染最小化，對(duì)此，可發(fā)展的研究方向包括物理、化學(xué)、生物領(lǐng)域新原理的發(fā)明，高效節(jié)能新型反應(yīng)器與優(yōu)化組合工藝的研制與開發(fā)，工藝控制的自動(dòng)化與人力資源的合理調(diào)配等，需要通過加強(qiáng)過程預(yù)測與設(shè)計(jì)，明確系統(tǒng)工程的邊界等方面的結(jié)合。新原理與新方法的發(fā)現(xiàn)與建立應(yīng)從反應(yīng)的熱力學(xué)和動(dòng)力學(xué)的本質(zhì)出發(fā)，追求原創(chuàng)性；新工藝與新反應(yīng)器的應(yīng)用改變處理過程中物質(zhì)傳遞條件與能量流動(dòng)方式或途徑，從而改變能量轉(zhuǎn)化效率；科學(xué)合理的工藝設(shè)計(jì)與人員管理從側(cè)面減少運(yùn)行能耗。歸納起來，準(zhǔn)確認(rèn)識(shí)污水的內(nèi)含能，將內(nèi)含能有效轉(zhuǎn)化為可利用的能量形式，同時(shí)，盡量減少過程耗能與二次污染，就是實(shí)質(zhì)性的節(jié)能。