2021, Vol. 41
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2. 中国人民大学环境学院, 低碳水环境技术研发中心, 北京 100872;
3. 北京市水务局, 北京 100038
2. Research Center of Low Carbon Technologies for Water Enviroment, School of Environment&Natural Resource, Renmin University of China, Beijing 100872;
3. Beijing Water Authority, Beijing 100038
近年来, 世界范围内污水处理厂能耗占社会总能耗的1%~3%(Gu et al., 2017), 污水处理厂能耗在社会总能耗中的比例逐年提高, 几乎是能耗最大的基础公共设施.截至2019年底, 美国16583座污水处理厂年电耗占社会总能耗的3%以上(Kathryn et al., 2019); 德国和日本污水处理行业电耗在社会总能耗中的比例为1%左右; 随着污水处理厂数量的逐年增长及污水排放标准的日益严格, 我国污水处理厂的处理能耗在社会总能耗的比例也日益增高(王洪臣, 2017).同时, 随着人口及经济的增长, 全球水资源需求以约为1%的速率逐年增长, 预计到2050年需求量会增长20%~30%(Burek et al., 2016), 而水污染范围和程度的加深将导致水资源短缺的问题进一步恶化, 全球将面临巨大水资源短缺的危机.此外, 目前全球还面临严峻的磷资源危机, 有专家预测在2035年后磷资源将呈现短缺状态, 磷作为不可再生资源在生物体、化工等方面具有不可替代性, 这将成为世界范围内的棘手问题(Dana et al., 2009).
而污水本身蕴含丰富的能源与资源, 污水中的能源主要包含有机物化学能及水中热能.其中污水中每克有机物约可产生14 kJ的代谢热, 污水每升高或降低5 ℃, 产生的热量约为332座大型发电厂的年发电量, 约为有机物代谢热的4倍(郝晓地等, 2014a).因此, 对污水有机物化学能及热能进行回收具有重要现实意义.同时, 污水本身就是一种“水资源”, 当污水基于不同用途经不同程度处理后, 可回用于工业用水、消防、景观水、农业灌溉水等非饮用水场景以及回补地下水、间接水源等饮用水场景, 以此实现水在自然界的循环.此外, 污水处理厂磷循环通量在全社会总磷循环通量中的比例高达34%(王洪臣, 2016), 污水中所蕴含的磷资源不容小觑, 通过对污水中磷进行回收使磷元素高效循环不仅可解决磷资源短缺, 也可解决因污水中磷排至水体而引起的水体富营养化问题(佘璐等, 2018).
为获得高品质出水, 传统污水处理技术一般采用“以能消能”及“以物质换取物质”的模式, 但此种模式的污水处理过程过度依赖能耗、药耗, 造成大量温室气体排放、资源浪费及环境恶化等问题, 严重制约城市污水处理厂可持续发展及社会生态文明建设(马宁等, 2019).基于全球能源、资源面临的严峻现状及可持续污水处理理念, 传统意义中污水中的“污染物”基本可全部视为“能源”和“资源”, 在此背景下, 满足能源自给、水资源再生及资源回收的新型污水处理技术也应运而生, 有些技术甚至已走向工程应用阶段.
本文对满足能源自给、污水再生及资源回收需求的国内外面向未来污水处理关键技术研究及应用现状进行全面综述和深入分析, 在此基础上阐述了典型国家满足能源自给、水资源再生及资源回收的新概念技术路线及其工程实践情况, 以此提出我国面向未来污水处理厂的阻碍及可能的出路, 为我国未来污水处理厂的发展提供方向.
2 国内外面向未来污水处理技术研究及应用现状(Current situation of sewage treatment technology facing future) 2.1 污水处理厂碳中和技术基于可持续理念, 实现能源产耗平衡, 即碳中和, 是面向未来污水处理厂的重要目标之一(Gong et al., 2018).以污水自有化学能的回收、外源有机物化学能补充、污水热能回收3种方式为主的能源开发技术和以采用高效设备及精细化控制系统、可持续高效低碳脱氮工艺为主的节能技术是国际采用的实现污水处理厂碳中和的普遍方式(Macintosh et al., 2019).
2.1.1 污水处理厂能源开发技术① 污水有机物化学能回收.污水处理厂能源自给率与污泥中捕获进水COD的量及厌氧消化效率呈正相关, 较高的COD捕获率及厌氧消化效率可获得较高的能量自给率(郝晓地等, 2016).
以“预处理+活性污泥+厌氧消化”的传统污水处理工艺中仅有40%左右的进水COD进入初沉污泥及剩余污泥, 经污泥浓缩后进行厌氧消化, 可产生16%~20%左右的沼气, 为污水处理厂提供热能及电能(彭永臻等, 2015；刘智晓, 2017).这种传统污水处理模式对于已建污水处理厂可实现少部分能量自给, 且污泥经消化后得到减量, 可减少污泥处置费用.但此方式最大特点即, 未能对原水中COD进行高效捕获, 导致原水中有约45%的COD经异养菌作用以CO2的形式排入大气(彭永臻等, 2015), 加之厌氧消化效率较低, 造成污水处理厂能源自给率较低.
为提高有机碳源捕获量, 减少生化池中COD以CO2的形式消耗, 需在生化池前通过高效碳源分离技术对原水COD捕获, 同时, 通过提高pH、高温高压、超声等强化预处理措施提高污泥厌氧消化效率.经碳分离后的低C/N比污水无法满足生化池传统异养反硝化脱氮需求, 但可减少异养菌对厌氧氨氧化菌(ANAMMOX)的竞争, 为生活污水主流厌氧氨氧化提供了可能性(Zhou et al., 2020).这种基于“高效碳分离+低碳主流部分厌氧氨氧化+高效厌氧消化”的未来污水处理模式, 有望实现污水处理厂碳中和(刘智晓, 2017).
目前, 国际上针对高效碳分离的研究主要包括基于生物过程的高负荷活性污泥法(AB法中A段)、基于物化过程的强化初沉法以及基于物理过程的膜分离法(Gong et al., 2019).3种方法有机物回收率为55%~75%, 因泥水分离困难, 高负荷活性污泥法的有机物回收率一般稳定在55%~60%, 该方法污泥产量大, 停留时间短, 矿化率低且具有高产能潜力(江海鑫等, 2020), 但该方法需曝气且COD在曝气时易被氧化, 仍会造成少量有机物的浪费; 强化初沉法有机物回收率高达75%以上, 这是由于铁盐/铝盐等混凝剂及助凝剂的投加, 不仅提高了颗粒性有机物的回收率, 还可使松散小颗粒以大分子絮凝团沉降下来助力泥水分离.此外, 此方法可根据除磷及碳分离综合需求, 调整混凝剂浓度, 在确保碳分离率下实现磷的同步分离, 不仅可获取含磷污泥, 还可减少生物除磷的压力, 同时铁盐、铝盐的投加可提高污泥水解率(Lin et al., 2016).但该技术需消耗大量药剂并产生大量污泥; 膜法(微滤、超滤)可避免因曝气产生的能耗、有机物浪费以及大量药耗, 且分离效率高, 为72%~75%(Gong et al., 2019), 但基于膜法回收有机物运行成本高, 膜污染严重, 目前还不具备工程化应用的成熟条件.
② 外源有机物补充.污泥消化产能效率与进水COD关系密切, 运行数据表明, 对于进水COD≤600 mg·L-1的欧美国家, 能源自给率为70%以下(郝晓地, 2016), 而对于平均浓度仅为200~400 mg·L-1的进水, 初沉污泥及剩余污泥经厌氧消化产生的沼气仅为污水处理厂耗能的50%~60%(Macintosh et al., 2019), 且在实际运行过程中, 厌氧消化池负荷一般较低, 导致产/耗比进一步减小.研究表明, 餐厨垃圾、垃圾食品等高浓度外源有机物在实际水厂的应用, 每年可提高产电量0.5~20 kWh·PE-1(Koch et al., 2016), 因此, 引入外源有机物与污泥进行厌氧共消化, 是提高污水处理厂产能的关键措施之一.
不同外源有机物与污泥厌氧共消化时有不同能源转化效果, 餐厨垃圾、石莼藻、油脂及屠宰废水均可用于厌氧共消化中且生物沼气量显著提高(郝晓地, 2016), 其中餐厨垃圾因其极高的沼气产量以及较高的降解速率成为污水处理厂的选择.此外, 今后可能将出现2种及以上外源有机物与污泥进行共消化.表 1(郝晓地等, 2015)可以看出, 引入餐厨垃圾, 可大幅提高污水处理厂能源自给率, 德国Grüneck污水处理厂及美国Sheboygan污水处理厂的能源自给率逼近100%, 而奥地利Strass水厂产能甚至高达200%, 不仅实现了整厂的能源自给, 还可对外输出电能及热能, 产生经济及社会效益.值得注意的是, 餐厨垃圾与污泥厌氧共消化, 会引起厌氧消化液中氨氮及磷酸盐浓度增加, 从而增加生化池负荷及污泥产量(Aichinger et al., 2015), 侧流厌氧氨氧化技术的突破成功的解决了这一难题, 但在主流中还应及时校核生化池负荷, 以免引起超标风险.
| 表 1 国外污水处理厂能源自给工程案例 Table 1 Energy recovery cases of foreign sewage treatment plants |
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③ 热能.污水中化学能回收方式仅能回收理论化学能的10%~14%(Frijns et al., 2013), 若只采取污水自身有机物化学能作为污水处理厂唯一能源回收方式, 仅能满足50%甚至更低的能源自给率, 若实现污水处理厂100%能量自给, 则需联合其他能量回收方式.而污水中热能极其丰富, 约为污水中化学能的4倍, 通过污水源热泵进行热能回收, 回收效能高, 当应用于制冷及制热时, 可分别提取污水中理论热能的25%和38%, 仅需9.8%/14.7%的二级出水经水源热泵进行热交换便可实现能源的完全自给.基于理论计算及实际分析, 回收污水中热能均具有一定现实意义(Hao et al., 2019).
通常污水源热泵可对原水、一级出水及二级出水3种水质进行热能回收, 由于原水和一级出水颗粒物质较多, 易造成污水源热泵系统的堵塞和腐蚀, 因此污水源热泵一般采用二级出水回收低品位热能.值得注意的是, 回收的污水低位热能不能转为电能并入电网, 因此污水中热能回收的应用受距离限制, 目前多数应用于污水厂及周边公共建筑、工业、园区等供热/冷.此外, 污水回收的热能还可用于农业或园艺, 为室内植被供热.国内外污水处理厂热能应用情况如表 2所示(Hao et al., 2019).
| 表 2 国内外污水处理厂热能应用案例 Table 2 Thermal energy application cases of domestic and foreign sewage treatment plants |
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此外, 利用风能、太阳能等再生能源发电也可提高污水处理厂能源自给率.风能一般应用于海拔较高的污水处理厂, 但对于大多数污水处理厂而言, 海拔较低, 难以实现风力发电.对于具有较大占地面积的污水处理厂可利用太阳能发电以提高能源自给率.太阳能发电可用于太阳能干化污泥(Macintosh et al., 2019), 也可用于加热厌氧消化系统(Guo et al., 2020), 但太阳能发电一次性投资大, 维护成本高, 回报周期长(Gu et al., 2017), 综合来说, 对于经费充足、运营水平高的污水厂而言, 太阳能发电不失为一种绿色高效的能源供应方式.
综上所述, 在生化池前段对进水中COD进行高效碳分离, 利用pH、高温高压、超声等强化预处理措施提高污泥厌氧消化效率是提高污水处理厂能源自给率的关键, 经测算, 高效碳分离+高效厌氧消化技术可将污水处理厂的产沼气量提高至48%, 约为传统“预处理+活性污泥+厌氧消化”路线沼气产量的3倍.此外, 污水中低位热能能量颇丰, 具有巨大开发价值, 若对污水中的热能加以利用, 则有望解决社会约10%的总电耗(王洪臣, 2017).作为能源供应工厂, 未来污水处理厂实现碳中和及能量输出的方式应是高效碳分离+污泥厌氧消化、污水源热泵等两种及以上能源回收技术的综合应用.图 1为未来污水处理厂能源供应整合途径(wang et al., 2020), 但具体能源供应技术的采用应结合污水处理厂实际情况.
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| 图 1 未来污水处理厂能源开发技术路径 Fig. 1 Technical path of energy exploitation for future sewage treatment plant |
① 高效设备及高效自控系统.污水处理厂节能降耗主要通过安装高效设备、采用高效自控系统以提升污水处理厂效率、采用高效低耗脱氮工艺3种方式(Macintosh et al., 2019).鼓风机、泥水混合设备及泵是污水处理厂主要能耗设备, 其中鼓风机电耗约占污水处理厂总能耗的40%~60%, 因此高效鼓风机的选择对污水厂降低能耗至关重要.研究表明, 空悬浮及磁悬浮等高效涡轮风机的使用可大幅提高机械效率, 降低约35%的曝气能耗, 使污水厂能耗水平大幅下降(Bell et al., 2011; Matthew et al., 2020), 德国Grüneck污水处理厂仅通过更换高效风机、优化风机性能便可使污水厂能源自给率提高8%以上(Macintosh et al., 2019), 可见高效风机的节能效果卓有成效.此外, 平板曝气器、带状膜曝气器、双叶轮搅拌设备等高效设备的使用均可降低约10%的生化池能耗.同时, 以精确曝气系统为主的高效自控系统对污水处理厂节能降耗起着至关重要的作用, 基于供需平衡的精确曝气系统可根据进水水质及过程参数合理调整曝气量, 降低约10%~15%的曝气能耗(Dario et al., 2017).高效控制系统将成为污水处理厂提升运行效率及节能降耗的关键手段.
② 可持续高效氮素转化技术.低能源及碳源消耗的高效脱氮技术主要包括短程硝化反硝化工艺、厌氧氨氧化技术(王洪臣, 2017).相较于传统脱氮工艺, 短程硝化反硝化技术理论可节约25%需氧量及40%碳源量(孙迎雪等, 2012); 厌氧氨氧化技术则可节约高达60%的曝气量, 减少100%的有机碳源(Wett et al., 2007), 同时减少80%的剩余污泥量(Daigger et al., 2014).其中厌氧氨氧化技术因其在节约电耗、节省碳源量及减少排泥量等方面的巨大优势而备受关注.
利用厌氧氨氧化技术处理污泥消化液、氮肥厂废水、氨基酸废水等高氨氮废水的工程化应用已经成熟且已具规模化, 而针对城市生活污水主流厌氧氨氧化工程应用目前仍存在稳定亚硝态氮制备、厌氧氨氧化菌富集等世界性关键难题.城市生活污水主流工艺中针对亚硝态氮制备主要包括短程硝化及半程反硝化两种途径(Li et al., 2019).基于这两种途径, 为稳定获得亚硝态氮, 国内外学者均有不少尝试, 其中低DO及余氨联合控制、间歇曝气、羟胺投加等策略在城市生活污水短程硝化中取得一定突破(Wang et al., 2016).基于短程硝化为亚硝态氮供给机制实现城市生活污水厌氧氨氧化的案例如表 3所示.奥地利Strass厂以侧流向主流补给亚硝氮, 并在主流通过间歇曝气产生亚硝态氮; 新加坡樟宜水厂因较高的水温及间歇曝气策略为淘洗NOB提供了良好条件.但由于短程硝化对C/N比、温度、DO的控制条件要求高, 一般连续流污水处理厂条件难以满足, 且短程硝化难以稳定实现, 加上易出现出水TN超标等问题, 难以在主流中实现大规模应用(Cao et al., 2017).
| 表 3 国内外城市生活污水主流厌氧氨氧化案例 Table 3 Mainstream anaerobic ammonia oxidation case in domestic and foreign sewage |
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半程反硝化因其条件易控制且稳定近年来成为主流厌氧氨氧化研究的热点.有研究表明, 碳源种类、低COD/NO3-、高pH等条件是实现稳定半程反硝化的关键控制条件(Du et al., 2019).其中, 以乙酸为主的小分子挥发性脂肪酸对于半程反硝化的启动及稳定运行起着至关重要的作用(毕春雪等, 2019).当乙酸为碳源且COD/NO3-为3时, 亚硝态氮积累率高达80%并可稳定运行(Cao et al., 2013).另外, 半程反硝化可降低COD对ANAMMOX的影响, 为实际生活污水主流厌氧氨氧化的发生提供可能性(Du et al., 2016).针对ANAMMOX生长慢且难以持留的问题目前有两种手段, 一是利用ANAMMOX种泥, 形成ANAMMOX颗粒, 并通过水力旋流器截留ANAMMOX(Wett et al., 2013); 二是投加富集ANAMMOX的填料, 将ANAMMOX固定在生物膜内(王钧等, 2020).鉴于ANAMMOX种泥难以获得, 且ANAMMOX颗粒难以在主流实际生活污水中实现, 因此国内外通常采用投加填料形成生物膜以富集ANAMMOX并持留ANAMMOX(Zheng et al., 2016).
实际污水处理厂生化池是复杂且稳定的生态系统, 鉴于短程硝化、半程反硝化及厌氧氨氧化的控制难易程度及稳定性, 如何形成以半程反硝化-部分厌氧氨氧化为主导的短程硝化反硝化、短程硝化-部分厌氧氨氧化及传统硝化反硝化等多种脱氮途径的耦合, 是面向未来污水处理厂可持续高效脱氮的突破方向.
综上所述, 污水处理厂节能降耗技术是降低污水处理厂能耗水平、实现水厂碳中和的关键措施, 同时也满足可持续污水处理的要求.关键设备如风机及搅拌器、低碳高效复合脱氮工艺、高效自控系统3种技术手段的联合应用, 有望实现生化池能耗降低约40%以上, 减少整厂能耗约20%.未来污水处理厂碳中和, 将是“开源”+“节流”技术的有效统一.
2.2 水质可持续技术随着全球水资源的紧缺及人们对水资源需求的逐渐增大, 污水再生是缓解全球水资源危机的重要途径, 也是未来污水处理厂的重要发展方向.实现水资源再生, 除了对传统污染物如TN、TP、BOD、SS等有着更加严格的排放标准, 对于饮用水需求的再生水, 还需对水体中微污染物、病原体、重金属等严格控制.通常来说, 污水处理厂二级出水经深度处理及消毒后用于农业灌溉、景观水、工业、非饮用水、生态补水等, 以此实现水资源再生.
污水深度处理的常用方法为混凝沉淀法及介质过滤法, 其中混凝沉淀法主要是通过投加铝盐或铁盐等混凝剂去除二级出水中的SS、TP、胶体颗粒及色度, 该方法尤其在去除浊度和色度方面具有显著效果, 但其整体处理效果依赖于混凝剂的种类及浓度, 且对有机废水的处理能力有限.介质过滤法通常指采用石英砂、滤布滤池、生物滤池等方法, 去除二级出水中的TP、SS等污染物(付家瑞等, 2020).这种以混凝沉淀、介质过滤技术为主的深度处理是目前实现污水再生通常采用的方法, 可将污水处理到较高标准, 不仅满足高标准排放要求, 对于回用于工业、景观、消防、绿化等非饮用水用途具备技术、经济及安全可行性, 具有广阔应用价值.但此法工艺路线长, 占地面积大, 运行维护较为复杂, 对去除微量污染物及重金属的能力较弱, 且对于农业灌溉、地下水补给、间接饮用等用途存在巨大安全隐患(Wang et al., 2020b).
水资源再生的主要用途为农业灌溉, 占全部水再生利用的32%(Andrea, 2020).而利用再生水回灌地下水被认为是缓解地下水枯竭和过度开采的有效途径.基于农业再生及回灌地下水用途的安全性考虑, 形成了以膜分离技术为核心的污水再生技术.其中, 以MF/UF以及MBR为主的膜技术仅可用于非饮用水用途的再生水处理, 而NF/RO、FO以及MBR+RO为主的再生水处理工艺可去除微量污染物及病原微生物、重金属等, 可满足饮用水用途的需求(Yang et al., 2020).目前MBR+RO、FO技术因其占地面积小及其出水水质高等巨大优势在以色列、日本、新加坡等水资源极度缺乏国家得到广泛应用(马宁等, 2019).但由于膜工艺的投资成本及运行电耗高、膜通量小、膜污染严重, 仍限制着其大规模应用.
对于污水再生技术的选择, 应以环境承载及再生水用途为前提, 因地制宜选择技术, 不能采取“一刀切”的模式.对于土壤或水体中极度缺乏N、P营养物质的地区, 无需对N、P营养物质过度处理, 可将污水处理厂二级出水甚至一级出水直接排放, 既可满足生态要求, 又可降低处理药耗电耗, 同时这种生态补水模式也可实现污水再生；而基于工业、景观、消防、绿化等非饮用水用途的污水再生技术, 可采用混凝沉淀及过滤法等深度处理, 使出水水质满足相应排放标准; 若基于农业再生、回灌地下水、饮用水源等用途, 可根据相关污水回用标准, 选择不同程度膜技术以实现污水再生.值得注意的是, 目前世界范围内仅有不足4%的污水经处理后回用, 污水再生从技术可行性、完善细分领域、回用标准、经济性、公众认知上仍需长期努力.
2.3 资源回收技术 2.3.1 有机物资源化污水中有机物既可作为能源回收, 也可对污水中有机物直接进行资源化产生经济价值, 如富含碳源的污泥经水解后的上清液因富含挥发性脂肪酸既可作为优质碳源回流至生化池高效脱氮除磷, 也可作为原料合成PHAs (窦克忠, 2011).另外, 利用VFA发电及制备生物柴油也是目前研究的热点.
通过污泥厌氧水解回收有机物, 不仅大幅降低污水厂对外碳源的依赖, 减少运行药耗, 还可提高系统N、P去除效率, 提升出水品质.文献表明, 污泥水解发酵上清液在脱氮除磷系统中磷的去除率高达90%(Tong et al., 2007).另外, 不同位置的污泥经水解后的主要产物不同, 较剩余污泥相比, 初沉污泥发酵水解产物中具有更多VFA, 且约有80%~90%的VFA为乙酸和丙酸, 若要获得以VFA为主的优质碳源, 初沉污泥更具优势(Ahmed et al., 2008).值得注意的是, 乙酸和丙酸是半程反硝化启动及稳定运行的关键碳源种类(Du et al., 2017), 因此以初沉污泥水解上清液回补至生化池, 有可能在工程中获得稳定亚硝态氮供给.
作为天然生物高分子材料, 聚羟基脂肪酸(PHAs)因其可生物降解性成为近年来环境领域研究的热点(Jiang et al., 2009), 但葡萄糖和小分子有机酸是合成PHAs的主要原料, 高昂的工业原料是阻碍PHAs大规模生产的主要原因(窦克忠, 2011), 而污泥经水解发酵后主要物质为小分子有机酸, 尤其是剩余污泥水解产物中葡萄糖在VFA中的比例高于初沉污泥(Ahmed et al., 2008), 为PHAs的规模化生产提供了原材料.
污泥水解是目前有机物资源化的主要方式, 但由于普通水解难以破坏细胞壁, 从而导致胞内有机物无法从固相转移至液相中, 进而导致水解率低, 有机物资源化效率低.为提高污泥水解发酵效率, 需通过物理、化学或生物法对污泥进行破解预处理, 其中热解法和超声破解法是物理破解常用方法；化学破解法则通常采用碱解法及臭氧氧化法；而利用酶破解细胞壁是生物破解法的主要方式.经不同方式强化预处理后, 污泥水解效率可提高10%以上(刘亚利, 2015), 有机物资源化大幅提高.
有机物资源化不仅将污水中有机污染物直接产生经济价值, 还可大幅降低污泥体积, 减少污泥处置费用及占地面积, 随着污泥水解瓶颈技术的进一步突破, 预计在未来有更多污泥水解工程案例涌现, 为优质碳源制备、PHAs及生物柴油的合成等提供原料, 促进有机物在污水、化工之间的可持续循环.
2.3.2 营养物质资源化① N回收技术路径.基于不同形态, 可将污水中氮回收分为以NH3为主的气态回收、以含氮晶体为主的固态回收及以合成蛋白质为主的生物回收.气态回收法是指在碱性条件下, 通过氨氮吹脱法形成NH3并加工合成氮肥, 但该方法投碱量大、二次污染严重, 回收成本高.固态回收主要包含化学结晶法、离子交换法及膜法, 化学结晶法虽可同时回收磷及氮, 但只回收氮时, 效率较差.固态回收法虽技术上可实现氮回收, 但回收成本极高, 分别是工业直接合成氨的5~7倍、8倍甚至75倍, 经济性极差, 不具备工程应用价值(郝晓地等, 2017).利用微生物细胞合成蛋白质这种方法因其相对较低的回收成本及较少的二次污染引发研究人员的兴趣, 但该方式的氮回收工艺路线极其复杂, 微生物对环境及反应条件要求苛刻, 且相较于黄豆等蛋白价值, 该方式的经济优势不突出(Matassu et al., 2016).
污水处理厂氮素在全社会氮循环通量中比例很低, 且污水中大部分氮素经脱氮工艺处理后以N2为终极产物又排放至自然界, 其在污水处理厂与自然中的循环本就具有可持续性, 加之回收氮素的成本高、经济价值低, 过程中易产生二次污染(郝晓地等, 2017), 故不提倡对污水中的氮素进行回收.
② P回收技术路径.基于不同位置, 污水处理厂磷资源回收主要有两种方式, 分别为:从富磷水相中磷回收、污泥中磷回收(郝晓地等, 2016).
从富磷水相中回收磷主要是通过向富磷上清液中投加金属盐, 以鸟粪石结晶(MAP)的形式回收.富磷上清液主要来自生物除磷厌氧池末端及污泥消化液, 其磷酸盐浓度极高, 强化生物除磷工艺厌氧池末端的磷酸盐浓度甚至高达50 mg·L-1以上(Cornel et al., 2009), 而污泥消化上清液中磷酸盐浓度更是高达200 mg·L-1 (Garcia et al., 2013), 从富磷水相中回收磷具有较大优势, 且从富磷上清液中回收磷已具有工程化案例(表 4)
| 表 4 国外不同磷回收技术应用案例 Table 4 Application cases of different phosphorus recovery technologies abroad |
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对于多数污水处理厂来说, 污水中约有90%的磷通过初沉池、生化池及混凝沉淀池的作用进入到污泥中(Cornel et al., 2009), 对污泥进行磷回收可获得极高回收率.污泥中磷回收的途径主要有3种, 其一通过污泥消化, 获得富磷消化液, 以富磷水相中磷回收方式进行回收, 此方式适合有污泥厌氧消化的污水处理厂; 其二, 对含磷污泥直接利用回转窑焚烧, 焚烧灰通过生物法、湿式化学法及热化学等方法获得鸟粪石等磷矿, 回收率可达近90%(Egle et al., 2016); 其三, 上述两种方式的结合, 含磷污泥进行厌氧消化, 脱水污泥再进行焚烧, 分别从富磷上清液及焚烧灰中回收磷, 该方式既可实现污泥厌氧产能, 又可最大程度回收磷, 回收率可达90%.污泥焚烧回收磷, 同时也是污泥终极处理的方式, 污泥得到减量, 解决污泥处置难题(郝晓地, 2020).污泥及焚烧灰中磷回收技术在德国已有工程应用案例, 如表 4所示(郝晓地等, 2016).随着土地可用面积的逐渐减少, 从污泥焚烧灰中回收磷将成为未来的技术趋势.
3 典型国家面向未来污水处理厂工程实践(The practice of sewage treatment technology facing the future in typical countries) 3.1 美国美国污水处理厂能耗在全社会总能耗中占3%, 位居世界前列, 成为能耗最大的公共设施.为降低污水处理厂能耗水平, 美国分别在21世纪60年代提出21世纪水厂以及在2013年初发布未来污水处理蓝图, 以实现能源自给、资源回收、绿色环保等目标, 并期望以较低的成本获得最大环境效益(Rubin, 2013).
近年来美国多个水厂展开基于能源自给及资源回收的工程实践, 其中美国Howard Curren污水处理厂通过多种能源回收技术实现了100%能源自给及资源的回收, 为其它污水处理厂发展提供借鉴.
美国Howard Curren污水处理厂位于佛罗里达州坦帕市, 是当地最先进的污水处理厂, 其处理量为205000 m3·d-1, 进水BOD5、TSS及TN浓度分别为200、150、32 mg·L-1, 污水处理流程如图 2所示(Drexler et al., 2014).由于受纳水体背景磷浓度高于该厂进水磷浓度, 因此该厂无需进行除磷, 该污水处理厂的主要目的为脱氮除碳, 处理后的出水BOD5＜5 mg·L-1, TSS＜5 mg·L-1, TN＜3 mg·L-1, 直接排放至希尔斯伯勒湾.
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| 图 2 美国Howard Curren污水处理厂工艺流程图 Fig. 2 The process flow diagram of Howard Curren WWTP in America |
Howard Curren污水处理厂实现资源化和能源回收的方式有以下3条, 如图 3所示(Mo et al., 2012).污水资源化主要通过处理达标后出水应用于厂区、农业灌溉及工业用水; 污水厂通过厌氧消化产生甲烷, 并在5个500 kW热电联产设备作用下将甲烷转化为电能及热能, 其中电能产量为36025 kWh·d-1, 以实现能源的回收; 厌氧消化后, 一部分污泥通过热干化技术制备成肥料, 该厂可干化污泥量为59 t·d-1, 另一部分未经热干化的污泥直接作为补充土壤运至农业用地.通过水资源利用及营养盐回收补偿能源, 美国Howard Curren污水处理厂可实现110%的运行能耗自给以及61%全厂能源自给.
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| 图 3 Howard Curren污水处理厂资源回收路径 Fig. 3 Resource recovery methods in the Howard F. Curren Advanced Wastewater Treatment Plant |
新加坡水资源总量为6亿m3, 人均水资源仅为211 m3, 是全球范围内水资源最为匮乏的国家之一, 长期依赖进口马来西亚水资源以满足国内公共用水的需求.2009年, 为摆脱本国对进口公共用水的过度依赖, 实现水资源的自给自足, 新加坡开发了基于“双膜法”工艺的NEWater路线(Schnoor, 2009), 并基于NEWater对污水处理厂提出实现碳中和等要求.
起初, 新生水回收工艺路线起源于再生水厂, 其工艺流程主要为污水经初沉池、生化池及二沉池后, 出水进入以微滤/超滤+反渗透为双膜法的新生水厂进行进一步净化, 之后经紫外消毒后形成新生水(图 4).这种以污水处理厂二沉池出水为基础, 通过微滤/超滤+反渗透, 经紫外消毒后形成的新生水称之为NEWater 1.0路线.此工艺在多个水厂得到很好应用, 如樟宜水厂、乌鲁班丹等已建水厂, 缓解了新加坡水资源短缺的压力.但随着新生水工艺的日渐成熟以及MBR技术的发展, 鉴于新加坡污水处理厂与新生水厂存在独立运营的特点, 造成工艺路线及管线长, 建设和运营成本高(卢睿卿等, 2019).为改变上述状况, 新加坡开发了基于双膜法的2.0版工艺路线, 以膜生物反应器(MBR)代替原来的生化池及二沉池, 同时融合微滤/超滤的功能, 即三合一系统.MBR系统的出水经RO反渗透及紫外消毒后形成再生水(图 4).基于“MBR+RO”的双膜法NEWater2.0版路线目前已完成中试试验, 并在裕廊完成生产试验.结果证明, 相较于NEWater 1.0路线, 该方法可获得更高的出水水质(Lay et al., 2017).此外, 新工艺可大幅减小占地面积, 降低建造成本, 对于资源匮乏、国土面积小的新加坡而言, 基于“MBR+RO”的NEWater路线是未来发展趋势.
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| 图 4 新加坡NEWater工艺路线(Lay et al., 2017) Fig. 4 The process flow diagram of NEWater(Lay et al., 2017) |
大士再生水厂, 是新加坡公共事业局(PUB)采用“MBR+RO”为核心的双膜法工艺, 实现生活污水及工业废水的基于可饮用水用途的新生水工程实践, 如图 5所示(郝晓地等, 2014b).目前该厂正在建设中, 计划于2022年投产运行.大士再生水厂总设计处理量为80×104 m3·d-1, 其中生活污水及工业废水分别为60×104、20×104 m3·d-1, 且两种污水均单独处理.由于以MBR为核心处理单元导致电耗增高, 因此实现能源自给是大士水厂的另一重要目标.为降低电耗, 提高能源自给率, 大士再生水厂采取两种关键技术, 一是通过生物吸附强化预处理(Bio-EPT)法将60%以上的进水COD转移至污泥中, 节省后续MBR反应器中的曝气量, 并通过微孔曝气及精确控制系统进一步降低电耗；二是含60%COD的污泥通过厌氧消化及热电联产技术增大产电量, 以弥补膜工艺中的电耗, 以此增大再生水厂能源自给率.经估算, 大士再生水厂每吨水电耗为0.321 kW·h·m-3, 能源自给率可达87%.随着今后主流厌氧氨氧化技术的突破以及外碳源的引入, 大士水厂不仅有望实现100%能源自给, 还可实现能源的对外输出(郝晓地等, 2014b).
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| 图 5 新加坡大士再生水厂工艺路线 Fig. 5 The process flow diagram of Amersfoort WWTP in Singapore |
作为自然资源短缺的国家, 荷兰提出NEWs框架, 即未来污水处理厂是营养物、能源和再生水三位一体的生产工厂(郝晓地等, 2014a).基于NEWs框架, 近年来荷兰学者提出未来污水处理厂概念路径, 如图 6所示(刘智晓, 2017).该路径形成有机物资源化及营养盐资源化两条技术路线, 有机物资源化即以A/B法+厌氧消化技术为核心将进水COD较大比例的转化为VFA, 之后可根据不同需求对VFA进行发电以进行能源回收或者制备生物塑料、生物柴油等以实现有机物资源化; 营养盐资源化的技术路径包含直接灌溉、以厌氧氨氧化工艺+磷回收、以构建“菌藻共生体系”的微藻技术等为核心的低C/N比污水高效处理+营养盐回收路线.两条路线的结合, 可实现污水处理厂能源及氮磷资源的回收和有效利用(刘智晓, 2017).
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| 图 6 基于能量及资源回收耦合理念的污水处理厂概念路径 Fig. 6 Conceptual route based on energy and resource coupling recovery |
在污水处理厂同步实现营养物、能源及水资源的再生是NEWs理念的终极目标, 为实现这一目标, 荷兰Vallei & Eem水务局联合荷兰应用水研究基金会(STOWA)开启对Amersfoort污水处理厂为期6年的改造计划, 寄希望提高Amersfoort处理能力, 通过革新污泥处理技术将其转变成为一个区域性污泥处理中心, 并增设磷回收单元, 可实现完全能源自给、40%磷回收及75%的污泥经干化后含水率为10% 3个阶段目标(郝晓地, 2014a).
Amersfoort污水处理厂的最大处理量为8900 m3·h-1, 相当于31500人口当量/d.污水厂改造前后的污水处理工艺保持不变, 即污水经初沉池+曝气池+二沉池+砂滤池处理后, 满足N＜10 mg·L-1, P＜0.2 mg·L-1的出水标准.改造后污泥处理简化版工艺流程图如图 7所示(Kox et al., 2016).
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| 图 7 荷兰Amersfoort污水处理厂工艺流程图 Fig. 7 The process flow diagram of Amersfoort WWTP in Netherland |
Amersfoort污水厂的目标之一为实现碳中和.该厂污泥处理能力为12000 t干污泥/年, 其中40%来源于Nijkerk、Soest及Woudenberg的初沉池、二沉池及消化污泥, 污泥经WASSTRIP、浓缩、厌氧消化等工艺单元处理后实现能源工厂的目标.Amersfoort污水厂实现能源工厂目标的关键措施有以下几点(Kox et al., 2016)：①采用污泥热压水解技术以提高消化负荷.污泥微生物细胞在高温(150~200 ℃)高压下发生裂解, 胞内糖类、蛋白质及脂质以小分子物质溶出, 以提高污泥水解生物利用率, 增加厌氧消化负荷及甲烷产量; ②热电联产技术(CHP).消化产生的甲烷经CHP以热能和电能的形式完成对污水能源的回收.热电联产(CHP)产生的热量可通过双向换热器来加热消化器并驱动水解过程, 减少了传统高压水解需要蒸汽驱动水解过程所需的热能.此外, 该系统中包含两个热交换循环, 分别是引发高温水解所需高温的热油回路以及在冷却阶段回收水解后的热能以实现对进入Lysotherm单元的污泥预热的热交换回路. Amersfoort污水厂对两种关键技术的联合使用, 不仅可满足完全能量自给, 每年还可产生约2000000 kWh的电能对外供电, 成为名副其实的能源工厂.
Amersfoort污水厂另一重要目标为实现磷回收.剩余污泥首先在磷分离单元(WASSTRIP工艺)厌氧区利用PAOs释放胞内的PO43-、Mg2+、K+, 经过浓缩单元将磷浓缩至浓缩液中, 实现部分PO43-从固体中分离出.浓缩后的污泥继续进入污泥厌氧消化反应器中, 在实现产能的同时产生高PO43-、NH3浓度的消化液, .经分离后的富磷浓缩液及消化液经Peal单元以高纯度鸟粪石颗粒形式实现磷回收.Amersfoort污水厂每天可产生2000 t鸟粪石颗粒.WASSTRIP工艺+Peal单元的应用, 避免了富含磷、铵及镁的消化液污泥消化反应器中的结晶, 从而减少传统工艺因结晶产生的管道维护费用, 同时可减少大量化学污泥, 提高了磷回收的效率(90%)和纯度(MgNH4PO4·6H2O纯度为99.9%), 具有应用空间, 并可产生巨大经济价值(郝晓地, 2014a; Kox et al., 2016).
4 我国面向未来污水厂的挑战(Challenge of the future sewage plant in our country)综上可知, 自2000年以来, 以美国、荷兰及新加坡为首的国家纷纷提出符合本国特点的未来污水处理厂框架或概念, 以应对水体污染、资源及能源短缺等问题, 并基于未来水厂框架展开工程实践, 皆在能源回收、水资源再生、磷回收方面取得了一定成效.从各国实践案例中可得出, 现阶段面向未来的污水处理厂均是在满足出水排放标准为基本前提下, 以“碳中和”为根本目标并实现水资源再生及营养物回收.
我国面向未来污水处理概念起步较晚, 2014年曲久辉院士联合国内6位专家提出“建设面向未来的中国污水处理概念厂”, 通过整合多种创新方案及前沿技术, 以实现出水可持续、能源零消耗、物质可循环及环境友好4个方向的目标(曲久辉等, 2014；Qu et al., 2019).概念厂的提出, 为我国污水处理技术未来发展指明了方向, 推进了我国污水处理事业技术和管理的创新与发展.
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| 图 8 中国概念水厂的目标(Qu et al., 2019) Fig. 8 The principles of Concept Plant to be established in China(Qu et al., 2019) |
我国污水处理设施规模在近20年内迅速发展, 随着“概念厂”的提出, 我国污水处理行业将以概念厂的目标为导向, 在技术上继续突破和发展.基于目前我国未来污水处理厂的实践及推广仍存在一些挑战.
随着环保政策及力度的逐渐加强, 我国出水排放标准逐渐严格, 截至2018年, 约有45%以上的污水处理厂执行一级A排放标准(Qu et al., 2019).我国多数污水处理厂可满足出水可持续的目标, 但目前仍面临以下几点问题：①目前有些地区污水排放标准存在“一刀切”的问题, 未根据当地水体或土壤等环境背景容量适当制定排放标准, 盲目跟风提标, 不仅造成土地资源的浪费, 还无形中增大电耗, 增加运行成本, 且对于N、P匮乏的水体或土壤而言, 较高的排放标准并不符合可持续理念.②而对于污水理应严格排放的地区, 由于我国进水水质特点及运营人员水平偏低, 目前普遍存在以“高能耗、高药耗”换取“高标准水质”的现象, 多数污水处理厂通过增设高效沉淀池、反硝化滤池等深度处理措施以应对不断提高的排放标准, 但面对更加复杂的工艺, 实际运行人员无法有效调控, 大多依靠过量投加药剂及过量曝气以满足出水要求, 造成能源浪费及温室气体排放, 这与面向未来污水处理厂的可持续理念背道而驰.出水可持续的关键应在于在满足当地出水排放标准的前提下, 使再生水在社会、自然界得到有效循环.因此我国应以环境承载力及再生水用途为前提, 因地制宜制定相关排放标准, 并制定不同用途细分领域再生水回用政策, 使水资源在社会有效循环.
由前述可知, 实现能源零消耗的关键为基于污泥厌氧消化技术及污水源热泵技术回收污水中能源以及污水处理设施的节能降耗.然而目前仍有许多问题阻碍着我国污水处理厂能源零消耗的实现.①我国进水COD普遍偏低严重限制污泥厌氧消化的应用.相较于欧美等发达国家, 我国污水管网系统不健全.在过去十年, 污水处理厂处理率从51.95%提高至90.18%, 但污水管网的配套建设却大大滞后(Huang et al., 2018), 导致污水收集率低及污水处理厂以低负荷运行(Qu et al., 2019).我国污水处理厂进水COD很低, 平均为200~300 mg·L-1.在雨季, 由于我国约41.5%的管道为雨污合流制(Huang et al., 2018), 雨水的稀释作用进一步降低进入污水处理厂的COD负荷, 严重威胁着污水处理厂的稳定运行.此外, 雨污混接、管道因腐蚀而产生漏损及河水倒灌、有机物在管道内削减等现象皆是造成我国污水处理厂进水COD普遍偏低的原因.②若不考虑外源有机物的引入, 污泥经厌氧消化所产生的沼气量远不足以实现本厂能源全部自给, 而污水厂能量平衡的测算也不应包含外源有机物.基于此种能量平衡测算方式, 实现能源全部自给的重要方式理应是对污水中低位热能的高效回收.然而目前污水热能回收不被重视且回收的热能存在无法并网问题, 导致污水中热能回收的应用受距离限制, 目前多数应用于污水厂及周边公共建筑、工业、园区等供热/冷, 严重制约着污水潜能的回收和利用.③低耗高效氮素转化技术如城市主流厌氧氨氧化技术在工程化应用阶段仍存在亚硝氮制备及厌氧氨氧化菌培养富集等技术瓶颈.④我国污水处理厂自动化、信息化程度偏低, 运行人员无法根据来水情况对曝气或加药量实时控制, 一般通过过量曝气实现出水达标排放, 导致电耗水平增高, 进而导致能源自给率偏低.
针对能源零消耗, 未来的出路应在以下几个方面：①由于污泥厌氧消化技术仍是现阶段污水有机物能源回收的主要方式, 要提高污水处理厂的能源自给率, 应完善管网水平以提高污水处理厂进水COD, 同时加强对高效厌氧消化技术的研发以及建立污水处理厂内污泥厌氧消化的相关政策; ②充分开发污水中的低位热能, 加强对热能回收支撑技术的开发, 如污水源高效回收热能技术、热力并网技术等; ③现阶段可采取餐厨垃圾等外源有机物厌氧共消化技术增大能源产率; ④现阶段以短程硝化反硝化、厌氧氨氧化及短程反硝化耦合厌氧氨氧化为主的低碳源消耗高效脱氮工艺是我国未来污水处理厂脱氮的主要技术方向; ⑤加快推进智慧水务的发展, 建立基于大数据系统的信息化控制平台, 完成未来污水处理厂由粗放型到精细化运行模式的转变, 实现污水处理厂节能降耗; 搭建个性化智慧决策平台, 利用专家决策系统挖掘污水处理厂潜在处理能力, 提高污水处理厂处理效率, 实现污水处理厂跨越式升级.
此外, 我国目前还存在污泥处理与处置难的问题.随着污水处理厂处理率不断提高, 我国污泥产量的年增长速度为7%, 污泥产量(干重)在2018年高达840万t, 约占我国固废垃圾的3.2%(覃思宇, 2020).但对污泥处理与处置的问题关注度远远不够, 造成约有35%的污泥未经任何妥善处置直接排放至环境(Qu et al., 2019), 严重威胁着环境和谐及人们健康.污泥填埋是我国污泥处置的有效方式, 约占总污泥的24%, 但随着城镇化发展及土地资源紧张, 目前一部分地区已出现污泥外运困难, 此时污水处理厂通常采取停止排泥措施, 但长期不排泥, 会导致生化池污泥活性降低, 污泥老化严重, 污泥浓度升高, 造成曝气量增大, 处理效率低, 运行不稳定等一系列问题.污泥资源化是未来解决污泥出路问题的技术发展方向.初沉污泥与剩余污泥先经厌氧消化反应器进行能源的回收, 同时实现污泥的减量化, 消化后的污泥经热干化杀菌后作为富含氮磷肥料回归土地, 以此实现污泥资源化.
5 结论(Conclusions)通过对国内外面向未来污水处理新型技术的应用现状研究综述及分析, 结合国外典型国家面向未来污水处理厂技术实践案例, 面向未来的污水处理厂均是以满足出水排放标准为基本前提, 以“碳中和”为根本目标, 在此基础上实现水资源再生及营养物回收.
鉴于我国国情的不同, 我国未来水厂的技术方向有以下几点:①开发高效碳捕获工艺或设备以实现高效碳回收并减少占地; ②研发便于工程实践的污泥强化预处理技术以及餐厨垃圾等外源有机物厌氧共消化技术以实现能源高效回收; ③突破主流厌氧氨氧化、短程硝化反硝化、短程反硝化耦合厌氧氨氧化等高效脱氮瓶颈技术以降低对碳源的需求, 并节约能耗; ④开发高效设备如氧转移率高的曝气盘、抗污染性能高的膜组件等, 搭建满足智能控制平台及智慧化决策系统以实现未来水厂精细化、智慧化运行.
概念污水厂理念的提出距今已经6年, 我国第一座开拓性的概念厂已在江苏省无锡市建成并取得卓越效果.此外, 北京首创东坝面向未来污水处理厂于近日成功落地, 开启了我国满足可持续发展及环境友好理念污水处理的新篇章.
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