Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestPublishedbyIWAPublishingUnit104–105,ExportBuilding1CloveCrescentLondonE142BA,UKTelephone:+44(0)2076545500Fax:+44(0)2076545555Email:publications@iwap.co.ukWeb:www.iwapublishing.comFirstpublished2022©2022IWAPublishingApartfromanyfairdealingforthepurposesofresearchorprivatestudy,orcriticismorreview,aspermittedundertheUKCopyright,DesignsandPatentsAct(1998),nopartofthispublicationmaybereproduced,storedortransmittedinanyformorbyanymeans,withoutthepriorpermissioninwritingofthepublisher,or,inthecaseofphotographicreproduction,inaccordancewiththetermsoflicensesissuedbytheCopyrightLicensingAgencyintheUK,orinaccordancewiththetermsoflicensesissuedbytheappropriatereproductionrightsorganizationoutsidetheUK.EnquiriesconcerningreproductionoutsidethetermsstatedhereshouldbesenttoIWAPublishingattheaddressprintedabove.Thepublishermakesnorepresentation,expressorimplied,withregardtotheaccuracyoftheinformationcontainedinthisbookandcannotacceptanylegalresponsibilityorliabilityforerrorsoromissionsthatmaybemade.DisclaimerTheinformationprovidedandtheopinionsgiveninthispublicationarenotnecessarilythoseofIWAandshouldnotbeacteduponwithoutindependentconsiderationandprofessionaladvice.IWAandtheEditorsandAuthorswillnotacceptresponsibilityforanylossordamagesufferedbyanypersonactingorrefrainingfromactinguponanymaterialcontainedinthispublication.BritishLibraryCataloguinginPublicationDataACIPcataloguerecordforthisbookisavailablefromtheBritishLibraryEnglisheditions:ISBN:9781789061789(Paperback)ISBN:9781789061796(eBook)ISBN:9781789061802(ePUB)ThiseBookwasmadeOpenAccessinMarch2022ChineseebookeditionwasmadeOpenAccessinMay2023ChineseESBN9781789063738©2022TheEditors.ThisisanOpenAccesseBookdistributedunderthetermsoftheCreativeCommonsAttributionLicence(CCBY-NC-ND4.0),whichpermitscopyingandredistributionfornon-commercialpurposeswithnoderivatives,providedtheoriginalworkisproperlycited(https://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).Thisdoesnotaffecttherightslicensedorassignedfromanythirdpartyinthisbook.Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguesti目录作者介绍..................................................................................................................................................................................I贡献者名单............................................................................................................................................................................II序一.........................................................................................................................................................................................IV序二.........................................................................................................................................................................................VI前言........................................................................................................................................................................................VII第一章迈向净零循环水经济............................................................................................................11.1水务行业脱碳的挑战和机遇.................................................................................................11.2实现水和污水脱碳的途径.....................................................................................................41.2.1脱碳需要更好地了解排放基线..................................................................................51.2.2脱碳需要各种方法的结合以及利益相关者之间的合作...........................................61.2.3实现能源和资源回收的工艺与技术..........................................................................81.2.4使碳捕获和利用以及流域管理获得额外收益的工艺和技术.................................101.2.5公用事业脱碳实践案例研究....................................................................................131.3净零循环水经济的范式变革...............................................................................................15参考文献......................................................................................................................................15第二章我们可以从能源行业的脱碳中学到什么？......................................................................182.1简介：能源与水：相似之处、不同之处和复杂的关系...................................................182.1.1能源与水的关系........................................................................................................192.1.2规模差异....................................................................................................................202.1.3碳水关系....................................................................................................................222.2能源行业的脱碳...................................................................................................................222.3能源和水的可持续性框架...................................................................................................252.4脱碳步伐...............................................................................................................................262.4.1住宅和商业设备........................................................................................................282.4.2运输设备....................................................................................................................292.4.3公用设备....................................................................................................................292.4.4一体化........................................................................................................................302.5实例研究...............................................................................................................................302.5.1节能照明....................................................................................................................302.5.2电动汽车....................................................................................................................312.5.3纤维素生物质............................................................................................................332.5.4风能和太阳能............................................................................................................35致谢..............................................................................................................................................36参考文献......................................................................................................................................37第三章城市水循环中的温室气体..................................................................................................393.1引言.......................................................................................................................................393.1.1城市水循环概述........................................................................................................393.1.2范围1、2和3排放的定义..........................................................................................41Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestii3.1.3水足迹和碳足迹........................................................................................................413.2水循环中的温室气体...........................................................................................................423.2.1范围1—直接排放—来自拥有和受控的资源的排放..............................................433.2.2范围2—能源使用产生的温室气体..........................................................................453.2.3范围3—其他活动的间接排放..................................................................................473.2.4碳封存和减排............................................................................................................483.3协议.......................................................................................................................................483.3.1国际协议....................................................................................................................483.3.2区域协议....................................................................................................................493.4温室气体量化方法...............................................................................................................523.4.1排放因子....................................................................................................................523.4.2直接测量....................................................................................................................533.4.3模型............................................................................................................................543.4.4量化方法选择............................................................................................................553.5碳足迹分析框架...................................................................................................................553.5.1减少水循环中碳足迹的路线图................................................................................57参考文献......................................................................................................................................59第四章WRRFs脱碳的运行优化与控制策略................................................................................634.1引言.......................................................................................................................................634.2工艺/运营层面的优化策略..................................................................................................644.2.1污水泵送....................................................................................................................664.2.2二次处理....................................................................................................................674.2.3污泥处理....................................................................................................................704.3整个设施级别的运营策略...................................................................................................744.4脱碳途径和未来展望...........................................................................................................77参考文献......................................................................................................................................78第五章利用厌氧消化平台回收能源和资源..................................................................................835.1城市污水资源回收设施中厌氧消化的现状.......................................................................835.2需要对污泥进行预处理以提高厌氧消化的可行性...........................................................865.3城市污水处理厂厌氧消化的多样化组合—厌氧共消化的出现........................................875.3.1理论上使用的基质....................................................................................................885.3.2ACoD的挑战...............................................................................................................885.3.3目前关于ACoD的研究..............................................................................................895.4通过热电联产和进一步净化成管道燃气，以提高沼气的价值........................................895.4.1用于热电联产的生物甲烷........................................................................................905.4.2用于发电的生物甲烷................................................................................................905.4.3用于升级和管道输送的生物甲烷............................................................................905.4.4生物甲烷运输............................................................................................................905.4.5沼气转化为有价值的化学品....................................................................................915.5改变AD平台，以获取更多有机碳产品，同时实现污水回用和养分回收......................915.6能实现整体能量平衡或能量正收益的厌氧消化中的能源管理—通过AnMBRs进行直接厌氧处理的案例..............................................................................................................................92Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestiii5.7塑造厌氧消化未来的技术经济和生命周期评估...............................................................935.8未来的脱碳战略和路线图...................................................................................................965.9实现循环经济的厌氧消化技术...........................................................................................97致谢..............................................................................................................................................97参考文献......................................................................................................................................97第六章基于微生物电化学技术平台的碳增值............................................................................1036.1引言.....................................................................................................................................1036.2微生物电化学碳增值的原理.............................................................................................1046.2.1在MES和EF中生物催化CO2捕获和转化为有机化学品.......................................1046.2.2MECC中的CO2捕获和矿化.....................................................................................1056.3基于MES的碳化合物增值.................................................................................................1066.3.1MES中的甲烷或乙酸生产.......................................................................................1076.3.2氢在MES中的作用..................................................................................................1106.3.3MES平台中CO2的增值潜力....................................................................................1116.4通过电发酵对碳化合物进行增值.....................................................................................1126.4.1阳极和阴极EFs的机理............................................................................................1136.4.2EF与厌氧消化的协同作用......................................................................................1136.5MECC中的CO2矿化............................................................................................................1156.6展望.....................................................................................................................................117参考文献....................................................................................................................................118第七章氮管理中的脱碳潜力........................................................................................................1257.1引言.....................................................................................................................................1257.1.1脱氮的碳足迹成本..................................................................................................1277.2初级处理中的碳去除/转移................................................................................................1297.3碳高效脱氮方法.................................................................................................................1317.3.1传统硝化/反硝化方法.............................................................................................1317.3.2亚硝酸盐分流器和PNA（NOB筛出）................................................................1317.3.3部分反硝化/厌氧氨氧化.........................................................................................1337.3.4主流脱氮技术的曝气、碱度与COD需求..............................................................1347.3.5过程控制..................................................................................................................1367.4实施快捷脱氮.....................................................................................................................1377.4.1侧流处理..................................................................................................................1377.4.2主流PNA/亚硝酸盐分流.........................................................................................1377.4.3主流PdNA................................................................................................................1387.4.4部分反硝化/厌氧氨氧化（PdNA）案例研究.......................................................1387.5结论与展望.........................................................................................................................139参考文献....................................................................................................................................141第八章水务行业磷管理中的脱碳潜力........................................................................................1488.1与水可持续性有关的全球磷消费和需求概述.................................................................1488.1.1磷管理和脱碳的潜在途径......................................................................................1508.1.2磷管理与政策：现状与实践..................................................................................1518.2点源和非点源磷的直接脱碳和间接减碳策略.................................................................154Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestiv8.2.1农业污水中的磷......................................................................................................1558.2.2工业废水中的磷：脱碳的最佳管理实践..............................................................1588.2.3生活废物流中的磷..................................................................................................1588.2.4城市径流中的磷和脱碳的最佳管理实践..............................................................1618.3除磷和回收过程中的脱碳.................................................................................................1618.3.1强化生物除磷过程中的碳需求..............................................................................1638.3.2通过EBPR的运营策略减少碳足迹........................................................................1658.3.3通过EBPR的新途径/工艺减少碳足迹...................................................................1668.3.4污水中除磷和回收的附加技术具有减少碳足迹的潜力.......................................1698.4磷去除和回收过程中脱碳潜力的量化.............................................................................1718.4.1用于量化非点源脱碳潜力的LCA研究..................................................................1728.4.2污水处理厂中磷的去除和回收过程以及脱碳潜力量化的LCA研究...................1738.5未来展望和研究需求.........................................................................................................173参考文献....................................................................................................................................174第九章光生物系统的脱碳潜力....................................................................................................1829.1引言.....................................................................................................................................1829.2基于光合作用的污水处理.................................................................................................1849.2.1微藻..........................................................................................................................1849.2.2紫色光合细菌..........................................................................................................1889.2.3用于污水处理和资源回收的光生物反应器..........................................................1929.3基于微藻和PPB的污水处理脱碳系统的沼气产量升级..................................................1979.4污水处理中采用光合系统进行CO2捕集和沼气升级.......................................................201致谢............................................................................................................................................207参考文献....................................................................................................................................207第十章污泥脱碳管理与利用........................................................................................................22210.1污泥管理实践现状综述...................................................................................................22210.2从污泥到能源/产品..........................................................................................................22710.3土地应用和专用填埋.......................................................................................................23010.4棕地开垦...........................................................................................................................23010.5堆肥...................................................................................................................................23110.6资源回收...........................................................................................................................23210.7通过污泥稳定化去除新污染物.......................................................................................23310.8集中式vs.分布式污泥管理实践.......................................................................................23310.9污泥管理技术的环境和经济效益生命周期评估...........................................................23410.10实施污泥管理的挑战与机遇，监管与社会问题.........................................................23410.11未来战略和路线图.........................................................................................................235参考文献....................................................................................................................................237第十一章膜相关技术在高耗能水/污水系统中的脱碳潜力.......................................................24411.1引言...................................................................................................................................24411.2污水处理和资源回收中的膜脱碳策略...........................................................................24611.2.1好氧颗粒污泥膜生物反应器（AGMBRs）........................................................24611.2.2微藻膜生物反应器（A-MBRs）..........................................................................247Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestv11.2.3厌氧膜生物反应器（AnMBRs）.........................................................................24811.2.4膜生物膜反应器（MBfRs）................................................................................25011.2.5正渗透（FO）集成工艺用于污水处理/回收和资源回收..................................25111.3海水淡化脱碳的潜在膜策略...........................................................................................25511.3.1压力延迟渗透技术在海水淡化发电中的应用....................................................25511.3.2正渗透-反渗透（FO-RO）混合技术用于海水淡化和污水浓缩.......................25811.3.3正渗透-膜蒸馏混合技术（FO-MD）用于海水淡化..........................................25911.4结论...................................................................................................................................260参考文献....................................................................................................................................260第十二章用于脱碳的自然处理系统和流域综合管理................................................................26912.1引言...................................................................................................................................26912.2自然处理系统...................................................................................................................27212.2.1人工湿地................................................................................................................27412.2.2用于污水处理的泻湖............................................................................................27612.2.3生物降解和生物过滤............................................................................................27712.2.4微藻培养................................................................................................................27812.2.5土地处理系统........................................................................................................27912.3案例研究1：通过植物修复实现碳封存和农业径流治理.............................................28312.4案例研究2：用营养微藻处理电厂烟气和化肥污水.....................................................28412.4.1扩大微藻培养........................................................................................................28512.4.2温室气体和土地占用............................................................................................28712.4.3微藻终端产品........................................................................................................28812.5结论与展望.......................................................................................................................289参考文献....................................................................................................................................291第十三章CO2甲烷化过程中碳和电子流的微生物电化学进展...................................................29513.1引言...................................................................................................................................29513.2电催化产甲烷过程中的碳转化和电子流.......................................................................29613.2.1参与碳转化的功能群落和基因............................................................................29813.2.2电化学调控下甲烷生产过程的有机转化............................................................30013.3基于电化学增强的厌氧消化系统促进CH4生产............................................................30213.3.1厌氧消化系统中的氢源产甲烷途径....................................................................30213.3.2产甲烷过程中阴极生物膜中微生物群落演化....................................................30313.3.3电化学增强厌氧消化系统中的微生物网络........................................................30513.4太阳能生物电化学系统驱动CO2甲烷化........................................................................30813.4.1太阳能间歇供电提升生物电化学性能................................................................30813.4.2间歇电场介导互惠种间电子转移........................................................................31413.5挑战与展望.......................................................................................................................315致谢............................................................................................................................................316参考文献....................................................................................................................................316第十四章污水热能........................................................................................................................32514.1引言...................................................................................................................................32514.2污水作为热能来源...........................................................................................................328Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestvi14.3污水热能回收与现代区域能源系统的集成...................................................................33014.4污水热能回收技术的可行性评估...................................................................................33314.5污水热能回收的应用.......................................................................................................33414.6污水热能回收的机遇与挑战...........................................................................................33614.6.1制定战略规划........................................................................................................33714.6.2需求和资源测绘....................................................................................................33814.6.3技术可行性............................................................................................................33814.6.4监管和融资框架....................................................................................................338参考文献....................................................................................................................................340第十五章中国污水处理概念厂....................................................................................................34215.1引言...................................................................................................................................34215.2中国城市污水处理设施目前面临的挑战.......................................................................34415.3污水处理概念厂为未来的发展提供了远景和榜样.......................................................34515.4污水处理的下一个范式...................................................................................................350参考文献....................................................................................................................................350第十六章支持水务和污水处理系统脱碳的数据科学工具........................................................35216.1引言...................................................................................................................................35216.2数据科学工具原理...........................................................................................................35416.2.1数据准备................................................................................................................35516.2.2精度测量................................................................................................................35616.2.3降维........................................................................................................................35916.2.4主成分分析............................................................................................................36016.2.5预测和预报............................................................................................................36316.2.6优化........................................................................................................................36916.3数据科学在选择处理系统中的应用...............................................................................37116.3.1泵送优化................................................................................................................37116.3.2硝化........................................................................................................................37516.3.3厌氧消化................................................................................................................37716.4全规模实施的建议...........................................................................................................37916.5结论...................................................................................................................................381致谢............................................................................................................................................381参考文献....................................................................................................................................381第十七章脱碳政策和水务行业的机会........................................................................................38917.1引言...................................................................................................................................38917.2核心观点...........................................................................................................................39017.2.1观点1：在国家或全球政策范围内，水务行业的能源使用相对较少，但污水处理中包含的其他资源值得考虑.........................................................................................39017.2.2观点2：没有一项强制全球水务行业脱碳的总体政策.....................................39317.2.3观点3：寻求与其他政策领域的共同利益........................................................39717.2.4观点4：在分布式环境中，水和能源在发电站处/附近回收，水的再利用和能源回收可能更有效益.........................................................................................................40117.2.5观点5：变化是永恒的。我们需要能更好适应变化的水资源政策和技术平台Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestvii.............................................................................................................................................40517.3结论和政策建议...............................................................................................................40717.4其他资源...........................................................................................................................409参考文献....................................................................................................................................409第十八章负碳循环水经济展望....................................................................................................41218.1引言...................................................................................................................................41218.2资源回收...........................................................................................................................41318.2.1历史的角度............................................................................................................41318.2.2价值层次................................................................................................................41418.2.3开拓市场和产品....................................................................................................41718.3加速转变...........................................................................................................................41818.4前进的道路.......................................................................................................................422参考文献....................................................................................................................................425索引....................................................................................................................................................427译后记................................................................................................................................................433Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestI作者介绍任智勇博士(@zjasonren)是普林斯顿大学土木与环境工程系和安德林格能源与环境中心的教授，安德林格中心研究副主任，并于2020-2021年担任代理主任。他还是美国国家可再生能源实验室的访问科学家。任博士领导的普林斯顿水与能源技术实验室（Water&EnergyTechnologiesLab,WETLab）专注于供水和污水处理行业的脱碳和数字化的研究和教学。他的团队使用电化学、微生物学和数据科学工具，来深入研究污水处理、海水淡化、环境修复以及碳捕获和利用等环境过程中的资源回收基本原理，并开发这些领域的模型和技术。任博士获得了众多荣誉，包括水研究基金会的PaulL.Busch奖（2021年）、美国土木工程师协会的WalterL.Huber研究奖（2020年）、ISMET创新奖（2020年）、Nanova/CAPEES前沿研究奖（2017年）和年度创新发明家奖（2015年）。任博士与水务公司和咨询公司进行了富有成效的合作。基于这些合作，他们获了智慧水系统挑战赛（2021年）一等奖，开展了多处技术示范，并与学生共同创立了公司。任博士和他的团队在国际领先学术期刊上发表了200多篇经同行评议的学术论文，他们的研究结果被国家公共广播电台、福布斯和科学美国人报道。任博士还在美国全国水资源回收指导委员会（NationalSteeringCommitteeforWaterResourceRecovery）任职。他是EnvironmentalScience&Technology(ES&T)和ES&TLetters(ACS)的主题编辑，以及EnvironmentalScience:WaterResearchTechnology(RSC)的副主编。他在咨询行业工作了几年后，获得了宾夕法尼亚州立大学的环境工程博士学位。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestII克里希纳·帕吉拉（KrishnaPagilla）博士是RalphE.和RoseA.Hoeper工程教授、基础教授以及里诺内华达大学土木与环境工程系主任。他还是内华达州水创新研究所所长，该研究所是一个大学与公用事业合作机构，旨在满足区域水技术和发展需求，并推动水领域的前沿研究和创新。Pagilla博士的专长是水质、水资源回收、间接饮用水再利用和环境生物技术。最近，他的研究重点是通过基于臭氧生物活性碳过滤的处理系统、基于污水的流行病学来确定社区流行的COVID-19和SARS-CoV-2变体以及脱碳水回收设施。Pagilla博士获得了来自国家和国际组织的众多奖项，并且是水环境联合会(WEF)、国际水协会(IWA)和美国土木工程师协会会员。Pagilla博士获得了Engelbrecht国际服务奖（2021年）、McKee地下水保护、恢复或可持续利用奖（2020年）、ThomasR.Camp应用研究奖（2013年）、公平杰出工程教育家奖（2013年）和Harrison来自水环境联合会(WEF)的PrescottEddy污水原理和工艺杰出应用研究奖章(2011)。他还获得过中央州水环境协会颁发的比尔·博伊尔杰出教育家奖（2012年）。Pagilla博士在水务行业担任过多个领导职务。他曾担任伊利诺伊州水环境协会主席（2012-13年）、内华达州水环境协会主席（2020-21年）和IWA美国国家委员会主席（2016-2019年）。他目前担任斯德哥尔摩国际水研究所举办的斯德哥尔摩青少年水奖竞赛的国际评委，并担任USEPA科学顾问委员会委员。Pagilla博士拥有加州伯克利大学的土木/环境工程博士学位以及土木/环境工程硕士学位和学士学位。Pagilla博士是美国伊利诺伊州和加利福尼亚州的注册专业工程师(PE)以及美国环境工程师和科学家学会的董事会认证环境工程师(BCEE)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestII贡献者名单章标题著者译者序一KalaVairavamoorthy阳平坚（PingjianYang）序二ArtK.Umble阳平坚（PingjianYang）前言ZhiyongJasonRen（任智勇）,KrishnaRPagilla阳平坚（PingjianYang）第一章迈向净零循环水经济ZhiyongJasonRen（任智勇），JeraldL.Schnoor，KrishnaR.Pagilla阳平坚（PingjianYang），彭栓（ShuanPeng）第二章我们可以从能源行业的脱碳中学到什么？A.J.Simon，SethW.Snyder阳平坚（PingjianYang），彭栓（ShuanPeng）第三章城市水循环中的温室气体AndrewShaw，KubeshneeChetty，TakFanChan，ElenaLindsey，AnjanaKadava，BenStevenson阳平坚（PingjianYang），彭栓（ShuanPeng）第四章WRRFs脱碳的运行优化与控制策略KrishnaR.Pagilla阳平坚（PingjianYang），彭栓（ShuanPeng）第五章利用厌氧消化平台回收能源和资源PrathapParameswaran，JessicaA.Deaver，SudeepC.Popat，VikasKhanna，MadisonKratzer，MelHarclerode邓乂寰（YihuanDeng），阳平坚（PingjianYang）第六章基于微生物电化学技术平台的碳增值JayeshM.Sonawane，ZhiyongJasonRen（任智勇），DeepakPant邓乂寰（YihuanDeng），阳平坚（PingjianYang）第七章氮管理中的脱碳潜力KesterMcCullough，StephanieKlaus，CharlesBott蔡开奎（KaikuiCai），刘永（YongLiu），阳平坚（PingjianYang）第八章水务行业磷管理中的脱碳潜力AnnalisaOnnis-Hayden，DongqiWang（王东琦），AliAkbari，MiNguyen，AprilZ.Gu李政（ZhengLi），阳平坚（PingjianYang），刘永（YongLiu）第九章光生物系统的脱碳潜力LaraMéndez，CristianA.Sepúlveda-Muñoz，MaríadelRosarioRodero，IgnaciodeGodos，RaúlMuñoz第十章污泥脱碳管理与利用MeltemUrgun-Demirta，RachelDalke，KrishnaR.Pagilla彭栓（ShuanPeng），阳平坚（PingjianYang），刘永（YongLiu）阳平坚（PingjianYang），刘永（YongLiu），彭栓（ShuanPeng）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestIII章标题著者译者第十一章膜相关技术在高耗能水/污水系统中的脱碳潜力BoyanXu，ShujuanHuang，ChuanshengWang，TzeChiangAlbertNg，HowYongNg彭栓（ShuanPeng），毛国柱（GuozhuMao）第十二章用于脱碳的自然处理系统和流域综合管理HannahR.Molitor，JeraldL.Schnoor彭栓（ShuanPeng），阳平坚（PingjianYang）第十三章CO2甲烷化过程中碳和电子流的微生物电化学通讯AijieWang（王爱杰），BoWang,ZechongGuo（郭泽冲），WeiweiCai（蔡伟伟），WenzongLiu（刘文宗）彭栓（ShuanPeng），阳平坚（PingjianYang）第十四章污水热能JamesMcQuarrie彭栓（ShuanPeng），阳平坚（PingjianYang）第十五章中国污水处理概念厂JiuhuiQu（曲久辉），HongqiangRen（任洪强），HongchenWang（王洪臣），KaijunWang（王凯军），GangYu（余刚），BingKe（柯兵），Han-QingYu（俞汉青），XingcanZheng（郑兴灿），JiLi（李激）阳平坚（PingjianYang），毛国柱（GuozhuMao）第十六章支持水务和污水处理系统脱碳的数据科学工具KathrynB.Newhart，AmandaS.Hering，TzahiY.Cath刘润璞（RunpuLiu），阳平坚（PingjianYang）第十七章脱碳政策和水务行业的机会JasonA.Turgeon，StevenA.Conrad，PeterA.Vanrolleghem陈玉烁（YushuoChen），阳平坚（PingjianYang）第十八章负碳循环水经济展望GlenT.Daigger陈玉烁（YushuoChen），阳平坚（PingjianYang）索引刘润璞（RunpuLiu），彭栓（ShuanPeng）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestIV序一——KalaVairavamoorthy脱碳是这个时代已经到来的话题和现实。从供水和卫生到保护自然环境，水务行业致力于满足社会的需求。在某种情况下，这些需求现在延伸到为应对气候变化做出贡献，以及如何在最好地利用世界宝贵资源方面展示领导力。这本书主要展示这两个方面的最新进展。世界各地的城市和公用事业已经瞄准实现净零排放目标，并取得了巨大的实际进展。这一进展将推动我们基于当前水资源管理方法而提高效率的同时，还与开发和部署新的工艺和技术相结合，从而为资源利用提供替代方法。虽然技术突破和创新设计可以帮助我们应对其中的一些影响，但这需要与全面的系统变革相结合。水是一个系统性的体系，脱碳方法需要在这些体系中实施和协调——在流域层面、城市层面和公共设施层面。除了简单地提高组件的性能和效率之外，还需要在系统层面做出改变。因此，这样的进展不是水务行业的人单独工作就可以完全实现的。它需要合作和伙伴关系，水务行业可以在其中展示作为促进者的领导力。这本书由水务工程师和科学家联合撰写，专门讨论水务行业的脱碳途径，很急行业之所需。它结合了基础理论、实际案例和未来愿景，以支持和促进实际进展。这本书可以为全球南方国家（欠发达国家）带去很好的启示。在这里，我们看到了重构水系统的最大机会，因为这些国家中的许多地方都是从零开始，并且正处于对水基础设施和项目进行巨额投资的大好时机。如果这能以低碳方式完成，那就太好了——能源中和、高效和富有成效地利用水，最大限度地从水和污水中获取价值。就像南方国家“跨越式”通信基础设施的建设一样，他们可以通过建设低碳、离网、分布式、灵活和循环的水系统，来避免高碳、集中式系统的缓慢、昂贵、机械以及沉重的遗留问题。本书所涉及领域、内容和意图与国际水协(IWA)的愿景高度一致。水务行业，尤其是作为其核心的公用事业部门，在满足社会当前和未来的需求方面面临着多重挑战。IWA支持深入探索，提供领导力并产生和分享知识以促成行动。为了达成上述目标，IWA采取了多种举措，包括发起“气候智慧设施”和“数字水Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestV计划”，旨在重塑流域和城市层面的思考，以及促进采用基于自然的解决方案。气候智慧设施行动鼓励公用事业单位成为减缓气候变化的领导者，为他们提供评估、监测和减少温室气体排放的方法和工具，同时提高他们适应气候变化的能力。同时，我们的数字水计划正驱使公用事业及其客户向新的低碳模式过渡，其中数据驱动的模型可以帮助集成和优化智能泵、阀门、传感器和制动器，在最大限度地提高服务水平的同时减少碳足迹。由于众多杰出作者的投入，本书汇集了脱碳领域的最新进展。他们的专业知识的多样性足以涵盖了这一重要主题领域涉及水务行业的所有部分，并且每一章都展现了深厚的专业知识。这本书巧妙地汇聚了作者任智勇（ZhiyongJasonRen）和克里希纳·帕吉拉（KrishnaPagilla）及所有贡献者的智慧。他们对这一领域的深刻理解，以及他们意识到现在是展示这些观点的重要时刻，构成这本书价值的基础。这本书还强调了领导力的必要性，它本身代表了对该行业领导力的贡献，这有助于铺平前进的道路。在这里，我看到对脱碳的关注代表了一个至关重要的机会——无论是对该行业还是整个世界。迄今为止，我们的经济体已建成高碳经济体，并期望有现成的水供应。水成为低碳经济的核心是一个机会之窗——它可以摆脱对化石燃料的使用，同时认识到我们的资源限制并采用循环方法。对于业内人士来说，这是一个展示领导力的机会，而本书提供了实现这一目标的宝贵工具。KalaVairavamoorthy博士国际水协执行董事Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestVI序二——ArtK.Umble很少有人会质疑，自工业革命以来取得的经济、科学和社会文化进步，极大地提高了我们世界上大量人口的生活质量。然而，这些成就的环境成本现在开始以威胁到我们所有人都认为理所当然的生活品质的方式展现出来。证据很明确：气候变化对我们物质世界的直接影响正在上升，威胁着我们的生活质量。也许气候变化给人类带来的最大挑战不是发现和实施减缓和扭转气候变化速度的解决方案，而是放松我们对现代便利设施的集体控制。这种心态阻碍了我们朝着有效变革迈进。气候变化的动力正在给水行业带来沉重的压力。我们必须以不同的方式思考通往真正解决方案的途径、解决方案的生命周期以及解决方案的弹性。这种想法要求我们加大力度识别和加速创新水处理和分配，以及污水收集和处理技术，再加上战术应用研究，并与包括监管机构在内的组织建立战略关系，与我们合作实施解决方案。这本书正是提供了这些途径。气候变化正在推动我们将碳管理置于水领域每一种解决方案的前沿和中心（即，将我们的碳足迹降低到净中和并最终降低到净零运营）。尽管水务行业可能需要面向短期适应的解决方案以增强弹性，但重点需要放在产生长期缓解措施的结果上，以保障我们的水环境和整个地球的可持续未来。所有这一切都意味着认识到水在管理支持能源、农业、矿产开采、制造业和建筑经济行业的所有主要资源中的作用。它还涉及减少和捕获废物以进行产品再利用、再制造和回收，减少运营碳排放并通过封存来抵消排放。这些行动概述了循环经济，这是可持续未来的核心。在许多方面，全球水务行业是终极循环经济模式的缩影。从降雨到干旱，从含水层下降到海平面上升，从土壤侵蚀到水质下降等等，气候变化显著影响整个水文循环，这已不是什么秘密。水务行业的首要任务是供应、处理和分配安全的饮用水，以保护公众健康和维持生命本身，但在气候变化的背景下，水是每个生物赖以生存的“产品”，。因此，水行业处于独特的地位，能够有效地制定循环经济原则，并通过脱碳在减缓气候变化方面以身作则。我们在水务行业实施循环以减轻气候变化影响的时间不多了。一切照旧的心Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestVII态是不可接受的。必须打破现状。本书中包含的发人深省的想法和潜在途径提供了一个框架，使水务行业内的循环可以成为现实。作者和编辑很好地提供了起点和路线图。水务行业必须立即采取行动。ArtK.Umble,PhD,PE,BCEE,F.WEFStantec高级副总裁，Stantec水技术与政策研究所所长Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestVII前言水务行业正处于从关注处理和满足排放许可限制到综合运营的范式转变的中间，这也通过中水回用、资源回收和系统级规划和运营实现循环水经济。虽然该行业经历了这种革命的不同阶段，从提高能源效率到回收可再生能源和资源，但在实现碳中和或负排放的下一步方面，它落后于能源和交通等其他基础设施行业。脱碳是指减少一个行业的碳足迹，从长远来看，是通过碳管理的综合解决方案创造循环经济。从技术进步到运营优化，再到政策和行为变化，水务行业具有巨大的脱碳潜力。本书旨在填补不同利益相关者获取该领域知识和技能的重要空白，并为水行业进一步脱碳和建设低碳社会和经济做好准备。这本书超越了技术概述；相反，它旨在为水务行业的脱碳、碳捕获和利用提供系统级蓝图或途径。我们希望这本书能成为开发实践和解决方案的灵感，这些实践和解决方案将推动水务行业脱碳的创新。以下是您将在书中找到的内容的简介。本书的第一部分列出了水务行业碳足迹的最新框架。第1章概述了水务行业脱碳的挑战和机遇，并总结了实现净零碳目标的需求和方法。第2章全面回顾了其他基础设施行业（例如能源、交通）探索的途径，并确定了水务行业需要考虑的协同效应和示例。第3章讨论了与城市水循环相关的温室气体(GHG)排放的不同范围，并概述了碳足迹核算方法和协议。本书的第二部分提供了有关实现脱碳、碳捕获和利用的不同工艺和技术的评论及详细信息。各个领域的专家就如何使用该方法提高能源效率、减少碳足迹、回收资源以及捕获和增值温室气体，同时保持处理目标提供了深刻的见解。第四章开始与在水资源回收设施(WRRF)内的泵送、初步、初级、二级、高级和污泥处理级别的操作相关的易于实施的方法。第5章重点介绍常用厌氧消化(AD)平台的能源和资源回收，其中还包括厌氧膜生物反应器(AnMBR)和热水解等新兴工艺。第6章探讨了使用新的微生物电化学技术(MET)平台进行可再生能源生产和碳增值的机会。第7章和第8章分别研究了在脱氮和除磷和回收过程中脱碳的关键考虑因素和巨大潜力。第9章描述了越来越流行的光生物系统，它们使用微藻和蓝细菌来捕获和转化二氧化碳。第10章重点介绍使用厌氧消化、堆肥、焚烧以及水热液化(HTL)等新兴工艺的污泥管理和利用。第11章Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguestVIII讨论了几种新型膜技术，这些技术可以在降低能耗的同时实现工艺强化，并概述了系统集成和优化。第12章分析了自然处理系统的优势和挑战，以及它们在OneWater（全水）的背景下对流域综合管理和脱碳的潜力。第13章讨论了用于CO2捕获和转化为增值有机化学品的厌氧生物转化系统中发生的基本碳和电子流。最后，第14章评估了从污水中回收大量低质量热能的潜力及其与区域供热耦合的可行性。本书的第三部分涵盖了在政策制定、智能水系统以及案例研究的背景下水务行业脱碳的更广阔前景。第15章描述了近年来在中国设计和建造的几个“污水概念处理厂”，作为下一代综合废物管理和资源回收的WRRF示例。第16章介绍了现代数据科学工具，包括可用于脱碳的统计和机器学习方法。第17章对将影响工作的地方和国家政策进行了批判性分析，并强调了尽可能寻求多重利益的必要性。最后，第18章总结了水资源管理使命的演变、齐心协力推动行业向前发展的必要性，以及这些努力将为社会、经济和环境带来的实实在在的好处。本书可以作为本科生和研究生、研究人员、从业人员、顾问和政策制定者的参考书和教科书，将为利益相关者在其专业领域分析和实施脱碳措施提供实践指导。目标是从各个角度为脱碳提供途径。我们相信本书的读者会受到启发，在实现脱碳的同时寻求水资源管理方面的创新。我们要感谢作者和贡献者在本书写作过程中付出的时间，以及他们在促进理解和为水务行业脱碳的伟大使命做出的贡献。他们在本书中慷慨地分享了专业技能与知识。我们还要感谢国际水协会、KnowledgeUnlatched、普林斯顿大学和内华达大学里诺分校的慷慨支持，使这本书可供广大读者阅读。任智勇（ZhiyongJasonRen），普林斯顿大学克里希纳·R·帕吉拉（KrishnaRPagilla），内华达大学里诺分校Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1第一章迈向净零循环水经济ZhiyongJasonRen1,JeraldL.Schnoor2andKrishnaR.Pagilla31DepartmentofCivilandEnvironmentalEngineering&AndlingerCenterforEnergyandtheEnvironment,PrincetonUniversity,Princeton,NJ,USA2DepartmentofCivilandEnvironmentalEngineering,UniversityofIowa,IowaCity,IA,USA3DepartmentofCivilandEnvironmentalEngineering,UniversityofNevadaReno,Reno,NV,USACorrespondence:zjren@princeton.edu1.1水务行业脱碳的挑战和机遇水支撑着生活的方方面面，水行业是人类社会和环境用水需求的守护者。从古罗马的渡槽到现代供水网络，水务行业一直在文明中发挥着关键作用，并为通往更可持续和更具前瞻性的世界铺平了道路（Sedlak，2014）。每个国家的关键水基础设施都依赖于不同规模的水和污水系统的顺利运行。自来水公司每天处理并向家庭和工业输送数十亿升的水，污水公司收集和处理产生的污水，以确保污水可以安全排放或再利用。新兴的“全水”（OneWater）框架认识到水管理的相互关联性质，提供了一种全面和综合的方法，将地表水、地下水、雨水、饮用水、污水和循环水等所有水资源视为一体，以构建可靠、可持续和有弹性的水系统（图1.1）。然而，水务行业正面临气候变化带来的更加严峻的挑战：极端天气事件、频繁的洪水或长期干旱、水质恶化以及基础设施老化和人口重新分配。该行业需要从专注于稀缺天然水资源的水处理和供应、污水收集和处理以满足排放许可，以及这些作业的残留物处理，转变为综合水管理，以实现低碳循环水经济“全水”（OneWater）概念。目标应该是整体可持续性，包括能源、温室气体(GHG)排放、资源回收、水资源弹性和水资源管理中的社会经济影响。水工业在采购、生产和再生用水方面是能源和材料密集型的。国际能源署(IEA)估计，全球约4%的用电量用于输送和处理水和污水，预计水务行业的用电量尽管能源效率有所提高（图1.2）（IEA，2017），但未来25年仍将增长80%。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest2为了寻找更多的水，低质量的水源，包括非传统水源，正被考虑用于取水和供水。这进一步增加了水处理和污水回收的能源强度。水、雨水、污水的收集、运输和处理使用了大量的混凝土、金属和塑料，所有这些都与不可再生材料和能源或密集的能源足迹有关。图1.1“全水”（OneWater）的城市水循环框架(图片来自jacobs.com,2020)供水和污水处理设施通常将10-35%的运营成本用于能源，这些能源主要来自化石燃料（IKI，2020）。在一些城市，这可能占市政能源使用量的40%，它反映了水务行业的温室气体排放量。在水处理设施和供应系统中，范围2和范围3排放都比范围1（直接）排放更重要，而污水处理设施内的直接非生物温室气体排放是范围1排放。此外，排放包括与调入电能和热能（范围2）相关的排放，以及与化学品和燃料的生产和运输、废物处理以及供水和污水处理设施中的第三方服务（范围3）相关的其他间接排放(UNEP,2017)。然而，与其他基础设施行业（如能源和交通）的主要温室气体来源于化石燃料燃烧不同，通过有机降解从水处理大坝和进水口地下水水力发电环境流量灌溉排水口水资源回收腐蚀控制再利用水分配潮湿天气管理绿色基础设施&防洪废水收集情况评估&恢复Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest3污水中直接释放的二氧化碳在很大程度上被认为是碳中性的，因为它的生物性质，尽管有证据表明一些碳是化石起源(Griffithetal.,2009)。相反，来自收集系统和处理设施的非二氧化碳直接排放(主要是CH4和N2O)值得高度关注，因为在100年内，这些温室气体的全球变暖潜能值(GWP)比二氧化碳强许多倍(28-298倍)（(范围1)）（图1.3）(Luetal.,2018)。目前，污水处理占全球非CO2温室气体排放总量的5%，但随着CH4排放控制成为未来十年的重中之重，预计其影响会更大。在最初的20年里，甲烷的升温能力是二氧化碳的80倍以上，而且它在大气中只持续12-15年(Saunoisetal.,2020)，减少甲烷排放是减缓全球变暖速度并在本世纪中叶实现净零排放的最快机会。图1.2水相关的不同活动的全球能源消耗(IEA,2017年)十亿KWh输送废水处理再利用海水淡化分配供给全球电力份额（右轴）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest4图1.3按行业和来源分类的全球非二氧化碳温室气体排放量(2015)(USEPA,2019a,2019b)为了实现《巴黎协定》中1.5°C的全球变暖目标，许多国家、城市和行业已承诺到2030-2060年实现净零排放。这意味着温室气体排放必须大幅减少，任何净排放都需要通过从大气中吸收等量（负排放或抵消）温室气体来平衡。虽然能源、交通和建筑系统等许多基础设施行业已就脱碳途径进行了广泛研究，但水务行业却相对落后。水务行业并未被视为碳密集型行业，而且由于大多数水和污水处理设施都是受到严格监管的公共实体，因此它们缺乏控制价格的权力，无法使投资合理化以获得长期利益。传统的公众看法是，供水和污水处理服务是一项“人权”，这意味着价格更多地是成本的函数，而不是其他行业的价值。由于世界不同地区日益严重的水资源短缺和环境污染，这种“水应该是免费的”观念正在受到挑战，并且出现了许多通过开发双赢解决方案来克服这些障碍的机会，例如，通过能源和资源回收创造“绿色”收入，制定新的碳信用政策，将经验实践转化为数据驱动的决策，从而提高效率并降低成本。1.2实现水和污水脱碳的途径在许多经济行业，人们提出了将温室气体排放量降至零的途径，尽管一些行业更容易脱碳，而另一些行业则相对困难。例如，发电占美国排放量的25%，可以通过生产太阳能、风能、水电和低碳核能等可再生能源来实现电力行业的完全按部门和来源分类的全球非CO2温室气体排放，2015耕地（16%）农业部门5766MtCO2e48%牲畜（25%）水稻（5.2%）其他农业（1.6%）能源部门3452MtCO2e29%天然气和油系统（14%）煤开采（8.1%）其他能源（＜1%）化石能源和生物质燃烧（6.8%）工业过程1249MtCO2e10%废水（5%）废物管理1544MtCO2e13%其他废物（＜1%）垃圾填埋（7.6%）其他工业（＜1%）ODS替代品（5.9%）硝酸和己二酸（1.4%）聚苯乙烯泡沫（＜1%）电子器件（＜1%）金属（＜1%）HCFC-22（1.3%）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest5脱碳，而其他节能措施则包括加强输电基础设施、提高电网灵活性和能源使用效率等（USEPA，2019a，2019b）。另一方面，水的脱碳途径看起来会大不相同，因为水和污水不仅是能源、材料和化学品的主要消费者，污水也是非二氧化碳温室气体的主要直接排放者。因此，水务行业的脱碳途径，特别是污水收集和水回收，更加多样化和复杂。有一些机会可以向能源行业等其他行业学习，而另一些则必须通过仔细考虑水和污水回收目标以及包括净零排放在内的可持续性目标来开发。第2章探讨了能源行业遵循的脱碳途径，并确定了能源和水之间的协同作用以加速这一进程。它还讨论了节能照明、电动汽车、纤维素生物质以及风能和太阳能行业的几个脱碳实践示例，并评估了它们对于水务行业的适用性。1.2.1脱碳需要更好地了解排放基线英国最近制定了一个雄心勃勃的气候目标，即到2030年将英国的排放量至少减少68%，使该国到2050年实现净零排放。为了响应这一目标，英国水务公司发布了第一个2030年净零排放路线图，以支持该行业的转型(WaterUK,2020)。水务公司约占英国工业和废物管理过程产生的温室气体的三分之一，但在适当的支持下，该行业有可能成为最具成本效益的行业之一，以实现碳中和，甚至是负碳，这是全球许多水务专业人士的共同愿景。图1.4描述了2018-2019年英国水务行业的参考基准排放量。该代表性数据显示，主要行业排放主要来自电网电力的CO2，以及来自污水和污泥处理过程的CH4和N2O排放。这些排放可以通过购买绿色电力以及生产生物甲烷或热电联产等可再生能源来抵消。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest6图1.42018-2019年英国水务行业参考的基准排放量(WaterUK,2020)虽然与用于供水/污水处理和输送的电网相关的范围2排放相对简单，但在估算处理过程和输送系统的范围1直接排放时存在更大的不确定性。基于广义排放因子(EF)的估算过度简化了情况，并没有反映不同工厂和工艺之间实际排放差异的现实，而局部通量室方法产生显著差异，有时差异高达3-4个数量级(Delreetal.,2017;Vasilakietal.,2019)。需要进一步研究，为行业特定排放因子建立更好的科学基础。第3章讨论了与城市水循环相关的不同温室气体排放范围。它还为碳足迹评估提供了一个综合框架，并概述了评估水务行业温室气体排放的可用的相关协议和方法。1.2.2脱碳需要各种方法的结合以及利益相关者之间的合作没有单一的解决方案或方法就可以实现净零排放，而是需要将不同利益相关者（包括来自学术界、公用事业、咨询公司、技术公司、政府机构、投资者和最终用户）的方法结合起来，并促进各方的合作。脱碳需要科学技术的进步，也需要新的政策、实践，甚至是实现可持续的生活和实践的行为改变。许多公用事业公司已经启动了可以立即减少排放的计划。这些项目包括使轻型车辆电气化，使运营和维护车辆不再使用化石燃料，以及用可再生天然气等替总排放量总净排放量全部全部过程排放化石燃料燃烧排放电网电力排放过程排放化石燃料燃烧排放电网电力排放出口可再生能源减少的排放采购的绿色电力二氧化碳（CO2）甲烷（CH4）一氧化二氮（N2O）绿电购买可再生生产废水饮用水管理运输合计Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest7代燃料取代重型车辆的燃料。它还包括从太阳能和风能中购买绿色电力，替代能源集约型仪器，如鼓风机、泵和具有更节能设备的锅炉，以及可再生能源回收。例如，越来越普遍的做法是通过厌氧消化生产沼气，然后将沼气用于热能、电力或热电联产(CHP)。事实上，水务行业正在扩大，以添加食物垃圾和其他有机废物等废物作为厌氧消化的原料，以生产沼气，使设施能够实现能源中和或能量正收益。从污水中回收能量、养分（N和P）和水方面的资源使得污水处理设施更名为水资源回收设施(WRRFs)。这些回收资源的内在价值为碳排放提供了补偿，因此也有助于实现净零目标。此外，碳融资和实时能源和化学审计等新的创新解决方案也开始产生影响。除了处理操作外，水和污水的输送和储存也需要注意减少材料消耗、能源需求和不必要的基础设施建设。安装智能水表以改善泄漏检测和减少用水量也将有助于可持续的水管理和生活方式的改变。污水收集系统需要通过设计和操作策略最大限度地减少因厌氧或化粪池条件导致的甲烷排放，并且该系统正处于萌芽和成长阶段。应结合集中式与分散式处理设施方案，对水和污水设施选址以尽量减少输送能源需求进行战略评估。当水被视为城市流域中的“全水”（OneWater）时,最好的脱碳途径是可能的，并将提供最大的收益。水务行业在很大程度上受到各种政策的推动。这些政策不仅包括对水质和公众健康保护的监管要求，还包括来自不同政府机构的指令，以确保水的可负担性、社会公平、生态多样性和基础设施的弹性。大量的金融和人力资本投资已用于建设和管理这些系统。全球范围内没有强制要求水务行业脱碳的总体政策，但寻求与其他政策领域的共同利益，例如回收当地能源和资源、建设多功能设施和保护社区资产，将提供更可行的解决方案。持续的进展将需要从地方层面开始并发展为全球倡议的战略规划，脱碳尤其如此。否则，地方行动可能几乎只关注基础设施的抵御能力，而气候变化这一首要问题需地方层面的脱碳。在过去的几十年中，供水和污水处理事业公司越来越多地通过基于绩效的运营来接受费率支付人的角色和价值贡献。这些努力有助于降低资源利用率并回收具有当地价值的资源，这种价值主张为公用事业公司提供了更好的财务状况和社区支持，以做出有助于脱碳的决策。第17章讨论了影响水务行业脱碳努力的政策制定中的几个核心观点，并强调了尽可能寻求多种利益的必要性。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest81.2.3实现能源和资源回收的工艺与技术污水含有大量的热能、化学能和水能，估计其总量是处理污水所需的数倍。因此，使WRRFs能源中和甚至正收益是绝对可行的。图1.5描绘了WRRF能量流的广义视图。技术使公用事业公司能够通过工艺强化、低能耗处理和减少化学品使用来最大限度地减少用于处理污水的资源。领先的公用事业公司还通过生物固体土地应用、养分回收、沼气利用和水回收利用处理过程最大限度地回收资源。已经开发了多种技术以使此类操作成为现实，这些技术包括但不限于厌氧消化、微生物电化学、光生物系统、先进的氮和磷管理、使用膜和其他技术的工艺改进以及热/压力回收和显著提高能源效率的工艺。图1.5水资源回收厂(WRRF)能量流动的一般框架(修改自WEF(2019))公用事业脱碳中“唾手可得的果实”是运营优化。对于现有设施，碳足迹存在于运营活动中，因此也存在脱碳潜力。第4章讨论了WRRF内泵送、初步、初级、二级、高级和污泥处理环节的现有脱碳潜力。例如，污水泵送在减少能源使用方面具有巨大潜力，而使用模糊逻辑、数据挖掘和基准测试的数据驱动策略提供了减少比能量和提高节能效果的良好工具(Torregrossaetal.,2017)。同样，在大多数处理厂中，曝气是最大的单一能源使用来源，并且利用膜和在线传感的最新发展的替代扩散器和控制系统已被用于提高曝气能源效率。在整个处理厂级别，除了单个单元级别的优化之外，还可以采用不同的策略。例如，可以利用可比设施的工厂级基准来识别机会，或通过安排峰值流量和负载管理来优化处理厂产能利用率。由于化学品使用占WRRF碳足迹的很大一部分，因此通过运营优化减有机物•食品废物•农业废物•市政固废中的有机成分（OFMSW）废水•热的•水力的•化学的•生物的太阳能，风，地热公用事业（气，电）能源转换能量损耗生物燃料电力热水热能水资源回收设施未开发的能源资源能量损失矿物质生物固体回收水废水处理和资源回收可再生能源Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest9少化学品使用对于脱碳非常可行，并且还可以降低运营成本。人员培训是另一个可以产生重大影响的关键环节。通过最佳实践清楚地展示成本节约和性能提升，运营商将为脱碳做出直接贡献。厌氧消化(AD)是WRRF中用于分解和稳定污水污泥并产生沼气和营养丰富的污水和生物固体的示范技术。AD一直是污水处理行业能源和资源回收的核心工艺，并且已经开发了一套新工艺和技术来提高污泥转化率、提高沼气产量、将沼气升级为更高价值的产品，并提高生物固体的质量和适用性。第5章总结了AD平台用于能源和资源回收的现有知识，包括使用热、化学、机械和电气方法对污泥进行预处理以提高污泥降解性的新趋势，污泥、食物垃圾和其他有机物的共同消化能够提高沼气产量和生物固体质量。这一章还讨论了新开发的工艺，例如厌氧膜生物反应器(AnMBR)、热水解和使用AD平台生产挥发性有机酸。第10章从更广泛的污泥管理角度进一步讨论了AD，还讨论了其他实践，包括土地应用、堆肥、焚烧和填埋。还讨论了新的AD替代方案，例如水热液化(HTL)，以探索污泥增值和资源回收的新途径。此外，本章还提供了有关当前管理实践如何帮助脱碳、生物固体管理策略在实现公用事业脱碳目标中的作用以及如何应对新出现的污染物、气味和公众监督等挑战以实现这些目标的见解。营养物质（N和P）去除或回收的先进处理一直是增加WRRF中能源和化学品使用的主要驱动力，这也表明了脱碳的现有机会。第7章探讨了WRRF内脱氮潜力。它提供了碳成本和脱碳潜力的广泛概述，然后对侧流和主流背景下的技术和工艺配置进行了详细回顾和定量比较。详细讨论了亚硝酸盐分流、部分亚硝化/厌氧氨氧化(PNA)和部分反硝化/厌氧氨氧化(PdNA)等新型生物脱氮工艺，并评估了资本和产能影响等关键考虑因素。同样，第8章全面概述了磷管理及其在脱碳方面的潜力。它指出，可持续的磷管理需要多层次的方法，成本和环境后果可能会从提高利用效率的更高级别管理策略到更低级别的污染物处理和回收增加。直接脱碳可以通过使用增强的生物除磷减少碳输入，甚至通过同时实施碳封存的方法来实现。间接减排依赖于在特定工艺的整个生命周期内减少碳足迹的策略，例如通过减少化学品和能源需求或运输。这两章还提供了WRRFs实施这些策略的案例研究，并指出，为了实现该行业的脱碳，需要对整个工厂进行优化，以协调C、N、P的去除和回收。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest10膜工艺在水工程中发挥着关键作用，从生产高质量水产品，以提高污水处理效率并减少空间足迹。基于膜的工艺将反应与分离相结合，从而提供高水平的工艺改进。然而，膜分离操作通常消耗大量能量并且需要化学清洗，因此评估与膜操作相关的脱碳潜力很重要。第11章讨论了几种具有高脱碳潜力的新型膜技术，可降低能耗。这些技术包括好氧颗粒污泥膜生物反应器（AGMBRs）、藻类膜生物反应器（A-MBRs）、厌氧膜生物反应器（AnMBRs）、膜生物膜反应器（MBfRs）和正向渗透（FO）集成工艺。本章还包括用于可持续脱盐的膜技术，包括压力延迟渗透(PRO)、正向渗透-反渗透(FO-RO)混合方法和正向渗透-膜蒸馏混合(FO-MD)方法。总结了这些技术的好处和挑战，并为节能和低碳足迹的实际实施提供了研究方向。虽然许多技术专注于将污水中的化学能转化为可用的形式，如H2、CH4或直流电，但更大的未开发领域是污水中的热能。从商业和工业建筑、住宅热水淋浴、洗碗、洗衣机和其他器具排出的高温水会导致大量热能排入污水中。因此，第14章讨论了这种很大程度上尚未开发的能源及其应用。它评估了从污水中回收热能的技术可行性，并设想了将污水热能回收与使用热泵的区域供热(DH)和区域能源系统(DES)相结合的可能性。本章还讨论了从污水中获取热能的机会和障碍，包括但不限于战略规划、需求和资源地图绘制、技术可行性以及监管和财务框架。1.2.4使碳捕获和利用以及流域管理获得额外收益的工艺和技术通过提高能源效率和回收可再生能源的方法，在脱碳方面取得了巨大进展，但这些方法只能减少化石燃料消耗及其相关的碳排放。考虑到每年产生的大量污水（全球每年约1000km3）及其与人口和工业活动、污水处理的正相关，污水处理中甚至可能通过捕获外部CO2和CH4源并将其转化为增值产品而变成负碳。由于这种做法可以在处理过程中发生在现有的污水基础设施中，因此不需要额外的土地或运输。自然处理系统(NTS)利用和增强涉及植被、土壤和水以及相关微生物生态系统的自然过程，它们在深度处理、新污染物去除、雨水管理、生物质生产、娱乐和教育服务以及整体综合流域/下水道管理。NTS几乎不需要机械或技术投入Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest11即可运行，从而降低了化学或能源密集度。此外，这些基于植物和微生物的系统根据处理水平、季节变化和系统变化提供广泛的碳捕获曲线。第12章描述了自然处理系统技术的优点和缺点，以及它们在纳入流域综合管理时使水务行业脱碳的潜力。这种技术能够从污水中回收养分、能量和水，并减少温室气体排放。通过将水回收和再利用用于非饮用水用途，例如灌溉/施肥、含水层补给、灰水应用，甚至直接用于饮用水再利用，可以减少水源抽取量，补充含水层，实现水需求和供应之间的协调。本章还提供了两个工程案例研究，说明植物修复对碳封存和农业径流处理的好处，以及使用微藻进行联合电厂烟气和化肥污水处理的好处。微藻或紫色光合细菌等光养微生物呈现出独特的脱碳潜力，因为它们在自养生长过程中固定CO2，同时吸收污水中的营养物质（N和P）。因此，光合处理系统与AD或微生物电化学等以碳为中心的处理过程是互补的。第9章描述了使用光生物处理系统的脱碳潜力。例如，微藻在二氧化碳捕获和利用方面得到了广泛研究，包括在大规模(5000英亩)种植系统中使用微藻以生产生物燃料和生物制品的原料的广泛研究。当它们用于污水处理，与陆地植物相比，它们的运行速度更快，它们可以与AD集成以提供额外的基质和调节生物固体，捕获和利用CO2并将沼气升级为生物甲烷，甚至使用H2S作为电子供体。光生物反应器设计的最新进展提高了基于光生物的系统的生物降解潜力，同时降低了它们的能源需求，本章将对此进行批判性讨论。另一个用于同时处理污水、资源回收以及碳捕获和利用的有前景的技术平台是微生物电化学技术(MET)。MET为面向氧化和还原反应的过程提供了一个极其灵活的平台。MET系统在阳极室中遵循一个共同的原理，即其中可生物降解的基材被氧化并产生电流。可以直接捕获电流用于发电（微生物燃料电池，MFC）或用于生产H2和其他增值化学品（微生物电解电池，MEC）。此外，这些来自有机废碳的电子也可用于阴极室减少二氧化碳并生成有机或无机化合物，实现碳捕获和增值的双重好处。第6章介绍了原理和流行的MET碳捕获工艺，并讨论了已开发的各种产品和系统。微生物电合成将CO2转化为有机化合物，例如羧酸和CH4，而微生物电解碳捕获将CO2矿化为碳酸盐产物。此外，电发酵(EF)使用电化学来影响微生物代谢和调节发酵途径将有机废碳转化为更高价值的产品，许多人认为它是一种电化学增强的AD系统。MET的一个独特特征是与厌Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest12氧发酵或消化的互补性，其中微生物之间可以发生协同的种间电子转移，以促进电产甲烷或电产乙酸。第13章重点介绍此类厌氧生物转化系统中的基本碳和电子流动，以捕获二氧化碳并将其转化为增值有机化学品。虽然将污水处理转变为碳中和/负碳甚至正收益需要利益相关者的共同努力，但研究表明实施新工艺和技术的潜在好处。图1.6展示了微生物碳捕获池(MECC)和微藻反应器的假设工艺组合，以取代传统的厌氧/缺氧/好氧活性污泥工艺。MECC专注于去除有机碳，而微藻可有效去除营养物质。此外，它们都表现出出色的碳捕获和利用(CCU)能力，MECC将CO2转化为碳酸盐矿物并伴随着高速产氢，而微藻捕获CO2作为生物质，随后可以转化为生物燃料或生物炭（Luetal.,2018)。以美国和中国为例进行的初步定量分析表明，两国不是温室气体的净排放国，温室气体净排放量高达112（中位数；第5-9个百分位数范围为84-145；美国）和75（57-97；中国）MtCO2e可以被捕获并转化为增值产品。在这些负排放中，大约41-56%和47-58%分别归因于有机物和养分去除过程中的CCU；-2~2%归功于在CCU期间避免消耗化石能源（避免曝气等；负值源于不确定性分析）。就经济效益而言，虽然所提议的系统的资本支出和运营成本可能比传统工艺更高，但回收的矿物和生物燃料产品可能每年分别为美国和中国创造8.7(6.9-109)亿美元和5.6(4.4-69)亿美元的价值。此外，两国的碳捕集信用也可以相应地为美国和中国的污水处理行业筹集4.5（3.3-6.2）和1.0（0.7-1.5）亿美元。这些估计表明，污水处理行业可能成为负碳排放的重要贡献者，尽管还需要大量的技术开发和测试，因为这两种工艺都没有得到全面证明。水务公司收集和存储大量数据以提供可靠和高效的服务。收集的数据不仅包括每个处理设施的水量和水质数据，还包括来自流量监视器的实时数据、流域内的雨水和流量测量仪，以及端点和水/下水道管道中的数据。数据已成为公用事业的重要资产，并将在未来的公用事业中发挥越来越重要的作用。因此，第16章介绍了现代数据驱动建模(DDM)，包括统计和机器学习方法，并使用具体示例演示如何在更大的脱碳战略中使用这些工具。本章解释了数据准备、常见的DDM方法以及用于比较不同模型的指标。它还分析了单元流程以及数据驱动的流程优化如何成为众所周知的“低风险、高回报”降低碳和成本的方法。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest13图1.6MECC+微藻工艺与传统活性污泥工艺相比，碳捕获和利用效益的初步估算：(a)同时进行脱碳和养分去除的传统厌氧/缺氧/好氧活性污泥工艺；(b)将MECC、微藻培养与资源回收和CCU结合起来进行碳和养分去除工艺；(c)将传统工艺与MECC+藻类工艺进行比较，CCU潜力和经济影响的初步估计1.2.5公用事业脱碳实践案例研究许多领先的公用事业公司已经制定了在未来十年内实现能源和气候中和的计划，并且有许多案例研究和最佳实践可供遵循。例如，奥地利的StrassimZillertal工厂一直是持续优化工艺的典范，它实现了发电量大于消耗量的目标。Strass工厂提供两级生物处理（A/B工厂）来处理从60000到250000人口当量（每周平均）不等的有机负荷，他们实施了SBR脱氨工艺，以进一步降低脱氮所需的能源和碳需求。它还通过热电联产提高了沼气的利用率，并将电效率提高了20%以上。他们为受过高等教育的劳动力、高度自动化、先进分析工具的使用以及量化收益的能力做出了成功贡献(Wettetal.,2007)。另一个例子是VCSDenmark，它是丹麦最古老的水务公司，自1907年以来一直在欧登塞都会区管理和处理污水。自2019年以来，VCSDenmark一直保持能源中和，这是通过最大限度地提高初级处理效率、工艺强化、先进的监测、控制和节能设备实现的。他们还与区域能源公司合作安装热泵站，以从污水中提取热能，用于当地区域供暖。加利福尼亚州的东湾市政公用事业区(EBMUD)是2012年北美第一个实现能量正收益的WRRF。2020年，它批准了一项雄心勃勃的计划，到2030年实现水务行业的碳中和。消化，将污水中的可生物降解废物、当地餐馆的食物残渣市政废水（C,N,P）厌氧的缺氧的有氧的工业&服务用水厌氧消化污泥生物炭工业&服务用水基于活性污泥的传统废水处理（C,N,P）市政废水矿物质碳酸盐MECC+微藻实现碳捕集、利用的废水处理案例直接温室气体排放间接温室气体排放去除有机物时的碳捕集、利用去除有机物时的碳捕集、利用去除N时的碳捕集、利用避免的化石能源消费产品收入资本成本+运行成本潜在碳税资本成本+运行成本传统处理MECC+微藻美元$（十亿/年）温室气体排放（MtCO2e/年）潜在碳税Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest14和油脂，以及酿酒厂和家禽养殖场的废物流混合在一起进行厌氧消化。通过减少电力需求，增加的沼气产量每年为该地区节省约300万美元。多余的可再生能源被卖到电网，以减少化石燃料的使用和温室气体排放，并为纳税人节省开支。为实现碳中和目标，该地区还完成了几个新的千瓦光伏系统，将所有乘用车转换为混合动力或电动汽车，并将重型车辆转换为可再生柴油车。中国拥有世界上最大且仍在增长的污水处理行业。从2000年到2018年，中国城市的污水处理厂总数增加了10倍，从481座增加到5640座（Quetal.，2019）。正如第15章所解释的那样，2014年，中国成立了概念污水处理厂委员会（CCWC），该委员会收集了全球的见解，并与国内合作伙伴合作，启动了“概念工厂”项目，旨在建设实现“可持续水质、资源回收、能源中和及环境友好”综合目标的未来处理厂。第一个概念厂睢县第三污水处理厂于2019年开始运营，设计流量为2万立方米/天，服务人口90万。该厂包括一个液体处理区、一个有机废物处理区、一个人工湿地、农业和海绵城市示范区、办公楼和教育中心。2021年，另一座最先进的宜兴概念处理厂投产（图1.7）。该厂由2万立方米/天的净水中心、以生产为导向的研发中心和有机协同处理中心组成，将污泥、厨余垃圾和农业废弃物转化为能源和肥料。CCWC计划在未来5-8年内建造100座概念处理厂，其设计考虑到地理因素差异、能力、处理重点和综合运营目标。图1.7江苏省宜兴概念污水资源厂的设计图和鸟瞰图(插入图)(Quetal.,2022)。该工厂于2021年10月运营Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest151.3净零循环水经济的范式变革“水资源管理是一条路径，而不是目的地。”同样的理念也适用于水的脱碳。这就是我们追求脱碳、确定多种途径、尝试和改进它们并将其扩展到整个水务行业的方式，这将带来积极的结果。IWA前主席GlenDaigger教授在最后的第18章总结了水务专业人士的核心使命。水务公司治理和基础设施的演变反映了投资的进展，以解决其社区最紧迫的需求。水资源管理的使命随着时间的推移而发展，从最初关注可靠供水和预防疾病传播到包括水资源恢复、水/下水道管理、公共卫生保护和可持续发展等多方面目标，不仅考虑到经济，还有环境和社会影响。随着我们从当前的线性经济过渡到循环经济，变革的势头正在加速，水务行业可以而且应该在提供基本公共服务方面发挥领导作用。本书中的主题阐述了水务行业目前可用于脱碳和过渡到循环水经济的许多机会。许多创新者和早期采用者正在研究各种方案、进行试验和执行项目，以提高能源效率、减少碳足迹并从“全水”（OneWater）循环中回收资源。产品没有好坏之分，但对于特定的实用程序来说，产品可能有对错之分。资源需要回收，碳足迹需要减少，但我们也需要认识到，除非产品有足够的市场需求、有效的价值主张和脱碳对社会的切实利益，否则从长期来看所做的任何改变都将不可持续。没有单一的解决方案就可以实现净零排放，因此所有利益相关者必须共同努力，共同改变水务行业的规划、投资和运营方式，同时考虑到平衡的近期和长期目标。以下章节中列出的路径是通过展望该行业以及个别公用事业可能的净零未来而制定的，它们为该行业迈向循环经济提供了重要见解，以确保子孙后代的可持续发展。参考文献DelreA.,MønsterJ.andScheutzC.(2017).Greenhousegasemissionquantificationfromwastewatertreatmentplants,usingatracergasdispersionmethod.ScienceoftheTot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和低碳燃料生产中捕获和封存二氧化碳可能需要额外的水。然而，对能源和水的相互依赖关系的全面说明超出了本书的范围。2.1.2规模差异能源系统的脱碳战略和策略在多大程度上可以适应水资源，取决于这两个关键基础设施系统的相似性、差异性和相互依赖性。从能源行业持续脱碳中汲取的经验教训是从总系统规模、资源替代、排放控制、服务质量和可持续性政策方面得出的。在本章中，美国的水、能源和其他商品市场被用于这些框架研究，因为美国是可以随时获得完整记录的能源和水统计数据的最大国家。类似的经验教训将适用于大多数发达经济体，这些经验教训可以在全球范围内推广和调整。按年用水量衡量，水是美国最大的基础设施/商品行业，其倍数超过20倍。表2.1将用水量与其他主要能源、农业和材料行业的年化质量和体积规模进行了比较。重要的是要注意，水基础设施的规模仅用于公共供水（市政水处理厂），增加污水处理将使该数字大约翻一番。将灌溉、发电厂冷却和其他非市政用途包括在内的总用水量则是公共供水量的10倍，每年大约5000亿公吨！从这些统计数据可以清楚地看出，水作为一个系统，在规模上是独一无二的。全社会要处理以比其他任何商品大几个数量级的水，并且需要比能源或任何其他商品大得多的物理基础设施。与体量相关的脱碳挑战，例如处理系统的资本成本，对于水来说往往比其他行业更大。尽管通过水系统的总物质流量大于通过能源系统的总物质流量，但与水和污水处理相关的碳排放量小于能源系统的碳排放量。此外，每单位水的增量经济价值明显小于能源或产品，从而减少了可用于管理碳的潜在收入。本书第3章介绍了城市水循环中的碳核算框架。在这里，我们估计美国的市政水和污水处理每年造成6100万吨(MMT)的二氧化碳当量温室气体排放。其中，38MMT(CO2-e)与城市污水处理和排放产生的甲烷和一氧化二氮排放有关（EPA，2021）。剩余的23MMT来自约5900万兆瓦时(MWh)的发电量。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest21表2.1美国广泛使用的材料商品的年流量商品质量流量（百万吨/年）体积流量（百万m³/年）备注水(Dieteretal.,2018)5388053880只从市政水处理厂输送可成混凝土或修路等用的骨料(USGS,2021)25381586美国碎石、沙子和砾石的总消耗量石油(EIA,2021)8951133美国的总消费量，包括净进口煤(EIA,2021)724804美国的总消费量，不包括出口天然气(EIA,2021)607771400在标准温度和压力下计算的体积流量;实际体积流量要小得多，因为气体管道是加压的玉米(USDA,2021a)340479美国总产量钢铁(USGS,2021)10013美国的总表观消费量，包括占总量20%的进口量小麦(USDA,2021b)5166美国的总产量，包括占总产量50%的出口量美国水和污水处理厂消耗的电力(Greenbergetal.,2017)。额外的温室气体排放很可能归因于天然气现场燃烧的水和污水处理行业，但是无法找到量化该排放源的数据。还假设用于水和污水处理的化学品的异地制造对该行业的生命周期温室气体足迹做出了重大贡献，但文献中对这一数量的估计差异很大(Kyungetal.,2015;Szulcetal.,2021)。美国整个能源行业的化石燃料燃烧排放了5300MMT的二氧化碳。这两个统计数据不能直接比较；与水务行业相关的61MMTCO2-e占特定行业范围1、2和3中的CO2和其他温室气体，而能源行业的5300MMTCO2仅占化石燃料衍生的CO2。此外，水处理产生的范围2排放(约2300万吨)包括在能源行业产生的5300万吨化石燃料排放中。然而，这两个数字之间的巨大差异表明，尽管管理着大量的材料，但水务行业管理的碳量要小得多。水务行业温室气体排放和能源行业温室气体排放之间的这种重叠是上述能源-水关系的一个标志。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest222.1.3碳水关系对脱碳的关注主要集中在消除发电、运输和工业行业使用化石燃料产生的二氧化碳排放上。水务行业的温室气体排放是这些行业的排放（范围2排放）、污水中有机物质转化产生的非CO2温室气体以及污水本身中有机物质的CO2产物的组合。尽管污水中的大部分碳本质上是生物碳（最近来自大气碳），但考虑通过污水系统的水载碳的总流量是有益的。假设化学需氧量(COD)为350毫克/升，并且有机物(CH2O)占该负荷的大部分，则每升污水中大约含有11mmol碳。假设美国每天处理320亿加仑的污水，每年有5.8MMT的碳通过污水处理厂，可能会产生21.3MMT来自厂内工艺以及氧化污水中的生物固体、沼气和剩余的BOD/COD的CO2排放量。用美国国土安全部的术语来说，能源和水务行业都是“国家关键职能行业”（DHS，2021），它们都将材料从环境转移到工程系统，然后再回到环境。但是，存在实质性差异。相对少量的能量会移动大量的水，而这些水会携带少量的有机碳。水资源从地表水或地下水库中获取，水作为受损或处理过的水返回地表。就能源而言，多种资源取自环境，当今的能源系统在很大程度上依赖于煤炭、石油和天然气地下储层中的化学化石能源。工程系统将能源与碳分离，提供服务并将相关的碳返回环境，最常见的是二氧化碳排放到大气中。本章的其余部分将重点关注能源系统的脱碳趋势，以及这些趋势如何通过能源-水关系以及共享技术、最佳实践和经验教训，有利于水系统的脱碳。2.2能源行业的脱碳2020年，能源行业的碳强度以每年约1%的速度下降。尽管这个速度看起来很慢，而且肯定不足以达到气候科学所认为的必要排放目标，但它代表了与前一个时代相比的重大变化。从1977年到2005年的28年间，能源使用的碳强度几乎没有变化，从每焦耳(MMT/EJ)的58.3吨二氧化碳下降到56.6MMT/EJ，每年下降0.1%。期间从2005年到2017年的12年间，碳强度从56.6下降到49.9MMT/EJ，每年下降1%（EIA，2021）（这些统计数据中的每一个都采用报告年份的五年平均能源碳强度为消除统计数据中的噪音——从个别年份来看，Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest232005-2017年的趋势似乎至少持续到2019年，并且可能还在加速）。脱碳步伐的十倍增长是由于能源系统的以下变化（按碳强度影响大小排列）：•发电领域从煤炭到天然气的重大转变；•风能和太阳能发电量大幅增加；•提高整体车辆效率和运输行业消耗的生物燃料百分比。除了能源运输的碳强度降低外，美国经济的能源强度也有所下降。以实际GDP计算（所有价值均以2012年美元报价），1978年美国每万亿美元(EJ/$T)经济活动消耗13.1艾焦耳，2005年为7.1EJ/$T，2017年为5.7EJ/$T(USBureauofEconomicAnalysis,2021)。在整个时间范围内，经济能源强度的下降速度一直稳定在每年1.6%。整体经济的能源强度下降是由于以下因素：•经济结构变化有利于能源强度较低的商业活动，例如金融和计算/数据驱动的服务，而不是能源强度较高的工业活动，例如钢铁制造；•提高能源效率，为较小的能源投入提供同等经济服务，例如：提高重型和轻型车辆的燃油效率；改善住宅和商业建筑的绝缘；LED照明等高效设备和电器。图2.1以示意图方式展示了这些趋势。尽管实际GDP（2012年美元）增长了近300%，从1975年的约5.6美元/吨增长到2019年的19.1美元/吨，但由于能源强度降低，能源使用在此期间仅增长了40%，并且由于能源强度和碳排放强度下降，碳排放量已从2005年的高峰开始下降这些趋势背后有多个相互关联的因素，包括鼓励可持续能源使用的能源政策、许多应用中的能源效率带来的成本节约、提高效率和减少排放的能源技术创新，以及消费者对更可持续解决方案的偏好。本章的其余部分将分析其中的一些因素并提供示例。这些趋势很可能在未来加速。除了上述低排放和高效率技术的持续扩展外，以下趋势和技术开始在美国能源市场大规模推广。它们对整体能源消耗和排放的影响虽然还不显着，但到2025年可能会在整个经济的统计数据中显现出来：•远程工作选择（减少本地通勤和长途商务旅行，2020年新冠流行引发的永久性变化）；Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest24•在线订购或“电子商务”在过去十年中稳步增长，并在新冠大流行期间迅速增长，大大减少了短途旅行的数量(DOE,2020)；•电动汽车（乘用车和送货车）；•高效电加热（热泵）。图2.1能源的碳强度，经济的能源强度，经济的碳强度，以及美国2012年的整体经济碳排放量使用技术上可行并已大规模证明但尚未达到与竞争技术同等性能和/或成本的能源技术，有可能进一步大幅提高能源效率和经济活动的碳强度。如果实施某些政策或制定碳排放价格，这些技术的需求可能会大幅增加：•通过碳捕获和封存发电；•氢气作为运输燃料、加热燃料或化学过程输入；•小型模块化核反应堆；•生物质衍生能源（乙醇、其他液体、沼气、氢气或电力），具有过程排放的碳捕获和封存。欧洲和一些亚洲经济体的能源强度低于拥有同样发达经济的美国。尽管中国在能源强度方面落后于美国和欧洲，但其改善速度要快得多。发展中国家的经济与2012年相比，美国经济的碳和能源强度—能源的碳排放强度—经济的能耗强度—经济的碳排放强度—总碳排放Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest25能源强度要高得多，但总和人均能源使用量与发达经济体相比相形见绌。2.3能源和水的可持续性框架能源、供水和污水管理是现代社会的基本需求。然而，由于供应限制和环境影响，不受约束的能源和水的使用是不可持续的。在这里，我们介绍了一个框架，如图2.2所示，用于组织增强可持续性的事件、行为和技术进步。该框架适用于能源和水服务。虽然该框架大致是分层的，类别从最低到最高列出，但每个类别之间没有严格的划分。可持续发展的进步可能受到资源限制和环境保护的推动（左半部分），通过创新和其他“高度可持续的”实践取得成功（右半部分）。任何特定能源/水干预措施的有效性取决于技术状况和现有基础设施的状况。压力源、行为变化、技术进步和能源/水系统的演变不会沿着这个范围线性发展。现代化和脱碳的历史包括迭代循环和多步跳跃。图2.2一个定性评估能源和水系统可持续性驱动因素的框架，左边是最不值得提倡的，右边是最值得提倡的表2.2给出了每个类别的示例，说明了该框架的广泛适用性。从成功和不成功的能源脱碳努力中吸取的经验教训可能会延伸到水工业的脱碳中。短缺由于供应限制或环境危机，服务被迫减少节俭出于对可持续性或个人偏好的关心，自愿减少服务保护在不限制服务的情况下减少资源消耗的故意行为，通常通过消除浪费性使用或系统性损失/泄漏缓解减少环境影响的技术干预措施，如排放控制；可能影响资源使用和性能替代资源的替代使用，或者提供替代服务增效通过技术进步提高每单位资源消耗所提供的服务数量创新以更少的自然资源提供新型的或更好的服务Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest262.4脱碳步伐节俭和节约措施通过减少对与能源和用水相关的服务的需求，在短期内减少排放。然而，从长远来看，对能源和水提供的服务的需求持续增长。因此，这些行业的排放由将资源转化为服务的资本设备的效率和排放控制。脱碳的步伐几乎完全取决于资本周转率。与能源或水系统中的设备相关的排放将在该设备的整个使用寿命期间持续存在。资本周转是更换能源相关设备、设施和基础设施的预计时间。该时间段取决于系统的功能寿命和潜在替代品的相对价值。如上所述，替代价值可以通过创新（更好的服务）、效率（更低的能源消耗）、替代（替代投入的成本更低）和缓解（更好的环境足迹）来增加。技术发展和政策激励措施可以通过增加替代价值来加速脱碳，但系统的资本成本及其预期剩余使用寿命对整体步伐产生重大影响（如果不是主要影响的话）。表2.2可持续发展框架的每个部分都有减轻能源和用水影响的例子，这些例子表明资源短缺供应的不利后果和创新的好处1.能源短缺-被迫降低能源服务和生活质量燃料配给：在20世纪70年代美国能源危机期间，国际政治紧张局势导致石油进口突然紧缩，随之而来的是用于运输和发电的燃料价格飙升。加油站排起了长队，还有一段时间没有燃料供应。轮流停电：21世纪初，加州经历了一次电力危机。有缺陷的电力监管和市场设计允许市场操纵者限制供应并推高价格。一些地区断电以缓解电力短缺。2.水资源短缺-农业和卫生设施用水被迫减少千年期干旱：由于几个地区没有足够的灌溉用水，澳大利亚的农业产量大幅下降。虽然由于全球粮食网络的弹性，饥荒得以避免，但农民的生计遭到破坏，全球粮食价格上涨。零水日：2018年，南非开普敦市在一场极端干旱导致水库水位降至危险的低水平后，宣布了主要的用水限制。这种严重的水配给导致了失业（尤其是对那些工资已经很低的工人）、食品价格上涨和旅游收入的损失。该市被迫计划关闭市政供水和瓶装水的分配，这将导致所有居民的生活质量受到严重破坏。3.节约能源-与能源服务相关的生活质量自愿下降小型简单汽车：较小的车辆让购买者享有更少的乘客空间和（通常）更少的设施。这些服务的减少通过降低燃料费用得到补偿，并伴随着更低的排放和其他环境影响。恒温器设置：冬季较低的温度设定可以实现较低的燃料费用和碳排放，但降低舒适度。4.节约水资源-与充足水资源相关的生活质量自愿下降景观灌溉：在水资源短缺时减少或放弃灌溉，让草坪/田地变成棕色，可以降低水费，给Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest27人一种“尽自己的一份力”的感觉。然而，它影响了住宅的美观和室外的舒适性。较低的用水量可以减少与灌溉用水处理相关的能源和碳排放。小便不冲：小便后不冲洗可以减少水的使用，从而减少能源和水供应和处理的相关排放。然而，它会产生气味，并可能降低适当卫生设施的外观。5.节约能源-审慎行动以减少能源浪费关灯：运动传感器、定时器和在不使用时关闭照明，以降低能源使用和相关排放，并以轻微的不便换取在控制方面的少量投资。发动机启动/停止：自动关闭汽车发动机的系统，节省燃料和减少空转污染，换取成本更高的启动设备和排放控制。6.节约用水-审慎行动以减少水资源浪费修复漏洞：地下基础设施的漏水是看不见的，即使是小的漏水，比如滴水的水龙头，也会大大增加单个住宅的用水量。加强补救措施，有时甚至需要昂贵的干预，从而降低消费者的用水成本，并在处理点节省能源/温室气体。低流量的固定装置和电器：厕所、水龙头、洗碗机和其他电器的设计可以提供同样的卫生效益，同时减少使用过程中未被利用的水量。这减少了供水和污水处理的总用水量和能源消耗。一些节水设备为消费者提供相同的服务，而另一些则降低了舒适性或便利性。7.能源缓解-为减少能源使用对环境的影响而产生的成本碳捕获和封存：使用化石能源产生的二氧化碳可以在排气烟囱中分离，加压，并重新注入地下。这一过程需要昂贵的设备，并降低整体能源效率，但它可以减少某些设施90%的温室气体排放。填埋场气体回收：从垃圾填埋场的有机腐烂物中拦截和回收甲烷可以避免全球变暖高潜能值气体的排放。将垃圾填埋气体转化为电力有一个小的附带好处，即避免了一些化石燃料的使用。8.水资源缓解-减少与污水处理相关的排放的投资厌氧消化：有机物质在生物反应器中被消化，产生沼气流和低能量的污泥。安装和操作厌氧消化的投资可以产生有用的能源产品，可以抵消化石燃料的使用，并降低有机废物排放对环境的影响。9.能源替代-使用具有潜在成本或可靠性影响的替代资源更清洁的燃料：气代煤进行发电，降低了生产单位电力的二氧化碳排放量。当每单位天然气的价格与煤炭相当时，没有什么理由不进行替代。可再生电力：来自太阳能电池板和风力涡轮机的电力可以取代化石燃料发电。太阳能以较高的资本成本和固有的间歇性换取零燃料成本和零碳排放10.水替代-可能驱动系统重新配置的替代资源或技术非饮用性复用：紫色管道系统将三级处理污水输送到灌溉和一些工业/冷却应用。这减少了对淡水供应的需求，并可能抵消抽水和处理饮用水所消耗的能源。紫外线消毒：紫外线可以代替氯，用来杀死供水系统或回收污水中的病原体。紫外线不需要化学输送或加药设备，避免产生消毒副产物。然而，紫外反应器会产生巨大的前期成本和持续的能源成本。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest2811.能源效率-从同等资源中提供服务的技术提高空气动力学：车辆外形的改进减少了阻力，使汽车和卡车在相同重量和客货容量的情况下，用相同数量的燃料能够行驶得更远。热回收：发电和许多工业过程将热能从废气转移到进气。这一过程需要昂贵的热交换设备，实现大量的能源节约，从而减少排放。变速驱动器：新颖的电子器件使驱动压缩机和泵的电机以较低的速度（因此功率较低）运行而不损失效率。在曝气或泵送需求较低的时期，这节省了大量的能源。12.用水效率-增加单位用水的效益滴管：用滴灌代替播散，大大减少了蒸发和渗透造成的水分损失，从而减少了供水的泵送和处理要求（以及相关的能源和排放）。然而，滴灌系统的安装和维护成本更高。13.能源创新-以更少的资源消耗提供更好的能源服务LED照明：新的二极管和荧光粉材料能够在相同（或更好）的质量和光强度下大幅降低能源消耗，具有更长的寿命并产生更低的热量。混合动力和电动汽车：更高的能量密度和更耐用的电池可以实现再生制动和电动燃料，从而提高效率并减少排放。电动汽车更安静，还能消除当地污染。它们的加速和操控性能都优于同类传统车辆，有时还可以在家加油。14.用水创新-以更少的能源/材料投入提供更好的处理好氧生物膜反应器：与传统曝气相比，新材料和管道配置能够以更低的泵送能量在污水中进行有机解构，从而减少排放。水和能源投资的资本周转率范围很广。在住宅和商业最终用途领域，水和能源设备的资本周转速度往往最快。运输设备周转较慢。工业和公用事业领域设备的巨大资本密集度往往会导致周转率最慢。能源和水的分配和收集基础设施也设计用于较长的使用寿命，因此变化非常缓慢。2.4.1住宅和商业设备住宅和商业领域的资本周转分为三大类。对于灯泡、电子产品和小家电等“设备”，更换时间约为五年。它们可以根据消费者的喜好进行升级。消费者在购买时通常会选择效率最高的设备。电炉、热水器、空调和冰箱等耗能和耗水的“主要电器”的使用寿命约为20年。它们通常在发生故障时被更换。有联邦和州一级的激励措施来提高效率。这些激励措施有效地影响了消费者在需要更换时选择效率更高的设备，但它们只会加速富裕消费者群体在寿命结束前更换低效设备的决定。“住宅”本身就是一个家庭最大的支出（作为租金或资本购买）。住房资本存Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest29量周转率通常以生命周期来衡量，很难评估脱碳。很少以可持续性为主要动机对电气、燃料和管道系统进行重大更改。一个例外是太阳能的增加，随着价格下降和创新融资模式的普及，太阳能变得越来越普遍。2.4.2运输设备除住房外，大多数美国人最大的资本投资是个人车辆。车辆能源使用和碳排放受到若干敏感因素的影响。消费者通常根据当前的市场条件（即加油站的燃料价格）而不是总拥有成本做出决定。因此，当燃料价格较高时，消费者倾向于购买效率更高、碳排放量更低的车辆，而当燃料价格较低时，消费者倾向于购买效率显著降低的车辆。随着汽车制造技术的提高，汽车使用寿命延长，接近15年。从生命周期考虑，车辆的长寿命避免了制造过程中的能源消耗和碳排放。它还阻碍了更高效技术的大规模部署。预计交通电气化将对整个经济的碳排放产生最大的影响之一。通过低碳发电，电池电动汽车(EV)为脱碳提供了强有力的途径。然而，今天销售的更耐用的传统车辆的影响是，它们延长的使用寿命将导致长期的碳排放。几家汽车制造商已宣布到2035年仅生产电动汽车的计划。由于资本周转时间约为15年，这表明到2050年我们仍将有内燃机排放。这是大多数发达经济体净碳为零的目标时间框架。因此，电气化延迟的空间有限。2.4.3公用设备与水一样，能源公用事业规模的资本周转可能非常缓慢。作为一个极端的例子，位于印第安纳州怀廷的BP炼油厂最初由标准石油公司于1889年建造，至今仍是美国最大的炼油厂。与脱碳最相关的是电力行业的资本周转。公用事业规模（100兆瓦到GW）热电厂是大多数电力行业的基础。煤炭、核能和最近的天然气工厂在十年或更长时间内贬值，但仍继续使用50年。折旧资本为老旧工厂提供了运营优势。随着煤炭在全球范围内的下降，在社会对改善空气质量的需求的推动下，早在脱碳运动盛行之前，煤电就一直在下降。在过去十年中，美国已经淘汰了近一半的煤电产能，从占总产能的60%以上下降到20%左右。一些公用事业公司正在寻求利用燃煤电厂基础设施并用更清洁的能源改造燃煤电厂。与煤Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest30炭一样，运行中的核电站几乎都已完成折旧。有了无碳排放，就有强大的动力来维持核舰队。挑战在于在核电站以恒定输出运行而需求和定价由于风能和太阳能发电的增长而动态变化的市场中保持盈利。自1979年三哩岛核电站部分熔毁以来，没有一座新核电站投入使用。乔治亚州有一座核电站正在建设中。与热电厂50多年的资本周转相比，可再生能源电厂往往分布更广，资本周转率也更高。风力涡轮机和太阳能光伏(PV)设施的使用寿命预计约为20年。这是基于20世纪70年代和80年代投入使用的设施，这些设施在90年代和2000年初达到其使用寿命。新风力涡轮机的铭牌容量为1-3兆瓦（而不是燃气/热力涡轮机的10至100兆瓦），新风电场的总容量为10至100兆瓦。单个太阳能电池板的铭牌容量为100瓦，使太阳能发电厂的设计和安装非常模块化。随着产能逐步增加，风能和太阳能发电一直在稳步增长，预计这一趋势将持续下去。与风能和太阳能相比，水电的资本周转时间可能非常长。百年水电站仍在运行。基于大坝的水力发电厂会显著伤害野生动物，例如鱼类产卵。最近对水电的投资已经用“河流”系统取代了水坝，以满足社会需求和环境法规。2.4.4一体化能源行业的资本周转可能会带来一些独特的挑战。例如，汽车电气化决策预计将对液体燃料生产和发电产生重大影响。车辆电力需求的大幅增加可能会引发电力行业新一波资本支出，及现有发电和输电资产运营的重大变化。同样，液体燃料消耗量的大幅下降将对汽油和乙醇市场造成重大破坏（见第2.5.3节）。对于用水户而言，没有类似的“燃料转换”资本替代方案。2.5实例研究2.5.1节能照明2010年至2020年间，节能照明进入市场是新技术采用的巨大成功。在大约十年的时间里，住宅领域的照明能源强度下降了75-88%（能源强度增加了∼5倍）效率），在美国每年可节省约500千兆焦的能源。与平均碳强度为450gCO2/kWh，这一变化导致电力行业每年减排6250万吨二氧化碳。发光二极管Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest31(LED)取代了白炽灯，不仅因为它们更节能，而且因为它们更耐用（用户维护更少，从长远来看可以节省购买新灯泡的钱），并且因为它们提供了更好的照明服务可以选择吸引许多不同消费者的“色温”。人们早就知道白炽灯泡效率极低。白炽灯泡消耗的电能中约有3%以可见光的形式辐射。其余部分作为热量散发。这一事实表明，如果使用新技术，同样的服务可以用更少的电力完成。此外，白炽灯泡散发的多余热量增加了温暖气候下空调系统的负载，进一步增加了能源需求。不过，向节能照明的过渡并非没有挑战。紧凑型荧光灯(CFL)是早期的节能照明技术，未能获得消费者的认可。CFL的效率几乎与LED一样，与之前的白炽灯相比节省了70-80%的照明电力。然而，消费者不喜欢CFL，因为它们产生的光质量较差。CFL灯具有高色温（偏蓝色调），许多用户认为它具有闪烁的特性。CFL被宣传为比白炽灯寿命长得多，但它们比预期的更早烧毁。CFL在市场上的失败证明了消费者可能不愿意用服务质量来换取能源节约，即使从长远来看，服务数量相当，成本节约也不大。当白炽灯泡的唯一可行替代品是CFL时，支持向更高效照明过渡的政策举措（效率标准和白炽灯“禁令”）遭到了强烈反对。政府研究机构和私营企业投入大量资源开发LED技术。其中一些投资基于LED最终将成为更好技术的证据。有些人对上述政策激励措施所产生的消费者需求做出了回应。今天，除了最利基的应用之外，在住宅领域购买白炽灯几乎是不可想象的。制造技术的进步使LED灯泡的生产能够满足几乎任何应用和外形尺寸的需求。2.5.2电动汽车电动汽车(EV)的采用代表着交通领域的巨变，它开始改变社会能源使用和碳排放。几十年来一直停滞不前的电池技术在1970年代开始发生巨大变化，首先是发现科学，然后是规模化制造。镍金属氢化物化学在2000年代初期被锂离子技术迅速超越。改进电池技术已经影响了广泛的市场领域。与其他电池化学成分相比，锂离子电池在充电方面具有灵活性、更高的能量密度（每单位质量或单位体积的能量）和更高的功率密度（相同电压下的更高电流）。锂离子技术改变了小型电子行业，讽刺的是增加了能源需求。虽然高尔夫球车等有限续航里程的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest32车辆可以使用传统的可充电铅酸电池作为主要能源来运行，但续航里程较长的公路车辆超出了现有能源容量的可用范围。锂离子电池为适用于道路的车辆提供了远距离的潜力。虽然19世纪的一些早期车辆是电动的，但与那个时代内燃机(ICE)显着更高的功率和能量密度相比，它们逐渐失宠。在21世纪初，第一个广泛商业化的“电动化”移动电池技术是使用混合动力汽车（如丰田普锐斯）推出的。普锐斯既采用了传统的以液体燃料为燃料的内燃机，也采用了由可充电电池供电的电动机。电池通过使用再生制动回收能量进行充电，车辆享受燃油里程增加约50%。储能虽然不作为一次能源供应，但能够克服传统动力总成设计的弱点导致效率低下。因此，电气化（电池、电机和具有动力传动系统的电力电子设备）在汽车行业站稳了脚跟。随后，2000年代中期石油价格的上涨引发了企业家对全电动汽车的兴趣。虽然混合动力汽车中的电池通常提供不到20英里的续航里程，但电池EV至少需要100英里的续航里程，最好大于300英里。这需要在电池化学、电极设计和电池组组装方面进行多项创新。学术和研究实验室的研究发现了新的化学物质和设计，大型化学公司对开发制造技术以部署它们产生了浓厚的兴趣。几年之内，特斯拉和通用汽车（分别是一家初创公司和一家全球大型公司）以及其他市场进入者都将轻型电动汽车推向了市场。2021年，轻型电动汽车占据了美国约2%的市场份额。在北欧，高昂的燃料价格推动新车市场上电动汽车销量超过50%。全球最大的轻型汽车市场是中国，中国拥有最大的电动汽车车队。虽然EV的前期成本高于ICE，但在考虑燃料、维修和车辆寿命成本时，总拥有成本使EV的成本低于ICE。在当前美国能源价格和典型的汽车能源效率下，电动汽车的燃料成本远低于汽油动力汽车。与内燃机相比，电动汽车的运动部件更少，产生的热量更少，并且不需要经常更换润滑油、冷却液和刹车片。因此，维修频率较低，除了更换电池（~10年），车辆寿命显著延长，维护成本显著降低。然而，随着轻型电动汽车市场的扩大，很明显，车辆充电将成为电动汽车广泛采用的一个限制因素。由于电动汽车的前期成本高于内燃机汽车，大多数早期采用者都是富裕的买家，他们随时可以在私人车库过夜充电。居住在城市和郊区出租单元中的不太富裕的司机将不会有同样的机会。同样，公共充电基础设施正Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest33在城市地区和高使用率的交通走廊沿线部署，因此农村用户处于不利地位。最后，出租车和送货司机的充电需求将与纯粹出于个人用途的车主有很大不同。水务行业在采用电动汽车方面有重要的经验教训。运输是美国碳排放的一个贡献者，轻型电动汽车占液体燃料使用量的60%以上。如果不改造轻型机队，世界就无法实现任何有意义的脱碳目标。请注意，只有在车辆使用无碳电力充电的情况下，使车队电气化才能实现脱碳目标。同样，只有在电网脱碳的情况下，水和污水务行业的电气化能源输入或单元操作才会有效。此外，成功需要对基础科学和工程以及基础设施进行投资。新生的科学技术可以成长为主要的商机。例如，自疫情爆发以来，特斯拉已成为全球最有价值的汽车制造商。然而，在大规模采用低碳技术之前，必须满足某些性能目标。就电动汽车而言，性能目标是电池的能量密度，市场需要等待锂离子化学技术足够先进（可靠、可制造）才能被采用。水务行业必须确定脱碳系统的绩效目标，并寻求对能够达到这些目标的技术进行投资。2.5.3纤维素生物质使用农业衍生燃料（酒精或转化植物油）运行的发动机几乎与使用化石燃料运行的发动机存在的时间一样长。然而，在大多数情况下，石油燃料在成本和能源回报的基础上远远优于生物燃料。尽管1970年代的石油危机引发了人们对生物燃料的兴趣，但几十年来这些燃料的市场仍然很小。随着2000年代中期石油价格的上涨，美国首先通过了2005年的能源政策法案(EPACT)和2007年的能源独立安全法案(EISA)(EPA,2007)。这些法律旨在确保可靠的国内燃料供应，同时为农场和农村地区创造经济机会。EPACT为乙醇制定了国家混合量要求。由于这些好处，燃料制造商很容易超过乙醇混合物的要求。EISA提出了更激进的混合要求，并首次强制要求减少基于生命周期的温室气体排放。生命周期分析(LCA)表明，尽管玉米淀粉乙醇本质上是生物来源的，但由于农业和工艺热需要大量的化石能源，因此仅能减少约20%的温室气体排放。纤维素乙醇具有降低生命周期温室气体排放量的潜力，因为它使用了更多的植物材料（从而减少了每吨原料的耕作总面积），并且因为它旨在使用生物质作为工艺能源。EPACT和EISA为淀粉乙醇作为早期市场进入者创造了一条途径，Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest34并预计纤维素乙醇将在2021年主导生产并达到稳定水平。EISA2007引起了风险投资者、企业家和科学家对纤维素研究的极大兴趣。随着玉米淀粉乙醇的早期授权，投资者被激励增加传统生物精炼厂的规模，并且产量超过了EISA的目标产量。几年之内，玉米乙醇利用了40%的玉米作物产量，很大程度上实现了EPACT最初的目标之一——支持农村经济发展。乙醇迅速达到∼10%体积混合汽油供应，扩大液体燃料供应作为目标任务。纤维素生物燃料进展较慢。最初，限制性技术因素被认为是将顽固的纤维素分解成可发酵糖的酶。纤维素是一种结构聚合物，由难以解聚的单体糖组成。相比之下，淀粉是一种由易于消化的糖聚合物组成的营养来源。随着纤维素酶科学的进步，在纤维素生物燃料过程中发现了其他技术挑战。在建造先驱纤维素生物精炼厂时，最初的估计是每单位产品体积的资本成本大约是其两倍。与成熟的淀粉乙醇生物精炼厂相比，由于整体生产率较低，纤维素生物精炼厂的资本成本增长到5到10倍。这导致了纤维素工业的商业化延迟和独特的挑战。在EISA为纤维素生物燃料制定指令和激励措施14年后，该行业尚未对脱碳产生重大影响。纤维素和整个生物燃料市场迅速发展了两个截然不同的挑战。第一个挑战是市场规模在结构上受到限制。随着玉米淀粉乙醇产量的快速增长，美国很快生产了足够的燃料，达到了整个汽油市场10%的产量。当时，由于材料兼容性，大多数车辆和大多数燃料基础设施仅限于10%乙醇(E10)混合物。传统技术在脱碳方面相对无效，已经超出了市场的消费能力。作为一种解决方案，提出了能够使用含有高达85%乙醇燃料的灵活燃料汽车(FFV)。制造成本差异仅为100美元左右。车辆制造商因车辆获得积分，就好像车辆始终使用85%乙醇(E85)燃料来满足车队范围内的企业平均燃油经济性(CAFE)标准。燃料市场没有任何销售E85燃料的动力，因此FFV继续使用传统的E10燃料运行。因此，FFV只会偶然增加乙醇的使用量，因此对温室气体减排的影响很小。EPACT16年后，玉米乙醇约占汽油市场的10%，每加仑可减少约20%的温室气体排放。因此，乙醇导致温室气体减少约2%。EISA2007和纤维素生物燃料基本上没有对温室气体排放的额外影响。生物燃料市场的第二个挑战，尤其是纤维素生物燃料，是对水务行业的重大警告。在2007年EISA意识到纤维素生产是一个新兴行业，制定了一项监管要求，要求美国EPA每年监测纤维素生物燃料的生Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest35产能力。EISA对纤维素燃料的要求每年调整一次，以避免燃料混合器被要求使用不存在的纤维素生物燃料。自第一个混合要求以来，制造能力一直落后于混合要求，因此EPA调整了体积要求。纤维素生物精炼厂是一项复杂的操作，需要数年的时间来建造和部署。本章的一位作者采访了项目投资银行，并描述了EISA的要求、EPA的监管角色以及建设的时间和成本(Blazyetal.,2015)。人们普遍认为这是一个糟糕的投资决定。因此，很少有纤维素生物精炼项目启动，行业几乎没有成功。水务行业应该明白，不考虑市场、经济学、基础科学、技术状况和任务的全部范围的任务可能导致投资失败，在实现脱碳目标方面进展甚微。2.5.4风能和太阳能能源行业脱碳的真正成功案例之一是风能和太阳能的大幅增长。虽然这些技术截然不同，但我们在这里评估了它们的综合影响。太阳能具有满足所有社会能源需求的潜力(Hermann,2006)，并被认为是脱碳的最终解决方案。虽然风能在总潜力方面受到更多限制，但它的增长速度比太阳能快。风能和太阳能的优势在于无碳排放，无燃料要求。对燃料的需求带来了供应链风险，也增加了总成本的燃料价格波动风险。在本书出版之时，可再生能源是美国仅次于天然气的第二大发电能源，赶超核能并超过煤炭。风能和太阳能的增长展示了水脱碳可以效仿的技术“学习曲线”。在包括投资税收抵免(ITC)和生产税收抵免(PTC)在内的激励措施的推动下，风电装机容量的总体增幅是所有发电类型中最大的。这种快速的建设促进了“边做边学”，风力发电的模块化特性允许在涡轮机的设计、制造和建造中不断创新。风能领域的重点研发只带来了渐进式改进，但对于风能技术而言，渐进式改进带来了巨大的性能提升。例如，涡轮机的发电量与其叶片长度的平方成正比。因此，通过新颖的设计和材料实现的叶片长度的小幅增加导致涡轮容量的非线性增加。同样，更高的塔架使涡轮机能够获得更可靠的风力资源。除了产生的千瓦时的大量增加之外，更高的可靠性转化为更有价值的电力资源。最终，这些改进提高了土地利用效率。对新型光伏太阳能材料进行了大量研究投资，但尚未大规模部署新材料。相反，价格的急剧下降（以及基于光伏发电的相应快速建设）主要是由于传统太阳Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest36能材料（多晶硅，以及较小程度的碲化镉）的制造成本和安装成本的降低。中国推动了制造成本的降低。ITC加快了国内安装市场的步伐，边干边学再次降低了安装成本。每个新的光伏装置都为地面安装和屋顶安装系统的机架、互连和施工物流带来了增量创新。在本书出版时，太阳能光伏在阳光充足的地区（例如美国西南部）提供了最低的电力成本。然而，由于发电量在中午达到峰值，而需求在其他时间达到峰值，因此在太阳能普及率较高的地区，额外太阳能装置的价值开始下降(Bolingeretal.,2021)。风能和太阳能面临的挑战是间歇性。最终的解决方案是将间歇性可再生能源生产与能源储存联系起来。储能包括电池、超级电容器、抽水蓄能、其他机械系统，甚至是热力系统。电网规模储能的价值低于纯电动汽车，因此电网储能正在向电动汽车学习和适应。可再生能源发电为水务行业脱碳提供了重要模板。市场转型不需要技术上的重大进步。相反，政策激励措施足以推动经济增长以促进产能扩张。安装量的增加推动了制造业和基础设施支持的学习曲线，以进一步激励部署。几年来，激励措施使可再生能源成为增加容量的最低成本途径。随着制造和安装过程的成熟，不再需要ITC。随着容量增长到破坏电网弹性的程度，存储和其他机制正在发展为解决方案。存储激励措施正推动存储容量增长。预计可再生能源加上电网规模的存储将提供具有成本竞争力和可靠的无碳电力行业。致谢这项工作得到了美国能源部通过合同DE-AC07-05ID14517（爱达荷国家实验室）的支持。这项工作是在美国能源部的赞助下由劳伦斯利弗莫尔国家实验室根据合同DE-AC52-07NA27344进行的。本文件是作为对美国政府机构赞助的工作的说明而编写的。美国政府、LawrenceLivermoreNationalSecurity,LLC及其任何员工均不作任何明示或暗示的保证，也不承担任何法律责任或对披露的任何信息、设备、产品或过程的准确性、完整性或有用性负责，或表示其使用不会侵犯私有权利。本文通过商品名称、商标、制造商或其他方式提及任何特定的商业产品、流程或服务，并不一定构成或暗示美国政府或LawrenceLivermoreNationalSecurity,LLC对其的认可、推荐或支持。本文所表达作者的观点和意见不一定陈述或反映美国政府或LawrenceLivermoreNationalSecurity,LLC的观点Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest37和意见，并且不得用于广告或产品代言目的。参考文献BlazyD.,PearlsonM.N.,MillerB.andBartlettR.E.(2015).AMonteCarlo-BasedMethodologyforValuingRefineriesProducingAviationBiofuel,Chapter15.RoyalSocietyofChemistry,CambridgeUK,pp.336–351.https://doi.org/10.1039/9781782622444-00336BolingerM.,SeelJ.,WarnerC.andRobsonD.(2021).UtilityScaleSolar2021TechnicalBrief.LawrenceBerkeleyNationalLab,Berkeley,CA.https://emp.lbl.gov/sites/default/files/utility-scale_solar_2021_technical_brief.pdf(accessed2November2021)DHS(2021).NationalCriticalFunctions.U.S.DepartmentofHomelandSecurity,Washington,DC.https://www.dhs.gov/cisa/national-critical-functions(accessed30October2021)DieterC.A.,MaupinM.A.,CaldwellR.R.,HarrisM.A.,IvahnenkoT.I.,LovelaceJ.K.,BarberN.L.andLinseyK.S.(2018).EstimateduseofWaterintheUnitedStatesin2015.InUSGS(Circular1441).U.S.GeologicalSurvey,RestonVA.https://doi.org/10.3133/cir1441DOE(2014).TheWater-EnergyNexus:ChallengesandOpportunities.U.S.DepartmentofEnergy,WashingtonDC.https://www.energy.gov/sites/prod/files/2014/07/f17/WaterEnergyNexusExecutiveSummaryJuly2014.pdf(accessed20April2020)DOE(2020).MovingGoodsinASMARTMobilitySystem.U.S.DepartmentofEnergy,WashingtonDC.https://www.energy.gov/eere/vehicles/downloads/smart-webinar-6-moving-goods-smart-mobility-system(accessed30October2021)EIA(2021).MonthlyEnergyReview.U.S.DepartmentofEnergy,WashingtonDC.http://www.eia.gov/totalenergy/data/monthlyno(accessed24November2020)EPA(2007).EnergyIndependenceandSecurityAct.PublicLaw110-140.U.S.EnvironmentalProtectionAgency,WashingtonDC.https://www.epa.gov/laws-regulations/summary-energy-independence-and-security-act(accessed11January2022)EPA(2021).InventoryofU.S.GreenhouseGasEmissionsandSinks1990–2019(No.EPA430-R-21-005).U.S.EnvironmentalProtectionAgency,WashingtonDC.https://www.epa.gov/ghgemissions/inventory-us-greenhouse-gas-emissions-and-sinks-1990-2019(accessed30October2021)EPRI(2013).ElectricityUseandManagementintheMunicipalWaterSupplyandWastewaterIndustries(No.3002001433).ElectricPowerResearchInstitute,PaloAltoCA.https://publicdownload.epri.com/PublicDownload.svc/product=000000003002001433/type=Product(accessed14January2020)GleickP.H.(1994).Waterandenergy.AnnualReviewofEnergyandtheEnvironment,19(1),267–299.https://doi.org/10.1146/annurev.eg.19.110194.001411GreenbergH.R.,SimonA.J.,SingerS.L.andShusterE.P.(2017).DevelopmentofEnergy-WaterDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest38NexusState-LevelHybridSankeyDiagramsfor2010.InLLNL(LLNL-TR-669059).LawrenceLivermoreNationalLab,LivermoreCA.https://flowcharts.llnl.gov/report(accessed7January2020)GrubertE.andSandersK.T.(2018).WateruseintheUnitedStatesenergysystem:Anationalassessmentandunitprocessinventoryofwaterconsumptionandwithdrawals(researcharticle).EnvironmentalScienceandTechnology,52(11),6695–6703.https://doi.org/10.1021/acs.est.8b00139HermannW.(2006).Quantifyingglobalexergyresources.Energy,31(12),1685–1702.https://doi.org/10.1016/j.energy.2005.09.006KyungD.,KimM.,ChangJ.andLeeW.(2015).Estimationofgreenhousegasemissionsfromahybridwastewatertreatmentplant.JournalofCleanerProduction,95,117–123.https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2015.02.032RoyM.,EdwardsM.R.andTrancikJ.E.(2015).Methanemitigationtimelinestoinformenergytechnologyevaluation.EnvironmentalResearchLetters,10(11),114024.https://doi.org/10.1088/1748-9326/10/11/114024Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest39第三章城市水循环中的温室气体AndrewShaw1,KubeshneeChetty2,TakFanChan2,ElenaLindsey2,AnjanaKadava1andBenStevenson31Black&VeatchCorporation,920MemorialCityWay,Suite600,Houston,TX77024,USA2Binnies,60HighStreet,Redhill,Surrey,RH11SH,UK3Black&VeatchLtd,QueensHouse,19–29St.VincentPlace,Glasgow,G12DT,UKCorrespondence:shawar@bv.com3.1引言本章主要阐述城市水循环系统下的温室气体(GHG)排放。在概述城市水循环系统和不同范围的等效碳排放定义基础上，描述城市水循环各个环节中的主要温室气体排放，以寻找脱碳机会。本章后半部分介绍了进行碳足迹评估的框架，并概述了评估温室气体排放的可用协议和相关方法。3.1.1城市水循环概述城市水循环可以定义为包含向社会提供饮用水的过程（Bakhshi,2009）。这还包括污水和污水的清除和回收，以及将雨水作为自然资源重新定向。它提供了饮用水需求和自然资源供应之间的重要平衡。城市水循环有七个关键阶段：取水、处理、配水、使用、污水收集、污水处理和排放，如图3.1所示。以下部分简要描述了各个阶段，并初步说明了每个阶段所使用的能源，这可以作为该阶段整体脱碳潜力的指标。取水主要源自地表水体（例如河流）或地下水源，从源头提取原水的过程需要消耗能源。地下水自然而然地通常比其他来的水质好，因此处理过程需要更少的能量输入。然而，与从地表水源中提取相比，每单位提取地下水所需的电力大约多出30%（Appelbaum,2002）。水在必要时由水坝和水库储存，以确保有足够的水源用于处理。也可以从微咸水或含盐水源中提取水，然后在脱盐淡化厂进行处理。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest40图3.1城市水循环示意图取水后，水被处理至达到饮用水水质标准，其水质标准取决于国家或地区的要求。当今可使用的处理技术多种多样，根据现场特定条件和所需的处理标准进行选择。技术流程的进步与更高的排放没有直接关系，因为现代流程旨在减少排放。然而，Bakhshi(2009)认为，随着各种涉水法律（例如《安全饮用水法》）要求更高质量的水，能源使用和排放量将会增加。无论是使用分布式处理厂还是集中式处理厂，都需要储存设施、泵和管道将清洁水配送给最终用户。尽管有些系统仅依靠重力，但大多数都需要泵送。泵送保持水的压力和运动，不仅可以重新输送水，还可以最大限度地减少管网的腐蚀和污染（Klein,2005）。这通常是一个能源密集型过程，以维持整个配送网络中所需的系统压力。由于许多供水网络的老化，基础设施的泄漏和问题导致相关系统内的能源消耗增加。此外，能源使用主要是由需求增加和城市扩张推动的。家庭、企业和工业消耗水，并在其中进一步使用能源：处理、循环、加热、冷却。地表水径流可以归在“使用”类别中，尽管其来源—降水—来自自然水循环。地表水径流和雨水管理因此成为城市水循环的过程。来自家庭或工业的不含粪便污染的污水称为灰水。灰水可以净化并现场再利用，例如用于冷却过程。污水收集系统通常使用重力将污水输送到要处理的设施，其实现方式一般是通过将污水处理设施定位在城市区域的“下游”。然而，大城市或平坦地区将需要泵送污水，这会显著增加其能源消耗。由于来水是“脏的”，污水比淡水需要更多的能量来处理。污水处理的类型范围1直接排放（CH4,N2O,CO2）范围2能源范围3间接排放商业使用水分配水处理取水废水收集工业用水家庭用水水分配农业使用生物固体水资源回收设施水回用Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest41取决于最终排放或再利用点，因此能源和温室气体排放量差异很大。污水有多种来源，从工业过程到地表水径流的污染各不相同。因此，污水的处理比给水处理需要更多的考虑。污水可以被充分清洁以用于多种再利用途径，包括采用先进的污水处理技术以生产饮用水，而无需将出口排放回其天然来源，即再生饮用水。水被排放到地表水体中，以重新融入自然水循环或供城市水循环再利用。3.1.2范围1、2和3排放的定义温室气体排放可分为范围1、2或3。政府间气候变化专门委员会(IPCC)对三个范围有明确定义（IPCC,2014a）：•范围1是指来自报告实体拥有的排放源的直接温室气体排放。由报告实体控制或管理的排放源产生的温室气体排放也可以归类为范围1。•范围2排放指报告实体购买的能源所产生的间接排放。如果排放是来自特定地区、行业、公司或其他不同边界的活动的结果，则它们被描述为间接排放。范围2排放的来源通常是电力、热力或蒸汽的生产。•范围3排放代表所有其他间接排放。这些可能包括与原材料生产相关的排放，包括原材料的提取以及购买的材料、燃料或服务的生产过程（Hertwich&Wood,2018）。一般来说，任何外包活动都被归类为范围3，例如废物处理、租车或合同维护。范围3排放可能难以在全球范围内量化，因为一个实体的范围3排放也可能被另一个组织归类为范围1或2排放（Ghaemi&Smith,2020），从而导致排放的重复计算。3.1.3水足迹和碳足迹水足迹是一个类似于碳足迹的概念，它试图解释人类活动中使用的水。ISO14046是进行水足迹核算的标准方法。在题为《水足迹：可持续水设施的新概念》（WRF,2014）研究中，水研究基金会（WaterResearchFoundation）研究了水设施对水足迹的使用。碳足迹和水足迹的交叉研究是与水足迹方法开发者自然而然关心的事。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest423.2水循环中的温室气体水循环中的温室气体排放需要充分考虑水循环各个阶段产生的排放，从取水到水处理、消费者使用、处置、污水管网排放、废物处理和最终排放。根据图3.2所示的2014年数据，废弃物处理行业（例如垃圾填埋场、污水处理）约占全球人为温室气体排放的3%。供水和处理过程仅占水循环温室气体排放的11%，其中大部分(89%)来自与家庭用水和“家庭”处理相关的碳排放，当然也包括加热水消耗能源的排放（Rissmanetal.,2020）。Guohuaetal.(2019)调查了中国北京城市水循环的影响（如图3.3）。他们发现水循环占城市能源使用总量的33%，但其中90%与最终用途有关，例如家庭用热水等。他们的研究发现，单位水消耗的能源强度(kWh/m3)与其他研究一致，这也表明水的使用阶段最为重要。图3.22014年全球各行业温室气体排放量，MtCO2e(基于Rissmanetal.,2020)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest43图3.32015年北京市水循环全过程能耗桑基图(修改自He,2019)本章将概述与取水、供水和排水处理以及生物固体管理过程相关的范围1、2和3排放。为了真正实现净零碳排放，政策制定者需要将重点从供应和处理转移到消费者方面，并针对性采取减少使用或提高消费效率的干预措施，从而减少整个水生命周期的温室气体排放，而不只是聚焦于输送和处理过程。据报道，拥有6700万人口的英国，其水行业在2011年至2018年期间实现了45%的温室气体减排，减排量约为240万吨CO2当量，消耗的电力约为6.8TWh。这些碳排放大部分与电力相关，全英国约2%的电力用于抽水和污水处理。不过，英国水行业已承诺到2030年实现净零碳排放（WaterUK,2020）。3.2.1范围1—直接排放—来自拥有和受控的资源的排放3.2.1.1新资产的设计和建造嵌入的碳排放通常与处理厂扩大规模或安装新资产有关。广泛的假设是实施新计划是为了满足不断增长的需求，而不是替换现有资产。因此，随着需求的增加，随着处理能力的建立以适应需求的增长，嵌入的碳排放也会增加。供水公司可以通过投资“智能设备”来减少需求增长，这些设备可以帮助消费者监控和跟踪消费情况，例如：厕所、淋浴和浴缸的节水设备；水表；节水家用电器；雨水收集系统；灰水回收（即用于冲厕所的淋浴、浴缸和水槽中的水）和北京水循环的能源消耗，2015水m³电GWh地下水地表水流域间输送提取水处理分配家用的（家庭）公共住宅使用工业环境/农业废水收集水资源回收Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest44减少水管泄漏。3.2.1.2水和污水收集系统水的收集和取水：与蓄水池相关的大部分运营排放；区域水网通过运营活动产生的输送管道等。通常被归类为范围2排放，因为它涉及利用电网能量进行一定程度的抽水。与集水系统直接相关的其他排放是现场车辆移动产生的排放以及与现场直接交付的维护活动相关的排放。污水收集：在没有氧气的情况下，下水道中会产生甲烷、一氧化二氮和硫化氢。甲烷CH4和N2O排放占下水道生命周期碳足迹的3%(Eijo-Ríoetal.,2015)。污水处理系统产生的碳排放通常不包括在污水处理厂的碳计算中，导致水循环全周期碳评估存在空白。Zawartkaetal.(2020)研究显示，在将污水输送到污水处理厂以及收集和处理污水的气体排放方面得出了类似的结论。展望未来，将需要关注废物收集系统才能真正实现零排放。3.2.1.3水和污水处理和污泥管理水处理：水处理过程的性质通常在饮用水生产过程中排放少量的温室气体。污水处理：污水处理厂的温室气体排放通常是通过生物污水处理过程产生的二氧化碳(CO2)、甲烷(CH4)和一氧化二氮(N2O)产生的。欧盟委员会报告中关于污水污水系统和处理过程排放的计算占世界CH4和N2O排放总量的9%和3%Zawakati,2020)，而相比之下，英国报告的排放量的四分之一为根据碳核算工作簿(CAW)，2800万户家庭处理污水和回收污水时产生的甲烷和N2O。生物处理过程和现场用电量都会产生二氧化碳排放。污水中的有机碳要么被掺入生物质中，要么被氧化成二氧化碳(Camposetal.,2016)。通过处理厂的运营提高能源效率将有助于整体减少现场的二氧化碳排放量，从而通过提高能源节约同时减少环境污染，从而有助于降低处理成本业务活动的影响。N2O排放是由用于从污水中去除含氮化合物的硝化和反硝化过程产生的。它最常在活性污泥工艺过程中产生，其中硝化细菌在好氧或缺氧条件下产生N2O。在缺氧条件下，氨和亚硝酸盐氧化细菌都会产生N2O，而只有氨氧化细菌在有氧条件下产生N2O。一小部分N2O也来自现场砂砾和污泥储存罐。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest45一氧化二氮(N2O)和甲烷(CH4)是强效温室气体，其全球变暖潜能值（以二氧化碳当量表示）分别为265和28。当排放到大气中时，它们会对气候变化产生重大影响。Oshitaetal.(2014)研究表明，污水处理厂的大部分甲烷排放与污泥管线中涉及的过程密切相关。CH4排放主要来自厌氧消化过程及其相关的工艺单元，如初沉污泥浓缩机、离心机、热电联产厂废气、消化污泥缓冲罐和脱水污泥储存罐。Daelmanetal.(2012)发现，大约1%的进入污水处理厂的化学需氧量(COD)以甲烷的形式排放，而污泥处理单元占污水处理厂甲烷排放量的72%。由于计算过程排放的CAW方法与当前的温室气体排放核算实践之间存在明显的不一致，因此英国的过程排放规模存在不确定性。这部分是由于更新了CAW方法，这可以增加范围1排放量增加了0.2MtCO2e/y（约占英国水务行业净排放量的8%），相关的基线过程排放量增加了30%。从根本上说，减少运营碳排放的核心重点通常涉及修改或优化处理厂的运营条件，因为这是最经济和最具成本效益的方法，但由于运营限制，这并不总是可行的。安装的单元。其他减少温室气体排放的方法还包括处理气流或安装新工艺以去除有机物和污染物。污泥管理：采用先进的消化处理方法处理现场产生的污泥以及从其他场地进口的污泥，以提高污泥处理过程中的沼气（CH4）产量。沼气可用于现场热电联产发动机(CHP)以产生可再生能源。沼气的其他用途还包括天然气到电网应用。稳定和脱水的生物固体是一种有价值的产品，可用作农业用肥料和土壤改良剂。不同国家有生物固体保证计划、操作规范和法规，以确保其安全回收。3.2.2范围2—能源使用产生的温室气体英国的水工业消耗了该国用于抽水、水处理和污水处理的总电力的大约3%(Nairetal.,2014)。饮用水和污水操作的整个水循环都需要电力，包括取水、处理和分配水，然后是污水收集和污水处理，以及在适用的情况下进行水再利用。3.2.2.1抽水提取所需的能量取决于水的来源。抽水通常需要从地下水位抽取地下水，而Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest46抽取地表水的能量取决于水源和处理设施之间的距离和剖面。在用水被消费者使用后，用过的水或污水被收集起来，并根据当地的地面剖面和污水处理设施的相对位置，通过网络或下水道泵送进行处理以去除污染物。处理后的污水通常通过重力排放到当地的受纳水体中，大多数工程通常不需要泵送排放。3.2.2.2水处理工艺水处理厂在可能的情况下设计为重力流，除非由于场地剖面或处理过程的水力要求而需要级间泵送。治疗过程化学计量、混合和过滤系统消耗能源。先进的工艺，如膜过滤、氧化、紫外线消毒和臭氧消毒，需要更多能源。即使引入了节能反渗透膜以及从海水淡化到咸水或处理过的污水，海水淡化也是高度能源密集型的。将处理过的水分配到饮用水网络中需要大量的能量。然而，据报道，英国20%的供水因泄漏而流失，而德国和新加坡分别报告的这一比例约为3%和5%(C40Cities,2021)。3.2.2.3污水处理工艺污水处理厂通常在可能的情况下设计为重力流，这也提供了过程安全性。如有需要，末端泵站将被设计为将污水流输送到处理厂的入口。尽可能避免级间泵送以减少能量需求。污水处理中的能源使用取决于处理后的流量、污染物负荷、最终出水水质、所采用的处理工艺类型、监控和自动化水平以及操作人员的经验。二级/生物处理过程（曝气、混合液回流和流动再循环）、常规和特别先进的厌氧消化（加热）消耗的能量最多。污泥泵送、好氧污泥消化、污泥脱水的污泥处理设备，特别是干燥，都是能源密集型过程。在需要诸如膜生物反应器、氧化、消毒等先进处理的地方，能源需求将大幅增加。诸如化学计量和混合等辅助过程消耗的能量减少了。节能工艺设备的选择以及最近实时控制系统的应用有利于降低处理厂的整体能源消耗。据报道，当电力用于处理1m3生活污水时，污水处理产生的碳排放范围很广，从0.057到0.28kgCO2(Guetal.,2016)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest473.2.2.4范围2—能源生产目前，本土和进口的污泥在较大的污泥处理中心进行厌氧消化以产生沼气。然后可以收集沼气并用于为热电联产(CHP)工厂供电，以提供热水/蒸汽和电能，以在工程内使用或输出到电网。消化前对污泥进行酶和热预处理等先进工艺可提高沼气产量。尽管这些先进工艺的运行需要额外的能源，但作为热能和电力的能源是由产生的额外沼气产生的，因此可以净减少温室气体排放。近年来，沼气并网或供车队使用的做法越来越广泛。在法规允许的情况下，共同消化进口高强度废物、食物垃圾和脂肪油和油脂，可以最大限度地提高现有设施的产量，并在填埋或在其他地方处理时转移温室气体的生产。世界各地的许多自来水公司都在现场安装了太阳能光伏(PV)和风力涡轮机，并在污水处理厂利用生物固体产生沼气。英国最大的两家供水和污水处理公司ThamesWater和UnitedUtilities在2019-2020年自发电量占其电力需求的24%（ThamesWater，2020；UnitedUtilities，2020），预计在未来这一比例会增加。3.2.3范围3—其他活动的间接排放水处理循环的范围3排放通常包含水处理循环范围1和范围2范围之外的所有源。这些包括间接产生的所有排放水处理和供应价值链的上游和下游活动。通常适用于范围3排放的领域如下：•购买的商品和服务；•燃料和能源相关活动；•运输和配送（上游和下游）；•处理产生的废物；•商务旅行——使用间接来源，如飞机、火车等。•员工通勤；•租赁/租用设备；•使用已售产品；•售出产品的报废处理。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest48随着现在的重点转向全面问责和净零排放，越来越多的组织正在进入其价值链，以了解运营对温室气体的全部影响。尽管范围3排放的核算和理解不在水组织的直接控制范围内，但这将为减少总体温室气体排放提供机会，因为组织可以通过与充分考虑其温室气体排放的供应商签订合同来影响其供应商或简化采购。3.2.4碳封存和减排当所有减少水处理循环产生的运营温室气体排放的途径都完成后，改变碳平衡的另一个机会是考虑碳封存（抵消）以实现净零排放。碳封存是捕获和储存大气中二氧化碳的过程，可以使用地质或生物方法来实现。生物碳封存是最常用的，是指在森林、土壤、水环境、自然植被和其他湿地中储存大气中的碳。碳封存需要大面积的地理土地来申请，而土地有限的人通常会购买绿色碳信用额。来自污水处理厂的生物固体在土地上的应用可用于增加碳封存并为公用事业提供信用。3.3协议协议由一组标准化框架组成，用于估算过程或活动的温室气体排放量。协议通常使用一组排放因子(EF)，将任务或流程与类似标准流程的温室气体排放量联系起来。有特定的协议适用于特定地区的特定行业，因此选择取决于项目的位置和目的。协议还提供了定义项目目标和边界条件的指南，并将活动分类为不同的范围。这些协议在以下部分中列出。3.3.1国际协议3.3.1.1政府间气候变化专门委员会（IPCC）IPCC最初于1988年制定，提供了一套基于最新科学和对温室气体排放的理解而制定的指南。排放清单的计算方法是获取活动数据并将其乘以协议中规定的排放因子。该协议是大多数区域和专业协议的基础。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest49由于IPCC是一个科学家小组，它只制作一套关于各种方法的报告，并不直接参与有关人为温室气体排放的积极研究。该小组每5至7年编写一份修订报告/附录，称为评估报告(AR)，总结温室气体排放的最新科学。2014年发布的AR5（第五次评估报告）是IPCC协议的最新可用更新。对原始指南的各种更新如下表3.1所示。表3.1原始指南更新版本号描述发布年份FAR第一次评估报告1990SAR第二次评估报告1995TAR第三次评估报告2001AR4第四次评估报告2007AR5第五次评估报告2014AR6第六次评估报告20223.3.1.2世界资源研究所（WRI）WRI开发的GHG协议相对于其他协议的定义特征是它使用整体方法为各种组织提供可持续的解决方案。该协议侧重于以下领域：•气候；•活力；•食物；•水；•森林；•可持续城市；•海洋。当温室气体报告机构是企业或组织时，通常首选WRI协议。各种温室气体的全球变暖潜能值(GWP)与标准CO2气体的强度进行比较，取自IPCC制作的第五次评估报告(AR5)。3.3.2区域协议区域协议侧重于修改或完善IPCC中列出的排放因子，以适应特定的区域政府或企业。以下协议包括与当地水务公司相关的指南，以IPCC评估报告为基Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest50础。3.3.2.1英国—UKWIR英国水工业研究中心(UKWIR)与水研究中心(WRc)共同制定了一套基于IPCC的专门针对水工业的指南。2004年发布的原始协议经过改进，目前正在使用第13版。该协议的主要重点是：•水处理工艺；•污水处理工艺；•污泥处理和处置；•污泥处置到土地和垃圾填埋场。3.3.2.2美国—LGOP地方政府运营协议(LGOP)是与加州地方政府联合制定的，为地方政府官员、污水和饮用水提供报告指南水处理设施、规划者和利益相关者。LGOP已被正式接受为美国当地机构的标准报告工具。迄今为止已发布了两个版本的LGOP：（1）版本1–最初于2008年采用（2）1.1版–2009年5月修订3.3.2.3德国—ECAM工具能源绩效和碳评估与监测或ECAM工具与缓解气候变化的水和污水公司(WaCCLiM)和加泰罗尼亚水研究所(ICRA)联合开发，有助于温室气体计算和报告。该工具基于IPCC指南并使用基于AR5的GWP。3.3.2.4澳大利亚—NGER系统NGER（国家温室气体和能源报告）法案为澳大利亚的注册组织提供了一种工具和一套指导方针，用于报告其年度温室气体排放量。它由澳大利亚环境部和气候变化部于2007-2008年设计。该系统包括温室气体测量、报告和验证指南。将各种温室气体的强度与标准CO2气体进行比较的全球变暖潜能值(GWP)取自IPCC制作的第四次评估报告(AR4)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest51表3.2提供了协议的不同版本。3.3.2.5CCME—加拿大环境部长理事会CCME最初由加拿大环境部于2009年开发，主要关注生物固体管理的排放。作为该协议的一部分开发的BEAM工具提供了与以下处理过程相关的排放：•污泥稳定化；•烘干；•浓缩和脱水过程；•燃烧；•土地应用和堆肥。3.3.2.6区域协议汇总表3.3比较和总结了区域温室气体协议。表3.2不同版本的协议版本名更新的内容1修正2013-14修正2014-15修订范围2排放因子和垃圾填埋场排放；估算污泥泻湖排放的Fevised方法修正2015-16更新城市废物排放计算方法修正2016-17对范围2排放因子的改进和估算地质构造无组织排放的方法补充修正2017-18更新用于范围2排放计算的方法修正2018-19范围2排放因子；关于污水公用事业报告要求的语言修正2019-20修订范围2排放因子1：只说明重要更新。表3.3区域温室气体协议的比较和总结区域协议首字母缩写主要关注区域GWP来源协议链接地方政府操作规程LGOP美国https://ww2.arb.ca.gov/local-government-operations-protocol-greenhouse-gas-assessmentsDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest52欧洲委员会EC/EMAS欧盟IPCCAR5https://ec.europa.eu/environment/emas/index_en.htm减缓气候变化的供水和污水处理公司ECAM欧洲IPCCAR5https://wacclim.org/ecam/国家温室气体和能源报告NGER澳大利亚IPCCAR4http://www.cleanenergyregulator.gov.au/NGER加拿大环境部长理事会CCME/BEAM加拿大IPCCAR4https://www.ccme.ca/en/about/index.html3.4温室气体量化方法3.4.1排放因子量化温室气体排放最广泛采用的方法是使用排放因子(EF)。EFs是特定活动、过程或材料的温室气体强度的量度。EF的应用需要收集活动数据，例如电力消耗或燃料使用，并应用相关的EF，通常以tCO2e形式给出。这种方法消除了要求组织部署测量活动或主动测量排放，从而减少资源需求。已发布的EF可通过特定数据库（例如IPCC的“排放因子数据库”）或相关文献获得。计算或测量的EF可用于反映特定过程或材料的更具代表性的排放。鉴于水务行业的大部分排放来自能源和交通，使用EF是一种有效的方法。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest53活动数据的收集比测量排放要简单得多且具有成本效益。许多数据已经通过电力使用、燃料购买和车辆移动广泛提供给组织。这延伸到隐含碳的量化，因此材料的EFs广泛可用。例如，巴斯大学开发了一个开放访问数据库，用于整理和报告各种材料的每次审查的能源和碳值(Hammond&Jones,2008)。全球平均EF数据目前可用于一系列商品或服务，而且国家层面的EF报告越来越多，从而可以提供更好的代表性数据（Ercin和Hoekstra，2012年）。EF通常会定期审查和更新，以反映最准确的排放强度。这在考虑诸如电力消耗等排放源时特别有用，因为电力来源可以随季节和每年变化，特别是在配电和输电系统脱碳时。在英国，英格兰和威尔士的自来水公司有义务通过CAW报告年度（运营）温室气体排放量。这种方法使用公布的排放因子，并要求公司提交运营活动数据，从而允许采用简化和标准化的方法来估算运营温室气体排放。使用排放因子的简单性有其局限性。不考虑场地特定条件，因此任何使用广义排放因子都可能导致在较小规模上的高估或低估。例如，与WWTP相关的N2O排放高度依赖于运行条件，因此会在空间和时间上发生变化(Lawetal.,2012;Parravicinietal.,2016)。IPCC最近承认，根据2006年指南，N2O排放可能被低估，并提供了修订的排放因子和量化方法。修订后的EF是进一步评估处理过程中的排放和将污水排放到水环境中的结果(IPCC,2019)。Wallaceetal.(2020)报告称，这一修订导致新西兰克赖斯特彻奇WWTP的N2O计算排放量增加了40倍，这大大增加了该工厂的整体碳足迹，从而突出了温室气体报告对EF准确性和代表性的敏感性。3.4.2直接测量一氧化二氮可以直接从污水处理过程中以气相或液相进行测量，并且测量活动已在实验室和工厂规模上展开。可以部署封闭室来捕获污泥罐中排放的N2O气体。采样既可以通过重复提取气体样品“离线”进行，也可以通过持续监测“在线”进行。鉴于N2O的排放通量本质上是动态的，在线方法可能会获得更准确的量化结果。可以使用各种分析仪或光谱法进行气体分析，但据报道，鉴于N2O测量范围广泛，使用红外分析仪是首选方法(Lawetal.,2012)。室法也可用于测量Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest54处理单元中CH4的释放(Hwangetal.,2016)。液相N2O测量可以通过在污泥处理线中部署微传感器来进行。与气相测量类似，连续监测可能会捕获溶解N2O浓度的动态通量(Bareseletal.,2016)。需要数学模型将溶解的N2O测量值转换为排放率。虽然这种方法以前被认为更适合提高对排放过程的理解(Lawetal.,2009)，但最近的研究表明气相和液相测量之间的一致性(Bareseletal.,2016)。对甲烷的来源和汇知之甚少，国际上越来越多地努力更好地了解当前的排放率。排放清单中甲烷的量化主要是通过使用排放因子来实现的，但是，越来越多的研究评估了使用卫星或飞机在地方和区域范围内量化甲烷排放的准确性和可靠性。卫星数据可用于构建模型以推断甲烷排放(例如，Jacobetal.,2016;Turneretal.,2015)。同时，可以对甲烷进行采样(例如,Schwietzkeetal.,2017)或使用激光雷达(例如,Ririsetal.,2012)从飞机上进行推断。然而，已发表研究的大部分重点是区域甲烷排放，任何关于识别单个来源的研究都倾向于集中在湿地等自然资源或天然气工厂等大型人为排放源的排放上。因此，似乎没有专门使用遥感技术专门量化污水处理厂相关甲烷排放的研究。3.4.3模型开发数学模型以帮助量化污水处理厂的温室气体排放量，为使用广义排放因子或资源密集型测量活动提供了解决方案。建模旨在识别和帮助更好地理解处理过程路径中的各种复杂关系，从而为最终减少碳足迹的解决方案铺平道路(Manninaetal.,2016)。模型的边界可以从对污水处理厂内的单个过程或组件的分析，到考虑所有过程及其之间相互作用的全厂方法(Manninaetal.,2016)。估算污水处理厂温室气体排放的建模方法可以根据复杂性分为几类。简单的综合过程模型已被证明可有效帮助识别影响温室气体排放的因素，但它们的简单性需要最终影响结果准确性的假设(Manninaetal.,2016)。此外，它们仅限于稳态分析，由于其动态性质，这限制了量化N2O排放的有效性(Corominasetal.,2012)。基于动态过程的模型已被证明更有效地捕捉温室气体排放的可变性，这主要是N2O排放的动态性质的结果。系统配置、操作设置和大气条件会影响温室气体的释放，所有这些都难以在简单的模型中解释(Corominasetal.,2012)。基于动Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest55态过程的模型很复杂，需要高计算能力和大量数据进行校准。然而，当在全厂范围内部署时，它们提供了改进温室气体排放描述和量化的潜力。目前对N2O形成的了解是此类模型准确性的明显限制因素(Corominasetal.,2012;Manninaetal.,2016)。通过现场的SCADA系统直接测量和监测N2O排放，以及收集各种其他参数，例如pH值和温度，可用于开发和改进模型，以更好地了解最终影响排放率的污水处理过程中的动态关系(Bareseletal.,2016;Lawetal.,2009)。Wallaceetal.(2020)应用污水处理厂的机械模型来确定N2O排放率。计算值比IPCC报告的N2O排放因子低25%。3.4.4量化方法选择当前的协议通常使用排放因子来进行温室气体估算。对于范围2排放，这是一种合理的方法，但是，对于范围1（直接）排放，根据假设，它可能导致估算错误。不言而喻，范围1排放的首选方法是尽可能直接测量。如果无法做到这一点，则可以使用建模来“填补”数据空白，并帮助了解可以减少排放的机制和影响因素。3.5碳足迹分析框架如前几节所述，有几种用于开发碳足迹的协议和方法。采取广泛而系统的方法来执行此操作是有帮助的。Pagillaetal.(2009)研究中制定了一个框架，用于建立水资源回收设施的碳足迹，该设施也可应用于城市水循环的其他部分。图3.4是与可用协议一致的框架流程图。此处列出了框架中的步骤，并对每个步骤进行了简要说明。（1）确定目标——任何项目、研究或评估的一个重要步骤是根据目的明确定义目标。例如，如果开发碳足迹只是为了研究减少单个设施排放的方法，那么几种协议和方法中的任何一种都可能适用。但是，如果碳足迹被用作更广泛的全市或社区评估的一部分，或者用于碳交易，那么协议和方法必须与它们保持一致。（2）选择协议——根据目的和地理位置，可以选择协议。（3）界定界限——为了避免重复计算或遗漏大量排放，明确界定界限很重要。这通常最容易通过简单的流程示意图来完成，该流程示意图显示了被评估系Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest56统中包含的内容和排除的内容。（4）识别碳源和碳汇——定义边界后，可以使用所选协议可接受的方法识别碳源和碳汇。（5）收集和评估数据——通常项目中最劳动密集和成本最高的部分是收集和评估进行碳足迹计算所需的数据。可能会发现数据差距，需要进行额外的测量，或收集替代数据以提供估算排放的不同方法（例如，如果没有直接测量可用，则开发过程模型）。（6）选择方法并计算碳足迹——一旦收集了所有可用数据，就可以使用适当的方法计算碳足迹。一般来说，首选方法是尽可能使用直接测量，然后根据其他设施数据估算排放。如果两者均不可用，则可以根据人口当量进行宏观规模估计。（7）确定减排策略——碳减排可能是也可能不是碳足迹发展的明确目标，但无论如何，在完成计算后，这是确定潜在热点和减少热点机会的理想点。（8）传达结果——以清晰和有意义的方式展示结果是发展碳足迹的重要最后一步。在许多情况下，结果的最终受众可能不是碳排放专家，因此术语、假设和结果的重要性得到很好的沟通是很重要的。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest57图3.4碳足迹分析的决策框架(源自Pagilla,2009)3.5.1减少水循环中碳足迹的路线图框架的第7步是确定减排策略。在整个城市水循环的复杂性中，有许多减少碳排放的机会。以下是可用于减少城市水循环碳足迹的整体概念列表，为改进提供了路线图。3.5.1.1节约用水在考虑通过城市水循环的水路径（图3.1）时，必须提取、处理和输送的水量的主要驱动因素是用户（家庭、商业、工业）对水的需求。同样，必须收集和处理的污水量也取决于用水量。如果用水者可以节约用水，这会产生连锁反应，从而减少整个水循环所需的能源，从而减少范围2碳排放。再加上家庭和企业Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest58对加热和用水的巨大能源需求，很明显，节水（特别是减少热水的使用，或在较低温度下运行热水系统）对水有直接影响循环。对节水的普遍积极影响的一个警告是污水强度会增加（稀释减少），这会增加下水道系统中甲烷的产生。这需要进一步调查和考虑。3.5.1.2减少水分流失（分配）和渗透（收集）与用户层面的节水类似，任何被提取和处理但随后流失的水不仅代表水生产效率低下，而且用于处理和输送水的能源效率低下。在水循环的污水收集侧，任何进入下水道系统的流入或渗透(I&I)都会增加必须输送和处理的流量（在某些情况下还会增加流量）。这些增加了系统的整体碳足迹。3.5.1.3最大限度地提高发电量如第3.2.2.4节关于范围2的能源生产所述，污水处理设施有可能通过将污水中的有机物转化为燃料、热能或电力来产生能源。许多供水和污水处理设施也有土地（例如用于缓冲区），可在其上安装太阳能或风力涡轮机以产生可再生能源。3.5.1.4节能可以为泵、曝气和固体处理选择节能工艺和设备。高效的水力设计和避免“双泵”将减少能源，因此关注工厂水力对于减少碳足迹非常重要。在一些设施中，重点只关注最大的单一能源使用（通常是污水处理系统的鼓风机和用于水和污水处理的大型泵），但应注意处理设施的多个较小的能源使用（例如搅拌机和离心机），因为这些加起来可能与较大的能源用户一样重要。选择设备的另一个考虑因素是避免尺寸过大，例如通过安装多个较小的单元，以便它们可以在更接近其设计点的情况下运行并提高整体效率。这将需要更高的资本成本，但更低的运营成本，并且通常会降低整个生命周期成本，以及更低的碳足迹。3.5.1.5维护设备安装节能设备只有在设备得到适当维护的情况下才有效。这方面的一个例子Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest59是选择用于污水处理的高效空气扩散器。如果不定期清洁它们，它们就会结垢，效率显着下降，碳足迹也会增加。将污泥长时间存放在水箱中或忽视清洁我们的水箱可能会导致甲烷排放。良好的内务管理、良好的维护和预期的运营设施是确保工厂运行良好的关键，这将降低直接和间接碳排放量。参考文献AppelbaumB.(2002).Waterandsustainability(vol.4).USelectricityforconsumptionforwatersupplyandtreatmentsystems.UrbanWater,4,153–161,https://doi.org/10.1016/S1462-0758(02)00014-6BakhshiA.A.(2009).CarbonFootprintEstimationofMunicipalWaterCycle.GeorgeMasonUniversity.MasonArchivalRepository.RetrievedfromMasonArchivalRepository:http://mars.gmu.edu/xmlui/handle/1920/5659(accessed25February2022)BareselC.,AnderssonS.,YangJ.andAndersenM.H.(2016).Comparisonofnitrousoxide(N2O)emissionscalculationsataSwedishwastewatertreatmentplantbasedonwaterconcentrationsversusoff-gasconcentrations.AdvancesinClimateChangeResearch,7(3),185–191,https://doi.org/10.1016/j.accre.2016.09.001C40Cities(2021).TheC40CitiesWebsite.Retrievedfromhttps://www.c40.org/(accessed25February2022)CamposJ.L.,Valenzuela-HerediaD.,PedrousoA.,ValdelRioA.,BelmonteM.andMosquera-CorralA.(2016).Greenhousegasesemissionsfromwastewatertreatmentplants:minimization,treatmentandprevention.JournalofChemistry,12,1–12.CorominasL.,Flores-AlsinaX.,SnipL.andVanrolleghemP.A.(2012).Comparisonofdifferentmodelingapproachestobetterevaluategreenhousegasemissionsfromwholewastewatertreatmentplants.BiotechnologyandBioengineering,109,2854–2863.DaelmanM.R.,VoorthuizenE.M.,DongenU.G.,VolckeE.I.andLoosdrechtM.C.(2012).Methaneemissionduringmunicipalwastewatertreatment.WaterResearch,46(11),3657–3670,https://doi.org/10.1016/j.watres.2012.04.024Eijo-RíoE.,Petit-BoixA.,VillalbaG.,Suarez-OjedaM.A.,AmoresM.J.,AldeaX.,RieradevallJ.andGabarellX.(2015).Municipalsewernetworksassourcesofnitrousoxide,methanandhydrogensulphideemissions:Areviewandcasestudies.JournalofEnvironmentalChemicalEngineering,3(3),2084–2094,https://doi.org/10.1016/j.jece.2015.07.006ErcinE.andHoekstraA.Y.(2012).CarbonandWaterFootprints:Concepts,METHODOLOGIesandPolicyResponses(WorldWaterAssesmentProgramme;No.4).UnitedNationsEducational,ScientificandCulturalOrganization(UNESCO),7,placedeFontenoy,75352Paris07SP,France.AppelbaumB.(2002).Waterandsustainability(vol.4).USelectricityforconsumptionforwatersupplyandtreatmentsystems.UrbanWater,4,153–161,https://doi.org/10.1016/S1462-0758(02)00014-6BakhshiA.A.(2009).CarbonFootprintEstimationofMunicipalWaterCycle.GeorgeMasonDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest60University.MasonArchivalRepository.RetrievedfromMasonArchivalRepository:http://mars.gmu.edu/xmlui/handle/1920/5659(accessed25February2022)BareselC.,AnderssonS.,YangJ.andAndersenM.H.(2016).Comparisonofnitrousoxide(N2O)emissionscalculationsataSwedishwastewatertreatmentplantbasedonwaterconcentrationsversusoff-gasconcentrations.AdvancesinClimateChangeResearch,7(3),185–191,https://doi.org/10.1016/j.accre.2016.09.001C40Cities(2021).TheC40CitiesWebsite.Retrievedfromhttps://www.c40.org/(accessed25February2022)CamposJ.L.,Valenzuela-HerediaD.,PedrousoA.,ValdelRioA.,BelmonteM.andMosquera-CorralA.(2016).Greenhousegasesemissionsfromwastewatertreatmentplants:minimization,treatmentandprevention.JournalofChemistry,12,1–12.CorominasL.,Flores-AlsinaX.,SnipL.andVanrolleghemP.A.(2012).Comparisonofdifferentmodelingapproachestobetterevaluategreenhousegasemissionsfromwholewastewatertreatmentplants.BiotechnologyandBioengineering,109,2854–2863.DaelmanM.R.,VoorthuizenE.M.,DongenU.G.,VolckeE.I.andLoosdrechtM.C.(2012).Methaneemissionduringmunicipalwastewatertreatment.WaterResearch,46(11),3657–3670,https://doi.org/10.1016/j.watres.2012.04.024Eijo-RíoE.,Petit-BoixA.,VillalbaG.,Suarez-OjedaM.A.,AmoresM.J.,AldeaX.,RieradevallJ.andGabarellX.(2015).Municipalsewernetworksassourcesofnitrousoxide,methanandhydrogensulphideemissions:Areviewandcasestudies.JournalofEnvironmentalChemicalEngineering,3(3),2084–2094,https://doi.org/10.1016/j.jece.2015.07.006ErcinE.andHoekstraA.Y.(2012).CarbonandWaterFootprints:Concepts,METHODOLOGIesandPolicyResponses(WorldWaterAssesmentProgramme;No.4).UnitedNationsEducational,ScientificandCulturalOrganization(UNESCO),7,placedeFontenoy,75352Paris07SP,France.GhaemiZ.andSmithA.D.(2020).Areviewonthequantificationoflifecyclegreenhousegasemissionsaturbanscale.JournalofCleanerProduction,252,119634,https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2019.119634(accessed25February2022)GuY.,DongY.-N.,WangH.,KellerA.,XuJ.,ChirambaT.andLiF.(2016).Quantificationofthewater,energyandcarbonfootprintsofwastewatertreatmentplantsinChinaconsideringawater-energynexusperspective.EcologicalIndicators,60,402–409,https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2015.07.012GuohuaH.,YongZ.,JianhuaW.,YongnanZ.,ShanJ.,HaihongL.andQingmingW.(2019).TheeffectsofurbanwatercycleonenergyconsumptioninBeijing,China.JournalofGeographicalSciences,29(6),959–970,https://doi.org/10.1007/s11442-019-1639-5HammondG.P.andJonesC.I.(2008).Embodiedenergyandcarboninconstructionmaterials.ProceedingsoftheIns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onceptsustaiable-water-utilities(accessed25February2022)ZawartkaP.,Burchart-KorolD.andBlautA.(2020,April2).ModelofCarbonFootprintAssessmentfortheLifeCycleoftheSystemofWastewaterCollection,TransportandTreatment.RetrievedfromScientificReports:https://www.nature.com/articles/s41598-020-62798-y(accessed25February2022)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest63第四章WRRFs脱碳的运行优化与控制策略KrishnaR.PagillaDepartmentofCivilandEnvironmentalEngineering,UniversityofNevada,Reno,NV,USACorrespondence:pagilla@unr.edu4.1引言人口增长以及气候变化影响导致的降水减少和降水不均匀，使得天然水资源面临压力。因此，人们采取了更极端的措施来满足用水需求，包括能源密集型的水提取、输送和处理系统。同样，产生的污水需要能量来收集和处理，以使其能够再利用和达到环境排放标准。从污水中提取水和其他资源以进行再利用的操作在能源使用和温室气体排放方面存在成本。在水基础设施中，没有任何其他部分比从污水中回收水更消耗能源，而且它是脱碳或实现碳中和/脱碳正收益的潜力最大的行业。污水本身就是一种潜在的回收能源。污水本身具有回收能源的潜力。污水中的隐含能量包括热量、构成化学能的有机和无机还原物，以及在某些情况下潜在的水能。污水可被称为可再生资源，污水处理厂可被称为水资源回收设施(WRRFs)，这是因为在减少处理设施建设及其运行的碳足迹的同时，可以回收营养物质(氮和磷)、能源和水。在WRRFs建成并投入使用后，营运寿命内的碳足迹主要产生于操作处理和设备利用过程。因此，本章的重点是通过工艺层面和整个设施层面的优化来探索脱碳的关键机会。本章讨论的内容不包括各种需要对水回收和污泥处理和管理进行资本基础设施变更的工艺选择/替代。重点是如何优化常规(固液分离、碳去除/回收二次处理和仅硝化)或高级WRRF进行碳、氮和磷去除/回收以实现脱碳。本文还讨论了通过操作和流程优化策略减少化学品使用、产能利用和能量回收的进一步策略。在能源需求水平和温室气体排放方面，碳足迹与大多数WRRFs的能源足迹几乎相同。图4.1显示了美国以常规WRRF处理约38000m³/天活性污泥的示例，该WRRF主要处理生活污水，并将处理后的污水排放到环境中(Pagillaetal.,2009)。可以看出，以碳排放当量计算，使用的外部电力几乎占该设施温室气体排放量的80%，而其余部分则包括该设施的排放量，不包括生物CO2。在处理过程中投入Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest64能源和化学品，以及通过碳和热捕获最大限度地从污水中生产能量，可以最大限度地减少碳足迹和能源足迹。图4.2(a)简单地表示了WRRF的工艺和输入/输出，图4.2(b)显示了WRRF的关键能量输入和输出。在基本层面上，污水中存在的能量及其可用形式的提取创造了减少碳足迹或WRRFs脱碳的机会。用于处理的能源投入是构成碳足迹的成本。通过优化使机会最大化、投入最小化是WRRF脱碳的关键。图4.1WRRF的碳足迹和用于操作进程的外部站点电源（改编自Pagillaetal.2009）4.2工艺/运营层面的优化策略在WRRF内，泵送、初步、初级、二级、高级处理和污泥处理环节中存在脱碳机会。每个工艺/装置水平的处理能源强度因设施而异，这与现有的基础设施或所采用的处理方法有关。随着设施采用更先进的处理方法来回收水进行再利用，并从污水和污泥中回收营养物质，处理过程中就包含了更多的能源密集环节，整个WRRF变得能源密集，并增加了其碳足迹。由于回收资源的隐含碳，WRRF的部分碳足迹可以被抵消。到二次处理的典型操作和相应的能源需求已经确定。表外部电力调入3440吨CO2e/年（~0.28kgCO2e/m³废水处理）温室气体排放工厂N2O=160吨CO2e/年消化器=930吨CO2e/年工厂碳足迹4800吨CO2e/年（~0.39kgCO2e/m³废水处理）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest65示WRRF中的能量使用的另一种方法是利用典型装置来代表现有WRRF的功能或使用类型。根据文献中众多数据源，活性污泥工艺WRRF与污泥处理的典型能量使用分布如图4.3所示。每个类别的典型标准偏差值约为各自能耗的20%。关注的主要工艺包括活性污泥工艺的曝气、污水和污泥的泵送、污泥处理以及其他(建筑物和照明、气味控制、消毒等)。可以看出，减少能源足迹和脱碳的最佳机会存在于两到三个主要类别，包括工艺中的曝气。在工艺层面，能源消耗和碳足迹主要产生于污水泵，二次处理和污泥处理，并对此做进一步讨论。图4.2(a)传统WRRF的输入和输出；(b)传统WRRF的能量输入和输出Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest66图4.3基于活性污泥法的WRRF的典型能源使用分布4.2.1污水泵送WRRF中的污水泵送，即实现从源头到进一步回收或环境排放，其能源消耗占WRRF总能耗的很大一部分。因此，在WRRF操作中尽量减少泵送和提高泵送效率是减少能源使用的两个关键途径。尽管图4.3显示了在基于活性污泥工艺的WRRF中，泵送的能耗占总能耗的15%，但根据收集系统的地形以及WRRF布局，以及通过设施处理序列进行中间泵入的需要，泵送的能量需求有很大差异。因此，比较不同WRRF的一个共同基础是考虑将污水通过处理系统泵送到WRRF的栅栏线所消耗的能量。为减少污水泵送的能源使用，确定的主要策略有：•在泵送过程中使用变频驱动器(VFD)或较小的泵，以适应设施接收到的不断变化的流量；•泵维护，以使泵的性能保持在最佳水平；•泵送控制，包括通过在线均衡和存储进行流量管理；•数据驱动策略，优化泵送以获得经济和能源效益。在进水泵中使用VFDs代替定速泵是一种常见的策略，可以减少由于一天、一周、月/季/年的不同进水流量造成的能源消耗。在由于雨水大量流入和渗透而预计进水流量变化很大的设施中尤其如此。虽然VFDs具有降低能耗的能力，但在不考虑泵特性的情况下过度控制泵速可能会在能源使用方面产生反作用(Katoetal.,2019)。包括静态扬程、泵转速运行范围和在用泵数量在内的许多因素都会影响总体能耗(WEF,2009)。因此，工厂特定泵系统的功耗分析和优化每单位排放Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest67的能量使用(比能量)应该是减少泵的能源/碳足迹的首要策略。针对使用VFDs进行入水泵送的工厂的分析表明，WRRFs的能源效率提高了30%以上(Kato等人，2019年)。类似的结果可以期望在其他环节实现，如回收和污泥泵送。原始或筛选污水泵送负载的是具有高碎片含量和砂砾的流体，因此在比能量方面造成泵性能的快速退化。在WRRFs中，泵和管道维护对于维持泵的效率至关重要。泵的性能监测策略，如在持续作业期间进行持续的压力测量，定期清洗和通过清管或短时间高速泵送进行维护，使得泵机保持高效率(Larsenetal,2016)。由于污水泵送系统是为设施接收的最大流量而设计的，因此在平均和最小流量条件下，泵送系统的峰值性能(比能量)会有相当大的偏差。虽然在污水管网中建立污水存储或在线均衡的流量管理是可行的，并且可以高效节能地泵入污水，但由于沉积物沉积、脂肪/油/油脂(FOG)和气味问题而导致的管道退化的意外后果需要考虑。在干燥天气和潮湿天气的污水流动条件下，对WRRF和下水道系统进行综合控制而使其不发生结构变化的策略是必要的(Krolletal.,2018)。这不仅节约了能源，而且改善了WRRFs的出水质量。总的来说，如果泵送系统具有所需的控制和传感设备，进水污水泵送在降低比能和WRRFs脱碳方面具有巨大潜力。在中多例子中，使用模糊逻辑、数据挖掘和基于最佳案例的基准测试的数据驱动策略和污水泵的控制，似乎在降低比能和提高节能方面具有很大潜力(Torregrossaetal.,2017)。这些策略在成为水回收和污泥处理更广泛领域中的常规方法之前，需要在多个设施中获得更多全规模的实践经验。在污水泵送的比能量方面，与其他类似规模和产能的设施进行基准测试将揭示这些策略减少能耗和脱碳的潜力。4.2.2二次处理由于BOD和氨氧化需要曝气，WRRF中的二级处理消耗最多的能源。此外，二级处理在从污水中去除碳和氮的过程中会排放生物源CO2和N2O。关于评估二级处理的碳足迹的方法和减少碳足迹的策略，有大量文献可供使用。用于估算二级处理碳排放的建模工具是在流行的过程建模工具基础上开发的(Flores-Alsinaetal.,2011;Manninaetal.,2016)。已发表的文献包括大量案例研究和批判性评论。污水处理过程中的碳捕获和利用的新型、新兴技术策略具有前景，但并Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest68未在现有的WRRFs中广泛实施。它们包括电化学或生物电化学方法、湿地生产生物质和藻类培养(Luetal.,2018)。减少二级处理的碳足迹以从污水中去除/回收有机碳、氮和磷的关键可行策略包括：•二级处理中的替代碳捕获策略；•维护物理曝气系统以实现最佳性能；•实时溶解氧监测和曝气控制；•实时监测和控制氮素种类，包括N2O排放。生物工艺的二次处理，如活性污泥工艺，包括碳捕获(作为生物质或存储产品)，氧化(好氧)或硝酸盐氧化(缺氧)脱碳，以及氧氨氧化。其他生物过程，如颗粒工艺、膜生物反应器系统和固定膜系统也适用于类似的原理。不常见的厌氧污水处理将部分有机物转化为沼气，这是从污水中捕获碳的另一种方式。二级处理中好氧、缺氧和厌氧过程的碳捕获生物量与每单位碳利用的生物量产量有关。生物量产量是该过程的平均细胞停留时间(MCRT)的函数。原则上，大多数常规WRRFs根据可用的处理能力设置MCRT，因为较长的MCRT需要主曝气池中更大的生物量库存。在活性污泥工艺中，短MCRT(高速率)可以通过捕获进水有机碳来提高生物量产量而不是氧化它，但可能会导致后续反硝化和污泥处理面临挑战。研究发现，在常规活性污泥工艺或接触稳定(CS)工艺之前使用所谓的高速率活性污泥系统(HRAS)在二级处理中是节能的(Rahmanetal.,2019)。此外，在HRAS或CS工艺中增加化学增强初级处理可以从污水中回收200%以上的碳。随着厌氧氨氧化等新型工艺技术成为脱氮的普遍做法，具有低MCRT(~0.3天)的HRAS工艺可以实现良好的BOD去除率，从而实现WRRFs的能耗优化(DeGraffetal.,2016)。为优化污泥生产和处理用于能源生产的污泥的高速率工艺的良好设计，是实现高于常规水平碳捕获的关键。运行的稳定性和可靠性可以通过碳捕获而不是碳氧化来减少二级处理的碳足迹。曝气是大多数WRRFs中最大的能耗来源，而细泡扩散曝气是传统活性污泥工艺WRRFs中所使用的主要类型。得益于膜的最新发展和曝气系统的在线传感发展，替代扩散器和控制系统已经开发出来，以提高曝气的能源效率，但扩散器污垢和优化能源使用的空气分配是WRRFs运行期间持续能源优化的关键因素。扩散器结垢和背压会显著增加能耗和降低扩散曝气系统的性能。包括鼓风机、管Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest69道、扩散器和在线传感器在内的曝气系统的维护和保养将使最佳的空气输送满足工艺需求，并保持能源效率。然而，所需的清洗频率因特定场地而异，根据污水成分和工艺操作，通过尾气测量确定氧气转移效率对每个工厂来说都是至关重要的(Leuetal.,2009)。关于曝气系统评估和能源效率维护的关键因素已在文献中广泛讨论(Avilesetal.,2020;Drewnowskietal.,2019)，总结如下：•风机维护、排序、优化；•最大限度减少通过集管和分配器管道的压力损失；•扩散器污垢和清洁；•维护在线溶解氧，氨，总有机碳传感器，控制空气供应；•更换无功能的扩散器。应用实时控制曝气系统来平衡负荷和变化(日、季、年、湿天气与干天气等)和工艺条件(温度、处理限制等)之间的空气供应和需求，可以非常成功地实现活性污泥工艺二级处理的曝气成本降低和碳足迹减少。这种方法已经适用于一些大型设施，这些设施的重点是在污水处理曝气过程中降低能源成本(Leuetal,2009)。然而，关于曝气系统实时监测和控制的全规模成功案例研究以及温室气体减排的证据在文献中很少。未来的潜力在于将曝气系统实时监测和控制策略与工厂过程控制系统集成在工厂规模上，以实现全面脱碳。在活性污泥工艺中减少曝气能耗的其他潜在机会包括活性污泥的操作致密化和低DO操作(Arnaldos&Pagilla,2014;Jassbyetal.,2014)。众所周知，由于活性污泥中存在过多的丝状细菌而膨胀，使其密度降低，降低了单位体积反应器基于活性污泥工艺的处理能力。Jassbyetal.(2014)研究表明丝状菌含量越高，活性污泥密度越低，沉降性也就越低。活性污泥中高浓度的丝状细菌实际上不允许曝气池中高浓度的生物量，因为二沉池中的沉降性较差。各种行之有效的方法能够消除活性污泥工艺中的沉降问题，包括使用生物质选择器、最佳食物与微生物比的投料策略、曝气控制和膨胀的化学控制，这是减少活性污泥工艺能耗的必要条件(Jenkinsetal,2003)。ArnaldosandPagilla(2014)证明，活性污泥工艺可以在低DO下运行，通过长时间驯化生物质，从而减少20%的曝气能耗，并提高20%的氧传质效率。这一策略，虽然在一些基于经验报告的全规模设施中被采用，但在大多数全规模设施中并不常见。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest70在全面脱碳时，也可以监测曝气系统的可选终点，如氮素种类、pH值和ORP。使用传感器监测ORP、pH和DO联合曝气管理已被论证过很长一段时间(Pauletal.,1998)。该策略已在不同负荷条件下的活性污泥工艺的曝气控制中被成功应用。同样，实时控制生物脱氮以实现工艺性能和曝气效率也已被成功证明(Zanettietal.,2012)。事实上，以氨为控制变量对活性污泥工艺进行曝气控制，不仅能降低能耗，还能提高脱氮和生物除磷性能。研究表明，使用数据驱动建模方法的基于氨的曝气控制比基于DO的控制更有效(Newhartetal.,2020)。与曝气的实时DO控制一样，目前全规模设施的氮基控制系统还很缺乏。因此，使用传感器和参数的实时监测和控制，结合全规模设施的数据驱动建模，为发现曝气系统中的脱碳策略提供了很好的机会。从图4.1可以看出，硝化-反硝化过程中生物工艺排放的N2O占WRRFs直接温室气体排放总量(范围1)的很大一部分。图4.1所示的设施是一个不需要反硝化的硝化设施。研究清晰地表明，N2O排放发生在脱氮过程中的硝化和反硝化步骤(Rassameeetal.,2011)。当需要控制DO水平，以对由不完全硝化和反硝化引起的氨水平变化(由高亚硝酸盐水平表征)作出反应时，情况尤其如此。在对美国12个WRRFs的调查中发现，由于工艺和操作的变化，生物脱氮厂的N2O排放存在高度的可变性(Ahnetal.,2010)。从这些设施中确定的N2O排放因子范围跨越两个数量级。仅考虑生物脱氮厂，排放因子估计为7.0gN2O/PE/年，基于流量的排放因子约为51mg/m3，美国平均为378L污水/PE。总的来说，从图4.1的例子可以看出，高达10%的设施碳足迹是由于硝化活性污泥厂的N2O排放造成的。因此，减少这些排放的潜力与那里产生N2O而进行的二级处理有关。在BNR过程中应注重完全硝化和反硝化，同时应注意在N的快捷脱除中亚硝酸盐的形成，亚硝酸盐是产生N2O的主要因素。4.2.3污泥处理WRRF中最常见的污泥处理配置包括初级和废弃活性污泥的预浓缩、通过好氧或厌氧消化进行稳定化、对稳定化污泥进行脱水以进行进一步处理和再利用/处置。此处不考虑进一步的处理方法，例如堆肥、焚烧、热干燥和其他最终用途技术。出于本次讨论的目的，厌氧消化是污泥稳定化方法，它在更多的处理设施Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest71中被实施，而好氧消化需要大量碳足迹的曝气。图4.4显示了WRRF中污水污泥处理产生的直接和间接温室气体排放的概念性分布。它确定了减排的潜在机会，尽管减排幅度因工厂而异。污泥处理的温室气体当量输入包括电能、用于污泥温度控制的热能厌氧消化，以及用于浓缩和脱水的化学品。与污泥处理相结合的另一项操作是通过沼气收集、调节或处理产生和使用能源（以热和电的形式）。回收的能量和热量在整个污泥处理系统中用作碳补偿。图4.4污泥处理中温室气体减排的概念图通过WRRF中的污泥处理进行脱碳的关键机会是：•改进工艺以产生更多作为能源回收的沼气；•减少甲烷的无组织排放和未使用的沼气的燃烧；•减少污泥浓缩步骤中的化学品使用。污水污泥的厌氧消化是WRRF中能够生产能源的工艺，具有使WRRF脱碳的巨大潜力。通过优化污泥温度和搅拌，可以减少厌氧消化过程本身的能量需求，这两者都需要能量输入。厌氧消化中的沼气产量取决于温度，通常较高的操作温度对中温型或嗜热型厌氧消化都有积极影响。温度优化可以提高沼气产量，同时平衡污泥加热的能源需求。研究温度（32℃~35℃）对污泥的中温型厌氧消化影响的结果表明，当温度从37.5℃降至35时，沼气产量没有显著差异；然而，进Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest72一步降低消化温度将导致沼气产量下降(Anderssonetal.,2020)。因此，一个良好的进料污泥和消化池内容物温度传感系统，以及在不同的环境条件和进料污泥温度条件下保持最佳温度的反馈控制操作策略，对于降低能源需求和增加沼气产量至关重要。搅拌是厌氧消化的另一个重要方面，它不仅会影响能源使用，还会影响工艺性能和操作问题。消化池中需要创造均匀的底物条件，但过度混合会导致泡沫问题，从而影响操作并进一步影响沼气生产(Pagillaetal.,1997)。后来证明，在大多数高速厌氧消化池中，过度混合很可能会导致泡沫问题，从而影响消化和沼气生产(Subramanian&Pagilla,2015a;Subramanianetal.,2015b)。由于沼气生产和通过污泥加热回路的污泥再循环而产生的自然混合足以保持消化器的均匀性和工艺性能。存在大量关于增加厌氧消化中沼气产量的操作策略的文献。在考虑能源或化学品需求的同时平衡任何单一或多种运营策略，同时最大限度地提高沼气产量是WRRF最重要的目标。影响沼气生产的主要因素是进料污泥质量、进料模式和速率、操作温度、消化池中的pH/碱度、搅拌强度和操作停留时间。众所周知，厌氧消化过程的稳定性和优化取决于这些操作参数(Wuetal.,2021)。Wuetal.(2021)回顾了由于操作方面和对策导致的过程不稳定的示例案例。重要的是要将操作参数控制在最佳范围内，以保持厌氧消化性能并最大限度地提高WRRF中用于能源生产的沼气产量。表4.1列出了维持最佳条件的最佳操作参数值和操作策略。表4.1还显示了一些文献来源示例，这些示例可以提供更多信息或详细的操作策略，以控制厌氧消化从而提高WRRF的沼气产量。这些策略不包括将非市政污泥碳源作为添加的原料。补充外加碳源，特别是来自有机食物垃圾的碳源，在文献中有很好的记载，因此不是这里关注的重点。表4.1厌氧消化生产沼气的WRRF的操作参数优化工艺参数最佳值或条件操作策略案例参考温度35-37℃（嗜常温的）进料污泥和消化器内容物在线温度传感和控制Anderssonetal.(2020)pH6.6-7.6保证有足够的进料污泥碱度用于缓冲；控制负载速率以保Rajagopaletal.(2013)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest73工艺参数最佳值或条件操作策略案例参考持pH稳定碱度1000-5000mg/L，如CaCO3保证足够的进料污泥碱度；尽量减少有机负载速率的变化MetcalfandEddy,Inc.(2014)养料质量无毒，底物易消化，C:N比好提高养料污泥消化率；如果可行，尽量减少抑制剂和毒物；避免使用会导致操作问题的成分，如表面活性剂、惰性剂、高氨等Wuetal.(2021)摄食率低于允许的最大体积和质量负载速率；尽量减少有机负载率的变化稳态负载，实际负载速率低于最大挥发性固体负载速率Dalmauetal.(2010)喂养模式连续或半连续以半连续或连续模式均匀进料，以尽量减少快速产气和消化器条件的变化Dalmauetal.(2010)搅拌强度特定点位；高速率消化器中低强度搅拌或不搅拌；自底向上的搅拌模式尽量减少搅拌，消除起泡问题；消化器底部比顶部需要更强的搅拌SubramanianandPagilla(2015a)污泥停留时间高速率消化器中15-25天避免短污泥停留时间的厌氧消化，以尽量减少负载速率的影响MetcalfandEddy,Inc.(2014)尽管WRRF中的多个位置都可能导致无组织的甲烷排放，但主要来源似乎是污泥的厌氧消化，这是由于产甲烷菌导致的高沼气产量水平。其他重要来源可能来自污泥储罐或甲烷残留土地，以及原始污水源头处的厌氧消化。厌氧消化产生的甲烷的主要来源包括消化污泥、消化池浮盖环形空间、污泥缓冲罐和气体处理系统的泄漏。WRRF超过70%的总甲烷排放来自厌氧消化聚合物的排放(Daelmanetal.,2012)。因此，诸如防止沼气泄漏、从消化污泥储存和缓冲罐收集沼气以及将污泥液回收到活性污泥工艺以氧化溶解的甲烷等操作策略可能会减少WRRF中甲烷的无组织排放。沼气产量低或沼气产量超过供暖需求的小型WRRFs通常倾向于燃烧沼气进Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest74行处置。随着WRRF尺寸的减小，从AD中燃烧而不是利用的沼气量会增加(Shenetal.,2015)。由于近年来天然气的低成本，沼气净化利用的经济性被认为是小型WRRFs的主要障碍。另一个可以在WRRF脱碳方面取得重大进展的运营策略是减少污泥处理中化学品的使用。污泥处理中使用的主要化学品是用于污泥浓缩和脱水的聚合物和无机混凝剂。一项WRRF中化学品使用的案例研究表明，WRRF中使用的所有化学品产生的温室气体排放当量中，用于污泥增稠和脱水的聚合物贡献了近10%（表4.2），下一节将进一步讨论。表4.2处理流量为11.3万m³/天的美国先进水回收设施中使用的化学品、用途和温室气体排放因子化学品排放因子kgCO2e/单位量a用途数量间接温室气体排放，kgCO2e/天NaClO0.92污水消毒9100L/天@12.5%重量8372NaHSO₃0.44污水脱氯400L/天@39%重量176聚合物2.2污泥增稠脱水1000L/天@42%重量2200H2SO40.14pH控制1200L/天@50%重量168Al2(SO4)30.50P控制和凝固剂2000L/天@28%重量1000CH3OH1.47反硝化10580L/天@99.9%重量15553所有化学品27469a:从各种文献确定。4.3整个设施级别的运营策略在WRRF的整个设施级别，除了单个流程或单元级别的策略外，还可以采用许多操作策略来实现脱碳。从广义上讲，最具吸引力的脱碳方法或途径可分为以下几类：•与其他设施进行工厂级基准测试，以确定机会；•产能利用方法，包括高峰流量和负荷管理、基本负荷操作方法以及处理车间Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest75并行服务或停止服务；•优化使用或减少处理厂运营中的化学品和添加剂。文献中很好地讨论了使用基准来确定每单位污水处理或人均的相对能源使用量以及其他标准化指标(Longoetal.,2016)。基准测试本身并不能提高WRRF的能源使用效率，但会揭示影响特定处理厂高或低能源使用的因素，例如处理厂规模、污水强度、流速及其变化、产能利用率、再生水质量以及其他监管和处理厂要求。基准测试还根据整个设施级别和单个流程/操作级别的关键绩效指标(KPIs)(Longoetal.,2016)，显示处理厂相对于其他类似类型WRRF的表现。能源分析应包括其他KPIs，如kWh/PE、kWh/kgCOD去除、kWh/kgN去除等，以显示不同设施对应于不同输入、输出和功能的比能消耗的细微差别。例如，使用包括化学品投入在内的能源基准，Belloiretal.(2014)研究表明，由于工艺和操作差异，两个具有相似处理工艺的设施处理单位体积的污水的能耗截然不同。可以对感兴趣的处理厂进行类似的分析，然后在运营期间针对脱碳的工艺水平或处理厂水平提出策略。当根据WRRF的能源使用估算KPIs时，一个重要的考虑因素是设施的运营能力与其设计能力。例如，具有相似处理工艺和相同设计容量的两个设施可能具有不同的比能消耗，因为在水力和质量负载率方面的容量利用率存在差异。这也反映在单位处理流量的运营成本和温室气体排放量上。尽管较大的设施能够在低流量或低负载条件下使并行单元停止运行，但出于其他考虑，并不总是这样做。关键考虑因素包括劳动力的可用性和操作的便利性，这些设备可以停止使用或重新投入使用。任何设计能力远远超过运营能力的设施都应该对影响比能消耗、运营成本和温室气体排放的运营策略进行分析。运营决策需要一种基于时变流量和负载信息的数据驱动方法来分析容量利用率及其对WRRF中能源利用率的影响(Torregrossaetal.,2019)。克服容量利用率不足的一种可能策略是运行具有部分容量利用率的基本流量或负载设施，同时将其余容量保持在待机模式以进行瞬态流量/负载处理。这种策略要求设施有平行的操作车间，可以很容易地关停并保持在待机模式。即使是没有并联机组的小型WRRF，由于设计能力利用不足，其比能消耗也很高(Foladorietal.,2015)，这表明它们需要新的操作和控制策略。某些处理厂有能力将流入的污水储存在水库或下水道系统中，以管理短期峰值流量和Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest76负荷。污水处理和水回收中使用的化学品会导致WRRFs的温室气体间接排放（范围2）。因此，在设施运营期间尽量减少化学品使用的运营努力和策略对于WRRF的整体脱碳至关重要。在工厂规模的WRRF中使用的化学物质非常重要，并且在最先进的水回收设施中使用的是消毒化学品、混凝剂和絮凝剂、pH控制、沉淀化学品和增碳化学品。此外，如果设施采用更先进的处理工艺来进行P回收、软化、沼气回收和水再利用，则额外类型或数量的多用途化学品和添加剂（过氧化氢、臭氧、铁材料）也将用于WRRF。在一个特定WRRF中，单位处理量的相对碳足迹或间接排放是化学品供应链和来源的函数。最近一项确定波罗的海地区WRRF综合碳足迹的案例研究是估算WRRF脱碳潜力的一个很好的例子(Maktabifardetal.,2022)。表4.2显示了位于美国内华达州里诺的先进水回收设施以113000m³/天的速率运行的典型化学品消耗和估计的间接排放。该设施包括用于氮和磷控制的先进处理以及基于氯的消毒(Lacroixetal.,2020)。该设施处理每立方污水因使用化学品而产生的总间接排放（范围2）约为0.24kgCO2e。使用甲醇进行三次反硝化是该设施最大的排放源，处理每立方污水相当于排放0.14kgCO2e。因此，该设施的最大脱碳潜力可以通过寻找内部碳源来替代甲醇，或优化整个设施中的N去除以最大限度地减少用于脱氮的甲醇来实现。对收集的全规模数据进行的比较表明，添加化学物质（如明矾和甲醇）进行反硝化和除磷的生物营养物去除设施会使污水处理的能耗/碳足迹增加一倍。表4.3显示了产能利用率和化学品使用对于单位污水处理的能源足迹的作用。表4.3美国五个BNR设施受产能利用率、处理水平和使用的化学品影响的能源足迹的变化工艺类型，参数5步-Bardenpho工艺3步-Westbank阶段性氧化沟3步-BNR活性污泥工艺及反硝化过滤设计/实际流量,m³/天37800/2080039000/3200045400/26500113400/8700026500/15500污水总氮mgN/L2.24.63.51.72.1污水总磷mgP/L0.2(w/alum)0.20.40.47(w/alum)0.27(w/alum)甲醇否否否是是Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest77能源足迹KWH/m³0.550.550.181.010.84Mentzeretal.(2021)描述了一个案例研究，该研究调查了一种替代污泥处理策略，该策略使得整个处理厂的化学品使用量减少和运营成本降低。这项研究的主要目标是提高最终污泥的脱水能力，这些污泥被送往垃圾填埋场进行处置。在该设施中，研究了厌氧消化中增稠WAS的旁路，以及消化的初级污泥脱水和未消化的增稠WAS的联合。这种操作策略不仅减少了污泥脱水中聚合物的总用量，而且消除或显著减少了其他化学品的使用，例如Mg(OH)2（用于鸟粪石回收）、用于调节pH值的硫酸以及回收时由于N含量较低的甲醇等。事实上，该策略在增强厌氧消化能力方面，结果是显著的，它不需要处理脱水精矿，并减少了诸如鸟粪石结垢、气体调节介质污染等操作问题。4.4脱碳途径和未来展望WRRF运营和流程优化的作用不仅对于满足设施的水质目标至关重要，而且对于实现资源回收和可持续性目标也至关重要。对于现有设施，碳足迹存在于运营活动中，因此存在脱碳潜力。尽管前面的讨论集中在WRRF中经过验证的脱碳方法或可行的选择上，但未来的潜力在于升级和更新设计的操作和技术选择。规划和设计未来的设施升级时考虑包括脱碳潜力在内的可持续性目标至关重要。同时，为未来的脱碳追求开辟道路的早期胜利在于当前的运营。WRRF及其相关下水道系统脱碳潜力最大的主要作业领域如下：(a)通过减少用水量和流入/渗入下水道，最大限度地减少污水稀释并提高污水的能量密度。(b)对浓度影响阈值低、高耗能的微量污染物进行源头控制，通过先进的处理方法进行处理。这些包括药品、持久的化学品和人工纳米材料。(c)盐度的源头控制，以尽量减少再生水的能源密集型提取以供再利用。(d)有效的流量管理，以最大限度地减少设施的泵送和液压过载。(e)碳捕获和磷回收，而不是能源密集型和化学密集型生物和化学过程。(f)用于碳回收的完全甲烷捕获的厌氧处理系统。(g)高效的曝气系统（如果不能用厌氧处理选项替代）提供氧气以满足过程Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest78的实际代谢需求，而不是提供低于20%氧气传输效率的开放式罐曝气。(h)通过工艺优化和技术选择来提高WRRF作业的密度。(i)过程的在线传感和反馈/前馈控制，以实现处理目标、节能和最小化排放。(j)通过过程的操作控制，最大限度地减少一氧化二氮和甲烷的排放。(k)尽量减少和消除化学品的使用，尤其是在WRRF运营中产生具有高生命周期温室气体排放的化学品。使用外部碳源（如甲醇和混凝剂/絮凝剂/聚合物）在现有WRRF中具有直接的脱碳潜力。(l)新的厂内改造，以更好地浓缩和污泥脱水，从而便于进一步处理或再利用。(m)通过操作和工艺的修改和优化，提高厌氧消化的沼气产量。(n)优化异味控制、气体净化、厂内运输等辅助设施。尽管以上列出了潜力和机会的广泛清单，但通过对设施及其操作进行仔细的碳足迹计算，可以优先考虑并解决WRRFs的整体脱碳问题。未来将有更多的WRRFs进行至少在范围1级别上的运营碳足迹核算，以便构建更多的全规模数据，以对具有类似工艺应用、产能、资源质量要求和其他感兴趣的变量的WRRFs进行基准测试。这使得水务行业能够制定可在不同WRRFs之间进行比较的KPIs，从而为每个设施设定脱碳目标。饮用水设施和WRRFs的碳足迹的异质性很大，因此，更全面的设施的最佳实践可以在其他具有更高碳足迹KPIs的设施中实施。例如，美国饮用水和污水处理设施能源消费产生的温室气体排放分别在<0.1-0.8和<0.1-0.65kgCO2e/m3范围内(ZibIIIetal.,2021)。这样的合计值并不能反映设施间异质性的基本现实。开展大规模水务行业脱碳的能力取决于是否有这种全规模的数据和在工艺和整个处理厂层面脱碳的实际策略。如果不对设施操作人员和工作人员进行教育和培训，以了解和实施可行的脱碳策略，就不可能在WRRFs和整个现有设施中的水务行业实现更广泛和重大的脱碳潜力和积极影响。目标应该是清楚地展现运营成本降低、增强的处理性能和效率，以及它们如何通过各自设施的脱碳来为应对气候变化影响做出贡献。参考文献AhnJ.H.,KimS.,ParkH.,KatehisD.,PagillaK.andChandranK.(2010).Spatialandtemporalvariabilityinatmosphericnitrousoxidegenerationandemissionfromfull-scalebiologicalDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest79nitrogenremovalandnon-BNRprocesses.WaterEnvironmentResearch,82(12),2362–2372.AnderssonJ.,Helander-ClaessonJ.andOlssonJ.(2020).Studyofreducedprocesstemperatureforenergyoptimizationinmesophilicdigestion:alabtofull-scalestudy.AppliedEnergy,271,115108.https://doi.org/10.1016/j.apenergy.2020.115108ArnaldosM.andPagillaK.R.(2014).Implementationofademand-sideapproachtoreduceaerationrequirementsofactivatedsludgesystems:directedacclimationofbiomassanditseffectattheprocesslevel.WaterResearch,62,147–155.https://doi.org/10.1016/j.watres.2014.05.040AvilesA.B.L.,VelazquezF.D.C.anddelRiquelmeM.L.P.(2020).Integralcontrolsystemfortheaerationstageinthebiologicalprocessofactivatedsludgeandthemembranebiologicalreactor.Sensors,20,4342.https://doi.org/10.3390/s20154342BelloirC.,StanfordC.andSoaresA.(2014).Energybenchmarkinginwastewatertreatmentplants:theimportanceofsiteoperationandlayout.EnvironmentalTechnology,36,260–269.https://doi.org/10.1080/09593330.2014.951403DaelmanM.R.J.,vanVoorthuizenE.M.,vanDongenU.G.J.M.,VolckeE.I.P.andvanLoosdrechtM.C.M.(2012).Methaneemissionduringmunicipalwastewatertreatment.WaterResearch,46,3657–3670.https://doi.org/10.1016/j.watres.2012.04.024DalmauJ.,Rodriguez-RodaI.,ComasQ.,SteyerJ.P.andPagillaK.R.(2010).Modeldevelopmentandsimulationforpredictingriskoffoaminginanaerobicdigestionsystems.BioresourceTechnology,101,4306–4315.https://doi.org/10.1016/j.biortech.2010.01.056DeGraffM.S.,vandenBrandT.P.H.,RoestK.,ZandvoortM.H.,DuinO.andvanLoosdrechtM.C.M.(2016).Full-scalehighly-loadedwastewatertreatmentprocesses(A-stage)toincreaseenergyproductionfromwastewater:performanceanddesignguidelines,EnvironmentalEngineeringScience,33,571–577.https://doi.org/10.1089/ees.2016.0022DrewnowskiJ.,Remiszewska-SkwarekA.,DudaS.andLagodG.(2019).Aerationprocessinbioreactorsasthemainenergyconsumerinawastewatertreatmentplant–reviewofsolutionsandmethodsofprocessoptimization.Processes,7,311.https://doi.org/10.3390/pr7050311Flores-AlsinaX.,CorominasL.,SnipL.andVanrolleghemP.A.(2011).Includinggreenhousegasemissionsduringbenchmarkingofwastewatertreatmentplantcontrolstrategies.WaterResearch,45,4700–4710.https://doi.org/10.1016/j.watres.2011.04.040JassbyD.,XiaoY.andSchulerA.J.(2014).Biomassdensityandfilamentlengthsynergisticallyaffectactivatedsludgesettling:systematicquantificationandmodeling.WaterResearch,48,457–465.https://doi.org/10.1016/j.watres.2013.10.003JenkinsD.,RichardM.G.andDaiggerG.T.(2003).ManualontheCausesandControlofActivatedSludgeBulking,Foaming,andOtherSolidsSeparationProblems,3rdedn,TaylorandFrancis,NewYork,NY.KatoH.,FujimotoH.andYamashinaK.(2019).Operationalimprovementofmainpumpsforenergy-savinginwastewatertreatmentplants.Water,11,2438–2450.https://doi.org/10.3390/w11122438KrollS.,FenuA.,WambecqT.,WeemasesM.,ImpeJ.V.andWillemsP.(2018).EnergyDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest80optimizationoftheurbandrainagesystembyintegratedreal-timecontrolduringwetanddryweatherconditions.UrbanWaterJournal,15,362–370.https://doi.org/10.1080/1573062X.2018.1480726LacroixA.,MentzerC.andPagillaK.R.(2020).Full-scaleNremovalfromcentrateusingasidestreamprocesswithamainstreamcarbonsource.WaterEnvironmentResearch,92,1922–1934.https://doi.org/10.1002/wer.1345LarsenT.,ArensmanM.andNerup-JensenO.(2016).Includingpressuremeasurementsinsupervisionofenergyefficiencyofwastewaterpumpsystems.JournalofHydraulicEngineering,142(2),04015048.LeuS.,RossoD.,LarsonL.E.andStenstromM.(2009).Real-timeaerationefficiencymonitoringintheactivatedsludgeprocessandmethodstoreduceenergyconsumptionandoperatingcosts.WaterEnvironmentResearch,81,2471–2481.https://doi.org/10.2175/106143009X425906LongoS.,d’AntoniB.M.,BongardsM.,ChaparroA.,CronrathA.,FatoneF.,LemaJ.,Mauricio-IglesiasM.,SoaresA.andHospidoA.(2016).Monitoringanddiagnosisofenergyconsumptioninwastewatertreatmentplant–Astateoftheartandproposalsforimprovement.AppliedEnergy,179,1251–1268.https://doi.org/10.1016/j.apenergy.2016.07.043LuL.,GuestJ.,PetersC.A.,ZhuX.,RauG.H.andRenZ.J.(2018).Wastewatertreatmentforcarboncaptureandutilization.NatureSustainability,1,750–758.https://doi.org/10.1038/s41893-018-0187-9MaktabifardM.,AwaiteyA.,MertaE.,HaimiH.,ZaborowskaE.,MikolaA.andMakiniaJ.(2022).ComprehensiveevaluationofthecarbonfootprintcomponentsofwastewatertreatmentplantslocatedintheBalticSearegion.STOTEN,806,150436.ManninaG.,EkamaG.,CanianiD.,CosenzaA.,EspositoG.,GoriR.,Garrido-BaserbaM.,RossoD.andOlssonG.(2016).Greenhousegasesfromwastewatertreatment–areviewofmodellingtools.STOTEN,551–552,254–270.MentzerC.,DrinkwaterM.andPagillaK.R.(2021).Investigationofdirectwasteactivatedsludgedewateringbenefitsandcostsinawaterresourcerecoveryfacility.WaterEnvironmentResearch,93,1–13.https://doi.org/10.1002/wer.1651Metcalf&Eddy,Inc.(2014).In:2014WastewaterEngineering:TreatmentandResourceRecovery,G.Tchobanoglous,H.D.Stensel,R.RsuchihashiandF.Burton(eds),5thedn,McGrawHill,NewYork,NY,USA.NewhartK.B.,MarksC.A.,Rauch-WilliamsT.,CathT.Y.andHeringA.(2020).Hybridstatistical-machinelearningammoniaforecastingincontinuousactivatedsludgetreatmentforimprovedprocesscontrol.JournalofWaterProcessEngineering,37,101389.https://doi.org/10.1016/j.jwpe.2020.101389PagillaK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pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest85表5.1美国城市污水资源回收设施(平均流量为1.9亿升/天)的样本清单，这些设施已证明能源中和或能量正收益运行，并将碳转移到有价值的产品中进行内部或外部再利用设施平均处理能力MLD沼气利用-HVAC/机械侧流碳捕获/转移中试研究营养产物固定（是/否，类型）东湾市政公用事业区（EBMUD），旧金山，美国238能量正收益运行是，通过侧流发酵进行EBPR否DCWater，美国145010MW（67%能源中和）是，通过侧流发酵进行EBPRN和P用于林业得梅因地铁污水回收管理局，IA22714000MWh/年NA生物固体用于土地利用布法罗下水道管理局，布法罗，NY465是NA生物固体用于土地利用Hyperion处理厂，洛杉矶，CA1135是NAA类生物固体用于肥料萨克拉门托地区县卫生区，萨克拉门托，CA567是NA生物固体用于土地利用斯蒂克尼WRRF，斯蒂克尼，IL2840是用于EBPR的初级出水发酵生物固体；利用Ostara®进行鸟粪石P回收东南水污染控制厂，旧金山，CA212是NA生物固体用于土地利用卑尔根城市公用事业公司，小渡口，NJ284是2.69MW内部使用NA生物固体用于土地利用埃塞克斯和联合城联合会议，伊丽莎白，NJ234是NA土壤改良剂或堆肥鸟岛，WWTP，布法罗，NY473是1-1.2MW来自沼气+焚化炉废气NA生物固体用于土地利用科尼岛WWTP，布鲁克林，NY370可以用于消化器加热NA生物固体用于土地利用大都会锡拉丘兹WWTP，锡拉丘兹，NY246可以用于热电联产NA生物固体用于土地利用NCSD#3，旺托，NY246是NA生物固体用于土地利用Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest86设施平均处理能力MLD沼气利用-HVAC/机械侧流碳捕获/转移中试研究营养产物固定（是/否，类型）NCSD#2，Rockaway东部，NY208可以用于热电联产NA生物固体用于土地利用联合水污染控制厂（JWPCP），卡尔森，CA1135是生物固体用于土地利用或堆肥洛马角污水处理厂，圣迭戈，CA681是，6.4MW通过热电联产SanJosé-SantaClara区域污水处理厂，CA416是NANA中央污水处理厂，纳什维尔，TN378是NA生物固体用于土地利用注：这些信息是从www.resourcerecoverydata.org提供的数据库中筛选出来的，并基于相关标准做进一步筛选，例如关于营养产品隔离的公开信息。在美国、加拿大和欧洲，有关利用AD工艺的WRRFs的能源自给自足的详细信息见Shenetal.(2015)。图5.2主要污泥预处理机制的总结，每种机制下都有可用的专利或商业平台，并用于世界各地的市政、工业和农业污水装置。这里总结的主要结果来自Kimetal.(2003),Khanaletal.(2007),Rittmannetal.(2008)和BurgerandParker(2013)5.2需要对污泥进行预处理以提高厌氧消化的可行性厌氧消化之前的污泥预处理提高了厌氧能量转化的总速率。研究者对应用于市政、农业和工业废水处理中的多种预处理技术进行评估，如图5.2所示。热、化学、机械和电处理方法是最流行的污泥处理方法。污泥预处理的优点包括：（1）增加固体颗粒的表面积，从而增加酶解的增溶作用；(2)提高沼气产量；(3)减少Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest87挥发性固体(VS)。与放入的固体值相比，甲烷、VS、可溶性COD(SCOD)的最终浓度是预处理性能和AD操作的指标。热预处理通常达到100°C以上(Chauzyetal.,2007;Eskiciogluetal.,2006;Haugetal.,1978;Kimetal.,2003;Pickworthetal.,2005)。酸性或碱性化学品以及强氧化剂（例如臭氧和过氧化氢）已用于化学预处理(Haugetal.,1978;Kimetal.,2003,2007;Lietal.,2008)。超声波和微波通常用作机械处理(Khanaletal.,2007;Kimetal.,2003;Nickel&Neis,2007;Wolffetal.,2007）。脉冲电场(PEF)作为一种电预处理方法应用于污泥处理(Leeetal.,2010;Rittmannetal.,2008;Salernoetal.,2009)。此外，各种预处理技术的组合也被研究(Kimetal.,2003;Kietal.,2015;Vlyssides&Karlis,2004)。然而，这些技术还需要进一步的优化和经济性分析。许多文献显示使用几种预处理技术显著改善了AD性能(Carlssonetal.,2012;Carrèreetal.,2010;Rittmannetal.,2008)。特别是，CAMBI™和EXELYS™热预处理工艺已在世界各地的大型污水处理厂中运用，以提高AD处理性能(Carlssonetal.,2012;Carrèreetal.,2010;Rittmannetal.,2008)。热预处理过程通常在加压的条件下将WAS温度提高到90–190°C，从而导致细胞裂解和化学需氧量(COD)溶解增加(Kimetal.,2003)。然而，这些方法尚未广泛被全规模的设施采用，因为其净效益尚未得到证实(Rittmannetal.,2008)。新装置的投资和安装以及额外能源或化学品的添加会带来严重的运营问题，如有毒副产品、气味、腐蚀或维护，并阻碍了扩大规模到全负荷生产和商业化应用。热预处理带来意想不到的负面后果，例如顽固的溶解有机氮及其对沼渣的影响；混合废液预处理过程的复杂性，例如，与预处理增稠的废物活性污泥相比，增稠混合污泥的电导率导致脉冲电场预处理不可行(Leeetal.,2010;Zhangetal.,2020)。5.3城市污水处理厂厌氧消化的多样化组合—厌氧共消化的出现厌氧消化(ACoD)的出现使市政污水处理设施的厌氧消化(AD)配置多样化。ACoD是同时消化两种或多种基质。早期对厌氧共消化的研究是为了促进城市固体废物中有机部分的消化；被添加的污泥用于改善消化器内的环境条件来增加沼气产量(Cecchietal.,1988)。进一步的发展促进了一系列共基质的应用，以Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest88克服单基质消化的局限性并提高AD的经济可行性(Mata-Alvarezetal.,2000,2014)。在污水处理设施中运用ACoD可以提高沼气产量、更大程度地破坏固体、提升缓冲能力、提高生物固体质量以及稀释有毒或抑制性化合物如重金属、氨和钠等(Hagosetal.,2017)。这些益处提高了AD的经济可行性，并有助于污水公用事业的脱碳。5.3.1理论上使用的基质理论上，以理想比例混合两种或多种基质会创造更好的操作条件，最终提高沼气体积和甲烷百分比。因此，选择相容的共基质对于提供营养、水分和物理化学操作条件的必要平衡以及增加微生物群落多样性至关重要。城市污水污泥具有低C:N比、高氨和高碱度以及丰富的大量和微量营养元素(Tyagietal.,2018)。与城市污泥互补的常见共基质包括食物垃圾(FW)、隔油池垃圾(GTW)/脂肪、油和油脂(FOG)，以及城市固体垃圾的有机部分(OFMSW)(Grosser&Neczaj,2016;Tandukar&Pavlostathis,2015;Tyagietal.,2018;Yangetal.,2019)。这些基质提高了C:N比，稀释了高氨和高碱度污泥，并且厌氧消化微生物生长所需的营养物质含量低。因此，相比于以前仅供给城市污泥，城市污泥与FW、GTW、FOG或OFMSW的共同消化可能会提高消化整体性能。市政污泥与一些农业和工业辅助基质的共同消化也已被探索，并且有望成为更强劲的生物甲烷生产的共基质(Mata-Alvarezetal.,2014;Yangetal.,2019)。5.3.2ACoD的挑战当操作参数（包括正确的营养平衡、有机负荷率、HRT/SRT和有毒化合物的稀释）得到优化并考虑经济因素（例如操作成本、消化基质的储存和处理成本以及基质运输成本）时，厌氧共消化才能取得成功(Tandukar&Pavlostathis,2015)。然而，在满足这些运行和经济条件方面存在挑战，会阻碍消化反应实现最大性能目标。复杂颗粒物的水解速率是一个潜在的瓶颈，它们通常被认为是AD的主要限速步骤(Pavlostathis&Giraldo-Gomez,1991)。因此，水解速率对于确定消化速度和确定废物的生物降解性至关重要。在评估基质相容性时，有必要将快速水解底物与慢速水解底物配对以避免瓶颈(Hagosetal.,2017)。还有一些废物特定的瓶Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest89颈不利于共同消化。蛋白质浓度升高的潜在基质，可能对AD微生物群落有毒，特别是对产甲烷菌(Amhaetal.,2017)。富含脂质和长链脂肪酸的废物，例如GTW和FOG，同样也表现出毒性，这会导致消化反应失效而不是提高性能(Longetal.,2012)。ACoD的经济可行性来自于它能够使用单个反应器降解多种基质，并提高可用于发电的沼气产量。确保减少基质的运输距离和存储成本对于提高经济效益也至关重要(Tandukar&Pavlostathis,2015)。一些研究已经成功证明了共同消化的经济优势。Kruppetal.(2005)研究了在超大尺寸消化池中与OFMSW共消化污泥对生态和经济的影响。生命周期评估表明，与堆肥和单一基质消化相比，ACoD在应对气候变化中更有利，当应用于更大的工厂时，其经济效益最佳。Pavanetal.(2007)和Righietal.(2013)在特定条件下，在农村地区的小型处理厂证明，共同消化可以成为改善污水处理厂经济平衡的有益策略。需考虑的重要因素包括反应器的大小、用于处理的基质的体积以及减少的运输和储存时间。5.3.3目前关于ACoD的研究通过对共消化过程的研究、下游工艺的改进、从ACoD中回收营养物的探索以及在应用可变特性的废弃物时用于预测功能的模型，ACoD持续向前发展。对ACoD工艺的研究旨在改善基质的表征，定义基质的理想混合比，并优化操作参数，例如有机负载率。下游工艺改进的重点是提高沼气质量，特别是提高甲烷比例、提高沼气脱水性和减少生物固体的气味排放(Xieetal.,2018)。碳、氮和磷回收的综合技术也可以增加ACoD的优势，从而提高其经济价值。最后，研究者正在努力改进ADM1以将其应用于共同消化工艺。改进共消化的ADM1模型有助于预测在添加新的基质或改变操作参数时消化的性能(Hagosetal.,2017)。5.4通过热电联产和进一步净化成管道燃气，以提高沼气的价值从厌氧消化中捕获的碳会产生有价值的气体产物，即沼气，其通常由50%的甲烷、50%的CO2以及其他气体和杂质如H2S、氨、硫醇、硅氧烷和其他微量成分组成。这为封存气态产物并加以利用创造机会，包括将其用于热电联产、通过燃气轮机直接发电、将沼气升级达到天然气质量标准以用于管道输送，或将沼气Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest90用于运输行业等。尽管碳捕获具有明显的经济、能源和环境效益，但美国大约只有三分之一的城市污水处理设施以甲烷形式回收碳，而在欧盟和世界其他一些地区，这种做法的普遍程度大约是美国的两倍(Scarlatetal.,2018;Shenetal.,2015)。本文将简要讨论这些场景。5.4.1用于热电联产的生物甲烷该应用包括在有或没有其他燃料源的情况下在锅炉中燃烧沼气，以产生电力和热量，热量可用于空间供暖和其他需要加热的操作。虽然实施能量的回收是污水设施最成熟的选择，但这种方法面临一些挑战，包括由于工艺限制导致工艺效率显著损失、仅适用于温带地区或较冷季节，以及未经处理的沼气导致腐蚀和设备损坏。5.4.2用于发电的生物甲烷通过利用朗肯循环在燃气轮机中燃烧沼气，可以将产生的沼气直接用于发电。然而，这种选择存在重大瓶颈，主要是沼气杂质，尤其是硅氧烷对涡轮叶片的腐蚀。有专门的研究，例如新型气体洗涤、生物气体处理和污泥预处理，集中在从污泥中或从产生的沼气中去除硅氧烷，然后再送到燃气轮机(Dewiletal.,2006;Lee&Rittmann,2016;Popat&Deshusses,2008)。5.4.3用于升级和管道输送的生物甲烷沼气越来越受欢迎的一种最终用途是使用先进的分离技术，如变压吸附(PSA)对其进行纯化，该技术可去除CO2和其他杂质，以生产纯度>90%的CH4，沼气升级后可注入天然气管道进行场外发电。关键瓶颈包括增加PSA的高成本和生产天然气的低经济价值，尤其是在北美，因为天然气的现行价格较低，而且缺乏足够的补贴来激励生产和净化。5.4.4生物甲烷运输生物甲烷可用于现有的液化天然气(LNG)和压缩天然气(CNG)加油基础设施Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest91以及公共交通基础设施。净化沼气达到天然气标准是其作为燃料运输的先决条件(Augellettietal.,2017;Kimetal.,2015)。另一种新兴的替代方法是使用纯化的生物甲烷作为化学燃料电池中的电子供体进行电力生产，尽管提高其效率存在一些瓶颈，例如由于沼气杂质引起的催化剂污染(Alvesetal.,2013;Lanzini&Leone,2010)。5.4.5沼气转化为有价值的化学品作为厌氧消化的副产品，挥发性脂肪酸(VFAs)是高价值的基础化学品。一种捕获和再利用AD副产物的技术是通过选择性混合培养发酵来延长乙酸盐和其他基于短链碳酸的化合物。这些中链(VFAs)化合物价值高，比醋酸盐和其他短链VFAs更容易从产品中提取(Steinbuschetal.,2011)。在稳态反应器中防止甲烷生成的条件仍然是混合培养发酵的挑战(Agleretal.,2012;Steinbuschetal.,2011)。5.5改变AD平台，以获取更多有机碳产品，同时实现污水回用和养分回收全球气候变化、不断变化的经济格局以及对化学品和可持续衍生塑料的需求增加，这些强烈的驱动因素可能很快将污水处理设施的碳捕获转变为现代污水资源回收设施。短链和中链羧酸是厌氧食物网中的一种重要中间体，如果控制它在生物反应器中积累到高浓度，则会促进甲烷生产。已经提出了几种策略来管理厌氧消化中停滞的产甲烷作用，以促进水解和产酸产物的积累并通过随后的分离技术回收。最近的研究表明，生物电化学辅助厌氧消化器不仅可以提高整体水解和发酵速率，还可以通过热力学和动力学优势，通过电活性细菌选择性消耗乙酸盐来促进更多高级有机酸的积累。AnMBR中富含H2的环境不仅可以阻止产甲烷，而且还能促进二次发酵反应，从而导致更高阶的VFA合成(Bhattetal.,2020;DeVriezeetal.,2018;Jiangetal.,2018)。由于富含离子的溶液中VFA浓度低，从发酵液中分离VFA具有挑战性。因此，传统溶剂和吸附剂的分离能力和选择性都会受到影响。在最近的关于提取的文献中，已经报道了离子液体(ILs)用于提取VFAs，并且一些离子液体(ILs)在提Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest92取效率方面已经优于传统溶剂。ILs在室温下以熔盐形式存在，完全由离子组成，通常是电荷稳定的有机阳离子和无机或有机阴离子。一项研究得出结论，对于从稀水溶液中回收短链有机酸，磷基离子液体是比传统有机溶剂更好的萃取剂。他们通过使用磷基离子液体萃取低浓度乳酸溶液，成功获得了比大多数传统溶剂更高的分配系数，采用两步萃取所得萃取效率为98.4%(Liangetal.,2017;Oliveiraetal.,2012)。研究还报道了离子液体介导的酯化反应从稀水溶液中提取低价值VFA，VFA的最终纯化需经过蒸馏或蒸发处理。基于膜的非反应性或反应性分离集成厌氧消化器是一个同样有效的分离平台，已受到越来越多的关注(Zhuetal.,2021)。5.6能实现整体能量平衡或能量正收益的厌氧消化中的能源管理—通过AnMBRs进行直接厌氧处理的案例除了产生富含能量的沼气外，通过厌氧消化平台对污泥进行二级处理也会产生能量消耗。能量损失的来源包括消化池加热和预处理、消化后的污泥脱水以及污泥运输。最近的研究已经证明了厌氧膜生物反应器(AnMBR)平台的能源需求降低，该平台旨在通过直接厌氧污水处理，实现有价值的资源回收及甲烷形式的主要能源产品，如图5.3所示，与采用厌氧消化进行二级处理的传统的活性污泥相比。新兴AnMBR平台的进一步工艺优化将侧重于通过以高流速周期性脉冲喷射而不是连续喷射，进一步降低结垢能量需求；初级生物反应器中的混合能量优化。厌氧消化池能量优化可能集中在降低预处理成本、降低混合能量需求、提高基于工艺的污泥脱水能力以及提高从所产生的富含甲烷的沼气中的整体能量捕获效率。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest93图5.3净能量需求比较：(a)常规活性污泥；(b)用于甲烷和养分捕获的AnMBR平台5.7塑造厌氧消化未来的技术经济和生命周期评估传统上，新兴技术的实际实验数据和生命周期评估(LCA)研究之间存在脱节，大多数研究都分散地关注某一方面，只有少数研究试图缩小这一差距。绿色工程原则被纳入设计/概念开发过程的后期，从而实现环境逐渐改善，而不是最小化生命周期环境影响的过程路径。集成的技术经济和LCA平台能够主动指导具有环境和经济意识的概念设计，旨在最大限度地提高生物能源捕获和碳回收的更高价值形式，例如羧酸盐以及其他有价值的产品，例如营养产品和间接/直接饮用水再利用。将AnMBR工艺用于生活污水处理，可以减轻目前由能源密集型传统好氧活性污泥工艺产生的环境、社会和经济影响。对AnMBR进行了中试规模研究，同时进行了技术经济分析(TEA)和LCA，证明和验证了AnMBR技术与好氧活性污泥相比，可实现更可持续的生活污水处理。通过我们对AnMBR平台的初步LCA，支持了所提议的AnMBR平台的可行性。图5.4(a)显示了AnMBR处理方案与传统处理相比的环境影响。LCA表明常规处理是最可持续的系统，其次是情景7。情景7是带有真空闪蒸罐甲烷回收传统活性污泥初沉池曝气池/BNR最终处理河流土地利用污泥处理沼气到共生产总能耗=0.6KWh/m³总产能=0.11KWh/m³污泥空气筛网/砂砾清除可回收营养的喷气式AnMBR流入污水细格栅用格网筛喷气式AnMBR污泥膜甲烷回收总能耗=0.37KWh/m³总产能=0.26KWh/m³氨去除污泥流出物磷/硫化物混凝Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest94和硫化物去除的混合式AnMBR，运行速度为15LMH(每单位膜表面积每小时的处理水升数)，温度高于25℃。先前的研究已经对改进AnMBR工艺子组件以最大限度地提高能量回收率和溶解甲烷回收率进行了详细评估。很少有研究广泛评估化学品使用、膜污染管理和溶解甲烷去除技术的作用。图5.4(b)显示了实施AnMBR的潜力，该方法通过减少(如果不是完全消除)硫化物和磷的化学去除，实现总体环境影响小于常规处理。由于无需通过化学凝固进行化学物质去除，该AnMBR配置的全球变暖潜能值(kgCO2当量)被从沼气中回收的生物甲烷所抵消。情景7AnMBR的桑基图（图5.5）显示营养物去除部分是环境影响的主要贡献者。我们研究的AnMBR系统的可行性也得到了初步TEA的证实。初步的分析表明，在不分离挥发性脂肪酸（VFA）的情况下，去除甲烷和硫化物的混合AnMBR的平均运营成本为0.09美元/立方米。在一个日处理能力为22730立方米的综合处理厂中，年运营成本为781300美元。由于工艺改进以及化学品和能源使用的相关减少，系统级优化有进一步降低混合式AnMBR的运营成本的潜力。在建设成本上进行比较时，AnMBR的建设成本（71582500美元）与传统的活性污泥（59991250美元）相比更高。然而，需要注意的是，AnMBR中回收的增值产品等相关的收入没有考虑在内，加入后将显著降低运营成本。也可以为侧流AD平台开发类似的场景，虽然与直接厌氧污水处理相比，预计产生的影响较小，但是潜力巨大。相对影响（%）01-气体-喷射的05-P+GAC-液态的06-P+混合式02-GAC-液态的03-混合式07-P+混合式+AltCH404-P+气体-喷射的08-传统的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest95图5.4AnMBR和常规处理方案在15LMH(F2)和>25°C(T1)时的相对影响，使用（a）和未使用（b）氯化铁和ACH进行化学混凝去除硫化物和磷。b中的影响与a中的情景1和3相关。表格来源于Harclerodeetal.(2020)。TEA和LCA研究的结论确定了两个工艺子组件，即硫化物和除磷以及污泥管理，它们推动了化学品的使用和残留物的产生，进而对环境和成本产生了影响。此外，将初级沉淀和用于去除溶解甲烷的真空脱气罐相结合，最大限度地提高了净能量回收率。硫化物是由自然发生的硫酸盐厌氧还原而产生的。以前的研究没有考虑通过化学混凝、硫化物产生和去除的成本和环境影响。TEA/LCA表明，如果硫化物可以通过生物去除而不是化学混凝，则AnMBR相对于传统污水处理可以具有更低的环境影响和运营成本。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest96图5.5情景7的全球变暖影响（kgCO2-当量/m3）评估桑基图，混合AnMBR与真空闪蒸罐甲烷回收和硫化物去除在15LMH和超过25°C的温度下运行。图片来自Harclerodeetal.(2020)尽管我们的模拟过程中化学品对环境的影响很大，但我们预计这些影响可以根据工艺优化研究和成规模的工艺应用显著减少。因此，与传统工艺相比，最终的集成AnMBR设计有可能对环境产生更低的影响，同时还能回收增值产品。5.8未来的脱碳战略和路线图经过全面验证的破坏性预处理技术已经出现，尤其是热水解，但是更需要将脱碳潜力与经济可持续性密切结合，同时还要克服技术上的意外后果，例如顽固的氮。需要有利的技术、经济和政策突破，才能使生物甲烷发电广泛被北美污水资源回收设施选择，而其他地方的做法需要考虑更可持续的框架。AD平台的脱碳潜力可以通过开发技术平台来最大化，该技术平台可以通过羧酸盐平台或其他类似的合成路线以更高和更有价值的方式固定碳。健全的技术经济和生命周期分析需要与当前和未来的AD配置密切结合，以实现碳捕获和整体资源回收的最大化。情景7混合式AnMBR+AltCH4进行初级处理初级处理二级处理营养物去除沼气处理溶解性甲烷去除消毒活性炭柠檬酸电氯化铁水聚合氯化铝热次氯酸钠图例箭头盒影响抵消处理方案对全球变暖的相对贡献处理情景处理过程工艺组件二氧化碳当量足迹Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest975.9实现循环经济的厌氧消化技术污水处理的传统目标主要围绕保护环境和人类健康。这些目标是通过传统的污水处理技术实现的，例如活性污泥处理法。传统技术一般不包括资源回收概念。由于资源消耗有限，当前的线性经济本质上是不可持续的(Puyoletal.,2016)，这引发了对循环经济的需求，其中资源可以回收以可持续地满足全球资源需求，减少或尽量减少对原始资源的开采，以及减少环境影响。循环经济的概念扩大了污水处理的目标范围，包括全面的资源回收。通过将AD与其他先进处理技术结合使用，污水处理有可能通过发电、营养回收和生产高价值化学商品，从能源消耗工艺转变为产生利润工艺。传统活性污泥处理系统大约一半的电力需求专门用于为曝气池提供空气(McCartyetal.,2011)。使用AD平台可以生产用于热电联产的沼气和实现电力的自给自足，并且在某些情况下会产生多余的电力(Batstone&Virdis,2014)。AD的后处理可以回收磷和氮。磷是一种不可再生资源，可以通过沉淀或通过结晶生成羟基磷灰石或鸟粪石的盐来回收(Battistonietal.,2006)。氮的生产是能源密集型工艺，可以通过从藻类或微生物中同化或通过将铵吸附到斜发沸石粘土来回收(Batstoneetal.,2015;Limetal.,2019)。致谢作者要感谢环境工程博士研究生ArvindDamodaraKannan先生对章节格式和参考文献的帮助。作者还要特别感谢Parameswaran博士团队的研究生和本科生付出的时间和努力：PriyashaFernando女士；EmilyRandig女士；MarleighHutchinson女士；和MasonEricson先生，感谢他们帮助从一个非常大的美国数据集中编译表5.1。图5.1的直接帮助来自亚利桑那州立大学化学工程副教授CesarTorres博士。参考文献AglerM.T.,SpiritoC.M.,UsackJ.G.,WernerJ.J.andAngenentL.T.(2012).Chainelongationwithreactormicrobiomes:upgradingdiluteethanoltomedium-chaincarboxylates.Energy&EnvironmentalScience,5(8),8189–8192.https://doi.org/10.1039/c2ee22101bDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest98AlvesH.J.,BleyC.,NikleviczR.R.,FrigoE.P.,FrigoM.S.andCoimbra-AraujoC.H.(2013).Overviewofhydrogenproductiontechnologiesfrombiogasandtheapplicationsinfuelcells.InternationalJournalofHydrogenEnergy,38(13),5215–5225.https://doi.org/10.1016/j.ijhydene.2013.02.057AmhaY.M.,AnwarM.Z.,BrowerA.,JacobsenC.S.,StadlerL.B.,WebsterT.M.andSmithA.L.(2017).Inhibitionofanaerobicdigestionprocesses:applicationsofmoleculartools.BioresourceTechnology,247,999–1014.AugellettiR.,ContiM.andAnnesiniM.C.(2017).Pressureswingadsorptionforbiogasupgrading.Anewprocessconfigurationfortheseparationofbiomethaneandcarbondioxide.JournalofCleanerProduction,140,1390–1398.https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2016.10.013BatstoneD.J.andVirdisB.(2014).Theroleofanaerobicdigestionintheemergingenergyeconomy.CurrentOpinioninBiotechnology,27,142–149.https://doi.org/10.1016/j.copbio.2014.01.013BatstoneD.J.,HulsenT.,MehtaC.M.andKellerJ.(2015).Platformsforenergyandnutrientrecoveryfromdomesticwastewater:areview.Chemosphere,140,2–11.https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2014.10.021BattistoniP.,PaciB.,FatoneF.andPavanP.(2006).Phosphorusremovalfromanaerobicsupernatants:start-upandsteady-stateconditionsofafluidizedbedreactorfull-scaleplant.Industrial&EngineeringChemistryResearch,45(2),663–669.https://doi.org/10.1021/ie050796gBhattA.H.,RenZ.andTaoL.(2020).Valuepropositionofuntappedwetwastes:carboxylicacidproductionthroughanaerobicdigestion.Iscience,23(6),101221.https://doi.org/10.1016/j.isci.2020.101221BurgerG.andParkerW.(2013).Investigationoftheimpactsofthermalpretreatmentonwasteactivatedsludgeanddevelopmentofapretreatmentmodel.WaterResearch,47,5245–5256.https://doi.org/10.1016/j.watres.2013.06.005CarlssonM.,LagerkvistA.andMorgan-SagastumeF.(2012).Theeffectsofsubstratepretreatmentonanaerobicdigestionsystems:areview.WasteManagement,32,1634–1650.https://doi.org/10.1016/j.wasman.2012.04.016CarrèreH.,DumasC.,BattimelliA.,BatstoneD.J.,DelgenèsJ.P.,SteyerJ.P.andFerrerI.(2010).Pretreatmentmethodstoimprovesludgeanaerobicdegradability:areview.JournalofHazardousMaterials,183,1–15.https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2010.06.129CecchiF.,TraversoP.G.,Mata-AlvarezJ.,ClancyJ.andZarorC.(1988).StateoftheartofR&DintheanaerobicdigestionprocessofmunicipalsolidwasteinEurope.Biomass,16(4),257–284.https://doi.org/10.1016/0144-4565(88)90031-5ChauzyJ.,CretenotD.,BausseronA.andGokelaereX.(2007).ThermalHydrolysistoIncreaseSludgeBiodegradabilityorHowtoTurnMesophilicAnaerobicDigestionofBiologicalSludgeIntoanAttractiveProcess.WEFTEC2007,80thAnnualWaterEnvironmentFederationTechnicalExhibitionandConference,13–17October,SanDiego,CA.DeVriezeJ.,ArendsJ.B.A.,VerbeeckK.,GildemynS.andRabaeyK.(2018).Interfacinganaerobicdigestionwith(bio)electrochemicalsystems:potentialsandchallenges.WaterDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest99Research,146,244–255.https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.08.045DewilR.,AppelsL.andBaeyensJ.(2006).Energyuseofbiogashamperedbythepresenceofsiloxanes.EnergyConversionandManagement,47(13–14),1711–1722.https://doi.org/10.1016/j.enconman.2005.10.016EskiciogluC.,KennedyK.J.andDrosteR.L.(2006).Characterizationofsolubleorganicmatterofwasteactivatedsludgebeforeandafterthermalpretreatment.WaterResearch,40(20),3725–3736.https://doi.org/10.1016/j.watres.2006.08.017GonzalezA.,HendriksA.T.W.M.,vanLierJ.B.anddeKreukM.(2018).Pretreatmentstoenhancethebiodegradabilityofwasteactivatedsludge:elucidatingtheratelimitingstep.BiotechnologyAdvances,36,1434–1469.https://doi.org/10.1016/j.biotechadv.2018.06.001GrosserA.andNeczajE.(2016).Enhancementofbiogasproductionfromsewagesludgebyadditionofgreasetrapsludge.EnergyConversionandManag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4E,Quebec,CanadaG1V0A62DepartmentofCivilandEnvironmentalEngineering&AndlingerCenterforEnergyandtheEnvironment,PrincetonUniversity,Princeton,NJ08544,USA3Separation&ConversionTechnology,FlemishInstituteforTechnologicalResearch(VITO),Boeretang200,Mol2400,BelgiumCorrespondence:deepak.pant@vito.be6.1引言世界经济增长目前依赖于化石燃料等不可再生资源。这些资源消费产生过多的温室气体，引起全球气候变化，导致洪水和干旱、海平面上升以及更频繁的自然灾害(Bhatiaetal.,2019;Luetal.,2018)。全球CO2排放量已增加到约355亿吨，CO2的捕获和利用成本很高(MacDowelletal.,2017)。与此同时，城市固体废物（20.1亿吨）和污水（约1000km3）等大量含有机碳的废物流也因高昂的处置和处理成本而成为主要的环境挑战(Kazaetal.,2018;Unesco,WorldWaterAssessmentProgramme,2012)。另外，这些富含碳的废料（固体、液体和气体）可以频繁地重复使用。在这种情况下，可以生产增值能源和产品，以增加该过程的价值，并改变废物计价行业。最近，美国能源部生物能源技术办公室(BETO)报告称，美国从食物垃圾、粪便、油、脂肪、油脂和污泥中产生了5000万吨有机废物。结合含碳气体废物，总共可以回收2.6千万亿英热单位的可再生能源（DOE2017）。已经开发了不同的技术以实现碳增值，包括生物化学、光化学、电化学和热化学工艺，它们都具有各自一些优势和特定的挑战（DOE2017）。微生物电化学技术（MET）是一种平台技术，利用电活性微生物催化生物电化学反应，从废碳材料中产生能量(Wang&Ren,2013;Zou&He,2018)。在这个过程中，氧化和还原反应首次在合适的环境条件下分别产生。该工艺的主要优点是电极既可以用作电子受体(阳极)，也可以用作电子供体(阴极)(Jiang&Zeng,2019;Pandeyetal.,2016)。与其他只有一两个功能的环保技术相比，MET平台非常灵活，多年来开发了几十个功能。几乎所有的MET反应器在阳极都有一个共Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest104同的原理，其中可生物降解的基质，如污水和食物垃圾，被微生物氧化并产生电流(Wang&Ren,2013)。电流可被直接捕获用于发电（微生物燃料电池，MFC）或用于生产H2和其他增值化学品（微生物电解电池，MEC）(Logan,2008)。此外，这些来自有机废碳的电子也可用于阴极室减少二氧化碳并生成有机或无机化合物，实现碳捕获和增值的双重好处。微生物电合成(MES)和微生物电解碳捕获(MECC)是MET中的两个流行工艺，可以将阴极CO2和阳极有机废物直接转化为产品(Luetal.,2015;Rabaey&Rozendal,2010)，而电发酵（EF)是另一种MET工艺，它使用电位来调节不同产品的发酵过程(Nevinetal.,2010)。6.2微生物电化学碳增值的原理6.2.1在MES和EF中生物催化CO2捕获和转化为有机化学品MES和EF的工作原理如图6.1所示(Jiangetal.2019)。在MES中，电活性微生物使用固体电极（阴极）作为电子供体，使用CO2作为电子受体进行电合成。电子转移机制可以是直接的，也可以由H2或其他氧化还原剂介导。尽管一些电活性微生物，如地杆菌和梭状芽孢杆菌，已报道在环境条件下通过导电纳米线或c型细胞色素直接利用细胞外电子转移(DEET)(Lovley&Nevin,2011)，电子梭，如原位生成的H2或其他小分子，如甲酸盐和黄素，被认为在电子转移介质中发挥重要作用(Blanchetetal.,2015)。相比之下，EF中的电极并不是唯一的电子源。相反，它通过调节氧化还原电位(ORP)和NAD+/NADH比率来影响自驱动发酵的通量(Moscovizetal.,2016)。细胞外ORP对应于电解质中存在的电子的活性，NAD+/NADH比值代表细胞内ORP，它控制基因表达和酶合成以实现整体代谢活性。因此，调节反应器中的氧化还原电位会影响发酵途径和产品谱系。EF可分为阳极EF和阴极EF。在阳极EF中，电极是从微生物基质氧化中接收电子的电子受体。对于EF阴极，工作电极是电子供体，微生物可以根据氧化还原电位来合成不同的产物。电极和微生物之间的电子转移可以是双向的。尽管如此，与MES相比，在EF反应器中发酵细菌和电活性细菌之间的共养相互作用被发现，并且占主导地位并发挥重要作用，这主要是由于需要降解废料中存Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest105在的复杂有机物(Choi&Sang,2016)。图6.1微生物生态系统(MES)和电发酵(EF)原理示意图：(a)MES减少CO2。(b)在阳极EF中，工作电极（阳极）接受来自微生物的电子。(c)在阴极EF中，工作电极（阴极）为微生物提供电子。图片基于之前的研究重绘，征得Jiangetal.(2019)的许可。6.2.2MECC中的CO2捕获和矿化MECC反应器与其他MET具有相同的阳极反应，通过微生物氧化废弃的有机碳，以实现污水处理和电子提取（Luetal.,2015;Zhu&Logan,2014）。然后电子被阳极接受并通过外部电路转移到阴极，在那里它们将水还原以产生H2和OH-。这种操作会在阳极和阴极之间产生pH梯度，阳极由于H+的积累酸性增强，而阴极由于OH-的积累碱性增强。据报道，不同的反应器设计利用这种pH差异来溶解硅酸盐矿物（例如硅灰石CaSiO3或粉煤灰），从而在阳极或单独的酸室中释放金属离子（Na+、Ca2+、Mg2+等）(Luetal.,2016;Zhuetal.,2014)。然后金属离子在阴极室中与OH-反应形成金属氢氧化物，其随后与CO2反应导致自发捕获CO2并转化为稳定的碳酸盐或碳酸氢盐产物。图6.2展示了MECC的两种反应器设计；两者都实现了良好的CO2捕获效率，同时具有H2生产和污水处理能力(Huangetal.,2016)。稳定的金属碳酸盐和碳酸氢盐被收集并现场用于碱度补偿，用于硝化和消化、改善活性污泥的沉降特性，或用于环保用途(Sherrard,1976;Wettetal.,2004)。阳极阴极工作电极产物对电极氧化产物还原产物有机废物工作电极工作电极Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest106图6.2微生物电解碳捕获(MECC)系统原理示意图：(a)能够进行原位CO2捕获和矿化的综合系统。(b)一种用于分离酸、碱生成和碳化反应的系统（Luetal.2015;Zhu&Logan,2014）。6.3基于MES的碳化合物增值微生物电合成利用来自污水有机物的低成本电子源来捕获二氧化碳并将其转化为增值有机产品。MES工艺一般采用天然菌群，在复杂环境中的应用比纯培养菌株或非生物电催化具有更高潜力。此外，在太阳能发电的产量和产品转换上，与植物和光合微生物(<1–3%)相比，这种自我维持的生物催化剂具有高选择性和产量(>10%)(Blankenshipetal.,2011)。它不需要高温或高压，因此它在利用可再生电子减少二氧化碳方面表现出良好的潜力，从而形成循环生物经济(Bianetal.,2020)。自从第一个研究，报告了利用二氧化碳和微生物在电极上的电子产生有机化合物的可行性(Chengetal.,2009;Nevinetal.,2010)，在了解微生物电子转移、开发可扩展反应器、测试不同的微生物菌株和菌群、评估MES碳增值的经济可行性和环境影响等方面取得了显著进展。污水被认为是可再生电子的主要原料来源，也与二氧化碳排放减少相关。由于已发现产甲烷菌和产乙酸菌在MES反应器中占主导地位，因此CH4和乙酸是CO2还原的主要产物。然而，许多其他具有更高碳数的有机化合物也被报道了。Wood-Ljungdahl途径被称为自电性细菌的初级代谢，其中乙酰辅酶A(acetyl-CoA)是从CO2中产生各种有机化合物的关键中间产物，包括甲酸、丙酸、丁酸、2-氧丁酸、乙醇、异丙醇、丁醇和异丁醇。图6.3电源电阻有机物阳极阴极脱盐酸碱矿物碳酸化泵醋酸盐阴极阳极Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest107显示了乙酸和丁酸的产品滴度和产率在这些年来的变化，可以发现乙酸和丁酸的最高浓度分别为~12和~3g/L，在过去几年没有明显的改善。相比之下，生产速度的提高缓慢，最高的乙酸产量约为700g/m2/d(Prévoteauetal.,2020)。已知浓度较低的关键原因与发酵产物产生的毒性、电活性细菌的缓慢生长和未优化的反应器系统有关(Gildemynetal.,2015)。图6.3基于MES从CO2生产乙酸和丁酸的历史演变：(a)在阴极电解液中达到的最大浓度。(b)相对于阴极投影表面积的生产速率。绿色圆圈（乙酸），红色圆圈（丁酸）（Prévoteauetal.2020）。6.3.1MES中的甲烷或乙酸生产在所有转化中，电甲烷生成是MES中最早发现的CO2捕获功能之一，它在污水应用中显示出良好的潜力(Chengetal.,2009)。甲烷可以通过CO2还原产生，既可以从阴极进行直接电子转移（方程式（6.1）），也可以通过中间体（例如H2）进行间接电子转移（方程式（6.2）和（6.3））(Mateosetal.,2020;Nelabhotlaetal.,2021):通过电极的直接电子转移：242882COHeCHHO+−++→+(6.1)通过H2的间接电子转移：222HeH+−+→(6.2)浓度（gL-1）发表年份生物技术新观点产生速率（gm-2L-1）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest108224242COHCHHO+→+(6.3)MES的一个潜在应用是与厌氧消化(AD)相结合，因为MES可以提高整体有机物去除率，同时通过将CO2转化为CH4来净化AD产生的沼气，因此也提高了CH4的总产量和效率。研究表明，这种组合产生的气体中二氧化碳含量低于10%。图6.4描述了用实线表示的各种食物垃圾和用虚线表示的污水处理厂，以及使用联合的AD-MES单元。处理厂污水中COD浓度范围为1000至8000mg/L。污水被循环利用，以减少处理食物垃圾的处理厂入口进料中的总固体。这种AD-MES处理厂可以减少污水中的铵、硫化物和COD浓度。此外，通过使用最佳阴极电位和pH值，将CO2电化学还原为CH4。这是通过降低废弃物质的pH值来实现的，这使得沼气中存在的CO2能够溶解。此外，MES必须设计成使得溶解的CO2能够有效地与从阴极表面释放的电子发生反应的结构(Nelabhotla&Dinamarca,2019)。乙酸是MES的另一种流行产品delPilarAnzolaRojasetal.(2021)。乙酸可在-0.28V的生物学相关条件下以电化学方式产生（方程式(6.4)），略低于CH4生成电位(-0.24V)(Rabaey&Rozendal,2010)：3322984HCOHeCHCOOHO−+−−++→+(6.4)图6.4AD-MES综合处理厂装置（图重绘自Nelabhotla&Dinamarca(2019)）废水流入投药罐食品废物流入淡水沉淀池处理后舍弃的废水水解槽沼气罐沼气升级沼气干污泥离心排出物废水箱Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest109表6.1利用不同微生物菌株将CO2转化为乙酸微生物电流密度（Am-2）库伦效率（%）乙酸的生产速率（Mm/天）参考文献Sporomusa-0.63821.13Nieetal.(2013)-0.4886NAZhangetal.(2013)-1.7894.68Giddingsetal.(2015)-2.1850.17Nevinetal.(2010)ClostridiumljungdahliiNA880.013Nevinetal.(2011)丰富菌种混合培养1035.45-880.12-3.96Bajracharyaetal.(2016)-44.8930.253.06Mikkelsenetal.(2010)1016.2-49.41.31.3-6.3Bajracharyaetal.(2017)-20084NAJourdinetal.(2016a),Jourdinetal.(2016b)-12829.91NAMohanakrishnaetal.(2015)1040-501.3Bajracharyaetal.(2015)NA6111.67Gildemynetal.(2015)最近使用MES技术从CO2中产生乙酸（约685gm-2day-1）是通过使用新制造的电极和适应性微生物培养物实现的(Jourdinetal.,2015)。3D电泳沉积电极用作生物阴极，多壁碳纳米管层沉积在网状玻璃碳上。微酸性的pH值（~5.8）增加了醋酸盐的生产速率，而电流的影响是单独发生的(Batlle-Vilanovaetal.,2015)。然而，在生物膜生长到特定厚度后，观察到了细菌生长减少。对于混合培养系统，二氧化碳和电子的乙酸转化效率稳定且优越，平均分别为98±4和100±1%。这些化合物的高生产率还取决于其他因素，例如水力停留时间。研究还表明通过增加电池电压或改变不同的参数，如膜和电极电阻、浓度、pH值和阳极电位的变化，可以提高生产率(Blanchetetal.,2015)。一些人发现，由于悬浮（浮游）细菌和生物膜细菌都参与了二氧化碳的还原过程，因此在连续模式下存在生物量的损失。另外，浮游细菌的损失也降低了以连续模式运行的反应器的产量，这是因为以形成生物膜的微生物代替浮游细菌。不断地将CO2通过培养基或使Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest110用碳酸氢盐作为进料，CO2可用于产乙酸细菌。在接种物方面，许多研究使用厌氧污泥，一些研究观察到电极表面向特定微生物科如梭菌科和假单胞菌科的显著转变(Sarataleetal.,2017)。文献中报道的其他主要微生物包括硫螺菌属、孢子菌属、梭菌属、蒂氏菌属、弓形杆菌属、绿杆菌属、假单胞菌属、解糖酵母菌和脱硫菌属(Zaybaketal.,2013)。表6.1总结了典型的CO2到乙酸MES参数和确定的微生物培养物。6.3.2氢在MES中的作用两种关于MES向内电子转移到微生物细胞的机制被报道。一些电活性微生物如Geobacter被发现会产生导电丝和c型细胞色素，在特定氧化还原电位下直接从电极获取电子(Lovley,2011)。然而，许多研究报告称，原位产生的H2是CO2还原的直接电子供体，具有更高的有机转化率，但确切的机制受阴极工作电位的影响(Blanchetetal.,2015)。例如，一项研究评估了氢在MES阴极上形成的产甲烷生物膜上电子转移中的作用。通过使用微型传感器结合循环伏安法检测原位氢气的产生。Caietal.(2020)分析了析氢动态，并证实了在微米级范围内阴极附近存在与氢相关的电子转移，他们观察到在58.10微米厚的生物膜内形成的古细菌和细菌的共定位群落与微传感器测得的氢梯度相关。由MET或其他可再生能源产生的低成本绿色电力提供动力,氢气越来越多地通过电解产生，氢气可作为不同趋化微生物的还原剂(Jacketal.,2021)。这些微生物由可逆氢化酶组成，可氧化分子氢,以将CO2还原为有机化合物，例如甲烷、乙酸或丁酸(Ganiguéetal.,2015)。除了在电极上电化学产生氢气外，氢气还可以通过微生物发酵产生，特别是在与混合微生物群落一起工作的反应器中。这种氢源允许MES系统在没有电力供应的情况下运行，从而使间歇运行成为可能(delPilarAnzolaRojasetal.,2018)。氢介导的电子转移被认为是一种重要的共享还原性当量的细胞外途径，以调节生物膜活性的MESs，并表现出比直接电子转移途径更高的反应器性能。直接电子转移只能提供低电流密度，但电催化制氢是可调的。来自电极的氢气供应可以随着电流密度的增加而增加，但由于与非生物制氢相比，它们的代谢速度较慢，因此高产氢率不一定会导致微生物对CO2的高转化率。因此，MES反应器中的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest111氢气供应和消耗之间需要保持平衡。研究报告称，在电极发生剧烈析氢的条件下，可以从电极上消除生物膜。此外，虽然电解水需要碱性条件，但在MES阴极中，生物反应的pH值需要保持在中性附近。因此，可以通过将微生物气液接触器连接到水电解池的下游来制造混合MES系统。6.3.3MES平台中CO2的增值潜力MES工艺为同时进行CO2增值和污水处理提供了一条有前景的途径。尽管试点和全规模系统仍有待测试，但初步研究评估了使用MES平台生产不同化学品的经济潜力和环境效益。图6.5(a)和(b)显示，甲烷和乙酸等大批量生产的产品具有更高的总产品价值和市场规模(Jiangetal.,2019)。尽管如此，具有较高单位价值的产品，例如2-氧代丁酸，可能由于其较高的单位价值而具有较高的利润率。此外，小分子可用作前体，通过链延长或合成来生产更高价值的化学品。除了经济效益外，CO2捕集潜力如图6.5(c)和(d)所示。根据不同产品的单位摩尔数将使用不同产品所需的CO2摩尔量，从最大产率，可以看出碳数较高的产品具有较高的转化率。整体CO2转化潜力在很大程度上取决于化学品的生产率和世界市场规模。由于碳数和转化率的良好结合，醋酸盐（近10吨/m³·年）比其他化学品具有更高的市场潜力。这样的分析为二氧化碳捕获潜力提供了很好的见解，这可能会导致额外的碳信用额。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest112图6.5从经济和碳利用方面初步分析MES的CO2增值潜力。对于每个圆，Y轴值确定中心的位置，而X轴值确定半径。半径范围对Y轴没有意义。(a)MES反应器中产生的不同化合物的产品价值，通过将单价乘以最大生产率计算得出。(b)生产的每种化合物的世界市场规模与它们的单价。(c)不同产品的CO2转化潜力，这是通过单位转化率乘以每种化合物的最大产量来计算的。(d)基于MES中每种化合物产量的CO2转化的世界市场规模（图重绘自Jiangetal.(2019)）。6.4通过电发酵对碳化合物进行增值电发酵(EF)是一种利用电化学影响微生物代谢的过程，但与MES不同，其主要目的是调节发酵途径，将有机废碳转化为更高价值的产品。在阳极电发酵中，工作电极(WE)充当阳极并接受有机废物产生的电子以形成氧化的最终产品。相反，工作电极在阴极电发酵中提供电子，充当阴极以提供还原产物。NAD+/NADH比率代表细胞内ORP，因为细胞内氧化还原稳态，控制基因表达和酶合成用于整体代谢活动。因此，如果人为调节氧化还原电位，则可以调节发酵途径以产生不同比例的产物（Jiangetal.,2018）。单位成本（SUD/kg）单位C（molC/mol产物）MES的CO2定价（kgm-3年-1）世界市场的CO2定价（千吨/年）丁醇/异丁醇丙酸盐异丙醇甲烷甲酸盐丁酸盐乙酸盐2-氧代丁酸酯丙酸盐丁酸盐异丙醇丁醇/异丁醇乙醇甲酸盐乙酸盐甲烷丁酸盐乙酸盐异丙醇丙酸盐乙醇甲烷甲酸盐2-氧代丁酸酯丁醇/异丁醇丁酸盐丁醇/异丁醇异丙醇乙醇乙酸盐甲酸盐甲烷世界市场规模（万元USD/年）基于MES的产品价值（$m-3年-1）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1136.4.1阳极和阴极EFs的机理阳极EF使用电极作为电子接收器来提高产品选择性和生产率。从理论上讲，系统中可以使用任何可生物降解的基质，并且产品特性可能会因原料、接种物和操作条件而显著变化。当需要产品升级时，可以利用阳极EF。已经提出使用电极来代替其他电子受体，例如氧气，以实现目标产物的产生和节能。然而，由于EF本质上仍然是一个发酵过程，因此产品主要是H2、酒精和挥发性脂肪酸。对于转基因菌株或混合培养物，其他产品如乙酰丙酮，赖氨酸、聚-β-羟基丁酸(PHB)和2-酮基葡萄糖酸也已被报道(Jiangetal.,2019;Nikhiletal.,2015)。例如，可以通过调节阳极电位和自分泌介质的浓度来增强阳极EF中的H2产生，尽管需要仔细平衡H2产生和随后的产甲烷菌消耗(Chandrasekharetal.,2014)。乙醇可以使用工程化细菌菌株（如Shewanellaoneidensis）从甘油中生产，其滴度可能高于混合培养发酵中的(Russelletal.,2015)。在0.6V下，Ralstoniaeutroph的活性也可以在这样的系统中形成PHBs等更高价值的产物(Nishioetal.,2013)。在阴极EF中，电极用作氧化反应的直接或间接电子源，以调节产物选择性和生产率。这导致细胞内NADH含量增加并减少最终产物。例如，将+0.045V的工作电位施加于巴氏梭菌时，阴极EF用于刺激甘油产生1,3-丙二醇(1,3-pdo)(Choietal.,2014)。类似的产品也可以通过使用混合培养基来实现，工作电位被认为是形成微生物群落的决定因素，因此也是代谢物分布的决定因素。例如，通过将起始工作电位从-0.8V降低到-1.1V，优势群落从Veillonellaceae(56–72%)变为梭菌科(55–57%)，伴随着产品从丙酸盐转变为1,3-PDO(Xafeniasetal.,2015;Zhouetal.,2013)。6.4.2EF与厌氧消化的协同作用电发酵在改善价值定位或厌氧发酵、消化方面具有良好的潜力。考虑到AD是一个没有外部电子受体或能源输入的封闭系统，在生物转化过程中，生成物(CH4)的每电子吉布斯能变化比其他任何有机化合物都要低，趋于达到热力学平衡。在这种情况下，EF提供了一种调节发酵途径的新方法，通过使用外部电极作为替代电子源或电子汇来控制纯的或混合培养系统的氧化还原电位，改变电子Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest114转移过程，从而塑造微生物群落和活性以提高所需产品的产量和速率。如果沼气是目标产物，EF或电极可以增加AD工艺的稳定性并加速产甲烷（图6.6）。AD工艺对应于由微生物联合体进行的一系列氧化和还原反应。已知种间氢转移(IHT)在连接有机基质降解和产甲烷过程中发挥关键作用。然而，在用于甲烷生产的EF系统中，许多研究都观察到了种间电子转移(IET)。电极不依赖于H2介导的电子转移，而是直接促进共养微生物之间的IET过程。发酵细菌、产甲烷菌和电活性微生物构成了主要的共养群落。最近，研究发现EF中氢化产甲烷菌的丰度比常规AD增加了17倍，而乙酰化产甲烷菌的组成几乎保持不变(Gajarajetal.,2017)。研究提出假设，CO2还原是甲烷生成的主要途径，其中电子由电活性细菌提供，如Geoobacter降解有机酸或从阴极收集电子。此外，由于阴极上产氢量的增加以及随后产氢甲烷菌的利用，IHT也会增强(Villanoetal.,2017)。例如，Liuetal.(2019)发现通过将碳刷电极引入厌氧消化，VFA浓度比常规AD控制下降得更快，表明加速稳定。在低电压(0.8V)条件下，甲烷产量增加了26.3%，顶空甲烷含量增加了近30%。群落分析表明，电流刺激了产氢甲烷菌的生长，阴极处出现了低丰度的地杆菌。然而，乙酸甲烷菌仍然占古菌群落的很大一部分。图6.6带有电极以实现电发酵的厌氧消化/发酵系统示意图（图重绘自Zhaoetal.（2020））沼气排出DIET过程的产甲烷菌DIET过程的互养共栖有机化合物原料导电材料Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest115虽然AD生产可再生沼气，但由于沼气价值低以及对其温室气体效应的担忧，它在经济可行性和环境问题方面面临挑战。抑制产甲烷作用的最新进展允许重新调整AD工艺以抑制产甲烷作用并促进短链VFA和醇的生产，因为此类产品不仅自身带来价值，它们也是生产更高价值的化学前体，例如PHB、生物燃料、中链脂肪酸(MCFA)和单细胞蛋白(SCP)等化学物质(Zhuetal.,2021)。通过控制EF反应器中的氧化还原电位，可以影响发酵途径并随后调节产物谱系。最近的研究证实，电化学电位控制对天然菌群厌氧发酵产物分布具有调控作用。Jiangetal.(2019)揭示了在-1.0、-0.6和-0.2V（相对于Ag/AgCl）的不同工作电位下的产物光谱特点，其中电子由阴极流到阳极。当施加-0.2V的工作电位时发现，电极电位比开路电位（-0.55V）更正。因此，当电子流向电极时发生阳极电发酵反应。相反，当施加的电位比开路电位（-0.6和-1.0V）更负时，就会产生阴极EF条件，其中工作电极成为电子源。结果表明，更多的负电位导致更高的CH4积累，而更多的正电位表明产甲烷活性受到抑制。例如，在中性pH值下，将电势从-1.0增加到-0.2V会大大减少68%的产甲烷作用和58%的乙酸生成。丁酸产量增加25%，而丙酸浓度保持稳定。实验室研究表明，通过比较最终的发酵产物和底物，可以获得61-78%的碳回收率和70-87%的电子回收率，并根据工作电位的差异调整每种产品的谱系。由于EF被认为是一种受电化学影响的自发发酵，因此工作电极的电子消耗或贡献对电子平衡的贡献有限，能量消耗较低。6.5MECC中的CO2矿化与MES和EF不同，MECC使用阴极上的碳酸盐化学物质，将CO2转化为碳酸盐或生物碳酸盐。迄今为止，大多数MECC研究都是在实验室规模上进行的，但有几家公司正在努力扩大系统规模。与生物CO2减排相比，MECC的效率和产量都很高。例如，一项现场研究报告称，通过使用工业废水作为电解质，高达93%的总CO2被捕获并转化为碳酸盐(Luetal.,2015)。这包括污水中有机氧化产生的CO2和引入系统的外源CO2。这意味着MECC可以变成负碳并捕获比其产生的更多的二氧化碳。有机物去除率在56-100%范围内，据报道，由于阴极室产生高速氢气，捕获的CO2的净能量增益为-2kJmol-1。已经测试了不Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest116同的工艺，包括使用工业CO2源(5-15%)和空气中的环境CO2与离子交换树脂结合进行预浓缩。另一项研究分别在两个单独的反应室中收集酸和碱溶液。酸用于溶解作为阳离子源的硅酸盐矿物，碱溶液用于捕获CO2。酸和碱在实验室反应器中生产，生产效率分别为35%和86%。大约吸收的44%二氧化碳被固定为碳酸镁或碳酸钙(Zhuetal.,2014)。MECC工艺可用于市政污水和工业废水，尤其是盐度较高的污水。与传统微生物电化学工艺的性能受限于市政污水中的低电导率和碱度不同，MECC在硅酸盐和CO2溶解过程中增加了电导率和碱度，因此不需要碱度修正。此外，该工艺有利于碳酸盐沉淀，因为它减少了出水中TDS的积累。MECC应用的一个理想例子是香港市，该市使用超过2.7亿m³的海水为600万人冲厕，这导致了高盐度污水的排放。超过21个城市正在考虑采取类似做法来解决淡水短缺问题(Leeetal.,2015)。其他含盐污水，如石油和天然气采出水和燃煤电厂污水，也是理想的市场，由于它们具有高导电性和缓冲容量，已被测试具有高效率性。这些污水中存在的高浓度金属阳离子，例如Ca2+、Mg2+、Na+、Sr2+和Ba2+，有助于碳酸盐沉淀。此外，粉煤灰可用作替代硅酸盐的阳离子源，实现粉煤灰碳酸化、CO2捕获和矿化、盐水污水处理的多组废物管理(Luetal.,2016)。MECC工艺捕获污水处理过程中产生的CO2，并从其他来源（例如烟道气，甚至可能来自空气）中捕获更多的CO2。这为水资源回收设施(WRRF)和附近的二氧化碳排放行业（如发电厂、水泥厂和炼油厂）带来了显著的协同效益(Luetal.,2015,2018)（图6.7）。有趣的是，其中许多设施与主要的WRRF位于同一地点或附近。污水处理设施可以帮助捕获和固定附近点源排放的二氧化碳，并产生碳排放权，排放方可以通过避免使用昂贵和能源密集型的CCS系统来节省成本，同时仍然符合EPA关于减少碳污染的要求。发电厂产生的富含钙/镁的飞灰可用作硅酸盐补充剂，以促进CO2矿化。对于附近没有点源的WRRF，MECC可以帮助从好氧或厌氧处理过程中捕获CO2。当该工艺与市售离子交换树脂的预浓缩工艺相结合时，即使是空气捕获也是可行的(Huangetal.,2016)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest117图6.7(a)配备MECC的水资源回收设施(WRRF)和CO2点源之间的互惠关系示意图。(b)CO2点源和WRRF共址示例，可在北京、上海、纽约市和丹佛实现碳捕集利用互补(Luetal.,2015,2018)。研究还对MECC系统进行了初步经济分析，发现减排一吨CO2的净成本可能为48美元(Luetal.,2015),，这是根据CO2捕集成本（资金加运营成本），潜在的成本补偿（氢气和污水处理的收入），并通过减少污水处理和商业氢气生产（天然气重整）的化石燃料消耗来避免二氧化碳排放。这一净成本远低于采用地质储存CCS的燃煤发电厂估计的70-270美元/吨二氧化碳，也低于使用化学/热方法(大约1000美元/吨二氧化碳)或硅酸盐非生物电解溶解法(86美元/吨二氧化碳)直接捕获空气二氧化碳的成本(Cornils,2020;Houseetal.,2011;Rauetal.,2013)。应该指出的是，尽管MECC具有为污水行业提供显著的节能和碳效益的潜力，但仍需要进一步的工作来更好地了解技术障碍并优化系统设计、操作协议和应用。6.6展望微生物电化学技术为同时处理废物、资源回收以及二氧化碳捕获和利用提供了一个多功能平台。虽然这项技术尚未全规模应用，但本章旨在总结水和污水处理的不同工艺和脱碳机会。我们认识到在捕获二氧化碳和回收资源的同时满足和平衡多个目标并满足不同的处理需求具有挑战性，因此本章提供了几种可行的方法来实现这种操作。与其建造新的分离系统，不如通过安装电极来升级现有的反应器，如曝气池和厌氧消化器，以实现多功能和过程强化（ElMekawyetal.，2016）。燃煤发电厂飞灰电燃料电池废水环境中的CO2空气捕集技术浓缩CO2MECC微藻系统废盐水回用水处理后的水排放额外碳收益生物炭生物燃料低钙粉煤灰地质聚合物水泥生产材料高碑店发电站石化炼油厂切罗基发电站阿斯托里亚发电站高碑店污水处理厂纽约Bowery湾污水厂丹佛Metre污水厂Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest118MECC、MES和EF基于不同的机制，产生不同的产品，因此可以根据不同的目的改装成不同的系统。例如，EF可用于提高沼气产量，MES可用于产生VFA，而MECC将有助于改善污水的碱度。实现负碳、正收益的污水处理是可能的。尽管如此，仍需要技术开发和实施以及更详细的技术经济、生命周期和社会经济分析，才能了解这些技术的潜力。第1章介绍了MECC加微藻替代传统厌氧-缺氧-好氧活性污泥系统的假设示例，并表明这种转换可以潜在地将污水处理转变为具有正收入流的碳捕获和增值过程（Luetal.,2018）。参考文献BajracharyaS.,TerHeijneA.,DominguezBenettonX.,VanbroekhovenK.,BuismanC.J.N.,StrikD.P.B.T.B.andPantD.(2015).Carbondioxidereductionbymixedandpureculturesinmicrobialelectrosynthesisusinganassemblyofgraphitefeltandstainlesssteelasacathode.BioresourceTechnology,195,14–24.https://doi.org/10.1016/j.biortech.2015.05.081BajracharyaS.,VanbroekhovenK.,BuismanC.J.N.,PantD.andStrikD.P.B.T.B.(2016).Applicationofgasdiffusionbiocathodeinmicrobialelectrosynthesisfromcarbondioxide.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,23,22292–22308.https://doi.org/10.1007/s11356-016-7196-xBajracharyaS.,VanbroekhovenK.andBuismanC.J.N.(2017).BioelectrochemicalconversionofCO2tochemicals:CO2asanextgenerationfeedstockforelectricity-drivenbioproductioninbatchandcontinuousmodes.FaradayDiscussions,202,433–449.https://doi.org/10.1039/C7FD00050BBatlle-VilanovaP.,PuigS.,Gonzalez-OlmosR.,Vilajeliu-PonsA.,BalaguerM.D.andColprimJ.(2015).Decipheringtheelectrontransfermechanismsforbiogasupgradingtobiomethanewithinamixedculturebiocathode.RSCAdvances,5,52243–52251.https://doi.org/10.1039/c5r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4)所指出，脱氨化的效率完全取决于脱氮之前碳是否被清除。如果碳没有被完全清除，碳将在好氧脱氮的过程中被氧化，并利用曝气产生的能量生成更多的生物质。为充分利用主流脱氨方法的优势，必须将碳转移，目前最好的方法是将碳转移到厌氧消化器中以回收能量。为除去100%的氮，还需要添加一些有机碳来减少由厌氧氨氧化产生的少量硝酸盐(Daigger2014)。主流脱氨A/B工艺即平衡A阶段捕获的碳与B阶段脱氮所需的剩余碳。如果利用OHO进行反硝化（例如在亚硝酸盐分流中）脱氮，要求在B阶段进水过程中有可缓慢生物降解的COD(sbCOD)（Regmietal.，2014年）。厌氧氨氧化过程去除的氮越多，不仅脱氨化所需的碳更少，在该过程中还能转移更多的碳。碳的去除可以用物理方法(添加或不添加化学物质以增强凝结/絮凝)或生物方法实现。初级沉淀池应能达到除去50-70%的TSS、25-40%的BOD和20-35%的COD的目标(Tchobanoglousetal.，2003)，但初次沉降不能去除可溶性物质和胶体。化学增强初级处理(CEPT)是在初级沉降过程中添加凝结剂和/或絮凝剂，用物理方法增加碳的清除率。除此之外，CEPT（CEPT也可用于化学除磷）还能够清除包括一些胶体颗粒、50-80%BOD、45-80%COD和80-90%TSS(Tchobanoglousetal.，2003)。吸附-生物氧化(A/B过程)中的高速率A阶段的目标是为B阶段提供受控的碳负载，并通过分离SRTs，在减少的总曝气池容积和曝气能量的同时，实现低成本去除COD(Milleretetal.，2012)。碳的去除也可以通过厌氧处理来实现，这种方法具有巨大的潜力，因为在该过程中不需要曝气，不产生甲烷，并且与好氧过程相比产生更少的污泥(DelgadoVelaetal.，2015)。然而，由于厌氧微生物的生长速率比好氧的慢，厌氧处理需要更高的温度，因此它常适用于热带和亚热带气候(deLemosChernicharo&VonSperling，2005)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1317.3碳高效脱氮方法7.3.1传统硝化/反硝化方法缺氧前反硝化工艺利用进水碳脱氮，例如改良的Ludzack-Ettinger(MLE)。该工艺受缺氧前的过程受进水COD的量、分馏以及最大内部再循环率的限制，影响了氮的去除。一种更有效地使用进水碳的方法是利用分步进料工艺，其中进水被分成多个缺氧区。此过程相较于单独的缺氧前反硝化作用更为复杂，但是可以降低污水中的氮含量。在此过程中，为了使出水氮始终维持低浓度(小于5mg/L)，通常需要根据流入的C:N添加外部碳。如果一个较小的工厂没有初级处理，且具有较长的“扩展曝气”,分离SRTs可最大程度地提高内源性反硝化作用(例如某些氧化沟工艺)。另外，可以在最后一个缺氧区添加碳，并使用逐步进料方法来实现氮的去除，也可以在4级或5级的Bardenpho、UCT、VIP等过程中与缺氧前反硝化相结合，或者像约翰内斯堡过程添加第二个缺氧区来实现氮的清除。由于传统的硝化/反硝化工艺对碳有需求，科研人员需要探索更为快捷脱氮技术。7.3.2亚硝酸盐分流器和PNA（NOB筛出）在接下来的部分中我们将介绍两个不同的过程，即亚硝酸盐分流和部分硝化/氨化(PNA)，它们都依赖于NOB的选择。这两个过程产生的亚硝酸盐要么被需要有机碳的OHO还原，要么被不需要有机碳的厌氧氨氧化还原。目前实现主流脱氨的难点是NOB的选择和厌氧氨氧化的保留。在高浓度游离氨(FA)(Anthonisenetal.，1976)和高温条件下(Hellingaetal.，1998)，侧流过程中NOB更容易受到抑制。厌氧氨氧化菌在主流工艺中较难保留，因为较低的温度和较低的氨浓度会导致生长速率减慢(Kartaletal.，2010;Lackneretal.，2015;Maetal.，2016;Vlaemincketal.，2012)。为使AOB在主流处理中优于NOB，可制定以下策略:保留污水中的氨残留(Pérezetal.，2014;Pootetal.，2016;Regmietal.，2014;Welkeretal.，2016)，瞬态缺氧(Gilbertetal.，2014a;Kornarosetal.，2010)，间歇曝气期间的高DO浓度(Al-Omarietal.，2015;Regmietal.，2014)，低DODownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest132连续曝气(对于生物膜和颗粒系统)(Pérezetal.，2014;Pootetal.，2016;Sliekersetal.，2005)，从侧流过程添加AOB(Al-Omarietal.，2015)，严格的需氧SRT控制(Regmietal.，2014)，以及将主流生物质暴露于高浓度亚硝酸(Piculelletal.，2016b;Wangetal.，2014)，瞬时缺氧可以通过间歇曝气在时间上(开/关曝气控制)和空间上(交替的有氧/缺氧区)来实现。从短暂缺氧中选择NOB的机制包括酶促滞后（Kornarosetal.，2010）、中间体抑制（Courtensetal.，2015；Soler-Jofraetal.，2021）和底物可用性（Gilbertetal.）al.,2014b)（限制有氧可利用的NO2-的量）。NOB筛出方法取决于使用的系统类型，并且可以根据厌氧氨氧化保留的机制分为两类。第一个是单个SRT系统，包括附着的生长生物膜系统(Gilbertetal.，2014b;Gustavssonetal.，2020;Laurenietal.，2016;Liuetal.，2018a)和全颗粒系统(Gaoetal.,2015;Lottietal.,2014;Moralesetal.,2016;Winkleretal.,2012)。另外一个是双SRT系统，包括:具有AOB/NOB/OHO悬浮生长、颗粒厌氧氨氧化的混合系统(Caoetal.,2013;Hanetal.,2016;Wettetal.,2015)和在单独的悬浮生长或生物膜反应器中具有AOB/NOB/OHO的两相系统，该系统是使用例如移动床生物膜(MBBR)或颗粒污泥的完全缺氧的厌氧氨氧化反应器的系统(Maetal.,2011;Regmietal.,2016)。两阶段分流工艺的过程中，亚硝酸盐能够在厌氧氨氧化过程中被反硝化，这样能够实现前面所提及的物料节省。好氧颗粒污泥和生物膜系统可以利用颗粒/生物膜内部和外部的相对扩散阻力，在单个反应器中可同时发展和生长不同的种群。然而，NOB也有缺陷，该过程中不同的SRT无法分开。最近，Anoxkaldnes开发了能够通过限制生物膜深度在空间上排除NOB的塑料介质（Piculelletal.,2016a,2016b）。其可在单级系统中使用，或者是在两级系统的第一级中使用，根据使用情况不同能够控制不同的生物膜的厚度。NOB超出所有配置的常见机制是通过使底物远高于限制条件来维持氨残留以维持高AOB率。2015年研究人员发现某些NOB能够将氨直接氧化成硝酸盐，从而打破了两步过程达到硝化的惯例（vanKesseletal.，2015），这使得抑制NOB的工作变得更加复杂。Comammox（完全氨氧化）是专门创造出来用于描述该过程的术语（VanKesseletal.,2015）。该途径的发现可能有助于解释为什么NOB筛出如此困难。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1337.3.3部分反硝化/厌氧氨氧化NOB的淘汰依赖于剩下的氨残留物，由于反应过程中总会有一些残留的NO3-，因此需要经过处理以满足严格的流出物氮限制（Leetal.，2019;Regmietal.,2016）。最初，部分反硝化/厌氧氨氧化(PdNA)为两阶段PNA工艺的第二阶段，在悬浮生长中部分亚硝化，然后是缺氧MBBR(Regmietal.,2016)。在两级PNA工艺中，需氧氨氧化和厌氧氨氧化工艺发生在两个独立的反应器中。由于NOB的选择难以实现，一些NO2-最终总是会被氧化成NO3-。通过在第二阶段添加外部碳，除了去除NH4+和NO2-之外，还可以去除NO3-。通过测试不同的碳源（甘油、甲醇和乙酸盐）并增加氮负荷，能证明PdNA工艺稳健，可以通过厌氧氨氧化途径去除大量氨（Campolongetal.,2018）。几个研究小组同时得出结论，PdNA是一种可行的替代方案，可以替代NOB进行主流厌氧氨氧化的部分硝化（Campolongetal.,2018;Duetal.,2017;Leetal.,2019）。PdNA要求部分氨在上游被氧化，要么在悬浮生长系统的单独区域中，要么在抛光过程中的单独反应器中。PdNA的一个好处是不会完全排除PNA。如果亚硝酸盐积累发生在PdNA区的上游，那么添加到PdNA区域以将NO3–转化为NO2−的碳更少。换句话说，进入PdNA的NOx可以是所有NO2-、所有NO-或两者之间的任何组合。值得注意的是，单级PNA与单级PdNA不同。如果生物膜可以提供空间DO梯度，则部分亚硝化和厌氧氨氧化可以在同一个曝气反应器中发生，但PdNA不能在有氧条件下有效发生，因此需氧氨氧化必须在上游的单独区域或反应器中进行。PdNA配置有两种类型：集成和抛光。集成是指PdNA出现在BNR工艺中的缺氧前区或后区，例如Bardenpho工艺的第二个缺氧区。为了使厌氧氨氧化细菌的SRT比混合液的其余部分更长，必须有某种厌氧氨氧化保留装置，例如筛网或水力旋流器来保留厌氧氨氧化颗粒，或者厌氧氨氧化可以保留在介质上的生物膜(IFAS)中（Leetal.，2019）。抛光是指PdNA发生在BNR工艺下游（二次澄清后）的单独反应器中，例如MBBR（Campolongetal.，2018）或深床过滤器（Cuietal.，2020;Fofanaetal.，2021）。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1347.3.4主流脱氮技术的曝气、碱度与COD需求迄今为止提出的主流脱氮工艺（硝化/反硝化、亚硝酸盐分流、PNA和PdNA）提高了资源效率。如前所述，通常认为快速脱氮（亚硝酸盐分流、PNA和PdNA）会提高工艺效率，但这并不总是主流的处理方法。快速脱氮的效率取决于如何在上游过程（碳转移）中管理进水COD，以及如何在好氧/硝化过程中利用COD。Daigger(2014)证明，尽管PNA用于除氮的氧气最少，但当进水COD完全用于减少硝化/反硝化过程和亚硝酸盐分流过程中的TIN时，这些优势就会消失，因为硝化所需的额外氧气被“回收”。McCulloughetal.(2022)将此分析扩展到了包括碱度、是否补充COD以及PdNA过程。除了结合了产量和同化，这项分析还包括了进水COD无法完全去除TIN的情况，这更准确地反映了大多数的WRRF。这些结果总结在表7.1中。每个脱氮过程的曝气、碱度与是否补充COD取决于进水COD用于TIN去除的效率，该工艺要求与使用进水COD完全去除TIN类似。当进水COD无法完全去除TIN时，不同的工艺会导致不同的效率。因此，可以通过提高进水COD去除TIN的效率或者利用更有效的氮去除工艺来实现脱碳。PNA是这些过程中效率最高的，但由于NOB的筛出，PNA也是最难实施的工艺。而PdNA提供了较好的资源利用效率，且不需要NOB筛出。表7.1在硝化/反硝化、亚硝酸盐分流、PdNA和PNA工艺中完全去除氮的曝气、碱度与COD补充需求硝化/反硝化PdNAPNA反硝化分流减少0%TIN且有进水COD所需氧气(gO2/gN)3.462.852.261.81所需碱度(gHCO3/gN)5.766.243.763.96补充COD(gCOD/gN)4.963.241.940.67减少50%TIN且有进水COD所需氧气(gO2/gN)2.642.312.031.79所需碱度(gHCO3/gN)4.664.93.663.75补充COD(gCOD/gN)2.481.620.90.32减少100%TIN且有进水COD所需氧气(gO2/gN)1.821.781.821.78所需碱度(gHCO3/gN)3.573.573.573.57所需氧气(gO2/gN)0000Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1357.3.4.1碳转移的影响主流碳捕集方法的能力取决于进水COD、氮浓度、脱除氮所需的COD（由脱氮途径决定）和进水COD缺氧效率（COD被缺氧氧化的比率）。由于较多的进水COD在脱氮过程中被好氧氧化导致可用于反硝化的COD较少（进水COD缺氧效率较低），因此需要更高的进水C/N比来维持脱氮过程，也可通过使用碳效率更高的快捷脱氮工艺。图7.3显示了上游碳捕集过程（A-Stage或CEPT）中最大COD去除率与每个脱氮过程的进水COD缺氧效率的函数关系（假设反硝化是使用进水COD和典型的污水进水进行的）C/N比=12.5)。例如，在进水COD缺氧效率为60%的工艺中（另外40%的进水COD为好氧氧化），传统的硝化-反硝化、亚硝酸盐分流、PdNA和PNA将分别有30%、60%、75%和90%的上游碳捕获。随着进水COD缺氧效率的降低，碳重定向的可能性降低，但仍然可以通过快捷脱氮工艺增加碳重定向效率，尤其是使用PNA。在传统的硝化-反硝化过程中，进水COD缺氧效率必须>40%才能使碳捕获成为可能，低于此值将需要补充COD。为了完全抵消常规处理中的能源成本，必须在上游捕获至少65%的进水COD（LiuM.,2018;LiuY.-J.,2018），而这在传统的硝化反硝化中是不可能的。在脱氮过程采用厌氧氨氧化方法能够实现，并且只需要45%(PdNA)或15%(PNA)的进水COD缺氧效率。上游碳转移工艺还可以去除流入污水中的氮，以颗粒有机形式(CEPT)将有机氮同化为生物质（A阶段）。氮上游碳转移过程还提供了将碳重新定向到最有利于其反应的过程中。捕获的COD发酵可产生富含挥发性脂肪酸(VFA)的出水，可用于主流或侧流生物除磷或反硝化。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest136图7.3在常规和快捷脱氮工艺中完全脱氮的最大允许上游COD去除率，显示为处理工艺中进水COD用于脱氮的效率的函数。由于进水COD被更有效地用于氮还原，可以在上游COD分流过程中去除更多的COD。快捷脱氮工艺可以在不影响脱氮的情况下实现更大的COD分流/捕获。A阶段过程中的去除率可能超过10%，这些氮最终会流向污泥，在侧流过程中可以更有效地对其进行管理。快速脱氮工艺可实现上游碳转移，提供最大的脱碳能力，因为脱氮所需的曝气、碱度和碳需求可大幅降低，可通过减少SRT提高工厂产能，转移的碳可用于发电、热或VFA工艺中其他需要碳源的地方。最大限度地有效利用进水COD进行反硝化，这进一步降低了该过程的碳需求，并能够让更多的碳重定向。即便碳重定向无法实现，快捷脱氮工艺仍可提高工厂产能并降低脱氮的外源碳成本。7.3.5过程控制亚硝酸盐分流的氨与NOX(AvN)的比率通过好氧部分来满足流出物中NH4+与NOX的比率来控制。控制器还利用瞬时缺氧方法、高溶解氧、有氧SRT控制和高残留氨浓度来维持AOB(Regmietal.,2014)。尽管开发AvN控制是为了通过NOB筛出实现亚硝酸盐分流，但AvN和相关控制方法有可能提供比ABAC更高的氮去除率。通过将排放物中的氨和NOX设为相等，或根据需要遵守排放氨限制，指定NH4+/NOX的比率略小于1.0（一），AvN控制利用可用的来水COD最高回收率（%）进水COD缺氧效率（%）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest137流入有机碳仅氧化可反硝化的氨量。通过这种方法最大限度地提高了COD的利用效率。在不添加补充碳的情况下使用NO3-或NO2-通过连续或间歇曝气来实现异养反硝化。AvN的另一个选择是斜率-截距控制概念，使用等式：NH4+=slopeNOX+intercept。其中，slope控制NH4+/NOX比，intercept控制氨流出限制。对于主流脱氨，随着更多的氮通过厌氧氨氧化途径去除，slope的值会更大。在两级PNA和PdNA系统的第一级中需要控制NH4+与NOX的比率，以满足下游厌氧氨氧化的化学计量。7.4实施快捷脱氮7.4.1侧流处理来自脱水厌氧消化液的侧流循环比主流具有较高的氨含量、较低的C/N比和更高的温度。较低的C/N比和碱/NH4+比率使常规的硝化/反硝化作用对侧流脱氮效率极低。同时，较高的氨浓度和较温和的温度下NOB筛出易于实现，使得PNA成为侧流处理的明智之选。任何利用异养反硝化（传统的硝化/反硝化、亚硝酸盐分流、PdNA）的工艺对于侧流处理都没有意义，因为单级侧流PNA已被证明是稳定可靠的，并且是最具碳效率的工艺。虽然侧流分流(Hellingaetal.,1998)和PdNA(Sharpetal.,2017)工艺确实存在，但PNA却是首选的治理方案。截至2014年，全球有超过100例侧流PNA工艺的全尺寸安装案例(Lackneretal.,2014)，迄今为止还有更多的成功安装案例(Caoetal.,2017)。7.4.2主流PNA/亚硝酸盐分流所有这些研究都是在中试和实验室规模上进行的，并且已经促进了两个全面的实验：在主流WAS（Wettetal.,2015）上使用截留筛对来自侧流的厌氧氨氧化颗粒进行主流生物增殖试验以及报道过的在温暖气候中低DO的分步进料BNR工艺中发现了PNA（Caoetal.,2018）。如何在其他设备中重复成功并不是很清楚（(Caoetal.,2018;Jimenezetal.,2020）。显然，NOB筛出的稳定性、可靠性和整体有效性正在限制大规模主流PNA的安装。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1387.4.3主流PdNA由于主流NOB筛出的困难，PdNA正在成为最稳定的快捷脱氮方法。在PNA研究过程中，部分反硝化/厌氧氨氧化或PdNA的替代途径已经被确定并展现出几乎相同的优势，即其能够减少设施规模和运营成本，但可靠性更高，可实施性更强(Campolongetal.,2019;Leetal.2019;Maetal.2016）。尽管从开始试验PdNA到实现其全部优势花费了几年时间，但PdNA的全规模实施速度非常之快。2018年，当深床反硝化过滤器过渡到PdNA工艺时，第一个全规模实施是在约克河处理厂实现的（Fofanaetal.inprogress）。7.4.4部分反硝化/厌氧氨氧化（PdNA）案例研究约克河处理厂(YRTP)是一个处理能力为57,000立方米/天的设施，具有筛选、除砂、初级澄清和全好氧活塞流分步进料曝气池，而曝气池将在2018年夏季被改造为具有在AvN控制下的限定缺氧区的两道分步进料BNR，然后是深床PdNA过滤器（图7.4）。在此之前，该过程是完全硝化，接着便是过滤器中的完全反硝化。图7.4位于弗吉尼亚州西福德的汉普顿路卫生区(HRSD)约克河处理厂(YRTP)2012年该设施安装了侧流PNA工艺，减少了到反硝化过滤器的额外甲醇约25%(Nifongetal.,2013)。AvN控制是通过曝气和分步进料控制的组合手动Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest139实现的。在二级澄清和中间泵送之后，配置了用于传感器驱动甲醇进料控制的深床过滤器。过滤器的尺寸适合工厂扩建，额定流量为114000立方米/天，硝酸盐负荷为0.4kgN/m3/天和5.9m/hr。在目前的流量下(2021)，过滤器的平均流量为2.4m/hr，负载不足。在反硝化过滤器中缺氧去除氨意味着在BNR工艺的上游需要氧化的氨更少。因此，当50%的曝气量通过逐步进料转变为缺氧区以更好地利用进水碳进行反硝化时，PdNA过滤器能够弥补好氧SRT的损失（表7.2）。从完全硝化到两步进料的转变使得甲醇节省了约60%。在实施两步进料后不久，从完全反硝化到PdNA的转变使得甲醇额外节省了50%（Fofanaetal.inprogress）。表7.2显示了每去除一个单位氮所节省的甲醇单位数。表7.2由于实施PdNA工艺，YRTP产能增加，甲醇用量减少BNR工艺有氧SRT（天）过滤器COD添加/N去除(g/g)全硝化/反硝化7.64.4AvN对照+PdNA4.81.87.5结论与展望脱氮，特别是达到非常严格的排放限制的脱氮，是增加能源使用、化学品使用（和所包含的嵌入能源）以及主要与混凝土罐和相关设备相关的资本的主要驱动力。本章中提到的各种过程讨论了生物脱氮与脱碳相关的机遇和挑战。其他旨在去除或回收氨的工艺，例如电化学、热处理或化学处理技术，可能会提供未来的替代方案，但在此阶段这些技术仅限于实验室规模的研究。需要在整个工厂层面进行优化，以协调碳、氮、磷的去除和回收，从而实现行业的脱碳。虽然通过尿液分离回收氮可能具有成本效益和实用性，但从污水中回收氮基肥料仍然具有挑战性，因为生物脱氮的成本因为有捷径可走而有所下降，并且有潜力回收氮的新兴技术目前与Haber-Bosch生产的氮肥相比，并不具有成本竞争力。N回收通常仅限于生物固体和生物固体产品以及通过鸟粪石回收沉淀的数量有限的N的土地应用。编写除氮技术进展总结的巨大挑战之一就是从处理技术的角度来看，每个设施都是非常不同的。其他相关差异包括TN和NH4+限制、能源成本、化学品Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest140成本和“可用”容量。脱碳通常取决于起点或者工厂的基准条件，这是不能一概而论或忽视的。例如，一个有严格的TN限制、五级Bardenpho工艺和没有有效的DO控制的小型工厂有效的溶解氧控制（在溶解氧为4-6毫克/升的情况下过度曝气），可以通过过渡到ABAC来获得相当大的能量并且补充碳化学效益。这似乎是一个明显的改进。但是，我们必须小心，不能以牺牲工厂产能为代价使污水处理脱碳。继续深入我们的例子，如果同一工厂将ABAC移动到0.5mg/L的平均DO设定值，那么这意味着硝化能力会有所损失；在曝气池容积和二沉池面积方面，工厂的有效容量降低。这通常是一种难以接受的折衷方案，即使该工厂的某些优化显然是有保证的。在氮去除的背景下脱碳的目标必须始终考虑产能影响。从获得公用事业共识和支持的角度来看，这一点至关重要。事实上，当我们的行业考虑先进的N去除技术时，理想的方向是在提高有效产能的同时进行脱碳。这统称为集约化。这在这里非常相关，因为推动快捷脱氮工艺可以提供脱碳的双重好处，而不会影响产能，实际上会不会影响产能通常取决于基线情景，工厂产能的急剧增加和/或过剩的好氧区产能可以专门用于厌氧区或预缺氧区，以更好地利用污水中的碳来去除N和P。集约化的真正关键是通过厌氧氨氧化将NH4+引导至缺氧氧化为N2，从而减少操作/设计好氧SRT，同时确保能够满足可靠的较低的TN和NH4+限制。侧流PNA流程可能是强化激励的重要且显而易见的部分。这些工艺现在已经成熟且可用，但它们不是“即装即用”，仍然需要大量的操作人员关注和知识才能成功运行。即便如此，遗憾也会发生。经过不止15年的研究，主流PNA大多不成功。几份全面测试和实施的报告并未表明大量进水NH4+被引导至厌氧氨氧化。在某些情况下，中试和实验室测试结果显示出其前景，但这并没有带来可扩展的技术。业界普遍认为，厌氧氨氧化的低增长率可以通过使用生物膜和颗粒的选择性保留来解决。然而，事实证明，对NOB进行一致和可靠的筛出是非常困难的，而且，这可能会因为混合气体的存在而变得更加复杂。就我们现在所知，依赖PNA的合法主流厌氧氨氧化技术几乎没有希望。也就是说，通过引导残余NH4+和NO2-到基于厌氧氨氧化Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest141的抛光工艺，定期利用NOB压制产生的不稳定和不可靠的NO2-，可以节约额外的成本。主流PdNA可以提供利用部分反硝化或NOB淘汰期间产生的NO2-的机会，但更重要的是，它提供了可靠的性能和集约化效益。这里认为，考虑将PdNA用于侧流处理没有意义，但它对需要低TN限制的情况，它对主流处理是很有价值的。PdNA似乎最好以后抛光工艺的形式应用，或集成到分步进料BNR或Bardenpho式工艺中的下游缺氧区。在这些抛光PdNA应用（缺氧区或二次后处理）中，可能有10-20%的进流TKN可用于厌氧氨氧化。从容量的角度来看，这是一个巨大的好处，它提供了可观的节约运营成本的优势。现在的问题是，PdNA是否可以被进一步开发，以使更多的进流TKN被引导到反硝化作用。这当然需要两件事—用污水中的COD进行部分反硝化，并可能进行一定程度的碳转移。虽然好处可能永远不会像PNA那样多，但已经为主流PdNA奠定了基础。参考文献AbeliovichA.andAzovY.(1976).Toxicityofammoniatoalgaeinsewageoxidationponds.AppliedandEnvironmentalMicrobiology,31,801–806,https://doi.org/10.1128/aem.31.6.801-806.1976Al-OmariA.,WettB.,NopensI.,DeClippeleirH.,HanM.,RegmiP.,BottC.andMurthyS.(2015).Model-basedevaluationofmechanismsandbenefitsofmainstreamshortcutnitrogenremovalprocesses.WaterScienceandTechnology,71(6),840–847.https://doi.org/10.2166/wst.2015.022AnthonisenA.C.,LoehrR.C.,PrakasamT.B.S.andSrinathE.G.(1976).Inhibitionofnitrificationbyammoniaandnitrousacid.Journal(WaterPollutionControlFederation),48(5),835–852.BeckinghausenA.,OdlareM.,ThorinE.andSchwedeS.(2020).Fromremovaltorecovery:anevaluationofnitrogenrecoverytechniquesfromwastewater.AppliedEnergy,263,114616.https://doi.org/10.1016/j.apenergy.2020.114616CampolongC.,KlausS.,RosenthalA.,SabbaF.,BaidmeM.,WellsG.,WettB.,ClippeleirH.D.,ChandranK.andBottC.(2019).Comparisonofexternalcarbonsourcesforapolishingpartialdenitrification/anammoxMBBR.ProceedingsoftheWaterEnvironmentFoundation,56–63.CaoY.S.,KwokB.H.,YongW.H.,ChuaS.C.,WahY.L.andYahyaA.G.(2013).ThemainstreamautotrophicnitrogenremovalinthelargestfullscaleactivatedsludgeprocessinSingapore:processanalysis.ProceedingsofWEF/IWANutrientRemovalandRecovery2013:TrendsinResourceRecoveryandUse.WaterEnvironmentFederation,Alexandria,Virginia,pp.28–31.Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest142CaoY.,vanLoosdrechtM.C.M.andDaiggerG.T.(2017).Mainstreampartialnitritation–anammoxinmunicipalwastewatertreatment:status,bottlenecks,andfurtherstudies.AppliedMicrobiologyandBiotechnology,101(4),1365–1383.https://doi.org/10.1007/s00253-016-8058-7CaoY.,KwokB.H.,vanLoosdrechtM.C.M.,DaiggerG.,PngH.Y.,LongW.Y.andEngO.K.(2018).Theinfluenceofdissolvedoxygenonpartialnitritation/anammoxperformanceandmicrobialcommunityofthe200000m3/dactivatedsludgeprocessattheChangiwaterreclamationplant(2011to2016).WaterScienceandTechnology,78(3),634–643.https://doi.org/10.2166/wst.2018.333ChenH.,ZengL.,WangD.,ZhouY.andYangX.(2020).Recentadvancesinnitrousoxideproductionandmitigationinwastewatertreatment.WaterResearch,184,116168.https://doi.org/10.1016/j.watres.2020.116168CourtensE.N.P.,DeClippeleirH.,VlaeminckS.E.,JordaensR.,ParkH.,ChandranK.andBoonN.(2015).Nitricoxidepreferentiallyinhibitsnitriteoxidizingcommunitieswithhighaffinityfornitrite.JournalofBiotechnology,193,120–122.https://doi.org/10.1016/j.jbiotec.2014.11.021CuiB.,YangQ.,LiuX.,WuW.,LiuZ.andGuP.(2020).Achievingpartialdenitrification-anammoxinbiofilterforadvancedwastewatertreatment.EnvironmentInternational,138,105612.https://doi.org/10.1016/j.envint.2020.105612DaiggerG.T.(2014).Oxygenandcarbonrequirementsforbiologicalnitrogenremovalprocessesaccomplishingnitrification,nitritation,andanammox.WaterEnvironmentResearch,86(3),204–209.https://doi.org/10.2175/106143013X13807328849459DaimsH.,LückerS.andWagnerM.(2016).Anewperspectiveonmicrobesformerlyknownasnitrite-oxidizingbacteria.TrendsinMicrobiology,24(9),699–712.https://doi.org/10.1016/j.tim.2016.05.004DelgadoVelaJ.,StadlerL.B.,MartinK.J.,RaskinL.,BottC.B.andLoveN.G.(2015).Prospectsforbiologicalnitrogenremovalfromanaerobiceffluentsduringmainstreamwastewatertreatment.EnvironmentalScience&TechnologyLetters,2(9),234–244.https://doi.org/10.1021/acs.estlett.5b00191DiCapuaF.,PirozziF.,LensP.N.L.andEspositoG.(2019).Electrondonorsforautotrophicdenitrification.ChemicalEngineeringJournal,362,922–937.https://doi.org/10.1016/j.cej.2019.01.069DuR.,PengY.,CaoS.,WangS.andNiuM.(2016).Characteristicofnitrousoxideproductioninpartialdenitrificationprocesswithhighnitriteaccumulation.BioresourceTechnology,203,341–347.DuR.,CaoS.,LiB.,NiuM.,WangS.andPengY.(2017).PerformanceandmicrobialcommunityanalysisofanovelDEAMOXbasedonpartial-denitrificationandanammoxtreatingammoniaandnitratewastewaters.WaterResearch,108,46–56.DuanH.,vandenAkkerB.,ThwaitesB.J.,PengL.,HermanC.,PanY.,NiB.-J.,WattS.,YuanZ.andYeL.(2020).Mitigatingnitrousoxideemissionsatafull-scalewastewatertreatmentplant.Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.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资源回收。尿液仅占城市污水总量的1%，但其磷含量却占总磷含量的一半以上(Maureretal,2006)。最近的一项LCA研究表明，与传统的污水收集、运输和磷回收装置相比，综合尿液分离和磷回收带来的环境负担更低(Hiltonetal.,2020)。同样，对于非点源，相对于覆盖式现场应用，在面积较小但磷损失最大的源区(称为临界源区)施用明矾可显著降低成本(McDowell,2015;Smith&McDowell,2016)，同时由于较少的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest151化学品使用可能减少减排工艺的碳足迹。一般来说，预防战略是较便宜和更可持续的清除和治疗做法的选择。最低层次的是最昂贵和对环境影响最大的清除和恢复措施。这些策略是保护水资源的最后一道防线，包括用于非点源的河岸缓冲带和湿地，以及污水处理厂中的生物/化学除磷和回收装置。磷含量高的湿地表层提供了将流失的磷循环到农田的机会。引入了生物增强型除磷装置的外部碳独立改造，其碳足迹比传统技术更低(Wangetal.,2019)。新的处理方法和回收技术有待开发，以实现更可持续的磷管理。目前缺乏对可持续性进行系统的比较分析，特别是对非点源磷管理实践的可持续性比较分析。这种整体分析应引入和评估多层综合管理策略。图8.2在多个层次上从点源或非点源进行P管理的各种技术。从提高利用效率的高级管理到遏制处理和回收的低级管理，成本和环境后果可能会增加8.1.2磷管理与政策：现状与实践根据技术的不同，我们将现有的P管理策略分类在一个多层框架中(表8.1)。这些策略是相互依赖的，通常被组合使用，以提供适当的磷管理。表8.1多层框架下现有的P管理策略汇总监管和激励措施洗涤剂磷酸盐禁令控制点源磷释放的出水排放限值污水处理厂升级的补贴和低息贷款实施最佳管理措施以减少P损失的补贴去除和回收滨岸缓冲带人工湿地强化生物除磷化学除磷预防与控制野外植物缓冲带多种种植制度地下水位管理景观管理邻界源区源分离，尿液分离成本环境后果效率提升回收优化营养负荷粪便回收作物残渣回收Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest152预防和遏制措施防止磷流失的技术下游磷的去除和回收策略关键利益相关者之间建立伙伴关系，以防止P损失技术援助、教育和外联行动，以满足减少磷削减的需要P去除和回收策略从污水中去除和回收磷的技术为建立利益攸关方清除和回收磷的能力提供技术和财政援助在最高一级，监管方法（也称为命令和控制方法）是制定标准和限制，以控制磷排放到水体中。对于点源，洗涤剂磷酸盐禁令和出水磷限制是两种主要的监管方法。磷酸盐洗涤剂禁令，旨在限制从家庭到污水处理设施的磷负荷，已经在美国的几个地区和州实施。在美国，1994年开始在全国范围内自愿禁止在洗衣液中使用磷酸盐(Litke,1999)，随后在2010年7月，17个州禁止使用高磷酸盐自动洗碗机洗涤剂(Cohen&Keiser,2017)。在欧洲，国家议会于2011年下令在2013年6月之前禁止在洗衣液中使用磷酸盐，并在2017年1月之前禁止在洗碗机中使用磷酸盐(欧洲委员会，2011年)。对洗涤剂中磷酸盐浓度进行监管的其他国家包括澳大利亚(2014年)、巴西(2008年)、加拿大(2010年)、中国(2009年)和日本(1979年)(Chongetal.,2019)。以奖励性支付、补贴或低息贷款等形式的经济激励是鼓励采取措施或行动减少点源和非点源磷排放到环境中的自愿方法。在欧洲，欧盟的共同农业政策(CAP)向减少化肥使用、采用有机农业措施和促进生物多样性的农民提供绿色补贴。2019年向欧盟农民提供了579亿欧元的支持(EuropeanCommission,1962)。在美国，现有的自愿农业计划包括美国农业部向农民实施了环境质量激励计划(EQIP)和保护技术援助计划(CTA)，以鼓励开展营养管理实践。EQIP向农业生产者提供财政和技术援助，以解决自然资源问题并实现环境效益。CTA项目旨在为土地使用者提供技术援助，帮助他们规划和实施包括养分管理在内的保护系统，以改善空气、土壤和水质。对于市政当局和污水处理厂，美国清洁水州循环基金(CWSRF)贷款项目一直在提供贷款，资助绿色项目。截至2014年，CWSRF计划已向社区提供了34902个项目援助协议(1054亿美元)。在中级水平上，预防和遏制措施是通过采用防止磷径流的技术、实施促进下游磷去除和回收策略、建立关键伙伴关系和/或过渡性机构以及为利益攸关方建设能力，更好地控制磷释放到环境中。提高利益攸关方能力的技术和财政援助，Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest153以及提高公众认识的环境教育和外联活动，可以鼓励受众采取行动，减少磷在环境中的损失。例如，美国农业部向农民提供技术和资金支持，实施磷的最佳管理措施，以最大限度地减少磷的源头损失，减轻磷的运输和与水中磷过量等有关问题(Sharpleyetal,2006)。对于大型区域问题，建立伙伴关系和/或建立衔接机构为利益攸关方之间的协调提供了更好的平台。例如，切萨皮克湾项目作为一个桥梁机构，汇集了来自联邦、州、地方、学术和非政府组织的利益相关者，以制定和采纳支持海湾恢复的政策(Jones&Tippie,1983)。作为同一项目的一部分，切萨皮克湾流域内的各州同意将切萨皮克湾问题作为切萨皮克2000年协议的一部分纳入学校课程。最低水平的磷管理是提供磷去除和回收技术。这些管理策略包括为研究提供技术和财政援助，并采取改进的磷去除和回收措施。技术和财政援助对于构建从废物流中清除和回收磷所需的知识和技能非常重要。为了控制污水处理厂向环境中磷的释放，许多国家都制定了相应的标准来规范处理后城市污水中磷的浓度上限。规范欧盟国家处理过的城市污水质量的主要法律是1991年5月21日的理事会指令（或所谓的污水指令）(CouncilofEuropean1991)。在美国，《清洁水法》中创建的国家排污消除系统许可证计划是规定污水处理后排放的主要法规。一般来说，决定处理污水中磷的限制浓度的两个主要因素是污水处理厂的规模和接收处理污水的水体对富营养化的敏感性。欧盟成员国总磷的限制浓度为0.5-2mg/L，美国各州为0.1-1mg/L，中国（太湖流域）为0.5mg/L，加拿大为1mg/L(Preisneretal,2020)。在欧洲，《欧洲绿色协议和循环经济行动计划》(Bianchini&Rossi,2020)推动了基于循环经济范式从废物流中回收磷的实践。由欧洲创新技术原材料研究所和气候KIC资助的项目为波罗的海国家更可持续的磷管理提供了建议，付出实际行动(Bianchini&Rossi,2020)。例如，粪便磷是磷释放到环境中的主要来源之一，其去除和回收技术可分为：（1）固液分离技术；（2）固体馏分的处理技术；以及（3）液体段的加工技术。8.3节列出了从动物粪便中去除磷和回收磷的选用技术清单。已知50多种磷去除和回收技术方法已被开发用于城市污水处理(Egleetal,2016)。基于污水处理厂的接入点，磷的回收可通过：（1）直接利用污泥作为土壤改良剂；（2）从水相中回收，在污泥脱水处理之前或之后回收；（3）从焚烧期间Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest154或焚烧后的污泥中回收(Egleetal.,2016)。8.3节列出了从城市污水中回收磷的选定技术清单。总的来说，现有的磷管理方法的制定和实施都是为了减少磷流失对流域的负面影响，它会加速淡水富营养化，造成水质损害(Litke,1999;Sharpley&Tunney,2000)。在忽视碳足迹等整体环境影响的情况下，只专注于开发从废物流中几乎完全去除磷的技术，将使其成本更高，也不可持续。在下一节中，我们将介绍用于改善水质的现有和新兴磷管理实践，以及减少碳足迹的可能机会，以便决策者选择最可持续的实践。8.2点源和非点源磷的直接脱碳和间接减碳策略在包括农业径流、雨水、动物粪便、食品和食品加工废物、人类尿液和粪便、城市污水和生物固体在内的P源-汇流动的各个点和水平上，都有机会减少直接和间接碳排放。在需要直接碳输入的策略和技术中，可以实现直接脱碳或减少碳输入，如污水处理厂的强化生物除磷，或利用植物固碳的技术/策略。间接减碳是指那些在特定过程的整个生命周期中间接导致碳足迹减少的策略，例如通过减少化学品和能源需求或减少运输。下一节将回顾去除和回收磷的现有技术和策略，并确定在不同水平上对不同的富磷废物流实施这种技术的脱碳潜力。表8.2针对不同的废物流确定了当前的P去除/回收工艺和减少碳足迹的机会。表8.2富磷废物流，目前的处理方法和脱碳机会富P废物流P去除/回收的方法减少碳足迹的机会农业废物流粪肥和其他农业污水•排泄物的土地利用•热气化•鸟粪石的物理/化学沉淀•厌氧消化•增强生物除磷•污水贮留池氧化•人工湿地•土壤碳捕获•减少运输产生的温室气体排放•减少化肥使用•通过甲烷捕集实现能源回收农业径流•源控制•生态沟渠•人工湿地•过滤带和河岸森林缓冲区•植物/树木的碳储存•提升水质工业排工业排放•物理/化学过程（如鸟粪石或•回收可再生能源和产品，如甲Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest155富P废物流P去除/回收的方法减少碳足迹的机会放磷酸钙沉淀、电化学除磷/回收等）•厌氧消化•生物过程烷、氢气、电力等•回收营养物质和有机物质用作肥料城市废物流城市污水•生物过程•化学过程•物理/化学过程（如鸟粪石或磷酸钙的沉淀）•减少EBPR过程中的外部碳输入•减少曝气和/或搅拌的能量•减少化学品添加•整合资源回收（例如，回收养分用作肥料）城市污水污泥•热化学处理•厌氧过程（如厌氧消化、厌氧膜过程）•减少运输和能源使用产生的温室气体•回收可再生能源和产品，如甲烷、H2、电力和其他•回收营养物质和有机物质用作肥料人体排泄•排泄物的土地应用•尿液分流•减少运输和能源使用产生的温室气体•回收营养物质和有机物质，用作肥料和化学品雨水径流•渗透层（草坡和多孔路面）•过滤系统（砂过滤器、植被过滤带等）•滞留/滞留盆地（干池、湿池和内置式蓄水池）•人工湿地•防洪、减少市政抽水需求和能源成本•减少热岛效应—供暖和制冷能源节约•植被/树木的碳储存8.2.1农业污水中的磷在世界范围内，农业排放，包括作物和牲畜、林业和相关的土地利用变化，占人为温室气体(GHG)排放的30%。事实上，根据政府间气候变化专门委员会(IPCC)的数据，2005年仅农业的排放量就达到5.1-6.1GtCO2eqyr-1，约占同年估计的人为排放总量的10-12%。此外，农业非点源通常被认为是富营养化水体中磷的最大来源(Dubrovskyetal.,2010)。农业活动产生不同的富磷废物流：农业径流，一种来自农场的非点源污染，由暴雨期间农田的地表径流造成；此外，大规模畜禽农场中挤奶、动物清洗以及冲洗溢出的饲料、尿液和粪便等的点源污水是主要污染来源。在美国，这Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest156些环节被称为集中动物饲养作业(CAFO)或密闭动物饲养作业。迫切需要减少农业温室气体排放，同时控制水体中的磷负荷；而在农业富磷废物流的管理中确定脱碳的机会是非常重要的。8.2.1.1农业点源：脱碳的最佳管理实践全球650亿头牲畜每年产生大量粪便，其中的磷含量是农业活动年需求量的10倍(Naiduetal,2012)。在土地上施用粪肥一直是一种推荐的管理做法，可提高土壤碳的固存，并提供一种综合营养管理策略(Lal,2004)，因为农业土壤确实可以通过生成土壤有机碳(SOC)成为大气中碳的潜在汇，这也有助于提高生产力和产品质量(Kunduetal.,2007;Rudrappaetal.,2006)。然而，土壤磷过剩和潜在的水资源污染是在集中式动物饲养作业(CAFO)的地区施用粪肥的常见后果。粪肥运输超过10英里的距离是不经济的，通常不实行。另一种常见的粪便管理系统包括未加盖的厌氧泻湖，已被美国环境保护署确定为农场甲烷的最大来源(Owen&Silver,2015)。这些例子清晰地表明，需要寻找替代管理方法来解决农艺磷失衡问题，以便更有效地循环利用粪肥磷，同时减少碳足迹。表8.3列出了除土地利用外，在肥料管理中回收磷和减少GHG排放的策略和技术。表8.3在肥料管理链的每个步骤中回收资源和减少温室气体排放的策略和技术粪肥管理步骤策略/技术主要目的主要收益成熟度固液分离带式过滤机将浆料粪肥分成液体和固体两部分•减少氨和温室气体的形成•提高养分回收•促进粪便处理活动一般用于农场固体部分处理造粒使粪肥致密形成颗粒•方便处理粪肥活动•回收营养物质和有机物质用作肥料用于处理家禽粪便堆肥将可生物降解的有机材料转化为腐殖质物质•回收有机质作土壤改良剂广泛应用于农场液体部分处理人工湿地利用自然方法•改善水质适用于能保持Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest157粪肥管理步骤策略/技术主要目的主要收益成熟度处理液体粪便•回收植物生物量中的营养物质和能量•植物的碳储存湿润条件的农场热化学转换利用热量将粪便分解成气体、碳氢化合物燃料和木炭/灰•能量和营养物回收在实验室规模上开发和研究鸟粪石结晶生成鸟粪石•回收磷和一些氮应用于实验室和中试规模强化生物除磷在生物过程中将散装液体中的磷酸盐转化为聚磷酸盐•促进磷的回收应用于实验室和中试规模8.2.1.2农业径流：脱碳的最佳管理实践据估计，农业径流占世界各地湖泊和河流总磷输入负荷的50-70%(Xiaetal.，2020)。除了动物粪便外，农业径流的适当管理也是美国环境保护署(USEPA)和美国农业部(USDA)关注的一大问题。在预防、遏制和去除三个层次上，各种农业径流控制技术被提出，以减少氮和磷负荷。应用于农业径流的最成功的策略是保护性耕作和施肥管理(源头控制-预防层次)，生态沟渠(过程控制-遏制层次)，最后是人工湿地、缓冲带和河岸林(末端处理-去除层次)。保护性耕作可以固碳，众所周知，保护性耕作可以增加表层土壤有机碳(SOC)含量(Lal&Kimble,1997)。同时，农业径流中的磷流失也显著减少(Liuetal,2014)。生态沟是通过吸附、沉淀、转化、植物吸收和微生物代谢活动去除农业径流养分的工程系统。生态沟渠本质上与自由水面人工湿地相似(NsengaKumwimbaetal,2018)，因此在湿地植被内具有相同的碳汇脱碳潜力。河岸森林缓冲带和过滤带以及人工湿地通常用于过滤农业径流中的污染物并防止其进入附近的水体。森林河岸缓冲带包括树木，这是其他过滤带通常没有的，因此除了改善水质外，它们对长期的大气碳封存特别有效(Rheinhardtetal.,2012)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1588.2.2工业废水中的磷：脱碳的最佳管理实践造纸、发酵、酿酒厂、奶酪生产和其他食品加工业等行业产生大量富含有机物和营养物的污水。例如，美国每年产生1110300L的酒厂污水，其中含有116千吨磷。它们还排放了大量的温室气体。例如，乳制品加工是全球食品生产行业中能源和碳密集度最高的活动之一，据估计每年排放超过1.28亿吨CO2(Xu&Flapper,2009)。大多数国家的环境条例规定，在安全处置工业废水之前，必须使用适当的技术来降低磷含量。肉类和家禽、纸浆和造纸工业以及蔬菜、水果和果汁工业的污水通常在泻湖中处理，这是温室气体排放的重要贡献源。EBPR已被证明可以从各种类型的工业废水中去除磷，如食品加工污水(60-100mgPL−1)(Mulkerrinsetal.,2004)和牲畜污水(>100mgPL−1)(Kishidaetal.,2009)。对于含磷和有机碳浓度远高于生活污水的污水，EBPR的替代方案是先进行厌氧处理以回收生物能源，然后通过厌氧处理出水中的鸟粪石沉淀回收磷(Yuanetal.,2012)。从高强度工业废水中回收磷被认为是安全处置这些污水的可行策略，也是农业肥料的来源(Altinbasetal.,2002)。8.2.3生活废物流中的磷污水处理厂的生活污水收集和处理直接或间接导致温室气体的排放。直接排放主要与工厂发生的生物过程有关(微生物呼吸排放的CO2、硝化和反硝化排放的N2O以及厌氧消化产生的CH4排放)，而间接排放则与工厂本身或相关设施/操作的能源需求有关(例如，生物固体运输、化学品的生产及其运输到工厂等)。此外，富磷生活污水的排放显著加剧了河流和湖泊的富营养化。例如，在英国，河流中高达70%的磷负荷归因于污水排放(Bunceetal.,2018)。这一现实促使了严格的磷排放标准，以减少进入河流和湖泊的磷负荷，特别是进入生态敏感地区的磷负荷，有针对性的磷去除在世界各地的污水处理厂越来越普遍。污水处理厂存在大量但经常被低效开发利用的潜在磷源。因此，与富含磷的农业污水流类似，应评估从富含磷的生活污水流中回收磷的策略(Cordelletal.,2011;Egleetal.,2016)。在去除或回收磷的污水处理厂中，存在减少直接和间接碳排放的机会；此外，在尿液分离等其他处理策略中，也存在机会(图8.3)。以下章节评估了国内富Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest159磷废物流的各种磷处理/回收方案和相关的碳减排机会。图8.3在生活污水管理链的各个环节回收磷资源和减少温室气体排放的策略和技术8.2.3.1源分离流：脱碳的最佳管理实践根据Cordell的研究，在全球范围内，人类排泄物(即粪便和尿液)会产生300-330万吨磷(Cordelletal.,2009)；其中，每年约有10-50%被重复使用(Liuetal,2008)。人类排泄物作为有机肥料在亚洲和欧洲都很常见，但在世界其他地方却很少使用。尿液分流和随后的营养物质回收已被越来越多地讨论和考虑，尽管它与发达的生物固体加工和农田回收方法不一致。人类平均产生0.8-1.6L尿液，这在发展中国家的污水收集系统中，占总污水流量的不到1%。单独收集尿液在很大程度上提高了营养物质回收的潜力，因为氮和磷的浓度都比污水高100倍；此外，尿液分流、使用闭环卫生技术(例如尿液分离堆肥厕所)和从尿液中回收磷(主要通过鸟粪石/CaP沉淀)已被证明在发达国家和发展中国家都是可行技术(Mihelcicetal.,2011)。Wilsenach和vanLoosdrecht(2003)进行的一项建模研究表明，尿液分离显著降低了污水处理的能量需求。在他们的研究中，将先进BNR工艺的能量需求（曝气、混合、污泥脱水、污泥焚烧、泵送）和能量产生（通过厌氧污泥消化产生的甲烷）与分别处理尿液和污水并通过鸟粪石沉淀回收磷的集成工艺进行了比较。结果表明，先进的BNR工艺显著增加了能源和化学品消耗，每人需要6W未处理废水尿液EBPR/S2EBPR工艺初级处理二级处理二级处理流出物S2EBPR工艺回流污泥初级污泥消化器上清液加厚，变稠厌氧消化加厚，变稠脱水单独焚烧尿液分离从SS回收P从消化上清液中回收P从SSA回收PDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest160左右的能量，然而，综合处理/回收工艺每人可产生超过1W的能量。已经进行了大量的LCA研究，以比较人类排泄物中磷的去除/回收/循环或在高级污水处理厂中去除磷的不同场景下的碳足迹/环境影响(Bradford-Hartkeetal.,2015;Hiltonetal.,2020;Kavvadaetal.,2017;Spångbergetal.,2014;Xueetal.,2016)，所有的研究都表明，尿液分流在很大程度上减少了对环境的影响(减少冲洗，减少BNR工厂的化学品使用，更好地从厌氧消化中回收能量等)。在营养物质去除率高、电力主要来自化石燃料、人均污水相对较少的地区，这可能是一种特别有效的脱碳策略。Kjerstadiusetal.(2017)也进行了一项LCA研究，评估了源分离系统在管理生活污水和食物垃圾方面的脱碳潜力。在传统系统中，黑水(BW)和灰水(GW)一起收集并在污水处理厂处理，而分开的食物垃圾由垃圾车收集并在专用厌氧消化厂处理(见图8.4)。在本研究所考虑的源分离系统中，BW收集后与FW一起在厌氧消化单元中处理，消化出水采用鸟粪石沉淀和氨提进行养分回收(生产硫酸铵)。GW在活性污泥装置中单独处理。碳足迹和养分回收(磷和氮)的结果表明，与传统制度相比，源分离系统可以提高养分回收(0.30~0.38kgP/年)，同时降低碳足迹(-24~-58kgCO2-eq/人·年)。碳足迹减少，主要是由于沼气产量增加带来的能量回收、农业中矿物肥料的替代增加以及污水处理中一氧化二氮的排放减少。图8.4常规和源分离系统的比较。BW、GW、FW分别指黑水、灰水和食品废物。图片摘自Kjerstadiusetal.(2017)8.2.3.2生活污水处理：脱碳的最佳管理实践虽然对人类排泄物来源分离的研究清楚地表明了高脱碳机会，但尿液分离仍然不普遍，正如Hiltonetal.(2020)所指出的，大规模尿液收集和处理系统的发展面临的挑战是经济、市场、监管框架、对性能缺乏信心以及现有的传统系统。因ab土壤改良剂海洋受体土壤储存与农业沼气升级&利用食品废弃物处理厂营养物回收沼气升级&利用土壤改良剂海洋受体土壤储存与农业污泥鸟粪石和硫酸盐Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest161此，研究现有的磷去除和回收基础设施，并在这些现有系统中确定脱碳潜力非常重要。在污水处理厂中存在许多与磷去除和回收工艺相关的直接和间接减少碳的机会，并在第8.3节中进行了深入评估。8.2.4城市径流中的磷和脱碳的最佳管理实践城市环境中的住宅草坪和草皮区域(例如，运动场、高尔夫球场和公园)被认为是向雨水输入总磷和溶解磷的“热点”(Mülleretal.,2020)。此外，落叶和其他碎屑通常被认为是城市雨水营养物质的主要来源，特别是在有高高的树冠的地区(Georgeetal,2012)。各种各样的雨水控制措施，也被称为最佳管理实践(BMPs)，可在城市径流处理中发挥重要作用，如渗透床(草坡和多孔路面)、过滤系统(砂过滤器、植被过滤带等)、滞留盆地(干池、湿池和内置式蓄水池)和人工湿地(Sampleetal.,2012)。这些策略与其他措施一起使用，以减少城市径流的数量和减少城市径流对水质的影响(如绿化屋顶、雨水排放等)。所有这些策略都是大型项目和计划的一部分，如中国的“海绵城市”(Zevenbergenetal.,2018)、澳大利亚的“水敏感城市”(Wong&Brown,2009)、英国的“可持续城市排水系统”(Ashleyetal.,2015)、美国(Coffman,2000)和新西兰(Shaver,2000)的“低影响发展”。实施这些最佳管理方案和策略所带来的脱碳机会包括：减少市政抽水需求和与减灾相关的能源成本；减少热岛效应，节省供暖和制冷能源；以及一些BMPs中植被或树木的碳储存。8.3除磷和回收过程中的脱碳许多污水处理厂面临的挑战是，在利用现有技术和可用资源减少化学品/能源需求和相应的碳足迹的同时，实现较低的出水营养水平。因此，迫切需要创新处理策略，提高磷的去除、回收性能和稳定性，同时最大限度地降低化学成本、能源消耗和环境影响。表8.4总结了除磷和回收过程中的脱碳策略，这些策略将在下面的章节中详细描述。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest162表8.4不同脱碳方法在除磷和回收过程中的优势和挑战方法优势挑战EBPR工艺中的脱碳通过EBPR操作策略实现脱碳先进的曝气控制•降低40%的能量需求•可能有利于低DO的PAOs•需要对PAO-GAO竞争进行更好的理解优化碳源和化学品添加•在不影响性能的前提下减少碳足迹•并不能消除所有的碳足迹通过EBPR新途径/工艺脱碳S2EBPR•在没有外部碳补充的情况下提高性能•提高EBPR的碳利用效率•减少对波动进水影响的敏感性•提高反硝化•减少运营维护和污泥处理能耗•有时需要额外的发酵单元•有时需要更大的厌氧区基于DPAO的工艺•去除氮和磷，最小化COD利用率和需氧量•污泥产量减少20-30%•DPAO活性变化较大•N2O的潜在积累将EBPR与具有脱碳潜力的脱氮工艺创新相结合EBPR联合硝化/反硝化(亚硝酸盐分流)•减少25%的氧气需求•减少40%的碳需求•全规模的处理工艺未建立好结合EBPR和部分硝化/厌氧氨氧化•减少60%的氧气需求•减少90%的碳需求•减少75%的污泥生产•全规模的处理工艺未建立好•N2O的潜在积累好氧-厌氧耦合分解亚氮工艺（CANDO）+P•与亚硝酸盐分流工艺相比，碳排放量、曝气需求和污泥产量减少相似•将N2O转化为N2并进行能量回收•全规模的处理工艺未建立好从液相中回收•更低的排放•更低的能源需求•减少化学物质•氮的回收•磷回收率低污水中磷去除、回收的附加技术磷的回收方法（有或没有膜的沉淀和/或结晶，离子交换技术，电化学吸附污泥回收（固相）•氮的回收•使用了大量的化学品污泥灰回收•减少气体排放•减少能源需求•重金属净化•有机微污染物的破坏•更高的回收率Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest163方法优势挑战或热处理）a固碳方法人工湿地•将CO2捕获为生物质•联合去除营养物质•减少或不需要能源、碳和化学物质•防洪•由于介质饱和，磷去除能力有限•潜在的温室气体排放微藻培养•将CO2捕获为生物质•联合去除养分•减少或不需要能源、碳和化学物质•生物燃料生产•土壤改良•生物塑料生产•在低温和光照条件下性能有限增强生物磷吸附的转基因PAOs•提高磷的去除和回收性能•减少化学物质和能量的投入•全规模的处理工艺未建立好8.3.1强化生物除磷过程中的碳需求增强型生物除磷(EBPR)工艺已成功应用于污水处理厂的污水处理中，以降低出水磷浓度。EBPR主要依靠聚磷酸盐积累生物(PAOs)，它们能够厌氧吸收碳底物(如挥发性脂肪酸(VFAs))作为细胞内代谢物(如聚羟基烷酸酯(PHAs))，并以好氧方式利用储存的聚合物进行奢侈的磷吸收和聚磷酸盐(PolyP)合成(Oehmenetal.,2007)。通过去除多余的富含PolyP的活性污泥，将P从EBPR工艺中去除。可用和合适的碳底物对PAOs的代谢和相应的EBPR性能至关重要。进水碳磷比(C/P)与EBPR系统的效率和稳定性呈正相关，可降解COD(rbCOD)与P的最小比值一般推荐为15:1-25:1。然而，在实践中，许多传统的EBPR设施都存在进水碳源不足和波动的问题，这主要与当地污水特性有关，或与污水自然生物降解和泄漏程度较高(如Caoetal.2019所描述的中国案例)有关，最终导致营养物质去除性能不佳。因此，通过商业来源或现场初级污泥发酵的外部碳添加在许多污水处理厂中经常被用于增强EBPR。在EBPR系统中应用了多种碳源，以实现高磷去除效率和稳定性(表8.5)，这增加了总体处理成本。在EBPR系统中添加外部碳源的主要缺点包括:1.增加的商业碳源的生产和运输导致二氧化碳总排放量的增加，是不经济Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest164和不可持续的操作实践。2.与外部碳源的运输、处理和储存相关的安全问题。3.启动过程中需要较长时间，以适应细菌/PAO群落，从而实现对特定碳源的优先利用。4.由于外部有机碳的加入，增加了污泥产量和水处理、污泥处理的运行成本。另外，在许多污水处理厂广泛建立了现场初级污泥发酵的策略，这降低了EBPR过程的整体碳输入。然而，初级污泥发酵的碳供应通常不足以确保有效的磷去除，因为VFA生产经常受到几个环境和操作因素的影响，如进水特性、工艺配置、SRT、HRT、pH值、温度等。在EBPR系统中实施现场初级污泥发酵的其他缺点包括：（1）尤其对于没有初级处理装置的设施来说是不可行的；（2）额外的建设和运营成本；（3）来自发酵罐的潜在气味；（4）通过厌氧消化降低能量回收；（5）来自发酵步骤的顽固有机化合物和营养物质对EBPR的潜在影响。表8.5不同碳源对EBPR的优势和局限性碳类型例子优势缺点外部碳源单一碳源VFA乙酸、丙酸在大多数情况下促进EBPR性能高成本；高碳足迹；存储问题；过量常诱发类-Gao代谢乙醇乙醇、甘油比VFAs更经济高碳足迹；有时需要一段适应期；有时需要较长的厌氧阶段糖葡萄糖可能有利于具有发酵能力的PAOs（如Tetrasphaera）高成本；高碳足迹；有时需要一段适应期；据报道葡萄糖更倾向于GAOs而不是PAOs氨基酸天冬氨酸，谷氨酸，甘氨酸对PAOs不同组的作用具有选择性高成本；高碳足迹；有时观察到EBPR性能的恶化，原因不明Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest165碳类型例子优势缺点复杂碳源酪蛋白水解物，酵母提取物，蛋白胨偏爱TetrasphaeraPAOs；为PAOs提供多种有机化合物高成本；高碳足迹工业废物粗甘油，农业食品工业废水废料的利用降低了成本和碳足迹可能需要预发酵内部碳源/现场污泥发酵初级污泥一次污泥发酵；A段污泥无外加碳；污泥减量需要额外的治疗装置；产生气味活性污泥回流活性污泥；混合酒在不添加碳的情况下提高磷的去除性能；更少的气味；污泥减量有时需要额外的处理单元或更大的厌氧区8.3.2通过EBPR的运营策略减少碳足迹为了满足日益严格的磷限制，大量没有稳定和有效的EBPR性能的设施被迫越来越依赖化学絮凝剂(如铝、铁盐)或将更先进的三级处理(如混凝与膜或介质过滤结合)作为备用或常规方法来去除磷。这些技术与进水碳短缺无关，但不可避免地增加了污水处理厂的运行成本和碳足迹。零星金属盐的投加也降低了磷的回收效率，增加了污泥产量，进一步增加了污水处理厂的碳足迹。因此，对EBPR工艺进行修改和优化，同时有效地去除营养物质，减少碳足迹是非常必要的。本节提供了在EBPR过程中脱碳的可能操作策略。8.3.2.1先进的曝气控制在EBPR系统中，有氧磷吸收和微生物生长的曝气是主要的能源密集型步骤。适当的(溶解氧)DO和曝气控制可节省高达40%的能源。先前的研究表明，在低DO水平下，累积杆菌属PAOs相对于竞争杆菌属GAOs更具优势，因为PAOs具有更高的氧亲和力，因此在很大程度上保持了它们的有氧活动(Carvalheiraetal.,2014)。因此，适当的曝气控制可以潜在地提高EBPR性能，降低能源成本，并为污水处理厂提供脱碳机会。目前，先进的曝气控制策略(如氨基曝气控制(ABAC)、氨与硝酸盐(AVN)控制)以及基于模型的预测和优化(如生物过程智能优化系统(BIOS))已成功应用于一些生物脱氮工艺(Maktabifardetal,2018)。在更好地理解PAO-GAO竞争及其代谢的前提下，类似的策略也可以应用于Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest166EBPR系统控制。8.3.2.2优化碳源和化学品添加污水处理厂所需的外部碳量可以通过对进水污水质量的在线监测和开发的数值模型而有效减少，具有经济性。因此，这种监测实践在不影响EBPR性能的情况下减少了潜在的碳足迹。同样，化学除磷(CPR)过程中化学盐的投加量也可以优化。然而，优化碳或化学品投加策略并不能消除化学处理过程中大量的能源消耗和温室气体排放。8.3.3通过EBPR的新途径/工艺减少碳足迹8.3.3.1磷去除工艺的创新-S2EBPR最近，一种改进的EBPR技术—侧流EBPR(S2EBPR)已经被开发出来，并应用于80多个全规模污水处理厂。S2EBPR显著提高了工艺稳定性(Barnardetal.,2017;Guetal.,2019)。在S2EBPR配置中，部分或全部回流活性污泥(RAS)或混合液通过侧流厌氧反应器转移到接受进水的主流缺氧或好氧区。通过RAS或混合液的侧流水解/发酵持续供应的内部碳(例如VFAs)可用于去除主流中的营养物质，因此减少或消除外部碳添加的需求，并最大限度地减少化学品使用(Onnis-Haydenetal.,2020;Srinivasanetal.,2021;Wangetal.,2019)。S2EBPR流程的优点包括：（1）在没有外部碳补充的情况下，提高了EBPR的磷去除和回收性能，提高了碳利用效率。（2）较少或不直接依赖进水碳负荷，因此较少受进水波动的影响。（3）由于进水碳转移到缺氧反硝化区，增强了反硝化效果。（4）易在各种现有WWTP配置中实现。最近WERF项目(U1R13)进行的一项全面比较研究表明，S2EBPR结构比传统的A2O结构更能提高磷去除性能和稳定性(Guetal.,2019;Srinivasanetal.,2021;Wangetal.,2019)。在侧流厌氧反应器的特殊选择条件下，可以获得更加多样化的EBPR微生物群。多样化的微生物群提供了功能冗余和互补，因此对扰动有更Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest167好的弹性。S2EBPR工艺中延长的厌氧停留时间可以为PAOs提供比GAOs更大的竞争优势，并允许PAOs更有效地利用碳。最大限度地减少高聚物的生长可以提高有机碳和氧气用于磷去除的效率，从而降低污水磷浓度和碳足迹。在S2EBPR工艺中实施的较长的厌氧/缺氧区和/或间歇混合需要较少的能量用于操作和维护，与传统的EBPR配置相比，这也显示出脱碳潜力。此外，侧流厌氧污泥水解/发酵减少了污泥日产量，降低了污泥处理过程中相应的能耗。8.3.3.2将EBPR技术与脱氮工艺创新相结合与公认的传统养分去除方法(即外源加碳去除氮的反硝化以及化学沉淀法去除磷)相比，污水处理厂需要更有效、更经济的方法，并且应只需更少的化学品/能量投入。创新的除氮生物工艺缩短了传统的硝化-反硝化路径，这为大幅度减少曝气和脱氮所需的碳创造了机会，从而节约能源，并提供了将额外的碳转化为能源生产的机会。8.3.3.3EBPR联合硝化/反硝化将EBPR与创新性的短程脱氮工艺相结合，包括硝化与反硝化(亚硝酸盐分流)，提供了一条低能耗、低碳BNR途径。亚硝酸盐分流意味着减少25%的氧气消耗，从而减少60%的总能量需求。此外，与反硝化相比，它减少了40%电子供体(有机碳)的使用，这使其适用于低碳氮比的污水处理。亚硝酸盐分流也能显著降低污泥产量。最近，Rootsetal.(2019)基于实验室规模SBR处理真正的主流污水时，证明了在没有外源化学物质的情况下，实现有效而可靠的N、P短程联合去除和有机物去除。8.3.3.4将EBPR与部分硝化/厌氧氨氧化结合最有前景的短程脱氮工艺是利用部分硝化和厌氨氧化(PN/A，或所谓的“脱氨”)的联合微生物过程。在PN/A工艺中，对有机碳的需求减少了90%，曝气需求减少了60%，污泥产量减少了75%，从而大大减少了相关的碳足迹。进水中的碳可以收集用于沼气生产。因此，主流PN/A工艺的实施将使WWTP接近能源自给。与PN/A工艺同时实现EBPR具有挑战性，因为EBPR依赖于良好的C/PDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest168比以及典型PN/A工艺配置不容易提供厌氧-好氧/缺氧的交替循环。然而，最近的研究突破和S2EBPR的成功实施为同时实现快速除氮和进水碳源非依赖EBPR提供了可能性。Campolongetal.(2018)最近的一项研究表明了PN/A+S2EBPR工艺处理真实污水的成功，为侧流(如高强度厌氧消化液)和主流(如城市污水)中营养物的可靠环保去除提供了有前景的途径。然而，一些采用包括PN/A工艺在内的短程脱氮系统的实验室规模研究表明，与传统的脱氮生物技术相比，由于不完全硝化/反硝化和低溶解氧，N2O排放量增加。鉴于N2O具有显著的全球变暖潜力(约为CO2的300倍)，这些观察结果证明有必要对PN/A系统进行进一步审查，并对其设计和操作进行修改以减缓N2O排放。8.3.3.5基于DPAO的工艺反硝化聚磷生物(DPAOs)是利用硝酸盐和/或亚硝酸盐作为电子受体来去除磷的聚磷生物亚群。它们比其他反硝化剂更适合用于同时去除N和P，COD利用率和需氧量最低。此外，DPAOs产生的污泥比PAOs少20-30%(Kubaetal.,1996)。然而，DPAO的生态还没有得到很好的理解，也没有全面建立基于DPAO的工艺。虽然在许多全规模的EBPR设施中观察到DPAO的活动和种群，但仍然需要传统的有氧区，DPAO对磷去除的贡献在15%-100%范围内表现差异。因此，仅靠DPAOs活性不能保证养分的可靠去除。在基于DPAO的研究中也观察到了N2O的积累，这需要进一步研究。8.3.3.6好氧-缺氧耦合亚氮分解工艺（CANDO）虽然N2O在脱氮过程中被视为不受欢迎的副产物，但如果捕获和燃烧得当，它可以作为提供推力和汽车应用中的可再生能源。这一创新过程被称为好氧-缺氧耦合亚氮分解工艺(CANDO)，包括三个步骤：（1）将NH4+硝化为NO2−；（2）NO2−部分缺氧还原为N2O；（3）N2O转化为N2，能量回收。CANDO可以在减少碳排放、曝气需求和污泥生产方面提供很大的改进，这与亚硝酸盐分流相当。它也可以与EBPR相结合，因为它具有交替的厌氧/缺氧循环条件。Gaoetal.(2017)成功演示了实验室规模的CANDO+P工艺，表明其在生物能源生产和营养去除方面的应用潜力。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1698.3.4污水中除磷和回收的附加技术具有减少碳足迹的潜力8.3.4.1WWTP中的磷回收技术如图8.3所示，在污水处理厂中，从不同的废物流中回收磷的机会各不相同，例如：二级处理污水、消化池上清液、污水污泥(SS)和污水污泥灰(SSA)(Montag&Pinnekamp,2008)。这些废物流在体积、磷浓度、磷的形式(以正磷酸盐或生物/化学结合态的形式溶解)、来源的特征(液体、液体/固体、固体)、污染物含量方面存在很大差异，需要不同的回收技术，因此需要不同的脱碳场所。目前已经确定了30多种从污水中回收磷的方法。可利用的解决方案主要集中在：从不同处理步骤的液体馏分中析出鸟粪石(磷酸铵镁结晶)，包括：（1）消化后的污泥；（2）灰浸磷酸侵湿法化学回收磷；（3）磷酸盐在灰分中的热增溶作用，同时还原重金属；（4）将灰渣用于肥料制造(Smoletal.,2020)。几个生命周期评估案例研究已经确定了与污水处理厂不同废物流中磷的高级回收相关的机会和负担。Amannetal.(2018)比较了Egleetal.(2015)中描述的18种磷回收技术的环境影响和温室气体排放。Amannetal.(2018)得出结论，从液相中回收产生较少的排放和较低的能量需求，但回收率较低，而从污泥(固相)中回收则具有相对较高的排放和较高的能量需求。另一方面，从污泥灰中回收磷是最有前景的选择。它表现出更高的回收率，重金属净化的可能性，以及减少气体排放和能源需求(见图8.5，提取自Amannetal.2018)。Bradford-Hartkeetal.(2015)表示，在先进的BNR集中式水回收设施中，磷回收可净减少5kgCO2eq/kgP。净碳足迹的减少是由于避免了N2O排放，降低了电力消耗，减少了pH控制的化学品使用(由于减少了硝化作用)，这抵消了鸟粪石生产所需的液体脱水的电力和化学品需求。PradelandAissani(2019)比较了以污泥为基础的磷肥生产和以磷矿为基础的矿物肥料生产对环境的影响。研究结果表明这种泥基磷肥似乎比矿物磷肥生产对环境的影响更大，主要是因为它们消耗大量电力和回收磷所需的反应物，而且与磷矿相比，它们的磷含量较低。Golroudbaryetal.(2019)报告了相似的定性结论。相反，Toninietal.(2019)认为，回收污水中的磷对环境的影响可能比开采含磷岩石少81%。他们将自己的结果与先前研究的不一致归因于不同的假设，并且他们已经计算了所有相关排放的外部成本(包括耗散磷酸盐)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest170其他研究表明，磷回收的好处通常被忽视，例如，降低富营养化潜力(减少磷矿开采，从而降低采矿产生的磷水释放(Remy&Jossa,2015)，减少Cd和U进入农业土壤(Bigalkeetal.,2017)，与传统的农业污水污泥应用相比，减少重金属输入(Lederer&Rechberger,2010)，减少氮排放也回收氮(Johanssonetal.,2008)。总的来说，尽管存在种种不一致，但这些结果表明，并非所有磷回收技术都具有脱碳潜力。需要对磷回收技术进行全面的评估。图8.5不同除磷技术碳足迹的变化。这一数据来自之前发表的研究Amannetal.,2018)8.3.4.2人工湿地人工湿地是一种可持续的污水处理技术。连续水系统整合了植被、土壤和微生物生态系统，以处理各种废物流(例如，城市或工业废水、灰水或雨水径流等)，同时捕获CO2以种植生物质。温室气体的排放与建设运营、污水和污泥运输有关。传统污水处理厂的能源、碳和化学品需求将在功能良好的连续水处理系统中被消除，从而产生更低的碳足迹。此外，CW还提供防洪、生物质生产、生物多样性以及娱乐和教育服务等多种功能。然而，某些形式的人工湿地也会释放大量的CH4和N2O，特别是在具有反硝化带的人工湿地中。人工湿地中磷的去除性能往往受到介质吸附、结合或沉淀进入磷的能力的限制。一旦介质饱和或堵塞，人工湿地中磷的去除性能将大大下降。因此，寻找具有良好理化性能的特殊基质来提高养分(特别是磷)的去除率是人工湿地建设的一个重要研究目标。饮用水处参考系统：9kgCO2ePE-1a-1相对于参考系的△绝对值GWP[kgCO2ePE-1a-1]减少曝气需求厌氧消化的替代废物处理处置直接排放+能源技术替代其他副产品氮肥替代净值减少絮凝剂需求减少/增加SS到焚烧运输需求变化资源需求技术磷肥替代能源替代Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest171理设施的残留副产物脱水明矾污泥是一种有效且经济的介质。以明矾泥为基质的人工湿地系统已成功全面应用，并取得了较好的除磷效果。此外，种植植被和根际PAOs也可能在P和C的封存中发挥重要作用。8.3.4.3微藻培养用于营养去除和能源生产在污水处理厂中引入微藻是一种具有成本效益和可持续性的措施，因为微藻可以在自养生长过程中固定外源CO2，同时吸收污水中的N、P和金属。收获的富含脂质的微藻可用于生产生物燃料(如生物柴油)，并有可能通过替代化石燃料来减少温室气体排放。藻类生物量的其他用途包括碳和营养丰富的土壤改进剂，动物饲料和生物塑料生产。微藻在CO2捕获、利用方面的应用已被广泛研究，并在大规模(>5000英亩)种植系统中进行了实践。8.3.4.4增强生物磷吸附的转基因PAOs活性PAOs的选择和富集是成功的EBPR的先决条件之一，但在实践中，它可能受到许多操作和环境因素的影响，导致性能的有效性和稳定性降低。利用高亲和力磷酸盐特异性细菌蛋白去除水中磷最近引起了研究者的兴趣。在一篇研究中，Escherichiacoli转基因过表达磷酸结合蛋白(PBPs，也称为PstS或PhoS)，从而大大提高磷的去除和回收性能。在实际污水处理应用中实施选择性磷吸附的重组质粒细菌系统是一种具有挑战性但有吸引力的方法，与其他工艺/技术相比，用于配置、修改和维护的化学品/能量输入相对较少，因此值得进一步探索。8.4磷去除和回收过程中脱碳潜力的量化决策者可使用上文简要介绍的点源和非点源磷管理、去除和回收技术。环境无害化的工艺设计和选择需要全面的比较分析，核算每一种替代方案从摇篮到坟墓的整个生命周期所产生的环境影响。在生命周期分析(LCA)中，材料和能量流、产生的废物和工艺级别的排放都被考虑在内。采用适当的加权方案计算了富营养化、全球变暖等中点影响类别中每个工艺每个功能单元的累积影响。因此，LCA非常有助于作出脱碳替代方案的明智决策，以及基于环境后果的定量衡量识别环境热点，权衡方案和改进机会。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest172在开发磷管理、去除和回收的新干预措施时，往往缺乏这种全面的视角。例如，文献中关于可持续处理水平的信息一直是混合的(Foleyetal.,2010;Lundieetal.,2004;Renzoni&Germain,2007)。低磷出水可降低富营养化的风险。另一方面，能源密集型的磷去除干预措施可能抵消了养分负荷对水资源带来的净环境效益。同样，还需要更多的研究来解决从各种来源回收磷的环境可持续性问题。例如，最近的一项研究表明，随着磷需求和消耗的增加，以及目前的采矿、加工和回收技术，磷回收的碳足迹将呈指数级增长，并将超过加工和采矿的碳足迹(Golroudbaryetal.,2019)。8.4.1用于量化非点源脱碳潜力的LCA研究对非点源磷管理策略生命周期的环境影响缺乏广泛的认识。已经有面向P的LCA研究评估了农业来源的富营养化潜力(Ortiz-Reyes&Anex,2018)。这些研究的重点是估计农业来源磷的运输和排放，而忽视了控制和缓解策略的间接影响及其相关的碳足迹。很少有研究对非点源管理实践的实用性、成本效益和监管要求进行批判性审查(Dinnes,2004;Macintoshetal.,2018)。有人建议，面向源头的做法比端点替代方案(如湿地)提供更便宜和更有效的解决方案。没有研究将源头控制与过程处理或二者结合的可持续性进行比较。湿地被认为是低技术低能源需求的解决方案。湿地生命周期中超过80%的环境影响来自建设阶段(Resendeetal.,2019)。河岸缓冲区可以从径流和侵蚀土壤中保留高达97%的磷(Fox&Penn,2013)，同时实现全球变暖潜势削减(11.9MgCO2eqha−1年−1)(Stylesetal,2016)。由于非点源的多样性和弥散性，实地管理做法可能不是普遍有效、具有成本效益或与环境后果有关的最佳解决办法。此外，即使制定了有效的源头遏制策略，也经常会有土壤中累积的磷持续释放到环境中(Powersetal.,2016)，这就需要在源头和受体环境中采取组合策略来保护流域。选择适当的综合管理战略需要全面了解各种替代方案的环境净效益。因此，LCA是水资源行业非点源磷可持续管理的关键工具。在不同的地点磷的环境释放和迁移特征不同，在同一地点随时间尺度而不同。因此，未来的LCA研究应该在常规实践之外，考虑这种特定位点的时间变化。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest1738.4.2污水处理厂中磷的去除和回收过程以及脱碳潜力量化的LCA研究为了最大限度地发挥污水资源的潜力，需要一种强有力的综合方法来定量比较各种磷去除和回收技术的环境影响。近年来，很少有出版物讨论了营养物去除技术对环境的影响(Coatsetal.,2011;Foleyetal.,2010;Rahmanetal.,2016)，或P回收技术(Amannetal.,2018;Bradford-Hartkeetal.,2015)，但有较少的研究对污水中磷的回收和去除技术进行可持续性比较评估。Rahmanetal.(2016)对27种养分去除技术进行了评估；对不同氮磷处理水平的典型处理工艺配置进行了生命周期影响评价(LCIA)。结果表明，实现高水平养分去除的先进技术显著降低了局部富营养化潜力，而这些先进处理工艺的化学品和电力使用，特别是多级强化三级工艺和反渗透，增加了间接富营养化潜力，并导致了其他影响，包括人类和生态毒性、全球变暖潜能、臭氧消耗和酸化。无论出水限制如何，当将生物除磷工艺与化学工艺在环境影响方面进行比较时，似乎污水处理的最佳实践集中在生物工艺上(Coatsetal.,2011)。EBPR工艺产生的生物固体也显著减少，没有化学污泥，由于避免了这些副产品的运输/处理，可以进一步减少碳足迹。关于从尿液和各种污水中回收磷的方案和技术的LCA研究强调了与这些技术相关的脱碳潜力，如前几节已经讨论过的，但也发现了一些不一致之处。已发表的研究中的典型方法是比较包含不同技术和不同废物流的各种情景的环境影响(研究之间往往不一致)。因此，关于环境影响的定量结果与具体应用严格相关，不应作为得到磷回收影响的一般性结论的基础。为了了解磷回收系统对环境的广泛影响，有必要对其进行进一步深入、全面的分析。8.5未来展望和研究需求推广磷管理方法以改善水质，并获得减少碳足迹和促进净零排放循环经济的可能机会至关重要。目前关于磷回收技术的研究结果似乎表明，在系统层面评估时，并非所有的磷回收技术都有脱碳的潜力；然而，由于局部环境影响，以及方法和假设的差异，各研究之间仍存在一些不一致。因此，评价磷回收技术的脱碳Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest174潜力，应该是进一步研究的一个重要方面。未来研究可能会越来越多地考虑区域综合磷管理做法，例如，包括城市点源和农田等非点源。在此背景下，应制定P贸易政策。实施这些政策应视每项干预措施对净环境影响的整体生命周期分析而定，这将使决策者能够选择最合适的做法，同时满足水和空气质量目标要求。参考文献AlewellC.,RingevalB.,BallabioC.,RobinsonD.A.,PanagosP.andBorrelliP.(2020).Globalphosphorusshortagewillbeaggravatedbysoilerosion.NatureCommunications,11(1),4546,https://doi.org/10.1038/s41467-020-18326-7AltinbasM.,OzturkI.andAydinA.F.(2002).Ammoniarecoveryfromhighstrengthagroindustryeffluents.WaterScienceandTechnology,45(12),189–195,https://doi.org/10.2166/wst.2002.0426AmannA.,ZoboliO.,KrampeJ.,RechbergerH.,ZessnerM.andEgleL.(2018).Environmentalimpactsofphosphorusrecoveryfrommunicipalwastewater.Resources,ConservationandRecycling,130,127–139,https://doi.org/10.1016/j.resconrec.2017.11.002AndersonD.M.,GlibertP.M.andBurkholderJ.M.(2002).Harmfulalgalbloomsandeutrophication:nutrientsources,composition,andconsequences.Estuaries,25(4),704–726,https://doi.org/10.1007/BF02804901AshleyR.,WalkerL.,D’ArcyB.,WilsonS.,IllmanS.,ShafferP.,Woods-BallardB.andChatfieldP.(2015).UKSustainabledrainagesystems:past,presentandfuture.ProceedingsoftheInstitutionofCivilEngineers–CivilEngineering,168(3),125–130,https://doi.org/10.1680/cien.15.00011BarnardJ.L.,DunlapP.andSteichenM.(2017).Rethinkingthemechanismsofbiologicalphosphorusremoval.WaterEnvironmentResearch,89(11),2043–2054,https://doi.org/10.2175/106143017X15051465919010BianchiniA.andRossiJ.(2020).Anintegratedindustry-basedmethodologytounlockfull-scaleimplementationofphosphorusrecoverytechnology.Sustainability,12(24),10632,https://doi.org/10.3390/su122410632BigalkeM.,UlrichA.,RehmusA.andKellerA.(2017).AccumulationofcadmiumanduraniuminarablesoilsinSwitzerland.EnvironmentalPollution,221,85–93,https://doi.org/10.1016/j.envpol.2016.11.035BouwmanL.,GoldewijkK.K.,HoekK.W.V.D.,BeusenA.H.W.,VuurenD.P.V.,WillemsJ.,RufinoM.C.andStehfestE.(2013).Exploringglobalchangesinnitrogenandphosphoruscyclesinagricultureinducedbylivestockproductionoverthe1900–2050period.ProceedingsoftheNationalAcademyofSciences,110(52),20882–20887,https://doi.org/10.1073/pnas.1012878108Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest175Bradford-HartkeZ.,LaneJ.,LantP.andLeslieG.(2015).Environmentalbenefitsandburdensofphosphorusrecoveryfrommunicipalwastewater.EnvironmentalScienceandTechnology,49(14),8611–8622,https://doi.org/10.1021/es505102vBunceJ.T.,NdamE.,OfiteruI.D.,MooreA.andGrahamD.W.(2018).Areviewofphosphorusremovaltechnologiesandtheirapplicabilitytosmall-scaledomesticwastewatertreatmentsystems.FrontiersinEnvironmentalScience,6,8,https://doi.org/10.3389/fenvs.2018.00008CampolongC.,FergusonL.,KlausS.,WilsonC.,WettB.,MurthyS.andBottC.B.(2018).AchievingmainstreamdeammonificationwithbiologicalphosphorusremovalviasidestreamRASfermentationinanA/Bprocess.ProceedingsoftheWaterEnvironmentFederation,2018(13),2634–2639,https://doi.org/10.2175/193864718825137142CaoY.,TangJ.,HenzeM.,YangX.,GanY.,LiJ.,KroissH.,VanLoosdrechtM.,ZhangY.andDaiggerG.(2019).Theleakageofsewersystemsandtheimpactonthe‘blackandodorouswaterbodies’andWWTPsinChina.WaterScienceandTechnology,79(2),334–341,https://doi.org/10.2166/wst.2019.051CarvalheiraM.,OehmenA.,CarvalhoG.,EusébioM.andReisM.A.M.(2014).Theimpactofaerationonthecompetitionbetweenpolyphosphateaccumulatingorganismsandglycogenaccumulatingorganisms.WaterResearch,66,296–307,https://doi.org/10.1016/j.watres.2014.08.033ChongJ.,DominishE.,TjandraarmadjaG.,PrenticeE.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ndezetal.,2008;Mendezetal.,2014a;Nkemka&Murto,2013;Ranietal.,2012)。通常沼气是由CH4、CO2以及较低浓度的H2S、O2或N2等其他成分组成的气体混合物。沼气可用于可再生的热电联产，或通过去除沼气杂质升级为生物甲烷。因此，生物甲烷是原始沼气的一种纯化形式，可以注入天然气管网或用作车辆燃料替代品。根据大多数生物甲烷标准，在沼气升级过程中需要去除CO2、H2O、H2S和其他杂质。基于此，沼气升级工艺可以和微藻或PPB的污水处理系统集成，从而发挥这些光合生物利用消化物中的营养物质固定气态CO2的能力(Lópezetal.,2013)。例如，微藻通过光合作用将CO2固定为有机碳，同时产生氧气；产生的O2可被硫氧化细菌用于去除沼气中的H2S(Muñozetal.,2015)。所谓的消化物，即厌氧消化过程的液态流出物，其中富含磷和氮。这种事先Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest184固液分离的消化液，可用作微藻池中的培养基，以生产藻类生物质，该生物质可进一步用作生物刺激剂或生物肥料的生产原料。这最终将减少沼渣沼液管理的能源需求和CO2足迹(Guilaynetal.,2020)。总体而言，污水处理期间光合系统较低的能源需求、以消化液为培养基的光生物反应器对沼气升级过程的集成潜力、以及有机物矿化过程中对CO2的固有捕获，都为高辐射、中等温度地区的污水处理脱碳和提高养分回收创造了新机会。9.2基于光合作用的污水处理9.2.1微藻人类活动导致了污水中各种各样的污染物，这些污染物来自生活、牲畜、农工业及工业等各领域。传统上，采用物理、化学和生物工艺等对这些污水进行处理，例如过滤、沉淀、化学品添加、好养活性污泥处理和厌氧消化等(Englandeetal.,2015)。然而，尽管常规的污水处理装置能够在降低污水中的碳、氮和磷浓度方面取得令人满意的效果，但仍存在高能耗、高碳足迹、低养分回收率和造成负面环境影响等问题(Posadasetal.,2017a)。微藻技术是一项环保工艺，对环境影响低，同时相较于传统的污水处理技术降低了运营成本。基于微藻的污水处理由支持光合CO2固定的光合自养微生物发挥作用。这些微生物利用H2O作为电子供体，通过光驱动的氧化还原反应将光能转化为化学能（生物质）。该过程促使CO2和营养物质以藻类生物质的形式被同化，同时产生副产物氧气；细菌可以利用释放出的O2将有机物氧化成CO2，并将铵盐氧化成硝酸盐/亚硝酸盐(Masojídeketal.,2013;Rochaix2016)。因此，藻-菌共生生物工艺的运营成本低于传统的活性污泥处理系统（图9.1），在污水处理方面具有可持续性的优势(Barreiro-Vescovoetal.,2020;Posadasetal.,2017a)。上述过程中光合作用释放的氧气可以替代机械曝气，用于微藻生长，从而提高养分回收率，并减少CO2（直接和间接）排放总量。所谓的“微藻”是光合自养微生物，包括真核微藻和原核蓝绿藻或蓝藻(Singh&Dhar,2019)，它们具有异养和自养代谢的特点。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest185图9.1污水处理厂微生物好氧处理与微藻系统协同作用的示意图通常由陆生植物进行生物CO2固定，它们只能去除3-6%的CO2。对比来看，微藻的简单细胞结构和快速生长使得它们具有更强的光合作用和CO2固定效率，能够将CO2固定率提高10-50倍(Cuellar-Bermudezetal.,2015;Iasimoneetal.,2017)。典型的微藻生物质碳含量，平均为干重的50%，每生产1千克微藻需要1.8千克CO2(Curtis2010;Molazadehetal.,2019;Posadasetal.,2017a;Schediwyetal.,2019)。藻类的最佳生长需要培养液中的几种元素，主要是C/N/P，其化学计量比及藻类生物质组成中的化学计量比，由Redfield比（106:16:1C/N/P）决定。大多数污水的C/N/P计量比低于微藻生长所需的比例，存在碳源限制，从而阻碍生物量增长和养分回收(Toledo-Cervantesetal.,2018)。因此，补充外部碳源是维持微藻活跃生长的常见策略。这种外部的CO2可以从发电厂烟气、工业废气或沼气等排放源中获得。通过细气泡扩散器将载有CO2的气流直接注入微藻培养基中，可增加CO2传质，提高培养基中无机碳的浓度，进而提高微藻的生物质生产力(Rezvanietal.,2016;Toledo-Cervantesetal.,2018)。微藻的生长受环境条件控制。决定污水中微藻生长的最重要因素是养分浓度、污水处理厂要求生产释放能量营养物微藻系统要求使用生产利用控制，利用（以产生能量）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest186pH、碱度、光照和温度。培养液的pH值高度依赖于光合活性、碱度和微生物呼吸作用(Posadasetal.,2017a)。由于微藻从培养液中吸收CO2，因此光合活性会提高pH值。pH值最高可以达到11，这将抑制微藻的生长，而7-8的pH范围被认为是微藻生长的最佳范围。pH值还可以改变培养液中可用营养物质的平衡，并影响CO2气液传质。方程(9.1)显示了水介质中的碳分布与pH值的函数关系：31210.33.66.322223332PkPkPkCOHOHCOHCOHCOH===−+−++++(9.1)微藻生长的无机碳优选形态因物种而异。许多物种能够同时利用CO2和HCO3-，而其他一些物种仅能够利用其中的一种碳(Markouetal.,2014)。而由于微藻培养液的pH值范围为6.5-10，因此HCO3-是大多数光生物反应器中无机碳的主要存在形态(Canon-Rubioetal.,2016;Chietal.,2011)。此外，碱度对于无机碳形态具有重要作用，并控制着CO2通入培养液的气液传质速率。沼气等气流中存在的CO2被吸收到微藻培养液中，并与OH-和H2O反应生成CO32--HCO3-，从而增加总溶解无机碳（DIC）(Canon-Rubioetal.,2016;Markouetal.,2014)。因此，外部补充的CO2不仅能够调节pH，而且增加了溶解无机碳的可用性(Choietal.,2019;Posadasetal.,2015a,2017a)。大多数用于污水处理的生物技术还可以提取污水中的氮和磷。文献中一致报道了微藻对污水中无机氮和磷的生物提取潜力，以及微藻去除微量有机微污染物和重金属的能力(Gonzálezetal.,2008;Jietal.,2013;López-Sernaetal.,2019;Mendezetal.,2016;Whittonetal.,2015;Yangetal.,2015)。与传统的硝化-反硝化（例如1.5kwhkgNremoved−1）或磷酸盐沉淀过程相比，微藻同化营养物质的能耗和CO2排放显著降低。表9.1总结了对不同污水进行植物除污的研究。表9.1基于微藻生物降解的污水处理研究汇总污水种类微藻类反应器去除效率参考文献猪粪便Oocystissp.,Microsporasp.,Nitzschiasp.,Chlorellasp.,Chlamydomonassp.,Protodermasp.高速藻池HRAPCOD:76%;TKN:83%;P:10%deGodosetal.(2009)养猪污水+养鱼污水Tribonemasp.;Chlorellazofingiensis光生物反应器(1L)TN:86.4%;TP:84.7%Chengetal.(2020)城市污水Nitzschiaspp.Gomphonema流动藻池N:2.52gm−2d−1;MarellaetDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest187污水种类微藻类反应器去除效率参考文献parvulum,Cyclotellameninghiana,Melosiravarians,Oscillatoriasp.,Phormidiumsp.AFWP:1.25gm−2d−1al.(2019)厌氧化养牛污水ScenedesmusobliquusVAPs垂直肺泡板光生物反应器COD:61%;NH4+:96%;PO43−:70%deMendonçaetal.(2018)家庭污水活性污泥+小球藻光生物反应器(1L)TN:97.58%;(45%的N-NH4+从空气中逃逸)Leongetal.(2018)城市污水Chlorellasp.IM−01-NH3:98.4%;NO3−:97.8%;TP:89.39%Kiranetal.(2014)猪场泥浆Chlorellavulgaris,Scenedesmusobliquus,Chlamydomonasreindhardtii光生物反应器(1L)NH4+:99%(N吸收:64.3%);PO43−:82%(夏季)Molinuevo-Salcesetal.(2016)家庭污水活性污泥+Scenedesmussp.HRAPCOD:84%;TN:79%;TP:57%Posadasetal.(2015a)城市污水Chlorellavulgaris光生物反应器(5L)COD:76.5%;N-NH3:91.5%Arunetal.(2017)氮和磷也是微藻培养的必需营养元素，二者（磷在较小程度上）都是藻类生长的限制因素(Curtis,2010)。氮大约占藻类成分的5-10%(Markouetal.,2014)，磷约占1%(Solovchenkoetal.,2016)。氮浓度显著影响着微藻的构成。培养液中可用氮源的限制意味着将使用细胞内的氮来执行代谢功能(Panchaetal.,2014)。然而，高浓度的氮会导致抑制作用(Heetal.,2013)。同样，pH也调节NH4+/NH3的浓度平衡，如公式(9.2)所示：9.25432pkNHOHNHHO=+−++(9.2)据报道，在N-NH4+浓度大于100mg/L和pH>8时，NH4+会抑制某些微藻物种的光合活性。这是因为NH3浓度过高将表现出毒性，对微藻生长具有高度抑制作用(Abeliovich&Azov,1976;Posadasetal.,2014)。此外，在高pH条件下，开放式光生物反应器中发生NH3逃逸。尽管可溶于水，但NH3是一种高挥发性化合物，尤其是在高pH条件下，可能导致N-NH3挥发损失。这一点在污水处理的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest188机械曝气过程中尤其需要关注(Caietal.,2013;Jamiesonetal.,2003;Mendezetal.,2016)，因为NH3是N2O的前体物，NH3逃逸将增加污水处理厂的整体CO2足迹。此外，硝化-反硝化过程可以在藻-菌共生系统中进行，通过将N-NH4+氧化为N-NO2-和N-NO3-来去除氮，并将它们进一步转化为N2(Garcíaetal.,2017)。这些工艺在处理高浓度NH4+污水时尤为重要，例如浓缩污水或牲畜养殖污水，其中的N-NH4+浓度分别可达到800和3000mg/L(Molinuevo-Salcesetal.,2012;Morales-Amaraletal.,2015;Posadasetal.,2013)。这些污水可以经稀释后给藻类生长提供非常适合的NH4+浓度，或以低负荷供应以避免污水处理期间发生微藻生长抑制。生物磷同化速率受温度、pH或离子可获得性（K+、Na+、Mg2+）等因素的控制，这些因素会影响磷酸盐向细胞内的转运(Cembellaetal.,1982;Correll1998)。微藻可以通过多磷酸盐合成的“奢侈吸收”机制积累过量的磷(Eixleretal.,2006)，这是一种在营养源受限时可用的磷化学物质。此外，当PO43–与污水中存在的Ca2+和Mg2+结合时，污水中的磷可以通过生成鸟粪石或羟磷灰石沉淀而被去除(De-Bashan&Bashan,2004;Mendezetal.,2016;Posadasetal.,2017a)。最后，应该强调的是，污水处理期间的微藻培养对污水污染物的生物降解具有成本效益，同时产生有价值的生物质。微藻是各种高价值产品的潜在来源，适用于化妆品、保健品和药品等不同生物技术领域的产品开发(Chu,2012)。然而，当污水作为水源和营养源时，所产生的藻-菌生物量的应用潜力受到污水中各种污染物或病原体固有风险的限制。在这种情况下，从污水生产的藻-菌生物质只可用于生产低附加值产品，如水产养殖饲料、生物肥料、生物活性物质或可再生生物燃料（如沼气）等的原料(MohdUdaiyappanetal.,2017;Singh&Dhar,2019;Whittonetal.,2015)。9.2.2紫色光合细菌紫色光合细菌（PPB）是由紫色硫细菌（PSB）和紫色非硫细菌（PNSB）组成的多样化细菌群(Capson-Tojoetal.,2020)，它们的区别主要在于分别能够耐受高浓度和低浓度的硫化氢（H2S）。PPB是光养生物，能够通过无氧光合作用从太阳辐射中获取能量，同时固定CO2并将其转化为细胞材料，这使得它们具备减少Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest189污水处理中CO2足迹的能力(Capson-Tojoetal.,2020)。该过程是在这些微生物中的色素作用下进行的，其中大多数属于细菌叶绿素和类胡萝卜素。PPB主要合成类胡萝卜素，如螺旋黄质、视紫红质、球形烯和番茄红素(Hunteretal.,2009)。此外，PPB表现出非常多功能的新陈代谢，能够在自养、异养和混合营养模式下生长(Sepúlveda-Muñozetal.,2020a)，这使得它们能够适应不同环境。PPB主要存在于土壤、天然水体和污水等环境中。此外，PPB在极端环境条件下也可生存，例如高盐度、高pH值和低温等(Hülsenetal.,2016a,2019)。因此，一直有报道称，PPB对污水处理是有效的，它们在合成高附加值产品的同时表现出巨大的碳和养分回收潜力(Luetal.,2019b)。总体而言，PPB代表了一组具备良好前景但尚未开发的微生物，它们通过吸收太阳辐射进行污水处理，同时产生较低的CO2足迹。PPB在微生物中表现出最大的代谢多样性(Larimeretal.,2004)。具体而言，PPB可以在厌氧条件下以光异养和光自养的方式生长，并能在耗氧条件下以化能异养和化能自养方式生长（图9.2）。在光养模式下，PPB生长的能量主要来自光能（太阳辐射）；而在化养模式下，能量来自有机物的降解。环境条件或培养基决定了PPB的新陈代谢，它们甚至可以在混合营养模式下同时利用光能和有机底物进行生长。在光能存在的厌氧条件下，光养生长方式占主导，通过无氧光合作用和光磷酸化三磷酸腺苷（ATP）的生物合成产生能量。在这一点上应强调的是，ATP是PPB用来储存能量并用于不同代谢过程的主要分子。另一方面，在有氧和无光条件下，主要的代谢将是化能营养型的，因为氧气的存在会抑制细菌叶绿素的合成并影响PPB的光合能力(Izuetal.,2001)。然而，有氧条件有利于ATP合成的氧化磷酸化(Luetal.,2011)。在有氧条件下，PPB以氧气为电子受体，从消耗NADH（有机物降解合成的分子）产生的质子动力中获取能量。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest190图9.2PPB简化代谢图—以沼泽红假单胞菌为例PPB可以在自养模式下利用CO2或异养模式下利用有机物作为碳源。事实上，PPB能够利用不同碳源进行代谢，是因为它们具有很强的代谢适应性。例如，PPB可以采用三羧酸循环、Embden-Meyerhof途径、磷酸戊糖途径或脂肪酸代谢等多种代谢途径(Luetal.,2019b)，通过光异养代谢(Larimeretal.,2004)将一些碳水化合物、脂肪酸和醇的小分子作为碳源。同样地，PPB可以通过Calvin-Benson-Bassham循环固定CO2，这在一定程度上有助于实现污水处理的脱碳(Loetal.,2018)。例如，沼泽红假单胞菌（R.palustris）存在能将碳再利用的有效代谢，它能够利用分解代谢产生的CO2并将其固定以合成生物质(Navidetal.,2019)。另一方面，PPB可以在光异养模式下使用CO2作为电子受体。PPB可以代谢所有形式的无机氮，如NH4+、NO2-、NO3-，并固定大气中的N2(Sepúlveda-Muñozetal.,2020b)和含氮有机物（如氨基酸或蛋白质）。PPB在化能自养模式下可以使用NH3作为电子供体，在化能异养模式下使用NO3-作为电子受体。鉴于PPB具备同化大多数类型的碳和氮的这种固有能力，并且伴随着高生物质产量，人们对使用基于PPB的污水处理系统(Capson-Tojoetal.,2020)作为厌氧消化或活性污泥等传统生物处理的替代方案产生了极大兴趣，而传统生物处理方案中大部分碳和氮被释放到大气中。由于污水环境中硫化氢的浓度较低，其中的R.palustris、R.sphaeroides和R.capsulatus等PNSB被研究所报道。PPB的污水处理能力已在生活污水(Hülsenetal.,2014)和高能耗污水处理中得到证实，例光异养有机物细胞物质化学异养光自养化学自养氧化磷酸化混合营养光照和无氧环境无氧光合作用光能细胞物质有机物黑暗有氧环境Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest191如猪场污水(Garcíaetal.,2019;Sepúlveda-Muñozetal.,2020a)或家禽污水(Hülsenetal.,2018)。碳、氮和其他污染物的去除率很高，超过了90%（表9.2）。此外，据报道由于对CO2、H2S和有机物具有高去除效率，PPB处理系统已被提倡用作协同沼气升级与污水处理的平台(Marínetal.,2019b)。表9.2紫色光合菌批量光生物反应器处理污水的研究进展污水类型污染物浓度(mg/L)反应器类型容量(L)PPB主要菌株污染物去除率参考文献C(%)N(%)家庭污水TCOD:430TN:43PAnMBR2L混合菌株（非特异性）9586Dalaeietal.(2020)合成污水TCOD:349PAnMBRR.palustrisRhodospirillaceae8897delasHerasetal.(2020)养猪污水TOC:15775–1131TN:5028–366批式PBR0.5LRhodopseudomonas7539Sepúlveda-Muñozetal.(2020b)啤酒厂污水COD:2200–3200NH4+:50–70MBR系统200L混合菌株99-Luetal.(2019a)富含VFA的食品工业废水COD:5122TN:298批式PBR0.8LR.palustris8991Liuetal.(2019)含盐生活污水TCOD:418TN:12PAnMBR2L混合菌株8662Hülsenetal.(2019)养猪污水TOC:574TN:166开放式PBR3LRhodoplanes8783Garcíaetal.(2019)生活污水TCOD:370–540TN:48–56PAnMBR2L混合菌株（非特异性）9391Dalaeietal.(2019)养猪污水TOC:1989–10318TN:563–2209批式PBR0.4L混合菌株（非特异性）7813Marínetal.(2019b)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest192污水类型污染物浓度(mg/L)反应器类型容量(L)PPB主要菌株污染物去除率参考文献C(%)N(%)家禽加工污水TCOD:4000TKN:200PAnMBR2L混合菌株（非特异性）9264Hülsenetal.(2018)啤酒厂污水COD:3300MBR系统10mL混合菌株（非特异性）96-Yangetal.(2018)厌氧消化后养猪场污水COD:4792NH4+-N:913批式PBR0.2LRhodobacterBlasticus和R.capsulatus83-Wenetal.(2016)酸性食品工业废水COD:3350TN:200PBR0.8LR.palustris9092Liuetal.(2016)合成糖污水COD:6000NH4+-N:400PBRRhodopseudomonas95-Zhouetal.(2015)啤酒厂污水COD:8000–10000TN:1批式PBR0.6LR.Sphaeroides94-Luetal.(2013)最后，污水处理系统中PPB产生的生物质富含附加值化合物，如色素（细菌叶绿素和类胡萝卜素）和其他分子，如辅酶Q10、单细胞蛋白、营养素、聚羟基链烷酸酯、泛酸和5-氨基乙酰丙酸（5-ALA）(Capson-Tojoetal.,2020;Luetal.,2019b)。在开展循环经济和采用生物提炼法进行污水处理的背景下，这些分子可以从PPB生物质中被提取。9.2.3用于污水处理和资源回收的光生物反应器9.2.3.1微藻反应器用于微藻培养的光生物反应器通常根据与大气的接触情况分为开放式和封闭式。开放式光生物反应器具有较低的运营和投资成本，并且易于扩大处理容量。研究报告指出开放式光生物反应器的主要缺点是存在微生物污染和水分流失的风险(Aciénetal.,2013)，这在污水处理期间并不是关键问题。因此，在工业规模Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest193应用中开放系统被认为是最具市场潜力的。另一方面，封闭式系统仅在实验室和中试规模进行了污水处理测试。这些封闭式的藻类培养系统可提供大面积的辐照和更好的环境控制（低污染风险、温度控制等），但能耗和材料成本明显高于同等规模的开放式系统(Aciénetal.,2017;Ibrahimetal.,2020)。微藻反应器中的污水处理效果取决于：（1）微藻的光合活性，它直接依赖于光生物反应器中的有效辐射，并将促进氧化作用和养分吸收；（2）非生物机制，例如NH3逃逸和磷酸盐沉淀，最终导致排放物中的氮和磷浓度降低。这两个因素都受到光生物反应器的配置和操作模式的影响。9.2.3.1.1开放式系统用于污水处理的开放式藻类培养系统最初是由Oswald及其同事在20世纪50年代和60年代开发的(Oswald,1978)。浅混合塘深度在0.20~0.40m，具有简单或多通道的蜿蜒结构，能够接收投向藻类培养液的大量辐射（图9.3）。这种光生物反应器具有一种新型构造，是基于一种宽阔但微生物只能在其表面生长的稳定塘改进而来(Spellman&Drinan,2014)。因此，3~10天的较短水力停留时间（HRT）可以在开放式系统中实现；而通过混合桨轮的连续搅动可实现更高的藻类生物量生产，并为培养池提供完全的好氧条件。在一天的正午，阳光垂直照射到培养基的表面，从而提高了一天的处理能力。事实上，研究指出在有利的环境条件和适中的负载率下，通常会发生氧过饱和的情况(Arbibetal.,2017;Hamouri,2009)。已有在用于污水处理的开放池塘中对生物质进行收割的实践，包括在固定塘、沉降池、薄板沉降池或DAF单元（溶解氧浮选）中进行收割(Craggsetal.,2012;deGodosetal.,2016)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest194图9.3跑道式光生物反应器示意图开放的跑道式系统很容易在由墙壁或土坡分隔的水平表面上建造起来(Craggsetal.,2012)。Oswald及其同事设计的原始系统于20世纪70年代和80年代被用于处理实际规模的城市污水。加利福尼亚州的St.Helena和Hollister污水处理厂多年来一直在运营2公顷和5公顷的开放式跑道处理系统(Parketal.,2013)。这些示范单元与兼性池、成熟池结合建造，以优化工艺。随后的研究将不同的管道反应器（也称为高速藻池）集成到生活污水处理厂中。开放式藻池之前通常设有预处理装置（主要是初级沉降器），以去除悬浮物质(Craggsetal.,2012;Hamourietal.,2003)。其他示范装置是对厌氧处理后的污水进行处理(Hamouri,2009;Hamourietal.,2003)。最近，欧洲的一个示范项目（ALLGAS）以城市污水为藻类培养基，通过将污水的厌氧预处理和基于藻类生物质的沼气生产相结合，实现了能量净收益(deGodosetal.,2017)。一个占地面积达3.6公顷的项目，生产甲烷形式的生物能源，并用作车辆燃料，使得能源投资回报率达到2(www.all-gas.eu)。近期针对该项目的技术—经济评估表明，项目实施后生活污水处理成本从0.22$m-3降低至0.15$m-3，能源需求减少4倍，从而显著减少间接CO2排放(Aciénetal.,2017)。研究者还评估了开放系统在处理牲畜、工业、农工业废水方面的潜力(Mulbryetal.,2010,2005;Olguínetal.,2007)。在一个处理猪场和牛场污水的案例中，通过稀释降低培养基的浊度，并减弱由于牲畜污水中氨含量升高而对藻类生长产生的抑制作用(Godosetal.,2010)。稀释前通常有固体分离单元，例如过滤筛、沉降桨轮电动机桨轮挡板中央墙Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest195器和混凝-絮凝单元(Barlowetal.,1975;González-Fernándezetal.,2010)。然而，最近的研究表明，使用经选择和驯化的微藻物种对不经稀释的厌氧消化猪粪进行处理是可行的(Ayreetal.,2017)。在稀释的养牛污水中生长的藻类，最近被研究用作动物饲料的蛋白质和HUFA（高度不饱和脂肪酸）生产原料(Murryetal.,2019)。9.2.3.1.2封闭式生物反应器封闭式光生物反应器不允许与大气直接进行气体交换，并且具有许多优点，例如有限的物种污染和蒸发、更小的占地面积以及更高的气液传质速率(Karemoreetal.,2016)，从而增加了CO2捕获。可用于商业化的藻类生产和污水处理的三种封闭式反应器包括：气泡柱、管式反应器和板式反应器。气泡柱光生物反应器由甲基丙烯酸酯或玻璃连续曝气混合制成的透明圆柱体组成。由于它们的垂直结构，细胞在一天的正午时分捕获的阳光最少。这些装置的尺寸有限，高度只能达到几米。因此，没有使用气泡柱装置进行大规模污水处理的实践被报道。但是，微藻培养在新工艺中的整合，如同时生产生物分子和进行污水处理(Kalraetal.,2020)，或者通过膜过滤回收生物量，已在气泡柱光生物反应器中进行了研究(Syahirahetal.,2020)。管式光生物反应器由透明管道制成，提供连续的液体循环（通过离心泵或气升装置）以维持细胞悬浮，并使得光照辐射能够到达藻类培养基的各个区域。当前用于生物质生产的不同管式反应器配置被开发出来，包括：双平面管状反应器、近水平管状反应器、螺旋泡反应器和α-管状光生物反应器(Molina-Grimaetal.,2010)。太阳能集热管的排列方式决定了藻类细胞能够接收到辐射的表面大小及光的多少。与跑道式反应器相比，高昂的建设和运营成本限制了这种复杂系统在污水处理中的应用(Ibrahimetal.,2020)。在这种情况下，deGodos等人（2017）比较了管式反应器与跑道式系统的性能，他们发现在封闭单元中虽然实现了很高的养分去除率（N和P为98%），但是在运行30天后，由于生物淤积藻类培养基发生功能瘫痪。板式生物反应器是垂直的半透明板构造，两侧装有培养液并接收光照，培养液一般通过连续曝气进行混合。最初的设计使用与橡胶连接的玻璃板，这使得系统成本高昂，难以扩大规模(Samson&Leduy,1985)。研究者也提出将塑料袋安装在金属架内以降低安装成本(Tredici&Materassi,1992)。与气泡柱和管状光生物Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest196反应器类似，在大规模板式反应器上使用残留污水作为培养基的经验尚未见报道。Ruiz等人（2012）研究了实验室规模的板式光生物反应器从二次污水中去除营养物的性能，氮和磷的去除率分别达到89%和84%。9.2.3.2紫色光合细菌用于污水处理的PPB光生物反应器是一项新兴技术。大多数报道的经验是利用人工红外照明在封闭的光生物反应器中进行分批培养(Budimanetal.,2014;Chooritetal.,2002;Madukasi&Zhang,2010;Zhouetal.,2016)。在实验室控制条件下，PPB光生物反应器已被成功用于处理生活、农业和工业废水(Puyoletal.,2020)。两种主要的光生物反应器配置已被用于污水的连续处理，包括垂直系统和水平系统。垂直系统类似于板式光生物反应器，由两个相对放置的面板组成，其中包含PPB培养液。狭窄的光路（面板之间的距离较小）保证了PPB细胞的有效曝光。大多数报道的垂直系统的处理实践，包括用于生物质分离的膜：MBR（膜生物反应器）或PAnMBR（光厌氧膜生物反应器）(Hülsenetal.,2018)（图9.4）。生物质分离实现了生物质浓缩，并缩短水力停留时间至8-24小时，而固体停留时间可以保持在2-20天。MBR实现了有机物和养分的高去除率，总COD88%-99%，氮77%-92%，磷77-98%(Hülsenetal.,2016b,2018)；Nagadomi等人（2000）在陶瓷支架中使用带有固定细胞的平板，也取得了与此相当的处理性能。然而，不同的照明条件得到的去除效果也存在差异。基于此，虽然一些研究者只采用了强度在45-133W/m2的红外辐射光循环，但其他研究中已经使用了全波段光谱（可见光和红外光）(Puyoletal.,2020)。已被应用的多种光源包括：IR-LED、白炽灯泡，以及带或不带可见滤光片的荧光灯(Hiraishietal.,1989;Hülsenetal.,2019)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest197图9.4污水处理中用于紫色光合细菌培养的光厌氧膜生物反应器示意图水平系统类似于用于藻类培养的跑道式光生物反应器。生物质分离和再循环可以综合起来，以控制生物反应器中的PPB浓度。在这方面，Sepúlveda-Muñoz等人（2020a）比较了实验室规模下开放式和封闭式水平系统装置，在长期运行（超过一年）下处理猪场污水时均实现对氮、碳的持续去除。开放式系统比封闭式系统具有更好的有机碳、氮去除效果，这是由于开放式系统中氨挥发的非生物机制和好氧生物降解机制的共同作用。与垂直系统相比，水平光生物反应器很容易扩大规模，并且有一些在室外条件下应用大体量培养液的经验被报道。例如，里斯本新大学和FCCAqualia公司采用容量为19m³的跑道式反应器对生活污水和糖蜜发酵污水进行处理，运行时间超过一年，在反应器的全部表面，安装了可见滤光片以阻碍微藻生长，并在操作过程中促进聚羟基烷酸酯的合成。9.3基于微藻和PPB的污水处理脱碳系统的沼气产量升级近年来，循环生物经济已成为可持续和绿色工业生产的重要组成部分。这种方法侧重于通过串联生物质利用和回收来开发自然资源的所有潜力，同时确保自然资本得到保护(RajeshBanuetal.,2020)。在此背景下，光合生物质的生物精炼被认为是一种有前景的方法，可以将藻类或PPB生物质转化为附加值产品、生物燃料和化学品。因此，来自污水处理或生物质源的残留物中的微藻或PPB，例如来源于生产生物柴油的微藻脂质提取物(Uggettietal.,2017)，可以用作厌氧消化过程的底物；反过来，这些厌氧消化污水中的大量营养和无机碳，可以被藻类进水泵真空泵膜光源扩散器Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest198生长所用（图9.5）。图9.5集成厌氧消化工艺的藻-菌共生污水处理系统厌氧消化涉及一系列生物反应，其中复杂有机物的分解是在没有氧气、硝酸盐、亚硝酸盐或硫酸盐（通常用作电子受体）的情况下进行的。厌氧消化包含四个连续的步骤：水解、酸化、产乙酸和产甲烷。厌氧细菌、古细菌和真菌构成的复杂体系负责这一过程，最终产生沼气并将营养物质释放到厌氧环境的培养基中(Choietal.,2019;Sanzetal.,2017;Uggettietal.,2017)。沼气是混合气体，主要包含50-80%的CH4和15-50%的CO2，以及其他浓度较低的化合物，如H2O、H2S、NH3、N2和O2等。厌氧消化产生的甲烷，可在污水处理厂原位用作锅炉、气体发动机或涡轮机的燃料气，以产热和发电，从而减少污水处理厂的CO2总排放量。其他用途包括替代汽车发动机中使用的天然气或生物燃料，这需要先去除沼气中的杂质，将CH4含量提高至90%(Muñozetal.,2015;Uggettietal.,2017)。沼气升级有助于提高甲烷的热值，同时降低运输成本，并最大限度地减少某些污染物对管道、发动机和沼气储存装置的腐蚀(Marínetal.,2019a)。厌氧消化是一种成熟的技术，已经在以活性污泥为基础的污水处理厂中被应用，该技术用于处理从初级和次级处理过程中产生的污泥并获得沼气。而且，厌氧消化的多功能性允许从多种基质生产沼气，包括如农业残余物、动物粪便、能源作物等有机废物、微藻，甚至PPB。因此，与其他生物燃料的生产相比，沼气微藻/蓝细菌异养细菌藻-菌生物质CO2NO2-O2污水流太阳辐射厌氧消化甲烷消化液CO2肥料生物能源/生物燃料液体残余物循环营养物循环产品P-PO43-N-NH4+有机碳藻-菌共培养生物质过程Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest199生产的技术复杂性和环境影响较小，不需要提取生物质的特定成分，从而提高了整个过程的效率。真核微藻由半刚性结构或细胞壁组成，可以保护细胞免受物理、化学和生物制剂的侵害。微藻细胞壁的组成具有物种特异性，并且具有纤维素、半纤维素、果胶和糖蛋白等复杂结构，这使得细胞壁具有高度抗性结构(Gonzalez-Fernandezetal.,2017)。微藻细胞壁的组成和结构会妨碍厌氧消化的性能，从而影响潜在的甲烷产量。事实上，细胞壁由于其对微生物攻击的高顽固性和抵抗力，阻碍了大多数微藻物种的厌氧生物降解(Uggettietal.,2017)。在这种情况下，文献中大多采用预处理来破坏微藻细胞，以提高沼气的最终产量(Gonzalez-Fernandezetal.,2017;Mahdyetal.,2014a,2014b;Mendezetal.,2014b;Passosetal.,2014,2015a)。然而，不同微藻种类由于其组成和结构特征的差异，需要针对性地选择最优预处理方法。预处理可分为化学法、热解法、机械法或生物法。热预处理需要利用热量来破坏和溶解有机物。多项研究一致证明了热预处理的效率，然而，对微藻的高温处理可能会导致形成顽固的化合物，最终抑制厌氧消化(Atelgeetal.,2020;Carrèreetal.,2016)。因此，应用热处理方法需要优化每种特定底物的操作条件。例如，Mendez等人（2015）在CSTR反应器中以C.vulgaris为原料，以分批和半连续模式生产甲烷，评估了热预处理的效率。他们比较了在120℃处理40分钟时，不经预处理和经热预处理的厌氧消化性能，结果表明后者显著提升了厌氧消化的甲烷产量。在分批处理和半连续模式下热预处理使得甲烷产量分别由138和85mLCH4gCODin.–1提高至266和126mLCH4gCODin.–1。Schwede等人Schwedeetal.(2013)在100°C和120°C对Nannochloropsissalina预处理2小时和8小时，同样提高了甲烷产量。与不经预处理的微藻相比，预处理后微藻的甲烷产量在CSTR和批处理模式下分别增长了2-2.85倍。化学预处理通常用于溶解聚合物。这些预处理还可能与抑制厌氧微生物群落的副产物的潜在形成有关。另一方面，机械预处理通过使用机械力破坏顽固有机物的结构，从而破坏细胞壁。机械方法指使用磨珠、均质化、超声处理和微波来施加剪切力、压力或能量。机械法已广泛用于微藻预处理，在所处理的藻类中单独使用该方法均取得效果(Barragán-Trinidad&Buitrón,2020;Passosetal.,2015b)。与甲烷形式回收的能量相比，这些预处理的能量需求有时要高得多，这也造成了它们的应用局限性。例Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest200如，Passos等人（2013）报道了最大沼气产量为307mLbiogas·gVS−1时，在HUSB（hydrolyticup-flowsludgeblanket）反应器中采用微波对城市污水培养的藻类进行预处理，与原始微藻相比增加了78%的能源消耗。生物预处理包括使用酶来溶解顽固的生物质。酶是能够结合到细胞的特定靶标以执行对有机化合物的裂解和细胞溶解的功能。酶促法是一种有望替代高能耗预处理的方法，由于水解酶能够在温和条件下进行细胞裂解，不产生抑制性副产物，而且能耗低，因而引起研究者的极大兴趣。然而，尽管使用酶处理能够有效替代其他三种方法，但酶是昂贵的分子，且需要持续供应给反应器(Barragán-Trinidad&Buitrón,2020)。在这种情况下，对底物进行适应性的厌氧接种剂选择，近来被提出可作为低成本替代方案。例如，Gonzalez-Fernandez等人（2018）报道了适应于降解污水污泥和消化微藻生物质的接种剂，能够改变甲烷产量。在这项研究中，适应污泥的微藻在中温与高温条件下消化Scenedesmussp.生物质，甲烷产量分别为79.2±3.1和108.2±1.9mLCH4gCODin.–1；而非适应性的厌氧污泥在中温条件下的甲烷产量仅为63.1±3.1mLCH4gCODin.–1。然而，消化Chlorellasorokiniana时，测试污泥中甲烷的最终产量没有显著差异（105-114mLCH4gCODin.–1）。该研究证实了接种剂对污泥的适应性与其消化生物质能力的相关性，以及接种剂对于微藻生物质消化的关键作用。尽管PPB已被一致证明可以有效去除污水中的污染物，并作为一种有前途的新兴生物降解技术，但PPB生物质的厌氧消化尚未得到广泛评估，研究该生物质消化率的相关文献很少。一些研究者提出，由于PPB也是厌氧生物，因此这些生物体可以耐受消化器内的还原环境，这可能会限制厌氧消化的处理性能。此外，PPB富含蛋白质，由于水解限制，这些蛋白质最终会限制生物质的可降解性。Hülsen等人（2020）报道，在连续消化器中用PPB处理生活污水，厌氧挥发性固体的降解率为55%；在中温与高温条件下，甲烷产量分别为330±4.3和315±2.1mLCH4gVS-1。然而，从沼气中获得的经济利润相对较低，而且污水中生长的PPB消化率较低，只有在其他PPB降解策略不可行的情况下，才建议采用厌氧消化(Capson-Tojoetal.,2020)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest2019.4污水处理中采用光合系统进行CO2捕集和沼气升级沼气是厌氧消化中最有价值的副产品，它是一种生物能源载体，能够减少当前对这些不可再生能源的依赖并提高污水处理整体的可持续性(Ryckeboschetal.,2011;Sarkodieetal.,2020)。然而，CO2等的存在会降低沼气的热值，而且H2S等其他化合物具有毒性，会对沼气管道和内燃机产生腐蚀，从而限制了沼气的推广应用(Aweetal.,2017)。对沼气中这些杂质进行去除（升级），以满足国际生物甲烷标准：CH4≥90%，CO2≤2–4%，O2≤1%，H2S+COS<5mg/Nm3，这是沼气能够注入天然气管网或用作汽车燃料的要求(Muñozetal.,2015;UNE-EN16723,2017)。总的来看，沼气升级为污水处理中的CO2捕集创造了新机会。尽管用于CO2去除的物理/化学技术，如洗涤、膜分离或吸附，由于其高效率和商业可用性而被广泛应用；但只有生物技术由于其较低的能源需求和CO2固定机制，对环境的影响较小(Muñozetal.,2015)。光合沼气升级中，在CO2由原始沼气转移至培养液之前，真核微藻和（或）原核蓝藻通过光合作用固定CO2(Ángelesetal.,2020a,2020b)。因此，CO2不仅从沼气中去除（提高沼气的能量密度）；而且被微藻吸收同化为生物质，并用作生产含附加值的生物产品原料（降低相关的运营成本）(Ángelesetal.,2020a)。藻-菌共生光生物反应器中的沼气升级通常与生活污水或厌氧污水处理相结合，从而提供微藻生长所需的养分和水。这种营养物质的回收最终提高了光合沼气升级的环境可持续性(Roderoetal.,2019)。事实上，与支持微藻生长的最佳营养浓度比（C/N6:1;C/P48:1）相比，大多数生活污水和消化物的C/N和C/P计量比较低。而由沼气向藻-菌培养液中供给CO2，克服了碳源限制，减弱了光生物反应器中碳源不足对大多数微藻的污水处理效果的影响，从而提高养分回收率和生物质生产力(Posadasetal.,2015a;Woertzetal.,2009)。此外，这种绿色技术可以支持好氧硫化物氧化细菌（SOB）利用微藻光合作用产生的氧气，将H2S氧化为SO42-/S0，从而实现有毒气体的去除(Toledo-Cervantesetal.,2016)。尽管在浓度≥100ppmv时，H2S可以引发对微藻活性的抑制，但在培养液中充斥大量溶解氧和好氧嗜碱SOB的快速化学介导反应下，H2S的暴露剂量较低(Meieretal.,2018)。根据无量纲的亨利定律常数，H2S的快速氧化及其三倍于CO2的水溶性（在25°C时，H2S和CO2的CL/CG分别为≈2.44和≈0.83），这使得H2S的去除率Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest202高于CO2。因此，CO2气液传质始终是光合沼气提质过程中的限速步骤。由于H2S和CO2的酸性，培养液中的高pH值（9-10）有利于创造它们的气-液浓度梯度，从而增加它们从沼气到培养液的传质。例如，采用与气泡柱相连的室内高速藻池（HRAP）反应器，当pH值从7增加到10，会促使CO2去除率从低于20%增加到接近100%(Bahretal.,2014)。尽管大多数微藻在pH7-8时表现出最大活性，但如Anabaena,Spirulina,Chlorella,Chlorococcum和Scenedesmus等微藻/蓝藻，它们能够在高pH和高CO2浓度下生长，因此适合光合沼气提质(Boseetal.,2019)。培养液中的高碱度或无机碳（IC）浓度介导的高缓冲能力也是必要的，这能够防止由于酸性气体或生物过程（如硝化作用）过载而导致吸收柱中的pH值骤降，从而避免光合生物反应器中酸性环境的形成。在这种情况下，由于其较高的pH值和碱度，在光合沼气升级过程中使用沼液代替生活污水作为低成本营养源是可取的(Roderoetal.,2019)。然而，培养液中无机碳浓度>2400mgC·L-1时盐（碳酸盐）含量过高，这对光合活性产生负面影响，同时增加了CO2从反应器表面向大气中的逃逸(Roderoetal.,2020b)。因此，必须控制培养液的碱度达到最佳时进行操作，以避免酸化，同时又不损害这种生物技术的环境效益。培养液中的温度和溶解氧（DO）等环境因素也会影响生物甲烷的质量和随后的CO2吸收。虽然微藻生长的最佳温度通常为28-35°C，但低温下气体溶解度增大，CO2和H2S的去除率更高。然而，在中高碱度培养条件下，这种影响最小(Parketal.,2011;Roderoetal.,2018)。另外，培养液中的大量溶解氧会导致大量O2从液体解吸扩散至沼气中，并抑制光合活性(Pawlowskietal.,2015;Posadasetal.,2015b)。另一方面，工艺的优化设计和操作也是提高沼气质量的必要条件。在这种情况下，CO2和H2S从沼气到培养液的传质可以在光生物反应器中或在与光生物反应器互连的外部吸收柱（即HRAP或管道）中进行；后一种方案是更优选择，因为它可以防止大量氧气从培养液逃逸至沼气中，而且由于更长的沼气气泡停留时间，实现了杂质气体更有效的气液传质（图9.6）(Meieretal.,2015)。液体与沼气的比率（L/G）是决定CO2和H2S传质的关键参数，并决定了吸收塔中O2/N2的汽提。事实上，一种基于L/G比例优化的控制策略在半工业规模下成功应用，该策略可以在典型的日和季节环境条件变化下保证生物甲烷质量(Roderoetal.,Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest2032020a)。高L/G比提高了CO2和H2S的去除效率，这是因为沿吸收柱的培养液酸化，代价是从培养液逃逸至沼气中的O2和N2增加了(Roderoetal.,2019;Serejoetal.,2015)。吸收塔中的气液流动配置也决定了提质后的沼气成分。尽管逆流气液配置有利于气液传质速率，但由于采用顺流操作O2和N2解吸较少且扩散器中没有S积累，因此成为优选方案(Toledo-Cervantesetal.,2017)。另一方面，近来有研究评估了提高生物甲烷质量的创新运营策略。该策略在沼气吸收柱之前安装中空纤维膜，并提高沼气吸收柱的操作压力，以减少提质后沼气中的N2和O2含量，已在中试规模上得到验证，这是一种有前景的方法(Ángelesetal.,2020b,2020c)。此外，在冬季不利的气候条件下，温室内HRAP的位置及对CO2的机械式剥离，被证明有助于CO2的去除(Marínetal.,2021)。图9.6同时进行沼气升级和污水/沼液处理的藻-菌工艺示意图尽管CO2捕获的生物技术仍处于演示规模的验证阶段，但基于成本效益和环境友好性，它可作为替代传统沼气提质技术的潜在方案。利用该生物技术，CO2和H2S的去除效率分别高达99%和100%，有研究显示提质后的沼气中CH4最终含量高达98%（表9.3）。此外，由于这种强效温室气体的水溶性差，利用该生物技术生产的CH4损失低（≤5%）(Posadasetal.,2017b)。废水或消化物光生物反应器产物收获沼气沼气（G）原始沼气流出物生物甲烷吸收塔Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest204表9.3不同配置下光合沼气升级的实验研究实验装置设计CO2-回收率（%）升级沼气的构成（%）操作参数微藻种群参考文献180LHRAP+0.8L气泡柱40-95O2<1H2S:0室内pH:7–10L/G计量比:0.4–1.6营养源：合成培养基和稀释浓缩液Spirulinaplatensis,Phormidium,Oocystis,Microsporasp.Bahretal.(2014)180LHRAP+2.5L气泡柱80O2:0.3–3N2:6–10H2S:0室内pH:8L/G计量比:0.5-67营养源：稀释的厌氧消化酒糟Chlorellasp.,Pseudanabaenasp.,Chloromonassp.,Geitlerinemasp.,Microsporasp.,Stigeocloniumsp.,Planktolyngbyasp.Serejoetal.(2015)180LHRAP+2.5L气泡柱72-79CH4:81CO2:6.8–9.2O2:0.7–1.2N2:5.9–7.2H2S:0室内pH:8L/G计量比:10.7营养源：稀释厌氧消化酒糟和稀释生酒糟Geitlerinemasp.,Limnothrixplanktonica,Pseudanabaenaminima,Stigeocloniumtenue,Leptolyngbyabenthonica,Planktolyngvyabrevicellularis,Staurosirasp.Posadasetal.(2015b)75LHRAP+0.7L气泡柱93CO2:1.9O2:1.2室内pH:7.5-8营养源：合成培养基NannochloropsisgaditanaMeieretal.(2015)180LHRAP97-99CH4:95–96室内ChlorellaminutissimaToledo-Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest205实验装置设计CO2-回收率（%）升级沼气的构成（%）操作参数微藻种群参考文献+2.5L气泡柱CO2:0.1–2O2:0.1–1N2:1–4H2S:0pH:10.2L/G计量比:0.3-1.0营养源：沼渣沼液Cervantesetal.(2017)25LHRAP+0.35L气泡柱89-94O2:2.6H2S:0室内pH:9.3-9.7L/G计量比:5营养源：合成培养基Picochlorumsp.,Halospirulinasp.Franco-Morgadoetal.(2017)1L封闭式生物反应器100CO2:0O2:10–24室内pH:9.5营养源：合成培养基SpirulinaplatensisConvertietal.(2009)60L封闭式生物反应器+3.5L气泡柱97-98CH4:82.6–83.6CO2:0.4–1.8O2:8.3–9.6N2:6.0–7.7H2S:0–0.01室内pH:10-10.7L/G计量比:5-10营养源：合成培养基AcutodesmusobliquusToledo-Cervantesetal.(2018)45.6L管状光生物反应器+84L混合室+2.5L气泡柱85-96CH4:90.8–97.2CO2:1.1–6.2O2:0.4–0.8N2:1.6–2.0H2S:0室内pH:8.9-9.3L/G计量比:0.5营养源：合成培养基Aphanothecesp.,Chlorellasp.,Chlorellavulgaris,Mayamaeasp.,Chlorellahomosphaera,Pseudanabaenasp.Ángelesetal.(2020a)1L封闭式生物反应器98CH4:50–53室内ChlorellavulgarisMannetal.Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest206实验装置设计CO2-回收率（%）升级沼气的构成（%）操作参数微藻种群参考文献CO2:1.2–2.5O2:18.3–23.4H2S:0pH:5.5-7营养源：合成培养基(2009)180LHRAP+2.5L气泡柱50-95CH4:72–93CO2:4–12O2:0.1–2.0N2:0.6–5.0H2S:0室外pH:9-10L/G计量比:0.5营养源：浓缩污水Chlorellasp.,Chloroidiumsaccharophilum,Pseudanabaenasp.Posadasetal.(2017b)180LHRAP+2.5L气泡柱64-96CH4:85–98;CO2:0.8–11.9O2:0–3.8N2:0.6–5.8H2S:0室外pH:9.2-9.8L/G计量比:1.0营养源：浓缩污水Chlorellavulgaris,Pseudanabaenasp.,Chlorellakessieri,LeptolyngbyalagerheimiiMarínetal.(2018)11.7m3半封闭式光生物反应器+45L气泡柱＞91CH4:94–99CO2:0.1–1.4N2+O2:0.9–5.9H2S:0室外pH:8-9L/G计量比:0.5Chlorellavulgaris,Stigeocloniumtenue,Nitzschiaclosterium,NaviculaamphoraMarínetal.(2019a)9.6m³HARP+150L气泡柱68-96CH4:88–97CO2:1.5–12O2<1H2S:0室外pH:9.05-9.50L/G计量比:0.8-2.4营养源：浓缩污水MicroalgalconsortiumRoderoetal.(2020a)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest207致谢感谢西班牙科学、创新和大学部（FJC2018-038402-I），卡斯蒂利亚地区政府León和EU-FEDER计划（CLU2017-09,VA281P18和UIC71）和CONICYT（PFCHA/DOCTORADOBECASCHILE/2017-72180211）。参考文献AbeliovichA.andAzovY.(1976).Toxicityofammoniatoalgaeinsewageoxidationponds.AppliedandEnvironmentalMicrobiology,31,801–806,https://doi.org/10.1128/aem.31.6.801-806.1976AciénF.G.,Fernández-SevillaJ.M.andMolinaGrimaE.(2013).Photobioreactorsfortheproductionofmicroalgae.ReviewsinEnvironmentalScienceandBio/Technology,12,131–151,https://doi.org/10.1007/s11157-012-9307-6AciénF.G.,MolinaE.,Fernández-SevillaJ.M.,BarbosaM.,GouveiaL.,SepúlvedaC.,BazaesJ.,andArbibZ.(2017).Economicsofmicroalgaeproduction.In:C.Gonzalez-FernandezandR.Muñoz(eds).Microalgae-BasedBiofuelsandBioproducts:FromFeedstockCultivationtoEnd-Products.ElsevierInc.Amsterdam,pp.485–503.ÁngelesR.,ArnaizE.,GutiérrezJ.,Sepúlveda-MuñozC.A.,Fernández-RamosO.,MuñozR.andLebreroR.(2020a).Optimizationofphotosyntheticbiogasupgradinginclosedphotobioreactorscombinedwithalgalbiomassproduction.JournalofWaterProcessEngineering,38,101554,https://doi.org/10.1016/j.jwpe.2020.101554ÁngelesR.,MarínD.,RoderoM.delR.,PascualC.,González-SanchezA.,deGodosI.,LebreroR.andMuñozR.(2020b).BiogastreatmentforH2S,CO2,andothercontaminantsremoval.In:BiofiltrationtoPromisingOptionsinGaseousFluxesBiotreatment,G.SoreanuandÉ.Dumont(eds.),Elsevier,Amsterdam,pp.153–176.ÁngelesR.,RodríguezÁ,DomínguezC.,GarcíaJ.,PrádanosP.,MuñozR.andLebreroR.(2020c).StrategiesforN2andO2removalduringbiogasupgradinginapilotalgal-bacterialphotobioreactor.AlgalResearch,48,101920,https://doi.org/10.1016/j.algal.2020.101920ArbibZ.,deGodosCrespoI.,CoronaE.L.andRogallaF.(2017).Understandingthebiologicalactivityofhighratealgaepondsthroughthecalculationofoxygenbalances.AppliedMicrobiologyandBiotechnology,101,5189–5198,https://doi.org/10.1007/s00253-017-8235-3ArunJ.,ShreekanthS.J.,SahanaR.,RaghaviM.S.,GopinathK.P.andGn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.502018荷兰d341.032018波兰d583.072018克罗地亚d19.232018塞浦路斯d8.4062018拉脱维亚d24.5912018立陶宛c44.1922018阿尔巴尼亚d94.52018斯洛伐克d55.932018斯洛文尼亚d38.12018塞尔维亚d9.62018波斯尼亚和黑塞哥维那d9.52018马耳他d8.282018瑞士d1772017保加利亚d68.62017爱尔兰d58.7732017aEuropeanCommission(2020).bWeietal.(2020).cRoskoschandHeidecke(2018).dEurostat(2020).Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest224图10.1各国接入城市污水收集系统的常住人口百分比(OECD.Stat2021)世界各地的污泥（生物固体）管理策略各不相同（表10.2）。在美国（US），土地利用、堆肥、焚烧、厌氧消化（AD）和填埋是最常见的生物固体管理方法(Leeetal.,2020)。图10.2显示了由美国环境保护署（EPA）报告的公有处理厂（POTW）中所采用的生物固体管理方法类型分布。在中国，生物固体管理方法包括堆肥、混燃、热干焚烧和水泥制造(Ariasetal.,2021)。2016年，欧盟（EU）的污水处理共产生了大约800万吨生物固体(EuropeanCommission,2020)。欧盟的生物固体管理方法主要是农业使用和焚烧(Kacprzaketal.,2017)；但是，不同国家对土地利用的规定和使用水平差异很大。据估计，在埃及每年产生210万干吨生物固体，其中约85%的干固体因缺乏能够稳定化处理的设施而被不当处置(AbdelWahaabetal.,2020)。波兰每年产生大量的污泥（2009-2018年，污泥产生量超过50万吨/年），主要是通过填埋进行管理(Eurostat,2020;Rosiek,2020)。2016年通过了一项禁止填埋污泥的法律，因而需要开发适当的替代管理策略。2016年，波兰高达34%和30%的污泥分别通过农业使用（形成土壤、肥料）和热转化（焚烧、共焚烧、气化、热解、湿式氧化）方式进行管理(Przydatek&Wota,2020)。本章旨在回顾和总结当前有关生物固体管理的知识，并为未来的实践提供基础。本章重点介绍当前的管理实践如何帮助脱碳，生物固体管理策略在实现公用事业脱碳目标中的作用，以及如何应对管理中的挑战（例如，新出现的污染物、气味、公众监督和不安）以实现脱碳目标。由于前述章节中已详细讨论了厌氧消化工艺的应用，本章重点介绍厌氧消化工艺之外的污泥处理替代方案。需要注意Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest225的是，污泥厌氧消化后残留的消化液也需要额外的处理。新出现的概念，即水-能源联系、循环经济和营养物交易，是实现未来污泥管理实践中脱碳的重要工具。这些概念非常有助于减轻污泥管理给社会带来的经济负担，克服生态问题和资源稀缺问题。需要开发新的技术和方法来从污泥中提取能量和养分，并优化工艺和提高能源效率。回收的能量和养分成为公用事业的创收来源，为他们赢得了作为污染治理责任方的声誉。反过来，他们将成为有助于减少碳排放并实现水务行业脱碳的实体。可再生能源生产和资源回收被列为污泥管理领域的工作，以实现污泥管理的连锁效益，并开展废物管理的循环经济实践。本章最后一节介绍公用事业脱碳的实践情况以及未来的战略和途径。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest226表10.2常见污泥管理实践的优缺点(Wiechmannetal.,2013)（除非另有说明）管理方法优点缺点脱碳潜力农业、园林绿化使用，各类材料回收再利用可以利用营养物和磷污水污泥是污染物和病原体的聚集地营养物回收在所有现行方法中最具成本效益污染物经食物链的富集温室气体排放失控在营养物供应和降低健康风险一致性方面信心不足(Shaddeletal.,2019)无能源生产单独焚烧允许长期的污水管理规划从灰烬中回收磷仍然是一个复杂且高成本的过程能源生产清除污水污泥中的有机污染物转运可能会造成额外的环境污染只有P能被回收实现能量回收在现有的污水处理方法中，成本最高需减少空气污染排放可从灰烬中回收P需要考虑磷的生物利用度焚烧和磷回收减少了资源的使用，并开辟了新的市场共焚烧清除污水污泥中的所有病原体和有机污染物不能回收污水污泥的营养物能源生产实现能量回收不能从灰烬中回收P建材生产成本低于单独焚烧长途运输会对环境和健康造成有害影响需减少空气污染排放燃料消耗少，减少了资源的使用，是混凝土或修路所用的骨料的替代品厌氧消化(AD)从生物固体中获取能量的最节能方法(Weietal.,2020)不适当的底物比例和/或操作条件会导致消化器紊乱(Chowetal.,2020)能源生产消化污泥在土地上施用可减少肥料使用(Weietal.,2020)需要较长的停留时间(Appelsetal.,2011)营养物回收提高污泥的脱水性能(Shaddeletal.,2019)整体降解效率低（受水解步骤限制）(Appelsetal.,2011)重点污染物的去除需额外的处理方法从产品销售获取额外收入(Shaddeletal.,2019)很多地方沼气利用率低，限制了该方法的推广(Seipleetal.,2020)共消化能促进水解，提高甲烷产率(Zhangetal.,2020)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest227管理方法优点缺点脱碳潜力堆肥提高土壤肥力和生物多样性(Brunietal.,2020)需要非常大的空间(Jędrczak,2018)营养物回收减少化肥需求(Brunietal.,2020)压缩混合物的孔隙率和水分含量较低，会产生难闻的气味(Jędrczak,2018)需减少空气污染排放有助于提高人们对社区一级废物管理措施的认识和推广(Brunietal.,2020)产生更多的温室气体排放(Jędrczak,2018)图10.2不同污泥管理方法在美国、欧盟和中国的应用情况(Đrđevićetal.,2019;USEPA,2019;Weietal.,2020)10.2从污泥到能源/产品污泥处理方法可分为生物型或热力型。厌氧消化是一种生物过程，由于能量输入低(Xuetal.,2020)和有机能源的提取效率高(Nakkasunchietal.,2021)，因此在生物固体管理方面具有很高的资源回收潜力。将厌氧消化后高固相的生物固体与有机废物（如食物垃圾、庭院垃圾）的其他成分结合管理，已被确定为一种适合的生物固体管理方法，在全球变暖潜势、酸化、富营养化、生态毒性和总体成本方面具有低影响(Leeetal.,2020)。此外，厌氧消化不需要曝气，因而显著降低处理厂的运营成本(Chenetal.,2020;Seipleetal.,2020)。在能量回收方面厌氧消填埋土地利用/农业使用焚烧欧盟中国美国Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest228化在很大程度上比焚烧更有效，但转化效率低，并且会产生大量需要处理的湿消化物残留(Chenetal.,2020)。由于可生产和利用沼气，厌氧污泥处理在经济和生态方面具有潜在效益(Nakkasunchietal.,2021)。然而，据美国报道，污泥处理产生的沼气利用率较低，进水流量超过100万加仑（MGD）/天或3785m³/天的污水资源回收设施中，采用厌氧消化工艺的不到一半，而且很少将生成的沼气用于供热或发电(Seipleetal.,2020;Shenetal.,2015)。此外，对常见生物方法（如AD或堆肥）处理后的固体产品的合法使用或处置要求不断增强，使其应用复杂化，因此，目前正集中努力寻找替代方法(Świerczeketal.,2021)。污泥焚烧与磷（P）回收相结合的工艺已引起广泛关注。在德国，大型污水处理厂一直在通过污泥焚烧来回收灰烬中的磷，以实现该国从污水污泥中获得至少20%的粗磷酸盐的目标。德国批准的污泥焚烧总容量约为150万吨/年，其中80%的产能在使用(Wiechmannetal.,2013)。在燃煤/褐煤发电厂和水泥厂中，污泥的共焚烧法处理具有许多优势，包括减少化石能源燃烧、碳排放以及降低成本；但是，此过程中P不可被回收。污泥焚烧处理也被用于生产水泥等建筑材料。如果污水中含有高浓度的重金属（HM），这种方法是最佳选择之一，因为它将生物可利用的重金属转化为更稳定的形式，从而弱化它们在受体环境中的浸出毒性(Caoetal.,2020)。尽管污泥焚烧最大限度地减少了生物固体（从而降低了土地需求）并通过稳定灰分产量实现能量回收，但它具有较高的资本成本和运营成本。灰烬的毒性也限制了该生物固体管理策略的整体可行性(Ariasetal.,2021)。在大多数情况下，空气污染排放是一个重要问题，需要额外处理才能满足空气质量要求。处理原始生物固体的另一种替代方法是热解，它是一种缺氧的热降解过程。热解是一种廉价且稳健的工艺，由于能产生可分别用于液体燃料和土壤改良的液体和固体流，该方法已显示出处理原始生物固体的良好前景(Callegari&Capodaglio,2018)。据报道，在好氧消化或堆肥前进行热水解可以提高原料的生物降解性、固体装载能力（9%vs.6%）和生物固体脱水能力，同时保持更好的能量平衡(Flores-Alsinaetal.,2021)。热解的高温和高压通过灭活病原体来改善土壤质量，从而拓展了改善后土壤的应用范围（填埋vs.土地应用）(Flores-Alsinaetal.,2021)。生物炭是一种通过热解产生的产品，它能够改善土壤质量和提高养分水Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest229平，引起了研究者的关注。生物炭已被用于吸附污水中的抗生素、重金属、染料和酚类化合物等；它在农业中的应用还有助于保留土壤中的氮(Singhetal.,2020)。热解法也已被用于将生物固体转化为颗粒活性炭（GAC）。据报道，通过热解生产GAC将设施运营成本降低20-40%，从而实现经济效益(Mu’azuetal.,2019)。然而，据报道GAC对重金属的吸附效果较差(Singhetal.,2020)。最近，研究者对热解法的功效进行了研究，目前热解法的使用受到经济投入的限制。研究表明，热解法在循环经济框架下表现出效益，可以回收能源和自然资源，以及产生有价值的副产品(Tsybina&Wuensch,2018)。在南非进行的一项模型研究发现，使用热解预处理和厌氧消化结合的集中污泥管理技术，使得进水中36.5%的COD转化为甲烷，生物固体中的N和P分别为41%和65%；与研究中使用的垃圾填埋处理相比，这是一个重大改进(Flores-Alsinaetal.,2021)。水热液化（HTL）是另一种有可能处理生物固体并将其转化为生物原油的工艺。与热解相比，使用HTL的一个显著优势是能够处理湿原料，从而减少了高成本的干燥步骤。美国的一项建模研究发现，产能超过17400m³/天的设施每年可供应约1000万吨原料并生产370万立方米生物原油(Seipleetal.,2020)。研究已经表明，加工的原料类型和选择的操作条件会影响生物原油的元素组成。WRRF的生物固体已被证明可生产高产量的生物原油（45%），以及实现石油产品中55-80%的碳回收率。此外，研究表明，大多数无机物（包括P）集中在HTL后的固体产物中（重量百分比>70%），它们可以被进一步分离出来并用作肥料(Contietal.,2020)。HTL作为一种去除污泥中微量污染物的可行技术已显示出前景；然而，合成工艺用水的复杂成分限制了其拓展应用(SilvaThomsenetal.,2020)。由于高浓度的有毒化合物，未经处理的工艺用水已被确定为对健康有害，但经过处理的污水有可能通过能源和营养物质的回收而实现增值(Watsonetal.,2020)。尽管HTL是一种可将生物质转化为燃料的高效策略，但需要通过昂贵的技术升级手段以达到生物燃料的标准，这阻碍了该技术的应用。催化剂可以通过提高生物原油的质量来克服这一挑战，但许多催化剂是不可回收的，因此也带来了额外的经济负担。多相催化剂已经显示出作为一种可行替代方案的潜力，它不仅可以提高生物原油的产量和质量，还可以进行回收和重复使用，从而降低成本(Scarsellaetal.,2020)。相对于热解，采用HTL处理得到的生物原油具有较低的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest230氧气和水分含量以及较高的热值，从而降低了固定资产和运营成本，在生物转化技术中具有竞争优势(Dimitriadis&Bezergianni,2017)。10.3土地应用和专用填埋填埋是一种传统上常用的污泥处理方法，因为它成本低且整体操作简单；然而，它有几个缺点，包括大量的用地需求、环境污染（土壤、空气、地表水和地下水），以及失去从污泥中回收能量和养分的潜力。有限的土地供应和严格的空气质量要求导致在许多地区不允许进行污泥填埋处置。例如，加利福尼亚州的垃圾填埋场将在2025年禁止75%的有机废物输送（包括污泥）。污泥已被用于多种用途，例如土壤改良剂、部分替代的肥料、土地表面覆盖物、填料和建筑材料成分。许多国家对污泥的土地利用进行了规范。在美国，污水污泥受到EPARule40CFRPart503的监管，其中包括对污染物浓度和施用率的管制，旨在减少施用于土地或放置在地面处置场的污泥中的病原体、对病媒的吸引和重金属(USEPA,1992,1995;Walkeretal.,1994)。美国的大多数污泥被用于农业用地（牧场和农田）、受干扰地区（如棕地）、苗圃、森林、休闲区（如公园、高尔夫球场）、草坪和花园、墓地、高速公路和机场跑道中间分隔带等区域(USEPA,2003a,2003b)。目前，欧盟对农业中污泥的使用，仅受理事会指令86/278/EEC中列出的重金属（Cd、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn）限制。低剂量的污泥应用已显示出对微生物量、有机碳和土壤微生物活性的有益影响。研究发现，在某些情况下，在土壤中过量施用重金属浓度高的污水污泥会增加重金属的生物利用度(Hudcováetal.,2019)。10.4棕地开垦由于污染和土壤条件恶化，棕地成为被废弃、闲置或未能充分利用的土地。许多棕地对周边地区几乎没有价值或价值很低。生物固体已被用于棕地修复以改善土壤质量，从而释放棕地未被充分利用的潜能。生物固体在棕地中的应用率通常高于在农业中的应用。在棕地应用中，平衡碳氮比（C:N）至关重要，它能够最大限度地提高土地中的有机物含量，并使得流失进入地下水中的潜在硝酸盐最少。在某些应用中，需要添加高碳氮比（40:1）的硬木叶、稻草、堆肥物料和造Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest231纸厂细粉等残余材料，以提供过量的碳并从富氮生物固体中固定氮(Brown,2001)。生物固体的应用也是酸性矿山污水的有效处理方法。在一个典型的矿山复垦场地，生物固体和碳源的应用量分别为10-25和100-150干吨。然而，这些应用量可能会根据场地特征和开垦所需的土壤深度而变化(Cogger,2000)。生物固体的应用不仅可以提高土壤碳含量，还可以通过化学方法将金属固定在基质中，从而限制酸性矿山污水中有毒金属的生物利用度和浸出。这是一种廉价的方法，可以在酸性矿山污水区将生物固体掺入高度污染的表土中。在美国有许多将污泥成功用于棕地复垦的实例。例如，美国芝加哥大都会水回收区（MWRD）一直在开垦一块6070公顷的煤炭开采遗留区。在MWRD的草原计划中，通过施用污泥平整了土地，丰富了土壤中的碳、氮（N）、磷（P）和微量养分含量。该棕地已被改造成肥沃的农业用地(MWRD,2021)。污泥（40吨生物固体/公顷）和石灰改良剂的施用使科罗拉多州莱德维尔阿肯色河上游的贫瘠尾矿区实现复垦。该措施降低了相关金属污染物的可用性(ITRC,2010)，它还通过增加pH值、总有机碳、持水能力、总养分浓度以及植物和土壤微生物活性来改善土壤质量。结果表明，处理后一年，该区域内植物群落建立，土壤微生物群落开始恢复。10.5堆肥堆肥是一种生化过程，涉及微生物在自然或受控条件下对有机物的降解(Brunietal.,2020;Onwosietal.,2017;Sánchezetal.,2017)。由于其广泛的环境兼容性，堆肥已被确定为一种有价值的废物稳定技术(Onwosietal.,2017)。堆肥的成功与否取决于废物中重金属的浓度。如果管理得当，堆肥可以减少温室气体排放，增加土壤肥力和生物多样性，并减少对化肥的需求(Brunietal.,2020)。然而，在堆肥过程中渗滤液产生和气体排放的建模方面存在挑战，而堆肥建模对于分析控制措施如何影响整个堆肥过程非常重要。在降低堆肥的负面影响方面有很多方法，包括添加膨化剂，如锯末，稻草，木屑，轧棉机废料等(Onwosietal.,2017)。生物炭也被用作堆肥过程中的填充剂，它能降低土壤中金属和砷的浓度、增强吸附和微生物群落活性(Yeetal.,2019)。波兰的一项研究表明，生物固体堆肥技术的成熟会影响有机碳、营养物质和重金属的浓度（但不会影响其可移动或生物可Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest232利用形式的百分比），是一种有效的稳定方法(Bożym&Siemiątkowski,2018)。除了波兰，意大利也在生物固体管理实践方面取得了长足进步(Mininnietal.,2019)，他们在其废物管理框架下使用了许多堆肥设施。对有机废物进行源头分离的巨大努力有助于最大限度地提高养分回收率并实现该国的可持续发展目标。在意大利，污水污泥是堆肥厂的第二大主要原料来源；然而，其占比从2004年的17%下降到2017年的10.6%。同时，大部分堆肥产品用于农业（约70%）(Brunietal.,2020)。10.6资源回收磷（P）是大多数化肥配方中必不可少的元素。据估计，大多数国家的磷储量将在100年内耗尽(Falketal.,2020)。作为一种没有其他营养（农业上）可替代的不可再生资源(Shaddeletal.,2019)，磷回收已成为科学界非常感兴趣的话题。WRRF生物固体富含磷，磷既存在于生物固体本身，也存在于渗滤液和生物固体灰烬中(Cieślik&Konieczka,2017)。污水污泥中的磷以无机和有机形式存在。无机磷的化学组成取决于处理厂所选用的工艺（如铁凝结）(Falketal.,2020)。据报道，进入WRRF的90-95%的磷被掺入到生物固体中，而磷从水体中的回收率仅限于20-40%(Shaddeletal.,2019)。磷回收的主要方法是鸟粪石沉淀法、磷酸钙（Ca-P）沉淀法和磷酸还原法(Shaddeletal.,2019)。鸟粪石沉淀法很昂贵，并且需要添加外部化学品，这对于小型工厂来说成本过高。Ca-P沉淀是一种更有效的磷去除方法，因为用于Ca-P回收的化学品比用于鸟粪石沉淀的化学品更容易获得。而且，Ca-P沉淀形成羟基磷灰石，其用途比鸟粪石更广泛(Law&Pagilla,2019)。相较于从WRRF中回收磷，利用磷矿和现有的磷基肥料变得越来越便宜，因此这些不同管理技术中任何一种的实施都变得更加困难(Law&Pagilla,2018)。热处理灰烬中磷的可用性取决于所应用的技术。24种德国污水污泥灰中的磷在中性柠檬酸铵溶液中的平均溶解度显示，磷的可用性相对较差（25.6%）(Kruger&Adam,2015)。波兰污泥单独焚烧厂产生的污水污泥灰的清单显示，2018年11个污泥单独焚烧厂产生267560吨灰烬，每年的污泥干重产能为1603000吨。总回收磷约为16140吨（占总灰烬的13%），平均生物利用度为33.9%(Smoletal.,2020)。这些结果表明，需要通过预处理或后处理方法来改变污泥灰的组成和结构，以提高植物对磷的利用率，使其可以用作肥料。针对流态化和固定床反Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest233应器中污水污泥燃烧产生的磷的归趋进行研究，能够确定磷的分布、元素组成和结晶度，从而能够从燃烧灰烬中更有效地回收磷(Falketal.,2020)。由于较少的经济回报和激励措施，从污泥中回收N比回收P受到的关注要少。然而，新出现的概念，如养分交易和循环经济，有助于开发具有成本效益的氮回收技术，并最大限度地从污泥中回收资源。10.7通过污泥稳定化去除新污染物大多数传统的污水处理工艺完全去除新污染物（ECs）（激素、抗生素、个人护理产品等）的能力有限，并且在污水处理过程中去除部分ECs最终会形成大量污泥。如果对污泥中的高浓度ECs不经适当处理就排放到环境中，后果可能会令人担忧。污泥处理的类型决定了ECs在受体环境中的归趋(Dubeyetal.,2021)。生物降解和吸附是去除ECs的主要机制；厌氧消化和堆肥通常可以成功去除许多ECs。水环境研究基金会（WERF）最近开展的一项研究强调了对不同的污泥稳定方法转化ECs进行研究的重要性。结果表明，好氧消化仅去除了18%的雌激素，而厌氧消化中由于待处理的ECs转化为雌激素活性形态，从而导致雌激素增加。还需要将污泥预处理（例如，超声波处理、臭氧氧化、热水解）与污泥稳定结合起来，以加强对顽固性ECs的去除。在常规和先进的污泥处理方法中，需要对ECs的归趋、转化和去除机制进行更多研究。10.8集中式vs.分布式污泥管理实践发达国家在采用污泥管理策略方面，城乡之间存在巨大差异。由于政治结构、国家优先事项、社会经济条件、文化特征、获得公共卫生和安全服务的机会以及财政资源方面的差异，发达国家和发展中国家之间的这种差异加剧了。集中式废物管理战略由于其方便和高效，在发达国家人口密集的城市地区是更可行的选择。随着新概念的出现，分布式废物管理策略开始成为发展中国家、农村地区甚至发达国家城市小社区的一种更可持续的替代方案(Righietal.,2013)。由于土地稀缺，发达国家城市地区在污泥的土地应用或填埋方面面临越来越多的挑战，运输成本和环境影响也可能促使这些地区采用分散式污泥管理策略。尽管将污泥转化为有用产品的现场处理可能更昂贵，但污泥管理的总体碳足迹可能更低。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest23410.9污泥管理技术的环境和经济效益生命周期评估目前，许多WRRF成功地证明了可同时提高能源效率和养分回收的能力。两种或两种以上污泥管理技术（例如厌氧消化和焚烧）的组合在节能工厂中是一种非常常见的做法，例如美因茨(Gretzscheletal.,2020)和汉堡的KöhlbrandhöftWRRF(Millsetal.,2014;Laurich,2011)。德克萨斯州的WRRFs将厌氧消化和生物质利用、以及生物固体焚烧和电力生产组合实施，据估计减少了83%的电力消费(Stillwelletal.,2010)。WRRF的剩余热量和电力已被输送到地区电网系统。一项新的试点应用是在夏季将汉堡WRRF的剩余热量储存在含水层中，以补偿季节性波动并在冬季节省热能(Schaferetal.,2020)。含水层热能储存系统（ATES）是开放式系统，其中地下水用作外部能源和含水层之间的传热介质，随季节被加热或冷却。很少有案例研究能够跟踪公用事业中污泥多用途利用过程的碳流动，以量化将污泥作为生物碳源应用的影响。需要评估每种污泥管理方案的环境和经济可持续性，包括填埋、堆肥、焚烧、消化和土地应用。生命周期评估（LCA）和生命周期成本分析（LCCA）已用于对污泥管理替代方案的环境和经济影响进行比较评估(Ariasetal.,2021;Leeetal.,2020;Yoshidaetal.,2018)。10.10实施污泥管理的挑战与机遇，监管与社会问题法律规定和环境法规对生物固体或污泥的管理技术有很大影响。WRRFs应该更全面地进行脱碳。总碳生命周期评估应包含处理厂中涉及的每种污泥处理方法的潜在碳排放量。抵消碳影响所需的缓解措施也应纳入整体评估框架。在未来的污泥管理实践中，严格的法规（例如，空气质量、ECs去除、污泥施用率）将推动当前污泥处理策略的转变，以进一步减少碳排放。开发性能强化和成本降低的污泥处理策略对于减少碳排放至关重要，这要求详细评估每个步骤对碳排放的影响及其对污泥管理的潜在影响，以及是否具有成本效益，能否实现低碳密集型的可再生能源生产和资源回收。虽然向原位热和电力生产的转变逐渐降低了污水处理的碳强度，但这种“脱碳”远远不足以达到污水行业的脱碳要求；需要进一步了解未来的污水处理工艺Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest235和排放标准将如何影响污泥管理策略，以确定最低碳的解决方案。这种方案既可以减少污泥和污染物的体积和浓度，又可以降低碳强度，并将传统的污泥处理工艺转变为低碳强度的可持续工艺。对于污泥处理的脱碳没有直接的配方。供应链上的主要利益相关者的参与，包括排放者、公用事业单位、监管机构、农民和客户（公众接受），对于确定最佳的可持续污泥管理实践至关重要。需要开发决策工具来评估大量参数及其与标准、子标准和替代方案的相互关系，以选择可持续的污泥管理策略并满足对废物进行适当管理的所有要求。多标准决策（MCDM）方法多被用于存在多个相互冲突标准的情况下(Đurđevićetal.,2020)；SWOT（优势、劣势、机会、风险）分析也被用于确定可持续污泥管理的最佳路线。最近，研究者努力将多种评估模型进行组合，例如层次分析和LCA、LCCA相结合的模型(Đurđevićetal.,2020;Turunenetal.,2018)。在污泥处理工艺的选择中，应将不同的能量生产和养分回收方法紧密联系起来。在此过程中，还应对预处理和后处理路线进行选择。对于最终产品的农艺应用，需要基于一种透明的方法，根据循环经济和工业生态的不同场景，预测有机物和营养物质的流动以及预期的污泥管理成本。在这个框架下，需要考虑对所有基本组成部分进行详细分析，包括城市污泥处理的监管、地方和公共参与、经济、操作和技术等方面。10.11未来战略和路线图污泥管理的法律法规已有30多年的历史并且已经过时，有必要重新修订适用的法律法规，以实现公用事业部门污泥管理的脱碳。未来污泥管理策略还应着眼于适当的污泥处理方法，以最大限度地减少温室气体排放，病原体灭活及相关污染物的去除。中国的污泥管理战略最近发生了巨大变化。由于中国颁布了18项标准和12项法规，污泥土地利用量从2009年的60.9%下降到2017年的21.9%(Weietal.,2020)（图10.2和10.3）。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest236图10.32019年中国不同省份的污泥产量(Weietal.,2020)循环协议和交易正在欧盟兴起，作为一种替代治理形式，满足整个价值链利益相关者的需求，从而提高物质的流通水平。通过这些协议，个人有机会以更适合实现循环经济的方式重新分担风险和责任(Johansson,2021)。瑞典最近为污水处理厂开发了一项名为REVAQ的认证项目，以减轻人们对将污泥用于农业的担忧。为了达到REVAQ认证标准，他们一直在努力减少流入农业用地的污水中的污染物。瑞典生产的大约45%的污泥符合为农场应用设定的REVAQ质量标准(Dagerskog&Olsson,2020)。另一个例子是荷兰实施的绿色协议，该协议将焚烧炉底灰开发为建筑材料(GovernmentoftheNetherlands,2016)。为满足日益严格的排放质量要求并缓解磷短缺，污泥焚烧生产能源并回收磷污泥产量（千干吨）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest237工艺正成为最常用的工艺。在目前的污水处理应用中，污水中的大部分磷在化学沉淀作用下被污泥捕获，从而达到污水排放标准。对于污泥管理实践的脱碳，关闭养分回收回路至关重要（表10.2）。污水处理脱碳具有极大的氮回收潜力。回收的氮可用作化肥生产原料，而化肥生产是化石能源密集型工艺。这种方法可以最大限度地减少或消除污水处理产生的N2O排放。然而，污泥中的氮捕获相对较少（~25%），目前大部分氮最终进入处理过的水和大气中。为了最大限度地回收氮，有必要识别富氮流。一种富氮流是污泥脱水过程的循环水。在分布式处理厂中，对富氮流的单独收集和处理可实现完全的氮回收。与化石燃料驱动的化肥生产路线相比，该生产工艺对环境影响最小，有助于养分回收和材料生产（例如，建筑材料、吸附剂），并且降低了温室气体排放，因而有助于实现脱碳目标。集中式污水处理厂通常用于处理雨水、工业废水和灰水，这使得污泥管理变得复杂，因为污泥的质量和数量受很多因素影响。分布式污水处理厂在封闭式养分回收方面发挥着关键作用，因为可以很容易地将它们设计成可在污水流入前进行源头分离的结构。瑞典已经开发了一种新的源头分离方法，可以在点源处分离和干燥尿液，从而以相对简单的方式将大部分氮气从下水道分流，同时对现有管道的改造最少(Dagerskog&Olsson,2020)。各种新的替代工艺，如湿氧化、水解、水热碳化和超临界水氧化，目前处于萌芽阶段或中试阶段，未来将被拓展到大规模应用。这些技术的实施不仅要考虑在特定地点的经济效益和环境可行性，还要考虑污泥处理生命周期内的碳排放。除了LCA和LCCA，社会影响分析（例如就业、收入）将被广泛使用，以指导选择最佳的处理设施和方法，同时帮助脱碳和实现可持续发展目标。水务行业脱碳的最终目标是以可持续的方式从污泥中回收碳并制成有用产品。参考文献AbdelWahaabR.,MahmoudM.andvanLierJ.B.(2020).TowardachievingsustainablemanagementofmunicipalwastewatersludgeinEgypt:thecurrentstatusandfutureprospective.RenewableandSustainableEnergyReviews,127,109880,1–11.https://doi.org/10.1016/j.rser.2020.109880AppelsL.,LauwersJ.,DegrèveJ.,HelsenL.,LievensB.,WillemsK.,VanImpeJ.andDewilR.(2011).Anaerobicdigestioninglobalbio-energyproduction:potentialandresearchchallenges.RenewableandSustainableEnergyReviews,15(9),4295–4301.Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest238https://doi.org/10.1016/j.rser.2011.07.121AriasA.,FeijooG.andMoreiraM.T.(2021).Benchmarkingenvironmentalandeconomicindicatorsofsludgemanagementalternativesaimedatenhancedenergyefficiencyandnutrientrecovery.JournalofEnvironmentalManagement,279(1),111594,1–10.https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2020.111594BożymM.andSiemiątkowskiG.(2018).Characterizationofcompostedsewagesludgeduringthematurationprocess:apilotscalestudy.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,25(34),34332–34342.https://doi.org/10.1007/s11356-018-3335-xBrownS.andHenryC.(2001).UsingBiosolidsforReclamation/RemediationofDisturbedSoils.UniversityofWashington,pp.1–26.Availableathttps://www.epa.gov/sites/default/files/2015-05/documents/biosolidswhitepaper-uwash.pdf(Accessed23February2022).BruniC.,AkyolÇ.,CipollettaG.,EusebiA.L.,CanianiD.,MasiS.,ColónJ.andFatoneF.(2020).Decentralizedcommunitycomposting:past,presentandfutureaspectsofItaly.Sustainability,12(8),3319,1–20.https://doi.org/10.3390/su12083319CallegariA.andCapodaglioA.(2018).Propertiesandbeneficialusesof(bio)chars,withspecialattentiontoproductsfromsewagesludgepyrolysis.Resources,7(1),20,1–22.https://doi.org/10.3390/resources7010020CaoX.,MaR.,ZhangQ.,WangW.,LiaoQ.,SunS.,ZhangP.andLiuX.(2020).Thefactorsinfluencingsludgeincinerationresidue(SIR)-basedmagnesiumpotassiumphosphatecementandthesolidification/st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透（RO）膜也开始用于海水淡化（图11.1a）(Judd,2017)。RO技术不仅具有设备材料轻、高度紧凑、生产效率高的特点，而且与多级闪蒸（MSF）、多效蒸馏（MED）和热蒸汽压缩（TVC）等热脱盐技术相比，能耗更低。因此，在世界很多地区RO技术替代了热脱盐技术(Alietal.,2018)，已被广泛用于市政供水部门（污水处理和海水淡化厂）。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest245图11.1海水淡化技术的装置及原理：(a)RO;(b)FO;(c)PRO;(d)MD。黑色箭头表示水流方向根据联合国粮食及农业组织（UN-FAO）的数据，2009年全球处理了超过260亿立方米的生活污水。污水处理用电量约占美国每年总用电量的3%(USEPA,2006)，中国的平均占比为0.3%(Haoetal.,2015)。在中国，供应污水处理厂运行的发电可能导致每年产生超过1.1亿吨CO2(Haoetal.,2015)。因此，在能源成本增加、巨大的化石燃料消耗和气候变化的背景下，包括使用膜技术的污水处理厂在设计时应提高能源效率，并将资源回收作为关键绩效指标。考虑到与传统污水处理工艺（例如，MBR、CAS）相比，膜技术可能是能源更密集的工艺(Manninaetal.,2020)，它可能会增加污水处理中的碳足迹和能源消耗。但是，全球通过反渗透技术对海水和微咸水的淡化贡献了超过50%的饮用水(Judd,2017)。尽管与热脱盐技术相比，RO是商业应用中更经济的海水淡化技术，而且在压力交换器（PX）作为能量回收装置（ERDs）的帮助下，海水反渗透（SWRO）处理技术的处理成本已经从1997年的$4.5m-3下降至到$1.5m-3（ERD）(Judd,2017)；但它仍然需要3~4kWh/m3的能量消耗，这是理论值的两倍多（盐浓度为350000pm且回收率为50%的海水，能量消耗为1.06kWh/m3）(Alietal.,2018)。因此，毫无疑问，当前需要降低污水处理和海水淡化的高能源需求，以实现经济和环境可低温高温膜蒸馏膜反渗透膜正渗透膜压力延迟渗透膜Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest246持续的供水/污水处理过程。水工厂和科学界在研究方面的努力促进了一些新型膜工艺的发展，膜技术与传统工艺的结合在节能、资源回收和脱碳方面具有很大的潜力。因此，有必要总结这些最新进展，讨论如何使用新型膜技术进行污水处理/回收和海水淡化，以帮助实现能源自给自足、甚至碳中和。本章特别讨论了可降低能耗且具有高脱碳潜力的新型膜技术在污水处理中的应用，包括好氧颗粒污泥膜生物反应器（AGMBRs）、微藻膜生物反应器（A-MBRs）、厌氧膜生物反应器（AnMBRs）、膜生物膜反应器（MBfRs)和正向渗透（FO）集成工艺。此外，本章还讨论了具有脱碳潜力的海水淡化膜技术，包括压力延迟渗透（PRO）、正渗透-反渗透（FO-RO）混合技术和正渗透-膜蒸馏混合技术（FO-MD）。11.2污水处理和资源回收中的膜脱碳策略11.2.1好氧颗粒污泥膜生物反应器（AGMBRs）好氧颗粒污泥膜生物反应器（AGMBR）是一种新型且有前景的污水处理/再生技术，它将好氧颗粒污泥（AGS）和膜过滤相结合，同时去除污水中的有机物和营养物质(Chenetal.,2017;Iorhemenetal.,2019;Lietal.,2019)。与传统MBRs中的CAS相比，AGS具有更致密的结构、更大的粒径和更好的沉降性，有利于减少AGMBR中的膜污染（例如，孔阻塞和饼层形成）。此外，Zhang等人（2020）的研究揭示了AGS对膜表面的冲刷作用，其固有的颗粒性质对缓解膜污染也起到了至关重要的作用。因此，与传统的MBRs相比，AGMBR可以为膜污染控制节省能源，从而减少碳足迹。此外，AGMBR结合反渗透（AGSMBR-RO）工艺被用于城市污水处理，AGSMBR-RO的能源需求可低至0.79kWh/m3，显著低于使用传统城市污水回收工艺的1.15~2.0kWh/m3(Wangetal.,2020)。同时，AGMBR膜过滤技术能够去除AGS中的所有悬浮固体，从而提高出水质量(Liébanaetal.,2018)。迄今为止，已对两种运作模式的AGMBRs进行了广泛的研究，包括批处理模式和连续模式。众所周知，序批式反应器（SBR）因其盛荒交替、提供液压压力、水力剪切力强等特点，是颗粒培养和长期稳定维护的理想配置。因此，SBRDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest247后接膜过滤的序批式处理模式已被证实是AGMBR的有效配置，可以缓解膜污染并保持颗粒的长期稳定性。跨膜压力（TMP）增加率大多低于0.3kPa/d，与控制组MBRs的相比降低了50-90%(Lietal.,2019;Thanhetal.,2013;Truongetal.,2018)。此外，AGMBRs还表现出良好的总氮（TN）去除率，可达55%以上，这是由于颗粒内部不同的微环境促使硝化和反硝化（SND）过程的同时进行(Lietal.,2019;Thanhetal.,2013;Vijayalayanetal.,2014)。然而，应该指出的是，以连续模式运行的AGMBR在应用方面更具吸引力，因为它降低了资本成本（CAPEX）和运营成本（OPEX）(Chenetal.,2017)。然而，与SBR相比，由于液压和操作条件不同，连续模式下颗粒的培养和稳定性保持仍然存在挑战，这限制了AGMBR连续处理工艺的广泛应用(Chenetal.,2017;Corsinoetal.,2016;Lietal.,2014)。最近，一些研究人员试图在连续处理装置中通过重构或模拟与SBR中相似的液压条件来克服这一挑战(Chenetal.,2017;Corsinoetal.,2016)。Chen等人（2017）设计了一种内循环AGMBR，通过在缺氧区向下驱动液体，在好氧区向上驱动液体，来模拟SBR的水力条件，在连续流生物反应器中培养AGS。35天后颗粒培养成功，平均粒径为0.228毫米；然而，该研究没有考虑膜过滤行为。Corsino等人（2016）试图重建SBR中的液压条件，以在AGMBR的新型流体动力学配置中培养颗粒。结果表明，与传统MBR相比，AGMBR的膜过滤性能提高了90%。然而，在连续操作模式下，颗粒在不到20天的时间内就分解了。由于制粒机制复杂，关于连续膜反应器中颗粒培养的信息和明确机制仍不清晰，因此颗粒的培养和稳定性是推广低碳足迹AGMBRs工艺应用的关键挑战。11.2.2微藻膜生物反应器（A-MBRs）微藻因其具有将污水中的氮和磷转化为藻类生物质的独特能力而被广泛用于污水处理/回收。然而，微藻较差的沉降性会导致生物质损失和出水水质恶化，这限制了其应用(Tang&Hu,2016)。近年来，随着污水排放标准的日益严格，微藻膜生物反应器（A-MBR）利用膜过滤技术解决了藻类沉淀性差的问题，引起了人们的广泛关注。在污水处理过程中，A-MBR主要用于去除常规生物处理工艺出水中的残留Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest248营养物质（即氮和磷）(Lowetal.,2016;Tang&Hu,2016;Winkler&Straka,2019)。同时，膜对藻类的完全保留，可以实现藻类的高生物量生产，从而产生生物燃料、动物食品和其他生物产品等增值产品(Drexler&Yeh,2014;Tang&Hu,2016)。虽然藻类分泌的有机物（AOMs）引起的膜污染是A-MBR工艺使用面临的挑战，但该工艺可实现污水处理和生物燃料生产的一体化，而未来藻类生物燃料有望占据75%的市场份额(Nhatetal.,2018)。值得注意的是，A-MBR工艺用于处理对苯二甲酸污水时，可以捕获CO2并将其转化为藻类生物量，藻类CO2捕获率可高达91.59%(Yangetal.,2020)。与传统的藻类培养系统（例如，高速藻池和光生物反应器）相比，A-MBR显著提高了藻类生物量产量和养分去除效率(Biladetal.,2014;Drexler&Yeh,2014;Tang&Hu,2016)。最近，研究者提出了一种藻-泥共生系统（AS-MBR）来加强营养物质去除并减轻膜污染(Sunetal.,2018a,2018b)。藻类在光合作用过程中产生的氧气被细菌用来降解有机污染物和氧化铵。反过来，细菌产生的CO2可以被藻类用来合成生物质(Luoetal.,2017b)。Liang等人（2013）报告，某些细菌（例如地衣芽孢杆菌）可能会为小球藻（即一种绿色微藻）的生长创造有利条件，进一步推进构建共生关系。Sun等人（2018b）发现，在MBR中引入藻类后，总氮和磷酸盐的去除效率分别提高了10%和8%。此外，由于AS-MBR中丝状细菌的抑制作用以及较低的胞外聚合物（EPS）浓度，膜的过滤性能提高了50%。尽管AS-MBR是一项有前景的技术，能够去除营养物质、缓解膜污染、减少能源消耗和碳足迹；但应该注意的是，AS-MBR的性能将受到藻类与污泥接种量之比、流入污水特性和操作条件等多种因素的影响(Sunetal.,2018b)。11.2.3厌氧膜生物反应器（AnMBRs）主流厌氧处理受到了相当多的关注(Chernicharoetal.,2015;Smithetal.,2012)，因为它免除了生物质的曝气步骤，以富含甲烷的沼气形式回收能量，并且比好氧系统明显产生更少的生物质。厌氧膜生物反应器（AnMBR）是一种结合厌氧工艺和膜过滤技术的先进污水处理技术。与传统的厌氧工艺相比，AnMBR将膜浸入厌氧生物质或将膜与厌氧生物反应器外部连接，具有出水质量更好、生物质产量更低、占地面积更小的优点(Leietal.,2018;Smithetal.,2014;Xuetal.,2020a)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest249此外，由于水力停留时间（HRT）和固体停留时间（SRT）的解耦，AnMBRs可以在生物反应器中保持更长的固体停留时间和更高的有机负荷，有效防止产甲烷菌的损失，提高甲烷生产效率。因此，AnMBR技术是目前公认的一种有望实现污水处理能量平衡的能量净收益技术。过去十年处理低有机物浓度生活污水的中试规模AnMBR研究报告称，气态甲烷产量约为0.1-0.3LCH4/gCODremoved(Limetal.,2019;Roblesetal.,2020;Shin&Bae,2018)。因此，理论上可以改善净能量平衡，使得AnMBRs在将废物转化为能源的过程中产生能量净收益，即将沼气转化为电能和热能，实现资源回收（图11.2）(Shin&Bae,2018;Smithetal.,2014)。图11.2AnMBR的结构及其用于污水中势能回收的工艺示意图（摘自Shin&Bae,2018)）然而，用于处理生活污水的AnMBRs可能不会产生高甲烷产量，因为有机物含量低且甲烷在流出物中溶解的比例很高(Croneetal.,2016)。对于高耗能污水处理，AnMBR通过将废物转化为能源来实现能源自给自足的可能性很大。例如，AnMBR处理垃圾渗滤液产生的沼气的甲烷含量在70%到90%之间，产率为0.34L/gCODremoved(Xieetal.,2014)。此外，AnMBRs消化处理食物垃圾，可能获得净能源效益，这可能是由于富含甲烷的沼气产率为0.21±0.1LCH4/gCODremoved废水高质量排水沼气/能量AnMBR配置污水给水泵生物反应罐膜室气泵吸入泵循环泵渗透沼气Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest250(Galibetal.,2016;Jeongetal.,2017)。一般来说，AnMBRs有可能成为污水处理/回收和水回收的能源净收益技术。然而，如严重的膜污染(Roblesetal.,2012)、营养物质去除不足和流出物中溶解的甲烷含量高等严重问题(Croneetal.,2016)，必须以节能和经济高效的方式加以解决，从而促进该技术在全球范围内的全面应用。更节能的AnMBRs技术可以采用适当的策略来控制污染，包括物理（如旋转膜）、化学（如NaClO）和生物方法（如群体淬灭），而不是能源密集型的沼气喷射(Shin&Bae,2018;Xuetal.,2020b;Yueetal.,2018)。采用中空纤维膜接触器可以去除溶解甲烷，平均去除率可达70%以上(Limetal.,2019)。结合正渗透厌氧膜生物反应器FO-AnMBR等新型混合技术有助于减少出水中溶解的甲烷(Chenetal.,2014)。值得注意的是，将厌氧铵氧化（厌氧氨氧化）与亚硝酸盐/硝酸盐依赖的厌氧甲烷氧化（n-DAMO）相结合，可以同时从合成厌氧污水中去除高达85%的溶解甲烷和超过99%的氮(Liuetal.,2020)，这将减少温室气体（即CH4）排放以及用于AnMBR流出物后处理的外部碳添加。11.2.4膜生物膜反应器（MBfRs）膜生物膜反应器（MBfRs）中通过加压向膜表面形成的生物膜提供气体基质（图11.3），近年来作为一种可持续的水处理工艺受到了广泛关注(Aybaretal.,2014;Hasar,2009;Martin&Nerenberg,2012)。MBfR中的大部分生物质作为生物膜的功能层位于膜表面，其中独特的微生物群落结构可以同时去除污水中的有机物和氮。此外，与能源密集型曝气相比，在MBfR中可以实现高气体传输率以节省更多能源，特别是在使用高压供气时，因此只需要更小尺寸的生物工艺罐（即低资本投入）(Aybaretal.,2014;Hasar,2009;Martin&Nerenberg,2012)。此外，由于没有密集的曝气气泡，MBfRs限制了生物反应器中挥发性有机化合物（VOCs）和温室气体的释放。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest251图11.3用于污水处理的膜生物膜反应器（MBfR）膜曝气生物膜反应器（MABR）是一种典型的MBfR，其中氧气通过膜直接输送到功能性生物膜。与传统的CAS相比，MABRs的氧气传输效率更高，可实现40-75%的节能(Martin&Nerenberg,2012)。例如，使用MABR进行生物处理的能耗可低至0.212kWh/m3，并且具有出色的处理性能（即去除96.8%的TSS、94.8%的NH4+和98.9%的BOD）(Tirosh&Shechter,2020)。因此，MABRs在减少环境影响和提高污水处理厂的经济可持续性方面表现出巨大潜力。然而，膜更换成本是其商业发展的主要障碍(Martin&Nerenberg,2012)。此外，在MABR中保持高度活跃的生物膜仍然是一个挑战，应采取适当的流速或湍流与适当的曝气速率耦合策略，以保持生物膜的最佳厚度(Martin&Nerenberg,2012)。值得注意的是，在MABR中采用了群体淬灭手段，并证明了它可以通过降解酰基高丝氨酸内酯（AHL）信号分子来控制EPS含量和生物膜的厚度(Taşkanetal.,2020)。未来应该进行适当的生物膜管理以及开发具有成本效益的膜，使MABR成为具有成本效益的脱碳技术。11.2.5正渗透（FO）集成工艺用于污水处理/回收和资源回收11.2.5.1微滤正渗透膜生物反应器（MF-FOMBRs）与液压驱动的RO等膜技术相比，渗透压驱动的正渗透（FO）具有低污染潜废水膜生物反应器局部放大膜纤维更洁净的水气体功能性生物膜Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest252质和低能量输入的特点(Parida&Ng,2013)。在FO工艺中，来自浓溶液侧的渗透压可以吸引稀溶液侧的水分子穿过FO膜，而盐则被排斥（图11.1b）(Parida&Ng,2013)。FO膜可用于资源回收。例如，Bao等人（2020）指出，用温和伯胺改性的FO膜可以实现高防污能力，用于浓缩生活污水时，氨的回收率在94%以上。磷也是一种不可再生资源。然而，由于生活污水中磷的浓度较低，直接从生活污水中回收磷的技术匮乏。微滤正渗透膜生物反应器（MF-FOMBR），即正渗透膜生物反应器（FOMBR）和微滤膜（MF）并联运行，可实现污水处理/再生，并且磷的回收率在90%以上，回收的无定形磷酸钙沉淀物中磷含量为11.1%-13.3%（图11.4a）(Qiuetal.,2015)。FO膜排斥营养物质，而MF膜则允许它们通过，从而在不添加Fe3+、Ca2+和Mg2+的情况下从富含营养物质的MF渗透液中回收磷。由于MF-FOMBR不需要生物活性，因此无需富集聚磷生物（PAOs），同时富磷污泥的下游处理可以实现节能。此外，FOMBRs中的FO膜具有不易被污染的优势，处理过程中只需采用较低的液压、冲刷强度和回洗频率(Achillietal.,2009;Qiuetal.,2015)，而FO膜污染也可能由于生物反应器盐度增加导致渗透压驱动力降低造成(Hollowayetal.,2015)。图11.4(a)用于污水处理和养分回收的微滤正渗透膜生物反应器（MF-FOMSRs）系统配置；(b)用于污水处理的正渗透膜生物反应器（FOMBRs）与膜蒸馏（MD）混合系统（FOMBR-MD）给水泵废水罐生物过程磷酸盐回收提取溶液再生更洁净的水给水泵废水罐生物过程更洁净的水Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest253可持续MF-FOMBR的能耗与CAS系统相比应具有竞争力，其次是先进的处理工艺能够实现高质量的水回用(Hollowayetal.,2015)。目前，用于回收提取溶液（DS）的大量能量输入极大地限制了FOMBR和其他FO相关技术（包括MF-FOMBR）的规模化应用。FOMBRs的DS再生可通过RO工艺实现(Hollowayetal.,2015)。根据反渗透系统分析系统（ROSA）设计软件（DowFilmtec,Edina,MN），计算出40gL−1-NaCl提取溶液再浓缩优化后的近似比能需求为1.6kWhm−3(Hollowayetal.,2015)。如果将压力交换器集成到RO系统中，比能需求大约可以降至1.1kWhm-3；然而，这个值仍超过当前先进的污水处理工艺(Hollowayetal.,2015)。因此，为了克服全尺寸MF-FOMBR实施的主要障碍，有必要开发创新型高效的提取溶液再生装置，以降低与FOMBRs相关的能源消耗。另一种压力驱动过滤，即纳滤（NF），它可以实现对多价离子的高截留以及足够低的压力以实现高水回收率，是一种DS再生的有前景的选择。用于农业灌溉的FOMBR和NF混合系统能够产生高质量的出水，并且降低了DS更换成本(Corzoetal.,2018)。尽管来自SWRO工艺的海水卤水被认为是一种废物，但它可以用作现有的且易于获得的高渗透压提取溶液，这将有助于提高现有FOMBR的经济可行性，因为不需要进行DS再浓缩(Qiuetal.,2015)。此外，它可以创造一种更可持续的海水盐水处理方式，因为FOMBR系统中的稀释盐水可以减少对海洋生态系统的影响。因此，虽然稀释后的盐水不经进一步处理不能作为回用水使用，而且系统长期运行对污染物积累和膜污染的影响还有待进一步研究(Qiuetal.,2015)；但从能源角度来看，使用海水作为FOMBRs的DS有望对污水处理的可持续性和碳足迹产生积极影响。11.2.5.2正渗透-膜蒸馏混合技术（FO-MD）用于污水处理/再生与RO、NF等压力驱动过滤再生DS和回用水相比，膜蒸馏（MD）FOMBRs（即FOMBR-MD）用于污水处理/再生也得到了广泛的研究(Morrowetal.,2018)。在FOMBR-MD系统中，污水被送入生物反应器，在那里向生物质提供曝气并冲刷FO膜。通过渗透，水从生物反应器穿过FO膜扩散到提取溶液中。稀释的提取溶液被送到MD室以重新浓缩，同时生成产品水（图11.4b）。MD是一种热驱动脱盐工艺（图11.1d）。由于部分蒸气压梯度，水蒸气从高温溶液通过微孔疏Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest254水膜传输到低温溶液，MD可以完全排斥非挥发性物质(Morrowetal.,2018)。与压力驱动过滤技术相比，在回收FO提取液时，MD的能量需求相对较低，因为它可以直接利用工厂的废热对提取液进行热脱盐。此外，当进料溶液盐度增加时，反渗透的电能需求也会增加；然而，MD仅受进料溶液盐度增加的轻微影响(Amyetal.,2017)。此外，Luo等人（2017a）指出，FOMBR-MD系统可以有效去除污水中30种受关注的痕量有机污染物，所有痕量有机物的截留率均在90%以上，从而生产高质量的水。因此，FOMBR-MD系统被认为是一种有前景的技术，能够以低能耗和低碳足迹生产高质量的清洁水(Morrowetal.,2018)。另外，FO可以直接连接到MD（FO-MD），在用于工业废水回收或资源回收时无需生物过程(Zhouetal.,2017)。例如，Nguyen等人（2016）使用FO-MD系统浓缩富营养污泥，聚四氟乙烯膜是四种MD膜中最有效的，可实现10.28LMH的高水通量和接近100%的脱盐率。Ge等人（2016）使用氢酸络合物（即Na3[Cr(C2O4)3]）作为提取溶液，通过FO-MD系统将As(III)的浓度降低至低于10µg/L（低于WHO标准的浓度）。该系统还可以使用聚丙烯酸钠（PAA-Na）盐处理染料污水(Geetal.,2012)。此外，FO-MD混合系统还可用于处理含油污水，其中不仅包括原油，还可以回收大量的化学添加剂（如乙酸）(Zhangetal.,2014)。新颖的膜设计可以使FO-MD混合技术更具竞争力。例如，对称FO膜具有高水通量和高脱盐率，这是由于带负电荷的磺酸盐基团和超薄对称结构发挥作用(Chengetal.,2019)。Li等人（2020）分析了FO-MD使用对称FO膜浓缩纺织污水的经济可行性。通过对比两种商业FO膜，结果表明，对称FO膜在FO-MD工艺中表现出更优性能。这可能是由于FO和MD工艺之间的水转移速率（WTR）相同，因此能耗大大降低。此外，在混合工艺中使用对称FO膜处理500mL纺织污水时，要达到10的浓缩因子（CF）仅需使用三者中最低的总成本0.17美元。然而，对于去除各种顽固化合物和改进其他优化提取液的可行方案需进一步研究，以检验对称FO膜在各种类型污水处理中的潜力(Lietal.,2020)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest25511.3海水淡化脱碳的潜在膜策略11.3.1压力延迟渗透技术在海水淡化发电中的应用压力延迟渗透（PRO）技术可以将渗透压转化为机械功，从两种不同盐度的溶液中提取能量（图11.1c）。在PRO工艺中，低盐度的溶液（如河水）被高盐度溶液（如海水）的渗透力吸过半透膜，并由涡轮机以与通过的流速相等的速率加以利用(O’Tooleetal.,2016)。然而，并非所有的PRO都能以经济的方式获得能源效益，可通过决定膜生产率的功率密度(W/m2)来评估PRO系统的性能。挪威电力公司Statkraft建议商业PRO的基准应超过5W/m2(O’Tooleetal.,2016)。虽然这种PRO配置可用于提取可再生能源，但在实际应用中使用海水和河水时，总的可比能量可能非常低，约为0.1kWh/m3(O’Tooleetal.,2016)。具体来说，当考虑海水、淡水的预处理成本以及涡轮机和其他子系统的使用时，在河-海PRO系统中，可用的净比能量可以降低至0.124kWh/m3（图11.5a和11.6）(O’Tooleetal.,2016)。主要的成本来自于淡水和海水的预处理，目的是减轻污染（图11.6）。因此，河-海PRO系统应用的主要障碍是膜污染（表11.1），因为PRO模式（面向进料溶液的膜的多孔层）与FO模式（面向进料溶液的膜活性层）相比更易被污染（图11.1b和c）。例如，与实验中的FO模式相比，在PRO模式中发现50ppm总有机碳（TOC）和5mM钙会导致更严重的结垢(Parida&Ng,2013)。水流速率的大幅下降可能是由于PRO膜多孔支撑层的严重污染和内部浓差极化（ICP）增加造成的(Hollowayetal.,2015)。总体而言，在实际应用中使用海水和河水进行能量回收的PRO系统在经济上并不可行。减轻PRO膜污染的技术突破可以增加可用的净比能。此外，在高压作业期间，还需要具有高机械强度的PRO支撑层(Sun&Chung,2013)，这对高效经济的渗透发电提出了挑战（表11.1）。表11.1低能耗海水淡化的混合膜技术汇总处理工艺可能与之混合的技术驱动力潜在的细分市场优点缺点反渗透(RO)外加压力海水淡化低资本投入高能耗Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest256反渗透(RO)PRO外加压力，渗透压海水淡化，节能低能耗高PRO膜污染，高资本支出，需要PRO膜高机械耐受力反渗透(RO)FO外加压力，渗透压污水浓缩，脱盐低能耗高资本投入，FO膜污染正渗透(FO)MD外加压力，渗透压海水淡化低能耗FO膜污染，MD低通量，高资本投入尽管RO是目前最常见和最有效的海水淡化技术之一，但仍需要大量能量来克服海水的渗透压(Alietal.,2018)。由于RO盐水的浓度相对较高，例如海水，因此可用于提高PRO的发电量。考虑到全球海水淡化厂已生产超过2400万m³/天的饮用水(Achillietal.,2014)，PRO系统可以回收巨大的渗透能。此外，SWRO与PRO耦合（SWRO-PRO）不仅可以减少SWRO系统的能量输入，还可以减少RO盐水的排放，从而减少对海洋生态的不利环境影响（图11.5b）。根据图11.6，预处理可能超过总渗透能耗的29%；然而，进入PRO子系统的盐水不含污垢，因为它已经通过RO预处理系统，如超滤（UF），进行了预处理。因此，与河-海PRO系统相比，它将降低能源消耗(Achillietal.,2014)。此外，SWRO-PRO的膜功率密度可能高于5W/m2，这大大超过了韩国河-海PRO试点系统报道的1.5W/m2(Achillietal.,2014;Kimetal.,2013)。从能源角度来看，一个RO回收率达50%的SWRO-PRO中试系统可以产生大约1.1kWh/m3的比能，因此可以将SWRO的比能降低到1kWh/m3左右(Pranteetal.,2014)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest257图11.5(a)用于发电的河-海PRO系统配置，(b)用于淡化和发电的SWRO-PRO系统，(c)用于淡化和污水浓缩的FO和RO混合系统图11.6河-海PRO系统的能量桑基图（源自(O’Tooleetal.,2016)）根据18°C时混合的吉布斯自由能计算总能量。单位为kWh/m3然而，由于新加坡等一些地区淡水资源稀缺，污水滞留物的盐度接近河水的盐度，因此被首选用作PRO系统的给水，而不是选用河水补给(Wan&Chung,2015)。因此，由于污水滞留物中的污染物造成的膜污染可能仍然是SWRO-PRO发电系统面临的主要问题。功率密度的降低主要是由PRO膜的多孔基材上的污海水河水发电饮用水海水盐水废水海水发电浓缩废水海水废水稀释海水饮用水海水盐水总能量理论能量损失0.302可获取的能量0.3020.161稀释0.122稳定压力0.019非理想效果附加能量组成0.124净能量0.136海水预处理0.07淡水预处理0.072涡轮机0.017ERDDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest258垢造成的。因此，UF和NF都被用作预处理工艺，将功率密度分别提高到6.6和8.9W/m2，它们可以降低污水滞留物的结垢可能性(Wan&Chung,2015)。此外，进料污水的混凝也可能有所帮助(Wanetal.,2019)。与导致通量减少69.3%的未处理污水相比，AlCl3和NaAlO2已被证明可将标准化水通量分别提高到66%和64%。在2000kPa时，初始水通量也分别增加到25.5和24.8LMH(Wanetal.,2019)。除了预处理，增强防污膜性能也可以改善SWRO-PRO，并且可以使用多种纳米材料来进行膜改性，例如石墨烯基材料、碳纳米管和沸石，这赋予了PRO膜良好的膜结构，并增强了它的防污特性(Wanetal.,2020)。一般来说，为了进一步扩大规模将PRO整合进RO系统以实现低碳脱盐，PRO膜污染的问题需要被有效解决。11.3.2正渗透-反渗透（FO-RO）混合技术用于海水淡化和污水浓缩FO和RO混合系统（FO-RO）被认为是另一种绿色技术，因为它可以同时用于海水淡化和污水浓缩（图11.5c）(Linaresetal.,2016)。Shaffer等（2015）声称“FO工艺并非旨在取代RO，而是用于处理RO无法处理的给水”。FO系统可以在FO膜的一侧使用海水，在另一侧使用污水，这能够使得在用RO脱盐之前降低海水的渗透压。减少污水量可以降低运输、处理过程中的能源消耗(Linaresetal.,2016)。此外，该混合技术可能从浓缩污水中更有效地收集能量（例如沼气）和养分（例如磷酸盐）。浓缩污水可以进行厌氧处理，同时提高沼气（CH4）的产量(Amyetal.,2017)。例如，当FO对生活污水的预浓缩系数从1增加到10时，AnMBR的甲烷产量可以从214逐渐增加到322mL-CH4/g-COD(Vinardelletal.,2021)。整个FO-RO系统的能源消耗可以通过多产生的沼气来抵消(Amyetal.,2017)。此外，SWRO设施还可以通过降低运行液压来实现潜在的电力节约(Linaresetal.,2016)。盐水RO膜（BWRO）也可以用来代替SWRO膜。而且，稀释后的海水可以采用更高的通量，从而提高整个系统的水回收率。此外，盐度较低的排水对水生生态系统的不利影响较小。与FO-RO脱盐工艺相关的比能耗（SEC）介于1.3和1.5kWhm-3之间，这是以二次污水流出物作为进料，海水作为提取溶液，对处理容量为2400m³/d的设备的保守估计(Yangali-Quintanillaetal.,2011)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest259这个SEC范围可能低于用于海水淡化的传统RO工艺。FO-RO混合系统的主要资本投入来自FO膜。如果商用FO膜模块能够以合理的成本生产，那么FO-RO系统的使用可能更加可行（表11.1）(Linaresetal.,2016)。总体而言，与传统SWRO相比，尽管由于FO系统的实施，资本支出增加了21%；但是FO-RO系统由于稀释海水节省了能源，可以降低56%的运营成本(Linaresetal.,2016)。通过计算每立方米脱盐水的总成本，与传统SWRO相比，FO-RO混合脱盐系统可以降低16%的成本。此外，对FO-RO混合工艺的经济性进行评价，并与传统的两级SWRO进行了比较。螺旋缠绕FO和板框式FO-RO混合工艺可在20年内分别减少3.553亿美元和3.102亿美元的成本(Imetal.,2020)。11.3.3正渗透-膜蒸馏混合技术（FO-MD）用于海水淡化对于可持续的FO系统，必须采用分离工艺来进行提取溶液再生和盐水淡化。在RO、NF和MD中，由于MD优于压力驱动过程（即RO和NF)，正渗透与MD（FO-MD）的集成也被广泛研究用于海水淡化（包括海水和微咸海水淡化）。由于MD可以完全排斥非挥发性物质，因此具有比RO和NF更高的耐盐性(Morrowetal.,2018)。在这三者中，MD的操作压力较低，是一种很有前途的高盐河水淡化工艺，因为MD工艺的一个关键特点是产出水的通量和质量对进料水的盐度（低于200000ppm时）不敏感(Amyetal.,2017)。而且，MD通常在高温下运行，它可以利用废热和太阳能作为热源进行海水淡化。因此，当太阳能和废热在MD工厂附近可大量获得时，FO-MD工艺尤其受青睐(Wangetal.,2015)。与RO和NF中遇到的结垢相比，MD中的结垢问题明显较轻，可以使用阻垢剂和酸来解决MD过程中的结垢问题(Amyetal.,2017)。然而，海水淡化的MD工艺很难将废热或太阳能以较高效率转入整个MD系统(Amyetal.,2017)。而且，反向盐通量可能是FO-MD系统的另一个障碍，因为它会降低渗透驱动力并增加额外成本(Wangetal.,2015)。此外，膜在通量、疏水性和润湿性方面的性能也需要提高，以降低FO-MD系统的资本投入（表11.1）。需特别注意的是，膜通量低可能是MD的主要缺点，对不同MD配置的修改可能改变其能量需求，并增加跨膜通量(Gonzálezetal.,2017)。实验室规模的MD配Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest260置包括直接接触MD(Francisetal.,2014)，气隙MD(Alsaadietal.,2015)和真空MD(Alsaadietal.,2014)。此外，有效的内部热回收和令人满意的通量也被认为是MD工艺规模扩大的主要障碍(Amyetal.,2017)。总体而言，需要进一步开展更多研究以提高FO-MD系统在低碳足迹海水淡化方面的性能和可持续性。11.4结论除了满足许多国家更严格的污水排放标准外，膜技术通常还用于实现其他目标，包括保护公众健康、解决生态问题，以及生产可重复使用的水。人们对水/污水处理的各种膜技术相关的能源消耗问题越来越关注。为了实现真正可持续的处理过程，膜基污水/水处理厂的密集能源消耗是一个关键挑战，必须加以应对。研究人员开发了新型和改良的膜基策略，以减少能源和碳足迹，并在循环经济框架下从水中回收资源。上述基于膜的污水处理/再生工艺实现能源自给自足的方式，旨在直接从污水中捕获能量和营养物质（例如P、N和沼气），并最大限度地减少曝气等操作的能源消耗。由于膜污染仍然是膜技术的主要障碍，特别是AnMBR和直接膜过滤，应进一步优化，形成更具成本效益、更全面的处理工艺。基于膜的海水淡化处理主要依靠RO作为基准常规技术，然而，它面临着特定能源消耗以及温室气体排放等严重的环境问题。研究者提出了包括FO、PRO和MD在内的膜工艺，促进新兴技术和传统技术的融合，以同时产生清洁水和可持续电力。然而，这些新的基于膜的脱盐策略也存在缺陷，例如PRO可能存在的严重污染、FO膜的高成本以及MD的低膜通量。我们在本章中总结了每种混合技术的优势与不足，并建议开展更多研究对各项技术进行优化和开发，这是它们下一步在全球范围实施以实现节能和低碳足迹目标的重要基础。参考文献AchilliA.,CathT.Y.,MarchandE.A.andChildressA.E.(2009).Theforwardosmosismembranebioreactor:alowfoulingalternativetoMBRprocesses.DesalinationI,239(1–3),10–21,https://doi.org/10.1016/j.desal.2008.02.022AchilliA.,PranteJ.L.,HancockN.T.,MaxwellE.B.andChildressA.E.(2014).ExperimentalresultsfromRO-PRO:anextgenerationsystemforlow-energydesalination.EnvironmentalDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest261ScienceandTechnology,48(11),6437–6443,https://doi.org/10.1021/es405556sAliA.,TufaR.A.,MacedonioF.,CurcioE.andDrioliE.(2018).Membranetechnologyinrenewable-energydrivendesalination.RenewableandSustainableEnergyReviews,81,1–21,https://doi.org/10.1016/j.rser.2017.07.047AlsaadiA.S.,FrancisL.,AmyG.L.andGhaffourN.(2014).Experimentalandtheoreticalanalysesoftemperaturepolarizationeffectinvacuummembranedistillation.JournalofMembraneScience,471,138–148,https://doi.org/10.1016/j.memsci.2014.08.005AlsaadiA.S.,FrancisL.,MaabH.,AmyG.L.andGhaffourN.(2015).Evaluationofairgapmembranedistillationprocessrunningundersub-atmosphericconditions:experimentalandsimulationstudies.JournalofMembraneScience,489,73–80,https://doi.org/10.1016/j.memsci.2015.04.008AmyG.,GhaffourN.,LiZ.,FrancisL.,LinaresR.V.,MissimerT.andLattemannS.(2017).Membrane-basedseawaterdesalination:presentandfutureprospects.Desalination,401,16–21,https://doi.org/10.1016/j.desal.2016.10.002AybarM.,PizarroG.,BoltzJ.,DowningL.andNerenbergR.(2014).Energy-efficientwastewatertreatmentviatheair-based,hybridmembranebiofilmreactor(hybridMfBR).WaterScienceandTechnology,69(8),1735–1741,https://doi.org/10.2166/wst.2014.086BaoX.,SheQ.,LongW.andWuQ.(2020).Ammoniumultra-selectivemembranesforwastewatertreatmentandnutrientenrichment:interplayofsurfacechargeandhydrophilicityonfoulingpropensityandammoniumrejection.WaterResearch,190,116678,https://doi.org/10.1016/j.watres.2020.116678BiladM.,ArafatH.A.andVankelecomI.F.(2014).Membranetechnologyinmicroalgaecultivationandharvesting:areview.BiotechnologyAdvances,32(7),1283–1300,https://doi.org/10.1016/j.biotechadv.2014.07.008ChenL.,GuY.,CaoC.,ZhangJ.,NgJ.-W.andTangC.(2014).Performanceofasubmergedanaerobicmembranebioreactorwithforwardosmosismembraneforlow-strengthwastewatertreatment.WaterResearch,50,114–123,https://doi.org/10.1016/j.watres.2013.12.009ChenC.,BinL.,TangB.,HuangS.,FuF.,ChenQ.,WuL.andWuC.(2017).Cultivatinggranularsludgedirectlyinacontinuous-flowmembranebioreactorwithinternalcirculation.ChemicalEngineeringJournal,309,108–117,https://doi.org/10.1016/j.cej.2016.10.034ChengW.,MaJ.,ZhangX.andElimelechM.(2019).Sub-1μmfree-standingsymmetricmembraneforosmoticseparations.EnvironmentalScience&TechnologyLetters,6(8),492–498,https://doi.org/10.1021/acs.estlett.9b00364ChernicharoC.,VanLierJ.,NoyolaA.andRibeiroT.B.(2015).Anaerobicsewagetreatment:stateoftheart,constraintsandchallenges.ReviewsinEnvironmentalScienceandBio/Technology,14(4),649–679,https://doi.org/10.1007/s11157-015-9377-3CorsinoS.,CampoR.,DiBellaG.,TorregrossaM.andVivianiG.(2016).Studyofaerobicgranularsludgestabilityinacontinuous-flowmembranebioreactor.BioresourceTechnology,200,1055–1059,https://doi.org/10.1016/j.biortech.2015.10.065Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest262CorzoB.,delaTorreT.,SansC.,EscorihuelaR.,NaveaS.andMalfeitoJ.J.(2018).Long-termevaluationofaforwardosmosis-nanofiltrationdemonstrationplantforwastewaterreuseinagriculture.ChemicalEngineeringJournal,338,383–391,https://doi.org/10.1016/j.cej.2018.01.042CroneB.C.,GarlandJ.L.,SorialG.A.andVaneL.M.(2016).Significanceofdissolvedmethaneineffluentsofanaerobicallytreatedlowstrengthwastewaterandpotentialforrecoveryasanenergyproduct:areview.WaterResearch,104,520–531,https://doi.org/10.1016/j.watres.2016.08.019DrexlerI.L.C.andYehD.H.(2014).Membraneapplicationsformicroalgaecultivationandharvesting:areview.ReviewsinEnvironmentalScienceandBio/Technology,13(4),487–504,https://doi.org/10.1007/s11157-014-9350-6FrancisL.,GhaffourN.,AlsaadiA.S.,NunesS.P.andAmyG.L.(2014).PerformanceevaluationoftheDCMDdesalinationprocessunderbenchscaleandlargescalemoduleoperatingconditions.JournalofMembraneScience,455,103–112,https://doi.org/10.1016/j.memsci.2013.12.033GalibM.,ElbeshbishyE.,ReidR.,HussainA.andLeeH.-S.(2016).Energy-positivefoodwastewatertreatmentusingananaerobicmembranebioreactor(AnMBR).JournalofEnvironmentalManagement,182,477–485,https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2016.07.098GeQ.,WangP.,WanC.andChungT.-S.(2012).Polyelectrolyte-promotedforwardosmosis–membranedistillation(FO–MD)hybridprocessfordyewastewatertreatment.EnvironmentalScienceandTechnology,46(11),6236–6243,https://doi.org/10.1021/es300784hGeQ.,HanG.andChungT.-S.(2016).EffectiveAs(III)r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ouringtomitigatemembranefouling:performance,hydrodynamicmechanismandcontributionquantificationmodel.WaterResearch,188,116518,https://doi.org/10.1016/j.watres.2020.116518ZhouY.,HuangM.,DengQ.andCaiT.(2017).Combinationandperformanceofforwardosmosisandmembranedistillation(FO-MD)fortreatmentofhighsalinitylandfillleachate.Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest268Desalination,420,99–105,https://doi.org/10.1016/j.desal.2017.06.027Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest269第十二章用于脱碳的自然处理系统和流域综合管理HannahR.MolitorandJeraldL.SchnoorDepartmentofCivilandEnvironmentalEngineering,UniversityofIowa,IowaCity,IA,USACorrespondence:jerald-schnoor@uiowa.edu12.1引言供水和污水处理设施使用大量能源并产生大量的碳排放，包括由设施本身的直接排放（范围1排放）、从外部供应商购买电力和能源的排放（范围2排放），与顾客用水（如热水）相关的排放以及每天将设备移动到现场和人员通勤相关的能源/运输碳排放（范围3排放）。对于涵盖范围1和2的常见排放，供水和污水公用事业部门的贡献估计占全球温室气体排放总量的3-7%(Trommsdorff,2015)。加利福尼亚州是最极端的例子，该州20%的电力仅用于供水(Loge,2016)。水是一种沉重的商品，通过泵运输它会消耗大量电力。如果采用高污染的燃煤发电厂提供的电力，这尤其会增加公用事业部门的碳足迹。通过鼓风机和喷雾空气对污水进行曝气是另一项巨大的能源投资，同时也会排放温室气体。最后，处理污水中的碳质生化需氧量（BOD）和氮会直接排放二氧化碳（CO2）、甲烷（CH4）和一氧化二氮（N2O），这些都是强效的生物温室气体。此外，对消化气体进行有目的的燃烧，造成了一些公用事业部门的较高CO2排放。作为工程系统的替代或后续工艺，自然处理系统（NTS）具有通过利用微生物和/或植物群落使污水处理脱碳的巨大潜力。NTS可用作污水处理厂的三级处理（即抛光）；或者它们可以单独用于从大气中捕集、封存碳（负排放），处理雨水径流以去除金属和有机污染物（绿色基础设施），或在农业应用中防止营养物质和杀虫剂的侵蚀和径流。NTS的设计旨在使用最少的能源和机械操作。相反，它们利用土壤、植物/藻类、细菌和真菌来实现金属的封存、木材和土壤中的碳储存，或将有机污染物生物降解为无害的最终产品（例如H2O、CO2、HCl）。它们往往成本低、能耗低、排放低，并且赏心悦目。因此，将NTS纳入供水和污水处理行业适用于世界大部分地区，这可以通过低能耗和经济的技术手段来减少温Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest270室气体排放。Johnston和Karanfil(2013)估计了美国东南部七家公用事业单位的温室气体排放，在评估范围1和2排放时，平均碳排放强度为1240千克CO2当量（CO2-eq）/百万加仑（MG）。他们发现水循环中的能量消耗范围为1250-6500kWh/MG，其中污水处理环节使用的能量最多。处理和分配饮用水所需的能量范围为250-3500kWh/MG。图12.1展示了饮用水和污水处理过程中的水输送，显示了公用事业单位可能导致温室气体排放的环节。所有操作步骤的总能源消耗范围为1030-36200kWh/MG(Griffiths-Sattenspiel&Wilson,2009)。泵送、顾客使用（范围3排放）和污水处理是能源投入和产生温室气体排放的主要过程，因此，在这些环节也最有机会减少碳排放。同时，污泥处理和自然处理系统存在大量节能的潜力，甚至可以通过公用事业发电、热电联产（CHP）和碳封存（负排放）技术实现净零排放。显然，首要考虑因素之一应该是最大限度地利用可再生能源（太阳能、水力、生物质能和风能）或核能提供的低碳电力为整个系统提供动力。如果现场有可用空间，为设施供电的太阳能电池板可避免范围2排放，这是一项极具吸引力的投资。节约用水、减少化学品使用、减少泵送和增加重力流为减少温室气体排放提供了其他路径选择(Ericksonetal.,2008)。在污水处理过程中，厌氧操作可产生更少的污泥和更多的甲烷，这可用于工艺过程加热或微型涡轮发电。厌氧膜生物反应器等改进工艺可以在比以前认为的更冷的气候条件下运行，这为实现净零排放提供了替代方案(McCartyetal.,2011)。除了将生物固体应用于附近的农田以实现土壤调节和碳封存的共同收益之外，燃烧生物固体（生物质）以产生区域供热和电力是另一种可能性。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest271图12.1供水和污水公用事业的一般水传输方案。过程中的每一步都需要能源，并伴有温室气体排放减少水行业温室气体排放的关键之一是从整体上考虑整个水循环—即水运动（全水枢纽/美国水联盟）。当我们抽取地下水或地表水作为饮用水源时，就开始了水循环。饮用水变成污水（用过的水），用过的水经过适当处理后返回溪流或地下水，从而完成循环。整个过程为：饮用水变成污水，污水变回饮用水。在综合流域管理中，饮用水处理、污水处理和回收是集成在整个系统之中的，即完成全水循环。我们可以围绕用水创造一个循环经济过程。图12.2描绘了水循环过程，阐述了一些保护、综合管理和减少碳排放的机会。在综合流域管理下，称污水处理为“水回收和再利用”更恰当，其中营养物质、能量和水得到回收，温室气体排放减少。通过回用水，水源取水量减少，从而减少了整个水循环的能耗和碳足迹。水被重新用于灰水应用、灌溉/施肥、含水层补给，甚至作为直接饮水。通过处理和雨水下渗，蓄水层得到补充，更多的水可以被回用。一些处理过的污水也可用于蓄水层储存和通过渗透池回收。如图12.2所示，污水中多余的养分可以作为灌溉水施用于作物（施肥）。水源取水口（泵吸）水处理步骤水分配（泵吸）用户使用（如热水）污水收集、运输废水处理（曝气，泵吸，藻类碳吸收）污泥处理（能源和营养物回收）自然处理（构建湿地，土地系统，C封存）送回地下水或者接收流Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest272图12.2水和污水处理作为整个水循环的一部分（抽取、饮用水处理、污水处理、养分/水/能量回收、作物施肥、地下水和地表水补给）在本章中，我们总结了自然处理系统技术的优点和缺点，以及它们在纳入流域综合管理时使水务行业具备脱碳的潜力。在两个工程研究实例中，我们重点介绍了植物降解和微藻培养技术。12.2自然处理系统自然处理系统可以与工程处理系统一样有效，但它们对自然原始处理机制的依赖是独一无二的。我们改善人为改变的水质和土壤健康的过程，一直起到净化水和土壤系统的作用。NTS主要依靠微生物和/或植物的生态系统进行污染物固定或生物降解以处理污水、受污染的土壤和受污染的水。这些基于微生物和植物的处理系统将去除碳、营养物质和一些病原体，并且特别有利于去除低浓度的受关注的新污染物，包括药品、消费者护理产品和农药。当被纳入传统的供水和污水处理运营系统时，NTS可以大大减少温室气体排放，其最终目标是“净零排放”。美国环保署将自然处理系统定义为对机械元件依赖性最小的污水处理系统。NTS系统使用植物、细菌、古细菌、真菌和/或藻类来分解和中和污水中的污染物。通常，这些天然成分相互之间是共生的。例如，植物根部的细菌可以分解污水中的有机物，同时为植物提供养分，并允许植物从大气中固定CO2，这些CO2会被同化到木质组织和土壤中（碳封存）。自然系统还可能实现生物固体堆肥，降水蒸发输送减少地表水抽取减少地下水抽取灌溉径流下渗城市中心饮水处理和回用污水循环再利用地下水暴雨入渗暴雨水污水污水处理设施污水入渗Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest273即在处理方案中使用其他小型动物，如线虫、蚯蚓或蝇幼虫。通过现场修复和污水处理，NTS保护公众和环境健康。NTS包括自由水面湿地（FWS）、潜流（SF）、垂直潜流（VSSF）和水平潜流（HSSF）人工湿地（CW）、生物过滤器（BF）、废物稳定池（WSP）和将污水灌入种植树木和草的土地灌溉（PHYTO）。以节约水和养分为目标，地下水可以通过渗透盆地补给，污水养分被施用于农田（灌溉施肥），生物固体在土地上的应用实现土壤调节和碳封存。这种NTS系统可以在小型社区和发展中国家污水处理厂的初级和次级处理后进行串联使用，或者它们可以用作传统污水处理设施后的“抛光”或三级处理。作为三级处理或抛光处理步骤，NTS可以去除常规污水处理系统以微剂量释放的抗微生物药物，而这些药物使得病原菌产生抗生素耐药性(Ryanetal.,2011)。同样，NTS还可以隔离或降解对水生系统有毒的人为化合物。如果NTS使用光合生物，则可以对污水或受污染土壤中的污染物进行氧化处理，从而改善水质并创造可进一步降解污染物的好氧环境。除了具有低成本、低能耗、脱碳的价值之外，某些NTS还提供可抵消处理成本或能源消耗的适销产品。大气中的CO2首先被固定为生物质，随后可用作生物燃料、肥料、饲料、生物炭原料、制浆或造纸的纤维，或直接燃烧发电。然而，生物质运输的费用和获得高质量存储的成本可能是令人望而却步的。生物质也可以通过热解转化为生物炭，这是一种可存储的稳定产品。作为一种土壤添加剂，生物炭通过增加水分和养分容量来提升土壤的健康状态，从而提高土壤的固碳能力(Saeid&Chojnacka,2019)。与传统的处理设施相比，自然处理系统可以更简单、更具成本效益、更高效和更可靠。NTS能够满足污水处理标准，实现营养物质去除、微污染物固定以及碳封存利用，是一种极具吸引力的处理手段，它们比传统方法需要的资本投资和运营投资更少(Mahmoodetal.,2013)。这些系统的安装成本相对较低，并且很少依赖“灰色基础设施”所需的化学品投入或机械部件，这使得它们在电力、专业设备或技术工人有限的地区依然是有效方法。这些品质使NTS适用于小社区或发展中国家，因为它促进了有效的污水处理并避免了许多社区无法承受的大量投资。当然，NTS也存在一些限制，例如某些污水排放许可中规定的深度处理可能难以实现。寒冷天气、温带气候和季节性事件（洪水、干旱）也可能限制NTS的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest274应用。然而，NTS具有巨大的潜力和对各种环境的适应性。NTS涵盖的广泛技术使其能够用于多种处理场景；NTS可用于处理污水、雨水、农业径流和污染场地。NTS中生物利用氮和磷的能力使其对于处理高营养浓度的污水和农业径流非常有用。此外，专门的NTS可以固定或转化某些有害有机物种和重金属，使其适用于处理受污染的场地。NTS也可以用作雨水过滤器，在雨水径流进入河流、湖泊或地下水之前去除污染物。对于这些处理方案中的每一项技术，NTS都采用已在自然界中长期建立起的机制，而如今工程师将这些机制引入设计的系统。12.2.1人工湿地人工湿地是一种具有多种用途和设计参数的天然生物处理系统。它们传统上用于对含BOD和营养物质的常规污水进行处理，但它们也可用于在三级处理或抛光处理中降解新的有机污染物（化学消费品、药物、农药）。人工湿地中种植有根系植被（例如芦苇、灯心草、莎草、香蒲），并配置了水平的缓流过滤路径（地表和地下流）（图12.3），或者配置垂直流以便深入渗透到降解微生物浓度最高的根区。通过根区的缓慢过滤是该过程的关键。Crites等人Critesetal.(2014)列出了人工湿地各种配置的设计规范。人工湿地的水域较浅，有助于接收来自太阳的光子，并通过直接或间接的光解作用降解易于去除的污染物。除了化学污染物的光降解外，光解还可以通过天然光敏剂（即DOM）灭活病原体(Wenketal.,2019)。通常，研究人员一致认为，人工湿地有可能成为大量碳汇，特别是相对于传统的污水处理方法而言(Roslietal.,2017)。人工湿地植被的生长将大气中的CO2固定为生物质，有机碳因植被衰老和根系周转而积聚在沉积物中(Nahlik&Fennessy,2016)。然而，在整体温室气体平衡中必须考虑厌氧沉积物的甲烷和N2O排放，以及微生物降解污水中的有机物质时释放的CO2。按质量计算，100年时间尺度上每毫克CH4的全球变暖潜能值（GWP）是每毫克CO2的28倍；而每毫克N2O的GWP是CO2的265倍。今天排放的N2O在大气中平均存在121年，而CH4在大气中的平均存在时间约为12.4年(Myhreetal.,2013)。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest275图12.3典型的水平流人工湿地对常规污染物如BOD和营养物质进行初级处理，或在二级处理后进行三级/抛光处理。来自药品、消费护理产品、工业化学品和农药的有毒微量有机物可以通过生物过程和光解作用在这样的系统中降解。来源：https://waterpurificationengineering.weebly.com/constructed-wetlands.html.wetlands.html在众多的文献研究中，Mander（2014）等人发现，自由水面（FWS）人工湿地的CO2排放量低于地下流人工湿地，分别为95.8、137.0mgm-2h-1。甲烷排放范围为3.0-6.4mgm-2h-1，而N2O排放率很低，范围为0.09-0.13mgm-2h-1。基于此，可以估计人工湿地的温室气体排放量低于传统形式的污水处理（如活性污泥），它们贡献的温室气体总量净来源较小：191-332mgCO2-eqm-2h-1。大约41-50%的全球变暖潜能值（GWP）是由CO2引起的，44-54%是由CH4引起的，5-6%是由N2O引起的。总体而言，人工湿地可能成为温室气体排放源或汇，这取决于流入污水的污染物浓度（BOD、NH4+、NO3-）、流设计和单元操作的规模，以及分析的时间尺度。在一项特别细致的研究中，测得的甲烷排放量变化很大，但与温度和植被密度存在显著关系。在15℃和24°C时，植被的平均甲烷排放量分别为7.8、24.5mgm-2h-1，N2O排放量为0.5-1.9gm-2y-1。净CO2封存量为0.27-2.4kgm-2y-1，占光合作用生成生物质所用CO2的12-67%。根据deKlein和vanderWerf（2014）的研究，N2O排放量占温室气体总排放量的很大部分（12-29%）。本例中，人工湿地是温室气体的净汇，固碳速率为30.8-274mgCO2-eqm-2h-1。CO2在植物光水平流人工湿地香蒲芦苇流向长度表层水护堤顶部砂质黏壤土基质层基质层入口出口防渗层Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest276合作用下变为生物质，而N2O和CH4等代表性温室气体的排放可被碳封存所抵消。这一研究表明，人工湿地有可能成为温室气体的净汇，从而实现“负排放”。植物浮垫也可用在自由水面湿地和池塘中以高效去除污染物。根据Pavlineri等人（2017）的研究，漂浮湿地去除了58%的总氮、48.75%的总磷、72.8%的总NH4+-N和57.8%的化学需氧量（COD）。漂浮湿地也可将CO2封存到植物生物量中，但本研究没有进行净温室气体排放分析。图12.4展示了位于爱荷华州米德尔敦的爱荷华陆军弹药厂的水平人工湿地案例。受污染的地下水和来自附近军火厂的污水在一个2英亩的自由表面湿地中进行处理，该湿地种植了原生植被，特别是Sagittariaspp.（俗称，慈姑）。弹药厂正在制造C4炸药，污水中含有ppm量级的RDX、TNT和HMX。RDX是有毒化学污染物中问题最大的，因为它在地下水中具有高溶解性、持久性和流动性。通过大坝和泄流结构建造了可控出口后，人工湿地污水处理能够满足排放许可，RDX排放量仅为2µg/L（ppb），这是由于RDX的光解以及植物和相关微生物的生物降解作用。CO2被封存在植物生物质和浮游植物中。图12.4湿地鸟瞰图(左)和位于爱荷华州中部镇的爱荷华陆军弹药厂的自由水面池塘的入口水平流照片。湿地中种植了慈姑（本地植被），并对RDX污染物进行处理，以满足污水排放标准。12.2.2用于污水处理的泻湖泻湖（废物稳定泻湖或池塘）是浅的（1.2-2.4米）人造结构，旨在利用细菌和微生物存储和处理污水，这些细菌和微生物在设计的水力停留时间内分解各种污染物(Bowmanetal.,2002)。像天然湖泊一样，泻湖可以分层为厌氧层、兼性层Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest277和好氧层。这些系统用于吸纳污水、去除营养物质并减少化学和生物需氧量（无需混合或曝气），并将处理后的水返回到环境中。基质层通常由粘土或土工合成材料制成，可防止受污染的水泄漏到地下水中。用于污水处理的泻湖的简单性和可负担性使其在小型农村社区或污水排放管制宽松的农业经营领域很受欢迎。然而，泻湖系统很少能够全年处理排放限制严格的污水，也没有提供太多的操作控制。常见的操作问题包括藻类的过度生长（可以通过收割生物质来管理）(Steinmannetal.,2003)、污泥堆积、出水中氨浓度不受控制、春季或秋季逆温时气味强烈、以及为菌媒介（例如蚊子）创造栖息地。用于动物粪便处理的无盖厌氧泻湖成为CH4的主要来源和部分N2O的来源，这尤其成问题；事实上，2018年粪便管理贡献了美国所有人为CH4排放的9.7%(Desai&Camobreco,2020)。考虑到污水处理泻湖系统的缺点，学者正在进行研究以寻求污水处理的优化替代策略，这些策略将满足严格的营养物排放规定，同时对于小型社区和农场来说仍然是负担得起的。这是实施能够减少温室气体排放、生产适销商品和更好地保护接收水域的技术的机会。12.2.3生物降解和生物过滤生物降解的目标是利用专门的微生物酶来完全矿化污染物或将其浓度降低至低于监管限值。在此过程中，环境条件会发生变化，以促进能降解目标污染物的微生物的生长。这通常通过生物强化、添加微生物培养物或生物刺激、添加限速营养素或电子受体来实现，从而提高生物降解率。在微生物活性较高的适宜条件下，这种NTS对化合物的处理范围很广：包括市政污水污染物、农业、工业化学品、原油成分、氯化溶剂等。本土或引入的微生物可以处理各种受污染场地，但有很大的局限性。污染土壤的生物修复通常需要相对较长的处理时间和广泛的监测。此外，微生物通常在优化的实验室条件下发挥最佳作用，而它们的处理效率会随着pH值、营养成分、温度或有毒化合物的存在发生变化(Karigar&Rao,2011)。生物过滤NTS，常用于雨水处理，通常是一种物理和生物相结合的处理方法。过滤介质，通常是沙子或活性炭，通过物理吸附捕获污染物或减慢污染物流速，并为微生物生长提供表面积。微生物在介质上形成生物膜并消耗或固定污染Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest278物，就像在生物降解中的过程一样。当高多孔活性炭作为过滤介质时，吸附作用尤其显著，可以去除有机化合物和低浓度的重金属。活性炭的去除效果通常可根据化合物的疏水性强弱来预测，但也可能取决于空隙扩散系数（分子体积）、静电/pi-pi相互作用以及特定表面基团与氢供体/受体间的相互作用(Webbetal.,2020)。生物过滤也可用于饮用水处理，其中微生物通过定植颗粒状或粉末状活性炭以去除污染物。12.2.4微藻培养包括微藻在内的光养生物可以利用太阳能来封存CO2并吸收污水中的养分，特别是对于能够耐受高浓度有毒烟气成分（包括NOx、SOx和CO）的微藻，被封存的CO2可能来自大气或废物流。蓝藻和真核微藻可以快速固定CO2，固定速率是陆生植物的10-50倍(Iasimoneetal.,2017)。通过光合作用，微藻从CO2中固定碳，并释放O2作为副产品。如果在藻-菌共生群落中生长，微藻会产生O2，O2作为好氧细菌的电子受体并固定该细菌产生的CO2。制氧还可以节省后续污水处理过程中的曝气成本和能源，而总能耗的50%或更大比例可归因于一些污水处理厂的曝气环节(Lemar&deFontaine,2017)。微藻可以去除污水中的氮和磷，以及低浓度的更具挑战性的污染物，包括农药、重金属及其他无机和有机污染物。微藻通常在一种或两种系统中培养，即开放式或封闭式培养系统。开放式培养系统包括池塘、泻湖或跑道。封闭式系统即在透明容器中进行微藻培养，通常称之为“光生物反应器”，可以是平板、管或塑料袋。开放式系统比光生物反应器更便宜且更易于操作，但对CO2传质、培养物污染和蒸发速率几乎没有控制。如果没有分离HRT和SRT，这两种系统都需要大面积的土地。可以收获培养的微藻生物质获得收入，以抵消其他工艺成本；从稀溶液中收获细胞尤其耗费能源和成本，这占生物质生产成本的20-30%(Fasaeietal.,2018;VanDenHendeetal.,2011)。以其他方式排放的CO2废物流（来自生物乙醇工厂、水泥制造厂和燃烧作业）具有作为藻类培养底物的巨大潜力。微藻培养过程与其他NTS生物质积累的机制类似，但以更快的速度进行，这与加快CO2封存速度和激发污水处理脱碳的更大潜力直接相关。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest279有关微藻的污水处理脱碳潜力的详细阐述，请参见第9章。12.2.5土地处理系统基于水循环的污水土地利用可以有多种形式。如果公用事业单位可获取土地，则将土地用于处理废物、吸收养分以及将大气中的CO2封存为木质生物质和土壤中的有机碳是更优路径。公用事业单位拉动其下水道管网覆盖区域和流域内的公共/私人合作伙伴对绿色基础设施进行投资是明智的。这种伙伴关系能够在将碳封存到土壤和木质生物质中的同时避免范围2的碳排放。负排放是实现公用事业单位“净零排放”目标的第一步。植物降解是最具优势的污水土地处理技术之一。传统上，植物降解已被用于清理地下水和含有遗留污染物的土壤，通常是棕地工业区。而来自公用事业单位的污水也可以通过土地处理持续地施用于植被。在这种应用中，污水的抛光处理或三级处理可以通过在冷季和暖季对混合种植的树木进行喷灌或滴灌（地表或地下）来完成。密集且浅的草根和深穿透的树根可以促进对营养物质、细颗粒和有机化学物质的有效处理，使其达到非常低的目标浓度。有机化学物质被根际细菌和植物本身降解；养分（N，P）被植物吸收和去除；CO2从大气中被封存为木质生物质和土壤中的有机碳（图12.5）。蒸腾过程也可能在任何使用植物的NTS中发挥作用，在处理那些受气候、土壤和植物类型调节而具有高蒸腾速率的挥发性有机污染物时性能尤为突出。具体而言，污染物、水分和营养物质一起通过根部被吸收，并经木质部传输到植物的气孔，在那里挥发性有机化合物可以从液相传递到气相。蒸发后，一些物质会发生光化学降解，而另一些物质可能会在大气中持续数小时或更长时间。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest280图12.5植物降解示意图：光合作用及通过根系翻转从大气中储存碳到木质生物质和土壤中的过程。其他过程包括根际生物降解、植物吸收、转运、植物转化、植物挥发和有机化学物质的光降解再生农业是指使用最佳管理实践（BMPs）来恢复、保护生物多样性和土壤质量—它是一种可持续农业形式，重视保持土壤有机碳和肥力的长期生产力。BMPs包括免耕、多种覆盖作物、多次轮作和豆类作物种植、间作、通过有益放牧回收粪便、尽量减少施用肥料和农药、种植多年生作物，如能源作物、林牧（综合了树木、草料和放牧牲畜），以及恢复和构造湿地。这种做法有可能减少土壤侵蚀，并在过去被严重消耗的土壤中增加有机碳。由于世界上有大面积的耕地，每年可以通过再生农业从大气中封存大量的CO2。Minx等人（2018）估计每年23亿吨CO2（23亿吨CO2/年=2.3×1015克CO2/年）可通过土壤固碳从大气中去除，约占目前每年人为碳排放总量的6%。水务公司可以与流域内的农民或下水道管网覆盖区域的城市土地所有者合作，从大气中封存CO2以实现负排放。这种伙伴关系可能要求污水公用事业单位提供灌溉用水和作物施肥，从而去除氮和磷，以满足严格的污水排放要求。这种形式的“水质交易”在流域内也是可能的，农民将碳封存到农田土壤中的成本比公用事业单位进行去除的成本要低得多。直接向农民支付负排放的服务费用也是可行的。公用事业单位的目标是从污水中回收尽可能多的资源，包括水、营养物质和能源，同时避免温室气体排放或产生负排放作为补偿。典型公用事业单位抽取、使用、处理和排放100万加仑(1.0MG)水（如图12.1所示）的CO2排放可被1680-62000平方米实施再生农业的农田捕集并封存植物过程空气净化树叶掉落有机碳存储有机碳吸收吸收光降解CO2+H2O=CH2O+O2光合作用植物蒸腾植物转化转运地上碳存储地下碳存储根部周转微生物共生生物降解Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest281至土壤中(Lal,2004,2015;Minxetal.,2018;Tellatin&Myers,2018)。公用事业单位排放的CO2中只有一小部分被视为生物排放，大部分来自抽水、运行处理厂、处理水所用能源的排放。根据表12.1中的结果，很明显需要大量土地来创造负排放从而抵消供水和污水处理设施的温室气体排放。再生农业所需的土地最多，杂交杨树缓冲带所需的土地最少。人工湿地也表现出前景，但关于它们的净效益（碳汇或碳源），文献褒贬不一。表12.1自然处理系统（或太阳能电池板）的负排放，对减少供水和污水公用事业行业的CO2和其他温室气体（GHG）排放的潜力活动温室气体总排放排放或封存（CO2-eq）抵消1.0MG的供水和污水处理产生的温室气体所需的资源（本工作的估计）参考文献公用事业单位的供水和污水处理排放：1240kgCO2-eq/MG(550–2190gCO2-eq/MG)JohnstonandKaranfil(2013)人工湿地封存:a0.27–2.4kgCO2-eq/m2-yr湿地面积517-4590平方米deKleinandvanderWerf(2014)混合草的杂交白杨缓冲带封存：27.5-29.3吨CO2/ha-yr423-451平方米的杂交杨树与草地Neyetal.(2005)微藻培养封存：12.7–15.5吨CO2/MG在竖直管道式PBRs中培养2300–2800m2的S.obliquusMolitorandSchnoor(2020);Zhuetal.(2018)美国爱荷华州的原生森林封存：3.7–7.0吨CO2/ha-yr1770-3350平方米的林地Neyetal.(2002,2005)再生农业、土壤覆盖作物和碳农业封存:0.2–7.4吨CO2-eq/ha-yr1680-6.2万平方米农田（合作）Lal(2004,2015);Minxetal.(2018);TellatinandMyers(2018)太阳能电池板发电量：每年通过6.6千瓦太阳能电池板的电力生避免10.6吨CO2排放（美国平均）0.77千瓦的太阳能或三块4.8平方米（52平方英尺）的太阳能电池板需要抵消1.0毫克的公用事业CO2当量排放作者假设300瓦的太阳能电池板和美国的平均电力组合来计算避免的温室气体排放a人工湿地可以根据条件充当温室气体的净源或净汇Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest282按照公用事业标准，自来水公司生产的100万加仑水是相当少量的水。即使是一个5000人的小社区，每人每天使用总计200加仑的水，每天也会产生100万加仑（MGD）或每年365MG污水。将表12.1中的面积乘以365（第三行第三列），得到所需的15.4-2260公顷的用地面积，这表明要控制一个小型公用事业单位的温室气体排放需要相当多的土地。通过NTS抵消水务设施100%的温室气体排放是不切实际的；不过，它为公用事业单位提供了一个减少碳足迹的选择。为了说明这一点，表12.1中的最后一行假设公用事业单位购买或通过合作获得太阳能以实现其运营的电气化，或者抵消其范围2的温室气体排放。抵消1MG水处理的碳排放所需的太阳能电池板面积相对较小（4.8m2），这表明公用事业单位减少其碳足迹是可行的。对于产能为1MGD/天的自来水公司（每年365MG），只需1750平方米（0.175公顷）的太阳能电池板即可抵消100%的碳足迹，而使用NTS则需要更多的土地。因此，大多数减少了碳足迹的自来水公司都是通过以下方式实现的：（1）用太阳能和电池存储为抽水和其他作业供电；（2）升级污水固体厌氧消化工艺；（3）通过微型涡轮机利用甲烷消化器气体发电；（4）利用沼气通过内燃机实现热电联产（CHP）；（5）改善污泥稳定性和生物固体应用或减少垃圾填埋；（6）通过智能水表和可变定价活动实施节水需求侧管理。事实上，Wong和Law-Flood（2011）提供了几个水务公司成功减少碳足迹的例子，他们主要是通过污水固体的厌氧消化和气体利用来实现的(Wong&Law-Flood,2011)。案例包括：威斯康星州希博伊根的能源消耗减少了35-50%；新罕布什尔州纳舒厄通过消化器和生物固体的改进每年节省了75万美元的发电和垃圾填埋成本，并减少了20%的能源消耗；格洛弗斯维尔-纽约约翰斯敦热电联产（CHP）系统供应了100%的现场能源需求；佛蒙特州埃塞克斯强克逊使用微型涡轮机和热电联产提供了其总能源需求的37-39%；马萨诸塞州皮茨菲尔德在CHP内燃机和微型涡轮机中使用沼气，降低了29%的能源需求；加利福尼亚州东湾市政公用事业区将内燃机用于热电联产并节省了90%的能源；马萨诸塞州费尔黑文增加了他们的有机固体处理负荷，增加了沼气的体积，从而使热电联产节省了73%的能源。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest28312.3案例研究1：通过植物修复实现碳封存和农业径流治理图12.6展示了爱荷华州阿马纳农业土地径流的植物修复案例。该案例区进行玉米和大豆的行作物轮作，并大量使用除草剂和化肥。每年春季每英亩施用大约0.5-1千克活性成分除草剂（阿特拉津、甲草胺）和68千克氮（以无水氨计）。为了保护溪流和地下水的质量，种植了三排杂交杨树（Populusdeltoidesxnigra，DN-34），行间距为2.4m，树木之间为1m。树木被种植在开槽的行中，裸露的插条（杆）最初伸出土壤表面20厘米。插条在1.2-2.4m深度处迅速生长到地下水位表面，从而同时吸收径流中的化学物质和地表、地下水中的硝酸盐。经过七年的发展，该区域如图12.6所示。在这七年间，大约有200棵树被砍伐或损毁，如今每英亩（0.4公顷）总共有1478棵树。从行作物到河流的侵蚀沉积物减少到几乎为零，硝酸盐和农药被吸收(Paterson&Schnoor,1992,1993)，地下水中的硝酸盐（NO3−）浓度从100mgL−1降低至低于5.0mgL-1。然而，在大型风暴期间，NO3−通过瓦状排水管道直接输送到地表水，而没有通过树木的根区过滤，从而使河流吸纳了硝酸盐。Ney等人（2005）报道了多年后杂交杨树对Amana场地地上木质生物量的碳封存结果，碳封存量达到每英亩22.05–22.92吨（即每公顷54.5–56.6吨C）。将这么多的碳封存、同化到木本生物质中，相当于在七年内从大气中吸收200-208吨CO2/公顷。如表12.1所示，平均每年固定到木质生物质中的CO2约为27.5-29.3吨/公顷。美国的森林每年每公顷可吸收3.57-5.03吨的碳到地上生物质中(Neyetal.,2005)。爱荷华州未管理的森林平均固碳量为5.06吨Cha-1y-1(Neyetal.,2002)，固碳量范围为3.7-7.0吨CO2ha-1y-1（表12.1）。图12.6所示的河岸缓冲带中的大部分碳储存在土壤中（地下）。表层30cm土壤中的平均有机碳含量为5.35%(Neyetal.,2005)。然而，与地上木质生物量的碳封存相比，每年封存到地下土壤中的量相对较小。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest284图12.6在爱荷华州阿马纳种植了7年的杂交杨树人工林，用于处理含农药和养分的径流，同时将CO2封存到木本生物量和土壤中在爱荷华州的原生森林中，碳储量估计为137.3吨C/公顷，其中60.8%存在于土壤中（表层30厘米），24.5%储存在树木的地上生物量中，3.8%存在于树木的地下部分（根），10.4%位于森林地面中，0.5%由林下植被固定(Neyetal.,2002)。到目前为止，爱荷华州原生森林中的碳含量最高的是地下土壤和根系部分，为83.6-90.7公吨C/公顷。地上碳含量（树木、林下叶层和森林地面）为35.2-61.9吨C/公顷，在原生橡木山核桃林中含量最高。土壤是一个大型碳汇，其中碳的积累和氧化非常缓慢，但在几十年到几个世纪的时间里会相对迅速地因侵蚀而流失。爱荷华州原生森林重新造林的净效益包括可能减少7.0吨CO2ha-1y-1，其中6.21吨CO2ha-1y-1将进入地上森林生物量，0.79吨CO2ha-1y-1将封存到地下土壤和根中(Neyetal.,2002)。12.4案例研究2：用营养微藻处理电厂烟气和化肥污水微藻是一种很有前景的牲畜替代饲料，与传统农作物（玉米、大豆、小麦等）相比，其转化资源为生物质的效率更高。高蛋白微藻极具前景，因为它们能够去除污水中的氮和磷、固定烟气中的CO2和其他污染物，耐受盐水，并且生产一单Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest285位的生物质占用的土地面积更少。这种NTS资源回收方案在处理废物的同时，生产有价值的生物质，并使农业和废物处理系统脱碳。在研究中，我们期望通过微藻为发电厂和工业烟气处理以及污水处理的技术规模化应用提供帮助。在实验尺度上，我们模拟了CO2对微藻生物质生产力的底物抑制，通过模拟燃煤电厂排放刺激微藻生长，并通过增加细胞外聚合物（EPS）的产量来提高模拟排放条件下的微藻沉降性（表12.2）。表12.2在指数生长阶段，模拟燃煤电厂烟气和三氮Bold基础培养基下生长的S.obliquus对养分和烟气组分的利用率烟气和营养组分微藻的最大利用速率（mgL-1d-1）说明CO21300±80无论是作为生物质固定还是从PBR中逸出，只有不到0.1%的CO2进入溶液SO26.9±0.4大部分以SO42-形式在培养基中积累，速率为130±20mgL-1d-1NO2-相对于NO3-不可检测CO-未经评估，可能氧化为可忽略不计的CO2NO3-200±10大部分来自培养基PO43-22±3仅来自培养基12.4.1扩大微藻培养根据微藻实验数据、化肥厂污水的特性（pH6.8、47.3mg/LN、7.5mg/LP、可忽略的有机碳浓度）和爱荷华大学发电厂的数据，我们提出了一个全面的方案来处理1MGD污水，同时通过微藻培养利用烟气排放中的碳（图12.7）。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest286图12.7微藻光生物反应器处理1MGD化肥厂污水及电厂烟气CO2封存示意图处理过程（净化、PBRs和最终净化）及生物质收获污水通过初级净化、能够进行生物质回收的垂直增强PBR和最终净化步骤进行处理，位于同一地点的发电厂（889800m3/d；12%CO2）向PBR供应CO2。生物质脱水和干燥是通过离心和滚筒干燥实现的。首先使用两个矩形净化器降低进水固体浓度，每个尺寸为12m×4m×4m、水力停留时间为2.4小时(Metcalf&Eddy,2003)。然后将净化器流出物送入PBR，在那里通过S.obliquus去除氮和磷（干生物质组成：50.7±0.1%C、6.44±0.04%N、1.0±0.1%P）(Molitor&Schnoor,2020)。PBR系统旨在满足一般污水处理流出物P的排放要求，1.0mg/L；而该系统几乎不存在N源限制，最大培养密度为2g/L(Aciénetal.,2012)。设计的固体停留时间和水力停留时间分别为6.7和1.6天。因此，PBR需要6100m3的工作容量，且最终净化池的生物质回收速率为20.5g/L（流速310m3/d）。为了达到27m3/m2/d的表面溢流率，最终净化池的直径为14m，侧水深度为3.7m，因为微藻具有相对较快的整体沉降速率，0.058m/min（测量的整体沉降速率为1m/min，调整后微藻沉降速率占生物量沉降速率的一小部分）。在这种情况下，高浓度EPS促进了批量沉降，这对高效的生物质收获是有利的。对沉降生物质进行收获（90m3/d），而不是回收到PBR中，随后在两台处理能力为4m3/d，每天运行11小时的离心机中进行离心脱水(Tredicietal.,2016)。离心机产生约20%的固体微藻糊，然后通过四个滚筒干燥器将其干燥至约5%的固体(Tangetal.,2003)。流入：化肥厂污水1MGD47.3mg/LN7.5mg/LP初级净化两个12m×4m4米深的装置HRT：2.4h发电厂烟气889800m³/d12.0%CO2500ppmSO2气体排放11.7%O20ppmSO2最终净化批处理速率：0.058m/min直径：14m侧水深：3.7m多重垂直生物反应器STR：6.7d容积：6100m³生物量：2g/LHTR：6.7d占地面积：47000㎡CO2封存：4550kg/d离心两个4m³/d操作要求：11h/d滚筒干燥4个Φ=3m,L=9m1840kg/d生物量Xe≈0mg/LQe=3700m³/dXr≈20.5g/LQr=310m³/dXh≈20.5g/LQh=90m³/dXd≈200g/LQd=9.2m³/dXs≈0mg/LQs=80m³/d出水5.6mg/LN1.0mg/LPDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest287该处理方案的出水浓度为5.6mg/LN和1.0mg/LP，干燥微藻生物质的产生速率为1840kg/d，CO2封存速率为4550kg/d。微藻非常适合处理高浓度硝酸盐污水，无需补充碳源，这通常对其他微生物来说具有挑战性(Pinaretal.,1997)。幸运的是，有成千上万的二次生活污水来源，其中一些与排放CO2的发电厂位于同一地点。除了市政污水，低有机碳和高氮浓度的工业和农业污水（如炸药厂污水、化肥厂污水、农业径流和灌溉回水）将成为微藻培养基的战略选择(Jietal.,2018)。然而，某些污水中的重金属和病原体污染可能会阻碍用于动物饲料的微藻生产。12.4.2温室气体和土地占用根据反应器中微藻生物质的碳封存率，CO2的使用速率为4550kg/d。然而，由于烟囱排放率和CO2浓度超过了PBR的容量，微藻的CO2封存率仅占流入CO2总量的2.4%。可以通过提高生物质生产或增加种植量来提高利用率。将表12.1中的结果与图12.7中的结果进行比较，值得注意的是，简单地封存1MG污水常规处理产生的温室气体所需的种植面积明显少于使用微藻PBRs处理1MDG污水所需的资源。与提议的微藻处理方案相关的温室气体排放量是根据文献值估算的，单位过程的能源需求包括：入口污水泵送（140.2kWh/d）、初级沉降（15.5kWh/d）、PBR混合、模块泵送、气体输送和循环（934.4kWh/ha/d）、生物质回抽（42.3kWh/d）、最终沉降（15.5kWh/d）、离心（9.5kWh/h）和滚筒干燥（5.1kWh/kg藻类）(Goldstein&Smith,2002;Tangetal.,2003;Tredicietal.,2016)。假设电力由爱荷华大学发电厂提供，预计温室气体排放量为0.244kg/kWhCO2-eq（一次燃料：烟煤；二次燃料：石油、天然气和生物质）(eGRID,2018)。考虑到电力使用和CO2封存，建议方案的预计温室气体净排放量为-1080kg/dCO2-eq（-1160kg/dCO2，-1150kg/dSO2、5.8kg/dNOx、1.2kg/dCH4和0.16kg/dN2O）。虽然微藻生物质中只会积累24kg/dSO2（一种间接温室气体），但剩余的SO2(1140kg/d)将被快速氧化并以大约200mg/L/d的速率在污水中累积，直到SO42-达到非抑制浓度280mg/L。如果电力由风力涡轮机提供，温室气体排放率为1.8×10−2kg/kWhCO2(Alsaleh&Sattler,2019)，所建议方案的预计温室气体净排放量为-4300kg/dCO2-eq。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest288根据文献来源中占地面积与种植体积比7.7m2/m3，相应的占地面积为11.6英亩，这是由A4F-AlgaFuel,S.A.设计的用于处理水泥厂烟气的垂直加强PBR系统的值，该系统的全尺寸处理容量为1300m3(Torzillo&ChiniZittelli,2015)。虽然整个处理系统中PBRs占地面积较大，但PBRs以外的系统也被计入占地面积/培养体积之比中。随着微藻污水处理技术的进步，可以预见的是，通过提高养分吸收率，设置最佳HRT和SRT，单位面积生产力将显著提高。12.4.3微藻终端产品由于化石燃料的使用和产生CO2的工业过程不太可能在不久的将来终止，因此必须通过其他方式减少排放。可以通过微藻吸收CO2进行资源回收，产生的生物质可用于生物燃料、肥料、商业化学品或饲料(Khanetal.,2018;Rebolloso-Fuentesetal.,2001;Silkinaetal.,2019)。一些自养微生物会减少用于生物合成的CO2，包括微藻，它也是蛋白质的来源(Matassaetal.,2016)。此外，可以回收发电厂或工业过程的废热以维持有利的培养温度（15-35°C）(Gassanetal.,2010)。在这种情况下，S.obliquus的生物质特性为微藻衍生产品的各种有益使用提供了选择，这些产品的销售可能会抵消该脱碳技术的成本。当H:C计量比分别为0.15:1和0.14:1，用控制气体和模拟排放CO2培养微藻的生物质能量含量相当。这些结果表明，整个生物质的能量含量相对较低，如果未经加工，将更适合用作动物饲料而不是用作燃料/原料。如果将生物质作为能源，在控制条件下和模拟排放下生长的每克生物质将分别产生1.76和1.92gCO2。相对较高的N:C值意味着将生物质进行堆肥变成肥料的速度较慢。在控制条件下培养的S.obliquus的蛋白含量（46.6±0.8%）超过大豆（40.3±0.6%），模拟排放条件下生长的S.obliquus的蛋白质含量为（31±0.8%），明显更低。然而，在模拟排放条件生长的S.obliquus富含赖氨酸和蛋氨酸，具有作为反刍动物饲料添加剂的价值。这项工作的目的是克服种植和收获障碍，以生产适销对路的微藻生物量，并在全尺寸设备处理中去除烟气中的污染物（CO2、SOx和NOx）。从而能源密集型肥料和淡水资源的使用将减少，污水处理成本将被抵消，温室气体排放量将减少，同时生产可持续的生物质产品。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest28912.5结论与展望自然处理系统可有效吸纳污水系统或受污染生态系统中的有害污染物和营养物质，同时提供脱碳机会（表12.3）。如前所述，NTS运行所需的机械或技术投入很少，因此在经济准入和温室气体排放方面优于化学或能源密集型处理方法。此外，植物修复、微藻培养和人工湿地具有生产可销售的生物质终端产品的潜力。相对于陆地植物，微藻培养以更快的速度进行，因此在与传统微生物处理工艺操作条件相同时（单独的HRT和SRT；定制条件以提高养分吸收率），它在污水处理行业可能具有快速脱碳的最大潜力。将NTS与常规污水处理相结合是一种有吸引力的方法，可以改善污水处理性能，满足更严格的氮和磷排放要求，同时通过光合作用捕获碳。将自然处理系统整合到传统的供水和污水处理中，可以进一步与流域管理相结合，以减少水务公司的碳足迹，最终实现“净零排放”的目标。图12.8展示了一种流域综合管理方法，通过监测水循环以降低成本和减少温室气体排放、恢复土壤碳、提高水质并在补充含水层的同时节约用水。小型分布式水处理设施和污水处理厂安装了传感器，以持续监测系统的状态，这与One-Water概念相一致。NTS被整合到供水和污水处理中，以实现碳封存，吸收多余的营养物质和生物降解异种有机化学品。图12.8流域综合管理法图例微粒继电器星型闸门卫星积雪传感器飞机巡视作业雨量计网络电池塔排水口监测水质传感器装有导航仪的污水处理厂小型分布式处理设施绿色屋顶装有导航仪的下水道系统森林传感器群气象塔流量摄像机农业传感器阵列垂直取样管河岸传感器群地下水位地下水遥测水质传感器雷达测速&ADCP土壤水分嵌入网络NEXRAD雷达Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest290表12.3自然处理系统机理、优缺点及脱碳方法综述自然处理系统机制优点缺点脱碳方法人工湿地植物/藻类吸收蒸腾光解微生物降解有许多适合的植物种类微污染物去除不适合大型城市占地面积大可能引发物种入侵植物/藻类吸收生物质和沉积物固定泻湖微生物降解藻类对N，P的吸收低成本简易的设计和装置操作技能要求低可能造成地下水污染污泥积聚难闻气味处理效果有限藻类吸收和沉淀有时适得其反:释放CH4微藻培养植物修复碳封存快速的碳固存和养分消耗可销售的生物量易受污染物影响脱水效率低下藻类摄取与利用生物过滤微生物降解过滤对微量污染物的去除和降解可能对地下水产生积极影响微生物处理变得专业化污染浓度过高时效果不佳工业废物的昂贵运维成本生物堵塞无碳封存：温室气体排放可能与常规污水处理类似植物修复/土地应用根际生物降解植物吸收低成本，绿色美观碳封存提高土壤肥力降低毒性GW监测，但不需要排放许可证占地面积大处理周期长污染物对树木、草地有潜在毒性植物吸收为木质生物量，根系翻转将有机碳固定到土壤中Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest291参考文献AciénF.G.,FernándezJ.M.,MagánJ.J.andMolinaE.(2012).Productioncostofarealmicroalgaeproductionplantandstrategiestoreduceit.BiotechnologyAdvances,30(6),1344–1353,https://doi.org/10.1016/j.biotechadv.2012.02.005AlsalehA.andSattlerM.(2019).ComprehensivelifecycleassessmentoflargewindturbinesintheUS.CleanTechnologiesandEnvironmentalPolicy,21(4),887–903,https://doi.org/10.1007/s10098-019-01678-0BowmanR.H.,GloynaE.F.,MiddlebrooksE.J.,PearsonG.F.,ReedS.andReidL.C.(2002).WastewaterTechnologyFactSheet:FacultativeLagoons.OfficeofWater,UnitedStatesEnvironmentalProtectionAgency,Washington,DC,USA.CritesR.W.,MiddlebrooksE.J.,BastianR.K.andReedS.C.(2014).NaturalWastewaterTreatmentSystems.CRCPress,BocaRaton,FL,USA.deKleinJ.J.M.andvanderWerfA.K.(2014).BalancingcarbonsequestrationandGHGemissionsinaconstructedwetland.EcologicalEngineering,66,36–42,https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2013.04.060eGRID.(2018).UniversityofIowaMainPowerPlant.Emissions&GenerationResourceIntegratedDatabase(eGRID).OfficeofAtmosphericPrograms,CleanAirMarketsDivision,Washington,DC,USA.DesaiM.andCamobrecoV.(2020).InventoryofUSGreenhouseGasEmissionsandSinks:1990–2018.UnitedStatesEnvironmentalProtectionAgency,Washington,DC,USA.EricksonD.,OrrettE.B.andRosenblumJ.(2008).GreenhouseGasEmissionsRelatedtoWaterandWastewaterServices:Baseline,ReductionStrategies,andRecommendations.CityofSantaRosaUtilitiesDepartment,SantaRosa,CA,USA,p.167.FasaeiF.,BitterJ.H.,SlegersP.M.andvanBoxtelA.J.B.(2018).Techno-economicevaluationofmicroalgaeharvestinganddewateringsystems.AlgalResearch,31,347–362,https://doi.org/10.1016/j.algal.2017.11.038GassanH.,EugeniaM.M.andSebastiánS.(2010).Influenceoftemperatureongrowthofscenedesmusobliquusindilutedolivemillwastewaterasculturemedium.EngineeringinLifeSciences,10(3),257–264,https://doi.org/10.1002/elsc.201000005GoldsteinR.andSmithW.(2002).Water&Sustainability(Volume4):U.S.ElectricityConsumptionforWaterSupply&Treatment–theNextHalfCentury.ElectricPowerResearchInstitute,PaloAlto,California,USA.Griffiths-SattenspielB.andWilsonW.(2009).TheCarbonFootprintofWater.ARiverNetworkReport.RiverNetwork,Portland,OR,USA.IasimoneF.,DeFeliceV.,PanicoA.andPirozziF.(2017).ExperimentalstudyforthereductionofCO2emissionsinwastewatertreatmentplantusingmicroalgalcultivation.JournalofCO2Utilization,22,1–8,https://doi.org/10.1016/j.jcou.2017.09.004Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest292JiF.,YinH.,ZhangH.,ZhangY.andLaiB.(2018).Treatmentofmilitaryprimaryexplosiveswastewatercontainingleadstyphnate(LS)andleadazide(LA)bymFe0-PS-O3process.JournalofCleanerProduction,188,860–870,https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2018.04.029JohnstonA.H.andKaranfilT.(2013).Calculatingthegreenhousegasemissionsofwaterutilities.JournalAWWA,105(7),E363–E371,https://doi.org/10.5942/jawwa.2013.105.0073KarigarC.S.andRaoS.S.(2011).Roleofmicrobialenzymesinthebioremediationofpollutants:Areview.EnzymeResearch,2011,11,https://doi.org/10.4061/2011/805187KhanM.I.,ShinJ.H.andKimJ.D.(2018).Thepromisingfutureofmicroalgae:currentstatus,challenges,andoptimizationofasustainableandrenewableindustryforbiofuels,feed,andotherproducts.MicrobialCellFactories,17(1),36,https://doi.org/10.1186/s12934-018-0879-xLalR.(2004).Soilcarbonsequestrationtomitigateclimatechange.Geoderma,123(1),1–22,https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2004.01.032LalR.(2015).Covercroppingandthe4perthousandproposal.JournalofSoilandWaterConservation,70,141A–141A,https://doi.org/10.2489/jswc.70.6.141ALemarP.anddeFontaineA.(2017).EnergyDataManagementManualfortheWastewaterTreatmentSector.BetterBuildings.OfficeofEnergyEfficiencyandRenewableEnergy,UnitedStatesDepartmentofEnergy,Washington,DC,USA.LogeF.(2016).IsUsingLessWatertheSecrettoCuttingourGreenhousegasEmissions?TheGuardian.GuardianMediaGroup,London,UK.MahmoodQ.,PervezA.,ZebB.S.,ZaffarH.,YaqoobH.,WaseemM.,ZahidullahandAfsheenS.(2013).Naturaltreatmentsystemsassustainableecotechnologiesforthedevelopingcountries.BioMedResearchInternational,19,796373.ManderÜ.,DotroG.,EbieY.,TowprayoonS.,ChiemchaisriC.,NogueiraS.F.,JamsranjavB.,KasakK.,TruuJ.,TournebizeJ.andMitschW.J.(2014).Greenhousegasemissioninconstructedwetlandsforwastewatertreatment:areview.EcologicalEngineering,66,19–35,https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2013.12.006MatassaS.,VerstraeteW.,PikaarI.andBoonN.(2016).Autotrophicnitrogenassimilationandcarboncaptureformic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制发生，过程更清晰，这大大提高了系统的可监测性和可控性。鉴于上述原因，EM在克服厌氧生物反应器中常规产甲烷途径的不利因素和提高CH4生产效率方面具有巨大潜力。13.2.1参与碳转化的功能群落和基因电化学增强的厌氧消化反应效率主要取决于某些微生物细胞外电子传输的能力(Yuetal.,2021)。首先，阳极上成熟的生物膜在有机物生物降解中能够高效地进行电子收集(Wangetal.,2020a)。这些系统中常见的产电细菌的功能（例如，Geobacter、Shewanella和Desulfovibrio）与c型细胞色素基因有关；此外，尽管只有单一底物（如醋酸酯）的培养，微生物仍然可以发育出相对较高的功能和系统多样性。例如，在所有基因类别中，与底物降解相关（碳降解和碳固定）的功能基因占比为15-25%，而与复杂碳利用相关的功能基因占所有检测基因的10%Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest299左右(Liuetal.,2010)。各种碳降解基因，包括淀粉酶、木聚糖酶和内切几丁质酶，在反应器中存在很大差异。相应地，具有高库仑效率和能量收集（H2产率）的生物反应器利用多种复杂碳源的能力也是最大的。据报道，库仑效率与群落组成（r=0.84,P=0.025）以及COD去除、碳降解（r=0.84,P=0.035）与群落结构之间存在显著相关性(Liuetal.,2010)；而阳极上的碳降解群落与阴极端产物的相关性不显著。当反应器中进行底物（葡萄糖）发酵时，具有高度多样性的功能基因参与复杂的碳降解过程，包括纤维素、半纤维素、木质素、淀粉、果胶和几丁质碳降解基因(Varroneetal.,2014)。通过细胞色素基因检测发现阳极生物膜中存在更多的微生物，例如来自Geobactermetallireducens的用于金属还原的细胞色素，参与有机污染物氧化的Bradyrhizobiumsp.、来自Geobactersulfurreducens的OmcA/MtrC、Shewanellasediminsis、S.oneidensis、S.amazonensis、S.loihica和S.pealeana。这表明能量回收率最高的反应器需具有更多的（总量）细胞色素基因。同时，还检测到了含二磷酸核酮糖羧化酶、一氧化碳脱氢酶和丙酰辅酶A羧化酶固碳基因相关的微生物。例如，来自Roseiflexussp.、Nitrobacterhamburgensis、Chloroflexusaggregans的丙酰辅酶A羧化酶基因。此外，部分检测到的细菌是未经培养的，例如检测到来自未经培养的细菌（实验室克隆）产生的一氧化碳脱氢酶（CODH），以及二磷酸核酮糖羧化酶。对比乙酸和葡萄糖，尽管使用复合碳比使用单一碳源可以检测到更高的功能多样性，但一个综合的群落结构应该能基于各种底物都得到很好的发展。所有主要功能类别的基因表明，微生物群落能够执行各种各样的功能。值得注意的是，群落功能的可变性不光与产电菌的存在有关，因为一小部分碳降解功能可以通过发酵的非产电菌以及与其他细菌的共生关系实现。因此，细胞外电子传递途径对反应器中的产甲烷群落结构具有重要影响。施加电压增加了氢营养型产甲烷菌的相对丰度，而不是乙酸营养型产甲烷菌。在开放式的反应器中，乙酸营养型产甲烷菌存在相对较高的丰度；而在封闭式反应器中检测到能够利用H2产生CH4的6个菌属，包括Methanobacterium、Methanococcus、Methanoculleus、Methanocorpusculum、Methanospirillum和CandidatusMethanoregula，但只有一个属的Methanosarcina被定义为乙酸营养型产甲烷菌。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest30013.2.2电化学调控下甲烷生产过程的有机转化由于EM极具前景，一些研究人员最近开始关注以电化学干预作为辅助强化手段来提高厌氧生物反应器的CH4生产能力。厌氧消化工艺无论是在技术方面还是理论方面都非常成熟，在CO2固定的技术市场中占据主导地位。然而，厌氧消化很容易受到不利因素的影响，例如不适宜的温度、非中性pH或有毒抑制剂。当遇到环境变化时，CH4的生产效率可能会发生剧烈波动。在厌氧消化生物反应器中，能量流动和碳转化是在封闭系统中自发进行的，缺乏直接的外部干预。这导致难以快速构建系统中的正常秩序（例如系统启动或从崩溃中恢复）或在CH4生产系统不稳定时对其进行有效调整。相比之下，微生物电催化过程能够通过外部电能输入对有机物降解途径进行定向干预，这可以成为厌氧消化的有效补充。因此，研究者提出了一种电化学增强的厌氧消化工艺，以期综合这两种技术的优点，为碳固定提供更理想的工艺选择。自2006年WillyVerstraete(Phametal.,2006)提出电化学增强厌氧消化的概念以来，已经有许多研究工作验证耦合技术的可行性。据报道，通过引入微生物电催化过程可以提高CH4的生产性能和厌氧消化系统的稳定性(Malaebetal.,2013;Wangetal.,2022b)。最近的研究分析了这些潜在促进作用的机制，研究者认为厌氧生物反应器中的微生物群落分布和碳转化途径受到生物电化学过程的正向调节(Guoetal.,2017a)。在复杂的厌氧环境中施加电压有利于降低电极电位，通过提供额外的H2可以促进氢营养产甲烷菌的生长，从而为厌氧和兼性种群创造合适的栖息地(Wangetal.,2009)。电化学的影响包括即时的直接贡献和长期的间接影响（如影响启动阶段厌氧群落的分布）(Liuetal.,2016c;Zhaoetal.,2015)。一些研究通过测序技术揭示，外部电压作为一种积极的生长条件或选择性压力，对微生物群落结构具有显著的调节作用。特别是，外部电压会导致产电微生物和氢营养型产甲烷菌的增加(Liuetal.,2016b)。除了影响微生物群落分布外，外部电压还可以对厌氧系统中的有机物降解途径产生积极影响。根据我们案例中对葡萄糖消化过程的电子平衡分析（图13.1）(Guoetal.,2017a)，在没有电化学调节的厌氧消化系统中，葡萄糖氧化得到的更多电子被转移并最终被存储在丙酸盐和丁酸盐（34.9%）中。其中，氢营养型产甲烷菌不受限制，但由于乙酸营养型产甲烷菌的数量相对较少，因此很少进行乙Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest301酰化产甲烷过程，只有少量乙酸被转化为CH4（3.6%）。发酵产物（丙酸、丁酸、甚至醋酸）中电子流的浪费导致产CH4性能不理想。然而，在生物电化学的调节作用下，更多的电子从葡萄糖转移到H2（23.4%）和乙酸盐（48.6%），而不是丙酸盐和丁酸盐，并且生物电解反应在乙酸盐和H2之间创造了额外的途径，大约10.6%总电子通过电路电流从乙酸转移到H2中，这缓解了乙酸营养型产甲烷菌数量不足的限制，从而使得CH4产量显著增加。图13.1有/无电化学调控下葡萄糖消化的电子平衡分析(Guoetal.,2017a)电化学对厌氧降解过程的影响很大程度上取决于电极的电化学效率（如电流密度、阴极催化效率等）和系统的复杂性。一般来说，通过各种方法（如增加电极面积、使用高效电极材料、优化反应器配置等）提高电极的电化学效率（电流密度），会促进生物电化学反应的电子流在总电子流中的比例以及电化学对沼气生产的直接贡献(Wangetal.,2017)。提供简单的底物（如醋酸盐和乙醇）有利于建立高效的阳极生物膜，从而获得良好的电化学处理性能。然而，以复杂的化合物（如污水或污泥）作为底物，生物膜群落和厌氧消化过程变得更加复杂(Zhangetal.,2011)。电极呼吸细菌的相对丰度和电子转移效率普遍低于使用醋酸盐的体系，这可能削弱了电化学对厌氧消化过程的影响(Zhangetal.,2011)。无电化学调控电化学调控葡萄糖葡萄糖丙酸盐&丁酸盐乙酸盐氢甲烷Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest302甲烷生产通常是可溶性底物厌氧消化的限速步骤，产甲烷菌是产生CH4的功能性微生物群落中最重要但也是最脆弱的成员。事实上，厌氧消化技术的许多瓶颈（如滞后时间长、稳定性差）最终都可以归结为产甲烷菌的高灵敏度和缓慢生长。考虑到电化学对产甲烷菌生长和代谢的积极作用，引入电化学元件可能是解决厌氧消化系统存在问题的可行方案，可能在开发有机废物流处理的碳中和工艺中发挥更大的作用。13.3基于电化学增强的厌氧消化系统促进CH4生产13.3.1厌氧消化系统中的氢源产甲烷途径厌氧消化的典型途径包括以下步骤：水解、发酵、产乙酸和产甲烷(McCarty&Smith,1986)。污水处理厂中的废弃活性污泥（WAS）被视为微生物的聚集地。细胞裂解将是进行深度厌氧消化的第一步，即需要对微生物释放的有机物进行适当的预处理。化学、物理和生物预处理方法都可以进行细分。超声波技术通常用于机械地破坏细胞壁。采用双频超声波对活性污泥进行预处理，在发酵阶段可以产生更多的挥发性脂肪酸（VFA）(Wangetal.,2018)。VFA的积累将抑制发酵微生物的活性，而发酵微生物和产甲烷菌之间的共生（或共养）将VFA转化为CH4，从厌氧消化过程中逸出(Lopez-Garcia&Moreira,2020)。发酵过程将产生VFA作为最终产品，供产乙酸菌和产甲烷菌使用(Zielsetal.,2019)。目前，产甲烷菌有八目，分属于三个门(Lyuetal.,2018)。新的产甲烷菌不断被发现，显示出产甲烷菌的多样性。然而，由于底物对产甲烷菌的限制，厌氧消化中产甲烷菌的代谢类型很少是单一的。通常，H2/CO2和乙酸盐被用作生产CH4的底物，产甲烷途径分为氢营养型和乙酸营养型。尽管自然生态系统中存在甲基营养型产甲烷菌，但其丰度较低，导致在厌氧消化反应器中受到的关注较少。用于活性污泥厌氧消化的不同类型产甲烷菌中，氢营养型产甲烷菌以H2作为电子供体，CO2作为电子受体，能够调节系统中的H2含量。发酵微生物需要将NADH氧化为NAD+，NAD+的再生确保了糖酵解的完成；而H2的积累会在热力学上影响NAD+的再生，因此H2是敏感因子(Stams&Plugge,2009)。发酵阶Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest303段H2的生成机制也为暗发酵H2的生物制备研究提供了新见解。然而，在最近的生物电化学研究进展中，结合暗发酵和微生物电解实现了从葡萄糖生产H2的突破(Varanasietal.,2019;Wangetal.,2020b)。事实上，氢营养型产甲烷菌捕获H2作为CH4生产的前体，因此，CH4被认为是混合系统中的固有产物(Wangetal.,2009)。最近，研究者提出了一种电化学增强厌氧消化的混合模型，以加快处理活性污泥（WAS），提高CH4的生产速率(Liuetal.,2016b)。析氢电极为氢营养型产甲烷菌提供了一个独特的生态位，能够持续地供应H2。研究者开发了一种电化学增强的新型厌氧消化反应器，并测试其用于处理活性污泥来生产CH4的性能。通过引入电极提高了CH4的生产率，厌氧消化性能接近对照组的3.2倍。基于电子平衡分析，对照组CH4产量和引入电流贡献之和与增强型系统的CH4产量高度一致。电流值最高可达12mA，高于实验室规模的生物电化学反应器。进一步建立了电化学增强厌氧消化系统的产甲烷动力学模型，结果表明，添加1.4倍葡萄糖培养液可提高CH4的产率(Guoetal.,2017a)。厌氧消化系统的电化学增强型配置会影响CH4生产性能。在我们之前的研究中，较高的阴极/阳极比率也提高了CH4的产率（提高了56-180%）(Guoetal.,2017b)。此外，在以葡萄糖作为阴极底物、以醋酸盐作为阳极底物的连续模型中，独立阴极也提高了CH4的产量(Caietal.,2016a)。电化学增强的厌氧消化系统为加速活性污泥处理以生产CH4提供了一种有前途的方法。这对厌氧消化系统很有价值，因为较长的污泥停留时间是其实施的瓶颈，而提高CH4产率使得生产等量的CH4时污泥停留时间缩短。13.3.2产甲烷过程中阴极生物膜中微生物群落演化在电化学增强的厌氧消化模型中，氢营养产甲烷菌将在阴极生物膜中占主导地位，这一点已通过我们的研究得到证实(Gaoetal.,2021;Perona-Vicoetal.,2019;Siegertetal.,2015)。这一发现与我们最初的假设及以往研究一致，氢营养型产甲烷菌的生长将在H2的存在下受到激发。甲烷杆菌属是丰富的属，其中氢营养型产甲烷菌在阴极工作。此外，在阴极生物膜中还发现了兼性乙酸营养型产甲烷菌以及产乙酸菌。因此，研究者提出了在阴极产CH4的假设，一方面，氢营养型产甲烷菌会接受来自阴极的H2/电子来产生CH4；另一方面，产乙酸菌会消耗阴极Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest304中的H2以产生乙酸，供给乙酸营养型产甲烷菌（图13.2）。图13.2阴极甲烷生成途径的假设(Caietal.,2016b)事实上，根据先前在电极上纯培养产甲烷菌的研究结果，阴极上生成CH4的理论可以修改为从电子流到产甲烷菌产生CH4的直接途径。最初，第一份报告由DerekR.Lovley等人(Rotaruetal.,2014a)提供，C14标记的CH4可以由Methanosaeta和Geobacter共培养产生，并证明Methanosaeta能够直接从Geobacter接受电子。这一发现引起了人们对DIET的极大关注(Rotaruetal.,2014a)。研究者随后培养了一种不含氢化酶的甲烷球菌突变体作为工作种，证实了不依赖H2的直接电子转移(Lohneretal.,2014)。此外，研究证实Methanosarcinales可以在阴极上执行多种模式的电极相互作用（氢化酶介导和游离胞外酶非依赖性模式）(Roweetal.,2019)，这拓展了阴极上潜在的电子转移机制。最近，研究发现一种明确的MethanobacteriumYSL和Geobactermetallireducens的共培养基可以通过DIET机制进行生长(Zhengetal.,2020)。产甲烷菌的主要类型被认为有能力获得细胞外电子来产生CH4(Gao&Lu,2021)。因此，产甲烷菌中DIET的存在比我们预期的更广泛。尽管研究发现纯培养能够直接从阴极获取电子，但微生物电解辅助厌氧消化的电子转移通常发生在由不同物种组成的生物膜内。有两个问题需要注意：第一，为什么在生物膜中总是以Methanobacterium或Methanobreibacter为主，而不是Methanosaeta或Methanosarcina，尽管它们都可以利用来自阴极的H2/电子；其次，DIET是否会支持生物膜的整体性能。进一步的研究表明，由于质子的快速丙酮产甲烷菌乙酰杆菌乙酰厌氧菌甲烷杆菌属甲烷磺酸盐黄体杆菌属半月菌属氯杆菌直立共养单胞菌古根海姆菌属理研菌属瘤胃解蛋白质菌纤绳菌属芽孢杆菌属长绳菌属泰式菌属未分类的其他甲烷杆菌属甲烷磺酸盐乙酰杆菌乙酸盐阴极Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest305消耗，阴极的微环境不同于本体溶液(Caietal.,2020)。mcrA测序技术为产甲烷菌的物种分类提供了更高的分辨率，在极碱性微环境（微米级）下，嗜碱性产甲烷菌是在阴极富集的甲烷杆菌属(Caietal.,2018a)。因此，极端条件可能会导致特殊产甲烷菌的富集，例如甲烷杆菌属。在混合培养基中，H2首次被证实是发酵微生物与产甲烷菌共生体系中的电子载体，甲酸盐被发现可作为H2的替代品，且具有极高的效率(Stams&Plugge,2009)。新型DIET被证实是一种电子载体，最近的一项研究表明，在互养菌属的e-pili和地杆菌的IVpili共同存在时，DIET可以作为多样化共生培养的一种机制选择(Walkeretal.,2020)。一项模型研究表明甲酸盐在互养过程中的电子转移可达317×103e-cp-1s-1，其DIET能力为44.9×103e-cp-1s-1，高于H2调节过程(5.24×103e-cp-1s-1)(Storcketal.,2016)。显然，甲酸盐将是电子转移的理想介质，但这通常不是合成的主要途径，因为甲酸盐在热力学上可逆地生成H2(Caietal.,2020)。而且，没有细胞色素的产甲烷菌的生长受到甲酸盐的限制，由于H2仍然是产甲烷菌利用辅酶F-420依赖的甲酸脱氢酶的中间产物，甲酸盐依赖的产甲烷菌将失去在自然环境中与其他对H2需求较低的产甲烷菌竞争的优势(Thaueretal.,2008)。在典型的厌氧消化反应器中，H2仍然是互养细菌和产甲烷菌中电子转移的主要载体。在我们随后的阴极生物膜测试中检测了H2(Caietal.,2020)。明显的H2浓度梯度表明它是甲烷生产过程中的阴极电子载体。同时，使用循环伏安法（CV）测试与微传感器耦合，测定了H2对总电子转移的贡献的半定量结果。令人惊讶的是，只有不到50%的电子会通过H2传输，因此，DIET可能对阴极甲烷生成有显著贡献。根据最新的研究进展，细胞外电子传递途径广泛存在，不仅涉及菌毛、黄素、细胞色素，还涉及exDNA、囊泡、细胞外聚合物（EPS）(Liuetal.,2020;Lovley,2017a;Saundersetal.,2020;Xiaoetal.,2017)。氢-自由电子途径也可能包含多种载体，而不仅仅是直接电子转移，这仍需要进一步研究。13.3.3电化学增强厌氧消化系统中的微生物网络在电化学增强的厌氧消化反应器中，具有细胞外电子转移能力的微生物群落成为发酵细菌（FB）和产甲烷菌之间的连接桥梁(Liuetal.,2016b)，即通过电子转移开发出多种途径从碳降解生成CH4（图13.3）。当施加高电压（例如，>0.5V）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest306(Liuetal.,2010)和在阴极上使用高效金属催化剂(Liuetal.,2019)，例如Pt/C、改性Ni时(Caietal.,2018b;Wangetal.,2019)，H2作为重要的阴极产物之一被明显检测到。可以通过施加电压确定H2的产生速率(Wangetal.,2009)，并对产甲烷菌产生很大的间接影响。此外，随着运行时间的延续CH4产量逐渐增加，这说明了系统中产甲烷群落的实质性发展。利用H2的群落可以在阴极生物膜中充分发展，产生乙酸和CH4，然后通过扩散的H2作为电子载体改变悬浮溶液和阳极群落(Caietal.,2016b)。图13.3通过细胞外电子传递途径加强氢营养源甲烷生成原来的电极生物膜与发酵群落相互作用，建立了一个新的电活性群落系统，很快就加入了产甲烷菌，从而形成一个复杂的群体网络（图13.4）(Liuetal.,2016c)。据报道，生物电化学群落高度富集与Proteobacteria(~60%)和Firmicutes(20-30%)相关的功能微生物，它们进行底物降解和电子转移，在复杂的碳利用方面具有巨大潜力，是进行胞外电子转移的核心群落。它们应该在碳循环中发挥了非常重要的作用，因为据报道Firmicutes可能与阳极呼吸细菌存在共生关系(Zhangetal.,2011)。代表性厌氧发酵细菌占整个群落的1-10%，由Citrobacter（Gammaproteobacteria类）、Macellibacteroides（Bacteroidia类）组成，Clostridia的两个属（Proteiniclasticum和Sedimentibacter）经过发酵后富集并成为优势菌种。Proteiniclasticum负责降解蛋白质以产生乙酸(HAc)、丙酸(HPr)和异丁酸(iso-HBu)(Zhouetal.,2018)，其丰度为6%。丰度为5-7%的阶段1阶段2阶段3废弃物破碎细胞复杂有机物水解挥发性脂肪酸可逆生成乙酰乙酸盐乙酰营养型甲烷氢营养型氢污泥发酵生物质阳极阴极Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest307Macellibacteroides可以代谢各种碳水化合物以产生HAc、HBu和iso-HBu(Jabarietal.,2012)。Citrobacter和Sedimentibacter属可以在产酸和产乙酰过程中降解有机物以产生VFA和H2。与原始的阳极生物膜群落相比，一些与污泥发酵过程连接的细菌会发生改变。在以污泥发酵液作为进料的所有一体化反应器中，Clostridia类的四个属（即厌氧菌、乙酸杆菌、厌氧菌和梭菌）均减少。图13.4产酸菌、电呼吸菌和产甲烷菌构成的微生物网络产甲烷菌在所有综合系统的生物膜中得到发展。同时，污泥中发酵细菌的丰度可以显著提高，但乙酸营养型产甲烷菌数量却有所下降(Wangetal.,2019)。尽管阳极微生物和产甲烷菌在乙酸利用方面存在底物竞争，但在具有足够碳源底物的各种条件下，阳极生物膜中都可以富集产甲烷菌；而在连续施加电压的情况下，阴极生物膜中的氢营养型产甲烷菌将进一步富集，丰度增加(Caietal.,2019)。包括Methanocorpusculum,Methanosphaerula，Methanoregula，Methanospirillum,Methanobacterium和Methanobrevibacter在内的微生物与阴极的H2生成有关，H2为厌氧条件下的氢营养型产甲烷菌提供有利的底物。具有高析氢反应（HER）活性的生物阴极材料将影响生物群落结构和产甲烷途径。高HER倾向于选择H2而不是电子进行甲烷生产。因此，同样可以选择具有HER能力的阴极优势微生物，通常包括氢营养型甲烷杆菌和甲烷螺旋菌(Ferryetal.,1974;Rotaruetal.,2014a)，甲烷杆菌不仅能将H2直接转化为CH4，还能利用电子生产CH4(Cheng氢污泥发酵生物质污泥发酵离子厌氧消化系统阴极阳极外加能源碳降解(ARB细菌协同系统)碳降解(复杂有机碳到小分子有机物)共享外电原电子转移团体产酸菌（产酸作用）电呼吸菌（电子转移）产甲烷菌（乙酸营养型-氢营养型）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest308etal.,2009)。13.4太阳能生物电化学系统驱动CO2甲烷化13.4.1太阳能间歇供电提升生物电化学性能有一系列研究报告称，连续直流电驱动会影响微生物的细胞生长和代谢行为。因此，大多数研究关注于施加电压的调节作用(Dingetal.,2016)。例如，在双室电化学增强型厌氧消化反应器中采用0.8V外加电压时，CH4的产率最高，为0.052m3CH4·m-3reactor·d-1(Dingetal.,2016)。在另一项研究中，观察到电极生物膜的微生物群落在有无电极电位存在的情况下发生变化，在开路的情况下，功能基因的比例较高(Liuetal.,2010)。总之，这些结果提供了一个线索，即通过持续的电力给微生物代谢提供过量能量，会危及生物电化学系统的整体性能。最近，另一种用于促进生物能源回收或污水转化的间歇性电力驱动模型表现出令人意想不到的性能。在单室微生物电解槽中，工作一天休息一天的间歇电源供应模式实现了更高、更稳定的苯酚去除效率(Ailijiangetal.,2016)。周期性断开电源的长期运行可以显著降低BES的内阻，提高COD去除效率和H2回收效率(Choetal.,2019;Hussainetal.,2018)。当进一步考虑太阳能的固有性质时，即它存在昼夜间歇性，同时也存在潜在的限制，间歇太阳能驱动发电也可以有效地促进生物能源回收，同时进行污水处理。Wang等人(2020c,2020d)证明了自然太阳光作为一种昼夜间歇性电源，可以有效提高污水中CH4的产生，并调节细胞色素c的电子转移蛋白，该研究揭示了太阳能对电化学增强厌氧消化的潜在影响。Wang等人(2022a)进一步开发了天然太阳能供养的微生物，将CO2还原为CH4，从而实现有效的碳捕获。综合比较了其他报道中EM通过生物阴极将CO2还原为CH4的结果（表13.1），可以很容易地得出结论，在这样的系统中膜普遍存在，更高的外加电压促进了阳极的水裂解，而不是有机物的氧化。此外，含碳产物（即CH4）的电流（即库仑）效率与还原产物的生产速率之间存在不协调，这意味着能源投资没有完全用于CH4生产，从而造成另一种名义上的资源浪费。进一步考虑其他外部操作参数控制，例如电极修饰、温度和pH控制等对系统性能的影响，但不可否认的是，天然太阳能供电的EM在利用绿色间歇式驱动力回收生物能源Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest309方面仍表现出相当大的竞争力。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest310表13.1微生物电催化产甲烷的碳捕获甲烷生产速率比较接种株/培养液a反应配置和运行模式温度(℃)阴极材料外加电压（V）无机碳源/conc.(molL-1)电流密度（Am-2）CH4生产速率(molCH4m-3reactord-1)电流到CH4效率参考文献填充床生物膜反应器产生的厌氧污泥，以脂肪酸和醇的合成混合物为养料直流批式35碳纸阴极电位-0.75Vvs.SHECO2/足量阴极电流密度-0.690.173±0.02676±7Villanoetal.(2010)活性污泥直流连续30石墨毡阴极电位−0.55Vvs.NHEbHCO3-/0.063.80.26851.3VanEerten-Jansenetal.(2012)富含活性污泥直流批式30±1碳毡阴极电位-0.95Vvs.SHEbCO2/足量3.370.02489.2Jiangetal.(2013)富含破碎厌氧颗粒污泥直流连续37±2石墨毡阴极电位-0.70Vvs.SHEHCO3-/0.0243.00.3584.3(库伦效率)Xuetal.(2014)由地层水和醋酸钠供给的嗜热微生物燃料电池阳极室的流出物直流批式55碳布阴极电位-0.5Vvs.SHEHCO3-/0.030.1750.23393Fuetal.(2015)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest311接种株/培养液a反应配置和运行模式温度(℃)阴极材料外加电压（V）无机碳源/conc.(molL-1)电流密度（Am-2）CH4生产速率(molCH4m-3reactord-1)电流到CH4效率参考文献厌氧污泥直流连续31±1石墨毡阴极电位-0.7Vvs.SHEHCO3-/0.062.90.46473(VanEerten-Jansenetal.2015)海洋岩自养甲烷杆菌类太古菌菌株IM1直流批式21石墨棒阴极电位-0.6Vvs.SHECO2/足量阴极电流密度-0.50.013480(库伦效率)(Patiletal.2015)富氢营养型产甲烷菌培养物直流批式22±2多孔碳毡阴极电位-0.8Vvs.SHECO2(1.65atm)Ca.150.03±0.01539(库伦效率)DykstraandPavlostathis(2017)厌氧污泥TCc批式30热处理不锈钢毡(HSSF)、不锈钢毡(SSF)、石墨毡(GF)3.5±0.3HCO3-/0.067.1HSSF:12.86SSF:9.19GF:15.72HSSF:60.8SSF:56.9GF:69.4Sangeethaetal.(2017)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest312接种株/培养液a反应配置和运行模式温度(℃)阴极材料外加电压（V）无机碳源/conc.(molL-1)电流密度（Am-2）CH4生产速率(molCH4m-3reactord-1)电流到CH4效率参考文献厌氧混合污泥，包括来自造纸工业废水处理厂的颗粒污泥和来自市政污水处理厂的污泥b直流批式30颗粒活性炭阴极电位-0.58VCO2/足量354.366Liuetal.(2018)厌氧污泥直流连续30石墨颗粒2.8±0.1354.167一个全尺寸、扩大颗粒污泥床反应器处理淀粉污水后的活性污泥直流连续30±1碳毡阴极电位-1.0Vvs.Ag/AgClHCO3-/0.062.442±0.4840.24±0.0544.27±4.01Yangetal.(2020)中性红色改性碳毡e7.622±1.4361.39±0.1758.90±11.47蒽醌-2,6-二磺酸盐改性碳毡e4.377±1.2300.84±0.2460.88±4.01Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest313接种株/培养液a反应配置和运行模式温度(℃)阴极材料外加电压（V）无机碳源/conc.(molL-1)电流密度（Am-2）CH4生产速率(molCH4m-3reactord-1)电流到CH4效率参考文献产生CH4的单室微生物电解池的流出物直流批式30泡沫镍恒电势：阴极电位-0.9Vvs.Ag/AgClHCO3-/0.048CO2/足量1.472.6825Maoetal.(2021)恒电流：电流密度2.14Am-22.144.9136恒压：1.98V3.2312.0590产生CH4的单室微生物电解池的流出物SC批式无pH控制25±2Pt涂层碳布1V（太阳能供电）HCO3-/0.16417.35.47±0.29211.13±3.89Wangetal.(2022a)a对于双室系统，接种体具体指的是阴极。b阴极电位vs.SHE(标准氢电极)或vs.NHE(正常氢电极)。cTC指由中间的一个阳极室和面对两个阴极室组成的三个室。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest31413.4.2间歇电场介导互惠种间电子转移生物电化学系统中涉及的电子传递机制已被广泛地解析，主要发生在生物电极上；然而，浮游微生物群与CO2还原生成CH4过程的相关性及其对该还原反应的贡献通常被忽视，而且机制尚未得到很好的揭示。本体溶液中EM的主要电子转移途径可分为两类：(i)间接种间电子转移（IIET），其进一步细分为载体介导的IIET（i-IIET），例如H2和甲酸盐作为电子载体(Caietal.,2020)；电子穿梭介导的IIET（e-IIET），例如通过可溶性电子穿梭（如H2）在物种之间进行电子扩散交换(Lovley,2017b)；(ii)DIET。Wang等人(2020c)开发了天然太阳能EM用以从污水中回收CH4，并证明太阳能间歇驱动模式显示出明显更高的CH4产量、电子转移和能量回收效率（图13.5a）。此外，分子生态网络（MEN）分析结果表明，电活性微生物（EAMs）在三个位置（生物阳极、生物阴极和悬浮液）上发挥着举足轻重的作用，并且与产甲烷菌有很强的电化学交流（图13.5b）(Wangetal.,2020d)。此外，氢营养型产甲烷菌，主要是Methanobacterium和Methanobrevibacter属，在生物电极中表现出更多的正向联系。相反，以Methanosarcina为主的乙酸营养型产甲烷菌在生物电极上表现出更多的负向联系。对于产乙酸菌，本体溶液中的正连接较低，生物电极中的正连接较高。发酵菌（FB）具有降解有机物的能力，与附着在生物阴极上的产甲烷菌和产乙酸菌关系密切。本体溶液中EAMs、产甲烷菌、产乙酸菌和FB之间的连通性更加复杂多样，呈现出明显的共生、合作或竞争关系。总的来说，电极生物膜中微生物具有更积极的联系，而浮游微生物群落则表现出相反的联系。因此，无论是阳极中的微生物群落还是本体溶液中的微生物群落，都与碳源转化密切相关，而生物合成CH4的阴极相对独立，基本依靠电子传递与阳极和悬浮液建立连接。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest315图13.5(a)由手动开关(A组)或自然太阳能(B组)和连续电场(C组)施加的间歇电场驱动的单腔无膜生物电化学系统示意图。(b)分别在阳极生物膜、阴极生物膜和本体溶液中将来自功能微生物菌群的OTUs的分子生态网络(MEN)可视化。每个节点代表一个OTU(种)，不同颜色和形状的节点表示特定功能属的类别：电活性微生物(天蓝色椭圆)、产甲烷菌(黄色圆形矩形)、产乙酸菌(粉色菱形)和厌氧发酵菌(紫色三角形)。红色边表示两个独立节点之间的积极相互作用，而绿色边表示消极相互作用(修改自Wangetal.,2020d)13.5挑战与展望捕获和利用CO2生产气体/液体能量是获得增值商品和减缓大气中CO2上升的一种有前景的方法。生物电化学CO2还原是通过细胞外电子转移还原稳定CO2分子的有效途径，可通过外部能量输入加速这一过程。种间电子转移提供了多种方法来加强氢营养型产甲烷菌活性以减少CO2。此外，互惠关系通常是在特定的微生物伙伴之间建立的，这些伙伴能够通过使他们的互动更有效和更健壮的机制来相互感知。在特定生态位上促进微生物生长和微生物生化反应仍有广阔的潜力。氢营养型产甲烷菌的生长速度（倍增时间4-8小时）比乙酸营养型产甲烷菌（Methanosaeta，倍增时间5-7天）更快(Wuetal.,1992)。在DIET的帮助下，使用不同底物（乙酸盐、丙酸盐、丁酸盐、长链脂肪酸、甘油、蛋白质、葡萄糖和淀粉）可以支持氢营养型产甲烷菌以较高速率生长(Tangetal.,2015)。一些物种，氢污泥发酵生物质外加电压间歇式供应直流电电源接通电源关闭快速关闭间歇式供应太阳能连续供应太阳能悬浮阳极阴极电活性微生物废水/废物有机物阳极阴极赝电容悬浮细胞电子接收者电产甲烷菌Electroactivemicroorganisms：电活性微生物(天蓝色椭圆)Methanogens：产甲烷菌(黄色圆形矩形)Acetogens：乙酰菌(粉色菱形)Anaerobicfermentativebacteria：厌氧发酵菌(紫色三角形)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest316例如Methanothrix，只能通过DIET过程将CO2还原为CH4。来自DIET的低电势电子可能会改善Methanothrix物种的生长，打破只能以醋酸盐作为唯一底物的限制(Wangetal.,2016)，这进一步增强了土壤和沉积物中Methanothrix的活性(Lovley,2017b)。随着高效（生物）材料的发展，CO2还可以用于化学、生物或物理用途（基于碳捕获和利用的生物能源，BECCU）。一种新型的混合微生物光电化学系统可以提高微生物在阳极氧化污水中有机物的能力(Luetal.,2020)。一种集成了选择性单原子镍催化剂的纳米线硅光电阴极上(SiNW/NiSA)，实现了将CO2还原为CO。与H2类似，CO也是用于微生物产品生产（CH4、乙酸盐等）的合适底物之一。在未来，由DIET衍生的具有导电性能的高效生物膜（生物）材料可能被开发出来，用于高效的CO2生物捕获和利用技术。此外，这类技术可以减少污水处理厂的碳排放，为限制碳排放做出贡献(Mallapaty,2020)。致谢作者要感谢深圳哈尔滨工业大学深圳海外高层次人才研究启动计划的支持。本研究得到广东省杰出青年科学基金（No.2021B1515020084）、国家自然科学基金（No.51778607）、国家自然科学基金（NSFC-ISF）联合项目（No.41961144024）和深圳市科技创新计划（No.KQTD20190929172630447）的支持。参考文献AilijiangN.,ChangJ.,LiangP.,LiP.,WuQ.,ZhangX.andHuangX.(2016).Electricalstimulationonbiodegradationofphenolandresponsesofmicrobialcommunitiesinconductivecarrierssupportedbiofilmsofthebioelectrochemicalreactor.BioresourceTechnology,201,1–7,https://doi.org/10.1016/j.biortech.2015.11.026AppelsL.,BaeyensJ.,DegrèveJ.andDewilR.(2008).Principlesandpotentialoftheanaerobicdigestionofwasteactivatedsludge.ProgressinEnergyandCombustionScience,34(6),755–781,https://doi.org/10.1016/j.pecs.2008.06.002BajracharyaS.,SrikanthS.,MohanakrishnaG.,ZachariaR.,StrikD.P.B.T.B.andPantD.(2017).Biotransformationofcarbondioxideinbioelectrochemicalsystems:stateoftheartandfutureprospects.JournalofPowerSources,356,256–273,https://doi.org/10.1016/j.jpowsour.2017.04.024CaiW.,HanT.,GuoZ.,VarroneC.,WangA.andLiuW.(2016a).MethaneproductionenhancementDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest317byanindependentcathodeinintegratedanaerobicreactorwithmicrobialelectrolysis.BioresourceTechnology,208,13–18,https://doi.org/10.1016/j.biortech.2016.02.028CaiW.W.,LiuW.Z.,YangC.X.,WangL.,LiangB.,ThangavelS.,GuoZ.C.andWangA.J.(2016b).Biocathodicmethanogeniccommunityinanintegratedanaerobicdigestionandmicrobialelectrolysissystemforenhancementofmethaneproductionfromwastesludge.ACSSustainableChemistryandEngineering,4(9),4913–4921,https://doi.org/10.1021/acssuschemeng.6b01221CaiW.,LiuW.,ZhangZ.,FengK.,RenG.,PuC.,SunH.,LiJ.,DengY.andWangA.(2018a).mcrAsequencingrevealstheroleofbasophilicmethanogensinacathodicmethanogeniccommunity.WaterResearch,136,192–199,https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.02.062CaiW.W.,LiuW.Z.,SunH.S.,LiJ.Q.,YangL.M.,LiuM.J.,ZhaoS.L.andWangA.J.(2018b).Ni5P4-NiP2nanosheetmatrixenhanceselectron-transferkineticsforhydrogenrecoveryinmicrobialelectrolysiscells.AppliedEnergy,209,56–64,https://doi.org/10.1016/j.apenergy.2017.10.082CaiW.W.,LiuW.Z.,ZhangZ.J.,FengK.,RenG.,PuC.L.,LiJ.Q.,DengY.andWangA.J.(2019).Electro-drivenmethanogenicmicrobialcommunitydiversityandvariabilityintheelectronabundantniche.ScienceoftheTotalEnvironment,661,178–186,https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.01.131CaiW.,LiuW.,WangB.,YaoH.,GuadieA.andWangA.(2020).Semiquantitativedetectionofhydrogen-associatedorhydrogen-freeelectrontransferwithinmethanogenicbiofilmofmicrobialelectrosynthesis.AppliedandEnvironmentalMicrobiology,86(17),e01056-20.CaiW.,WangB.,LiuW.,YaoH.,DengY.andWangA.(2021).Sessilemethanogensdominatedcathodicbiofilm:distributionandnetworkinphysiologicaltransitions.ScienceoftheTotalEnvironment,795,148724,https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.148724CentiG.andPerathonerS.(2009).Opportunitiesandprospectsinthechemicalrecyclingofcarbondioxidetofuels.CatalysisToday,148(3–4),191–205,https://doi.org/10.1016/j.cattod.2009.07.075ChengS.,XingD.,CallD.F.andLoganB.E.(2009).Directbiologicalconversionofelectricalcurrentintomethanebyelectromethanogenesis.EnvironmentalScienceandTechnology,43(10),3953–3958,https://doi.org/10.1021/es803531gChoS.K.,LeeM.E.,LeeW.andAhnY.(2019).Improvedhydrogenrecoveryinmicrobialelectrolysiscellsusingintermittentenergyinput.InternationalJournalofHydrogenEnergy,44(4),2253–2257,https://doi.org/10.1016/j.ijhydene.2018.07.025DingA.,YangY.,SunG.andWuD.(2016).Impactofappliedvoltageonmethanegenerationandmicrobialactivitiesinananaerobicmicrobialelectrolysiscell(MEC).ChemicalEngineeringJournal,283,260–265,https://doi.org/10.1016/j.cej.2015.07.054DykstraC.M.andPavlostathisS.G.(2017).Methanogenicbiocathodemicrobialcommunitydevelopmentandtheroleofbacteria.EnvironmentalScienceandTechnology,51(9),5306–5316,https://doi.org/10.1021/acs.est.6b04112FerryJ.G.,SmithP.H.andWolfeR.(1974).Methanospirillum,anewgenusofmethanogenicDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest318bacteria,andcharacterizationofMethanospirillumhungatiisp.nov.InternationalJournalofSystematicandEvolutionaryMicrobiology,24(4),465–469.FuQ.,KuramochiY.,FukushimaN.,MaedaH.,SatoK.andKobayashiH.(2015).Bioelectrochemicalanalysesofthedevelopmentofathermophilicbiocathodecatalyzingelectromethanogenesis.EnvironmentalScienceandTechnology,49(2),1225–1232,https://doi.org/10.1021/es5052233GaoK.andLuY.(2021).PutativeextracellularelectrontransferinmethanogenicArchaea.FrontiersinMicrobiology,12,611739,https://doi.org/10.3389/fmicb.2021.61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体积也在增加。在高密度的城市地区，最有可能建立起校园和区域规模的能源系统，向下水道排放热能的速度可能超过散热速度，从而为热能回收提供了一个非常有利的初始温度（Ti）。在更远的距离上，下水道中的污水温度接近周围土壤的温度（地质交换），这仍然比周围冬季的空气温度要高。图14.4显示，冬季与环境空气温度相比，污水温度相当高，从热能传递的角度来看，它具有回收潜力。图14.4显示在这种气候地区（宾夕法尼亚州费城），冬季气温的移动平均值在-7-4°C（20–40F）。在同一时期，拦截器中污水的移动平均温度为16–21°C(61–70F)。相反，夏季在某些DES中，环境空气温度高于污水温度，使得下水道成为吸收热能（即制冷）的场所。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest329图14.4下水道水温和环境空气温度，下水道连接于上斯古基尔河东部拦截器，费城水务局(Kohl,2019)通过某些热能交换方式（即换热器或直接热泵），可使用以下等式估算从污水或处理过的污水中传递的可用热量：××TQmc=△其中，Q是热传的递量（W）；m是水流速度（g/sec）；c是水的比热容（4.186J/(g℃））；T△是在传热过程中的温度降，等于Tf-Ti(C)。例如，假设热交换器的温度降为4°C，从378.5万升/天（mld）的污水流量中传递的热量为：43.81000g4.186×××(1713)733secLJQCCkWLgC=−=−在本例中，系统会产生733千瓦(kW)热量。图14.5显示可以从拦截器、提升站或处理厂污水中回收的热量范围。由于水较高的比热容和污水相对有利的初始温度，因而可以传递相当数量的热来满足室内供暖和热水需求。温度°（F）空气温度污水温度Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest330图14.5可回收热量的范围(MW)是DH/DES接入点处的流速及与热交换器或热泵接触时的温度降dT的函数。对于环境回路DES，2°C的ΔT是合理的，对于使用直接热泵的DH系统，4°C的ΔT是合理的上限。本文列出两个现有的DH系统，以供参考。14.3污水热能回收与现代区域能源系统的集成区域供暖系统早在19世纪就已经出现了，一些早期的城市系统至今仍在运行。例如曼哈顿蒸汽运营系统为大约3,000,000纽约市民提供服务，法国巴黎城市供暖公司系统为大约500,000户家庭供暖。早期的DH系统（第一代和第二代）产生蒸汽或高温（接近100°C），并通过管道网络将热量分配给相连的建筑物。这些系统的高温需求意味着它们依赖于化石能源的燃烧，例如过去的煤炭或今天的天然气。在20世纪70年代和80年代，热电联产（CHP）和垃圾发电项目开始集成到这些地区和校园规模的能源系统中。与原始蒸汽系统相比，这些系统的效率更高，且温室气体排放量更低。第四代区域和校园规模供暖系统的运行温度比上一代系统低得多，它允许将低品位热源作为能源进行利用，为DH回路做出贡献。安装这一代DH系统的主要目的是抑制CO2排放。热泵传输和热能放大使城市污水（原始污水或处理过的污水）能够用于热能回收。图14.6为使用污水拦热能输出，MW原始废水或最终出水流量，百万升/天（MLD）Skøyen供热厂，奥斯陆的，挪威产能为30MW的DH系统，服务于约13,000套公寓东南福溪社区NEU，温哥华，加拿大产能为4MW的DH系统，服务于534,000㎡的住宅和商业混合区Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest331截器的DH系统的图示。在该图中，一个校园公用设施与拦截器相连。位于校园公用事业工厂的热泵从通过的污水中提取热量，并将热量转移到二次热水循环中，通过泵循环热水，将热量传输给终端用户。图14.6第四代DH系统的示意图，该系统由污水拦截器提供热源，并为地区建筑物供暖和提供热水第四代区域和校园规模供暖系统的出现，比上一代系统要求的热水温度低得能源效率/温度水平一代：STEAM混凝土管道中的蒸汽系统，蒸汽管网二代：INSITU加压热水系统重型设备大型“原位”电站三代：PREFABRICATED预绝缘管道工业化小型变电站（同样绝缘）计量和监测四代：INSITU低能源需求智慧能源（能源、分配和消费的最佳组合）双路DH直流电网局部区域供热蒸汽存储器煤炭废料热存储器煤热电联产油热电联产煤炭废料区域供热能效生物质热电联产工业盈余热存储器气，废料，油，煤热点联产废物焚烧光伏、潮汐、风力发电数据中心季节性热存储器大规模太阳能地热大规模太阳能未来能源来源生物质转化双向区域供热，超市区域制冷管网生物质热电联产冷存储器集中式区域制冷厂中心热泵区域供热低能耗建筑发展（区域供热迭代）/阶段性可获取的最好技术工业盈余热存储器建筑热交换器家用热水热泵建筑热需求建筑热交换器热水（50-60℃）污水下水道拦截器热的污水集中利用厂（带主热泵）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest332多，允许使用低品位的热能来源，如污水热能，供应DH和DES循环(Lundetal.,2018)。鉴于第四代系统在低碳运行方面性能不足，第五代区域能源系统（DES）可以在更低的温度下运行，并寻求为校园提供全年低碳供暖和制冷（也称为生态循环）。这些系统基于环境温度循环运行，通过建筑物网络全年循环温水。例如，在冬季，该回路可能会将主回路中的17°C水循环到每个建筑物，热泵从回路中提取和放大热量。在混合建筑建成环境中，一些建筑可能会做相反的事情，即热泵将热量回送（例如，数据中心）到回路中以供其他建筑提取和利用。在夏季，循环可能在22°C条件下进行，并且在每个建筑物内，热泵都将热量回送至循环网络。在整个过程中，拦截器中的污水根据需要成为系统级热量的汇或源，以平衡系统的整体需求。图14.7显示了一个使用污水拦截器作为热源的DES示例。在校园公用设施内，污水通过热交换器，与环境循环回路进行热交换。每个建筑物中的二级循环根据建筑物的需要利用本地热泵输送或吸收热量。在建筑环境中，诸如此类的DES可以对建筑群进行极其高效和低碳的供暖和制冷。如果需要在极冷或极暖时期提供峰值容量，可以在校园公用设施中安装空气源或地源热泵（参见图14.2）。图14.7第五代DES示意图，该系统热源来自污水拦截器，并对地区建筑物进行供暖和制冷。热量交换经由污水到中央公用事业厂的独立环境回路实现。家用热水热泵建筑根据瞬时冷却或加热要求吸收或排出热量每个公寓中的立式热泵环境回路下水道拦截器污水热的污水集中利用厂实验室盈余热量实验室地下室的中央热泵Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest333重要的是，如果需要冷却，则不需要额外的中央设备或管道，因为公寓热泵以反向循环进行工作；它是将能量排放到回路中，而不是从回路中吸收能量。与并行安装中央加热系统和中央冷却系统相比，这可以节省成本。14.4污水热能回收技术的可行性评估城市已建成的环境包括数十年来在污水输送和处理基础设施方面的公共投资。当然，这项基础设施投资的主要目的是管理和处理污水，以保护公众健康和环境。然而，从高水平的技术角度来看，这些对输送大量低品位热能的地下城市网络的公共投资有可能为纳税人带来更多的环境效益，这些网络可以为当地提供热源，并为更广泛的城市或区域脱碳目标做出贡献。在规模上，当与第四代或第五代地区或校园规模系统相结合时，原始污水和最终流出物可以满足大量的城市室内供暖需求。一项全国性的综合调查估计，从英国污水和处理过的污水中每年可回收大约183亿kWh的热量，这可满足该国3.6%的供暖需求(Wilson&Worall,2021)。对于给定的应用或场地，有必要评估来自污水的热能对于满足或匹配建筑需求的潜力。评估必须考虑建筑能源需求概况，并将其与污水（或流出物）热能的昼夜和季节性概况进行比较。建筑能源需求与污水流中可回收热能的叠加有助于确定供需匹配度。图14.8(a)提供了建筑能源需求模型（eQuest软件，能源部）的全年逐小时输出示例。该模型结合了当地气象数据、建筑细节信息和节能处理情况。图14.8(b)根据初始污水温度（Ti）和拦截器中估计的干燥天气流型，提供了附近拦截器传热能力的叠加图。在此示例中，与附近拦截器耦合的校园DES可以满足几乎所有的供暖需求和大约三分之二的夏季制冷需求。泵的用电需求可以通过电网或原位光伏来满足。水源热泵的CoP有助于降低系统的整体电力需求。冬季取暖的天然气需求已降至最低。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest334图14.8校园建筑能源需求的模型输出(a)和附近污水拦截器回收的热能叠加(b)。红色为季节性供暖需求，蓝色为季节性制冷需求。黄色显示了通过拦截器可满足的供暖和制冷需求覆盖范围14.5污水热能回收的应用据估计，全球有超过500个从污水中回收热能的应用案例(Schmid,2008)。这些装置的规模因建筑规模而异（例如，∼500KW），而其他的如挪威奥斯陆的Skøyen供热厂，热回收能力为30MW，有助于当地污水处理行业实现脱碳。Skøyen供热厂为更大的城市区域能源做出贡献，估计每年可提供1.3亿kWh的热量，相当于满足13,000套公寓的供暖和热水需求。不列颠哥伦比亚省温哥华的东南福溪社区能源公用事业公司提供了第四代DH系统的另一个应用案例，该系统为住宅和商业建筑空间提供室内供暖和热水。供热厂位于城市污水泵站附近的立交桥下。一个大型热泵（参见图14.9）直接从过滤后的污水中提取热量，并将热量传输到第二个回路中，该回路通过低碳化室内供暖和热水将热量输送到东南福溪社区。自2010年该系统已开始运营，到2019年系统供热规模达4MW，可为大约5,750,000平方英尺的住宅和商业空间供暖和提供热水。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest335图14.9一个大型热泵（约4兆瓦）直接从过滤后的原始污水中提取热量，为东南福溪社区（位于坎库维尔市）服务图14.10显示了该热泵如何来提取热量并提高供应回路中的温度。在图示左侧的源回路中，温暖的污水从热泵的低压蒸发器一侧流过。在热泵循环的这一侧，泵中的制冷剂从通过的流体中吸收热量。冷却的污水离开热泵蒸发器并返回到下水道。然后，加热的制冷剂气体被压缩并转移到高压环境的供应回路，冷凝器中的热制冷剂气体将热量交换到热水供应管道，附近的回流气流从热制冷剂中获得热量，变成热水在供应管道中流出。膨胀阀将制冷剂释放回低压蒸发器一侧，开始下一次循环并吸收热量。图14.10第四代DH系统中用于污水的热泵示意图冷制冷剂液体（低压）暖制冷剂液体（高压）可供其他用途的热水热水供应冷凝器：热制冷推动热量进入温水暖水回流热泵膨胀值热制冷气（高压）温制冷气（低压）压缩机压缩机通过循环驱动制冷机通过热泵推动温的废水温的废水蒸发器：冷制冷机从废水中吸收热量冷的废水冷的废水回流Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest336位于科罗拉多州丹佛市的国家西部中心（NWC）是一个混合用途的再开发项目，包括活动空间、圆形运动场、研究和教育空间。NWC污水热能回收系统为第五代环境循环DES提供了一个应用案例，该系统在冬季进行室内供暖，在夏季提供部分制冷。该基地的校园公用设施额定容量为4兆瓦，并从基地下方的拦截器吸收热量（或排出热量）。两根管道循环贯穿整个场地，为11.9万m2的活动空间和研究空间提供室内供暖和制冷。14.6污水热能回收的机遇与挑战2021年政府间气候变化专门委员会（IPCC）报告强调世界气候正在发生变化。要大幅减少全球CO2排放，就需要重新审视传统的基础设施服务，这将挑战现状。将低品位热能纳入联网系统是减少室内供暖相关排放的一种可行手段，但这需要开放的领导、新的政策、独特的伙伴关系和协作的商业模式。21世纪剩余时间内，人口的持续增长将导致许多新城市与旧城市进行填充开发、再开发和进一步的高密度化。这些高密度的生活环境为第四代和第五代DH和DES的开发创造了机会，这些能源系统利用了污水等低品位资源，从而实现了低碳供暖。20世纪在下水道和处理基础设施方面的公共投资主要用于河流沿岸以及当时的工业化地区。如今，为了适应人口和经济增长，这些以前的工业用地往往成为城市内重新开发和高密度化的地区。这些棕地重建项目与当地气候行动和能源计划相结合，为污水系统的潜在热能回收创造了条件。图14.11展示了一个总体框架，用于开展伙伴关系、政策和技术经济评估，以确定潜在的污水热能系统是否可行。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest337图14.11将低温源集成到DES的框架示意图(Bertelsenetal.,2021)14.6.1制定战略规划鉴于它们的性质，低温或低品位热能的回收和再利用需要独特的合作伙伴关系和各种利益相关者的支持。已实施气候行动以减少碳足迹的城市和地方政府有助于为这些初步讨论和最终的伙伴关系“奠定基础”。例如，2014年纽约市承诺到2050年温室气体排放量比2005年减少80%(NewYorkCityMayor’sOfficeofSustainability,2016)。随后，该市出台了《建筑排放法》，要求该市的大型建筑监测排放，并投资于减少建筑排放的系统，特别是室内供暖和制冷系统(LocalLaw97,2019)。这是一个示范指令，根据该指令，可以开发创新方法和伙伴关系，利用当地的低温热源，创建低碳供暖系统。另一个例子是荷兰对化石天然气转型做出的努力。根据其2019年气候法案，该国的供暖政策旨在大幅减少能源消耗，包括解决荷兰超过三分之一的能耗用于建筑和家庭供暖的问题。到2050年，新住宅不再允许接入燃气管网，现有住宅和建筑必须找到化石燃料的低碳替代品。政府在制定脱碳政策时，认识到需要解决室内供暖的问题，如这两个例子所述，这些脱碳政策有助于使最终用户的需求（例如，建筑物所有者）与当地潜在的低品位热源所有者（例如，数据中心或污水卫生区）的资源供给联系起来。为了支持这些更广泛的目标，污水公用事业公司可以制定下水道热回收政策，确立他们从基础设施中回收热能的立场，以及其他技术、管理和财务要求。1.确定战略规划和关键利益相关者2.技术方案和项目识别的需求和资源制图3.解决与现有基础设施兼容的技术难题4.扶持性监管和融资框架•战略加热和冷却的范围和目的•利益相关者的识别和协调•供暖和制冷需求图•识别和评估地热、太阳能和其他当地热源•建立供热/制冷供应方案•评估与现有建筑存量的兼容性•评估与现有网络的兼容性•解决低温源的挑战•所有权•价格•管理•融资和风险缓解•商业模型能力建设和技能发展Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest33814.6.2需求和资源测绘匹配和整合低品位热能资源与室内供暖需求的一个挑战是潜在终端用户对热能资源的认识和接受不足。地方政府可以通过其规划部门开发空间信息来帮助缩小这一差距，这些信息可以显示热源的地点和规模，如果适用的话，还可以显示正在开发或规划中的指定供暖区边界。这些地图可以展示通常在城市景观中发现的潜在低品位热源布局情况。污水处理设施和收集系统拦截器可以绘制在这些地图上，以显示下水道网络中估算的可用热量。对于潜在的开发商或开发场地，资源图允许开发商在早期总体规划设计阶段就考虑校园规模能源系统选项；对于制定了明确的战略计划的城市，污水公用事业公司可以提供拦截系统和污水流的分布制图，以提供对可用热能的深入了解。根据对化石天然气进行替代的要求，资源分布、与可用热源的接近程度可能成为开发商对建筑场地整体效益、吸引力和价值进行评估时的考虑因素。14.6.3技术可行性从污水中利用潜在热能的下一步工作是对特定场地条件和基础设施进行技术评估。在城市中的指定企业区，包括DH或DES的总体规划，可以帮助解决许多原本可能难以解决的技术问题。TEW的技术评估需要考虑拦截器、泵站或其他污水资源的接入，以及污水公用事业公司的要求，即潜在系统如何以不干扰正常运行的方式与污水基础设施连接。选址方面要考虑的其他因素是安装、操作和维护该系统所需的通行权和地役权的相对复杂性。与当地污水公用事业公司就潜在的污水热能利用进行协议合作，还可以创造成本分担机会，以改善污水处理系统本身。随着场地的重新开发和污水热能回收设备的安装，合作伙伴可以抓住机会对污水基础设施进行必要的改进，如重新调整拦截器，更换老化的基础设施，或安装气味控制装置。技术可行性评估的过程允许所有利益相关者为整体概念做出贡献，满足他们的需求，并在他们各自的组织内为项目提供支持。14.6.4监管和融资框架能源系统和能源销售，即使是对于低品味的能源，也可能属于能源委员会或Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest339公用事业监督委员会管辖和支配。如果是这样，可能需要豁免或修改法规，以允许这种类型的现代供暖系统，而不是围绕化石能源公司和服务建立的治理结构和政策。鉴于其潜在的重要性，了解并在必要时解决任何可能阻止DES和DH系统的监管障碍（无论是从技术角度还是从治理角度来看）都非常重要。一般来说，污水系统的热能利用有三种不同的商业模式。这些商业模式需要解决系统的整体融资、污水处理公司的合作要求，以及实体拥有、运营和向客户收取服务费用等问题。以下是三种不同商业模式的简要示例，这些商业模式已用于从污水加热系统中获取热能。14.6.4.1特殊用途公共事业位于不列颠哥伦比亚省温哥华的东南福溪社区能源公用事业（NEU）的模型是基于一个小型的特殊用途能源区，在一个已经建立的公共设施内部构建的。NEU是一个特殊用途的小型公用事业公司，由温哥华市拥有和运营。温哥华市还拥有并运营下水道和附近的泵站。NEU负责为特别指定的东南福溪社区提供室内供暖和热水。该地区的发展需要通过契约参与NEU。温哥华市议会每年都会审查NEU向客户提供的服务的计费费率，以及其他城市服务（例如供水和下水道）的费率。14.6.4.2公私能源服务协议国家西部中心（NWC）的模式基于公私合作伙伴关系，其中校园向社会资本承诺并支付服务费用，包括收回私人合作伙伴用于建设系统的初始资本支出。NWC管理局负责向拥有和运营该系统的区域能源合作伙伴支付能源费用。反过来，校园内主要建筑业主与NWC签署运营协议，NWC管理局会定期给这些业主开具发票。NWC管理局与拥有拦截器的区域污水公用事业公司签订了另一项运营协议，该公司允许通过拦截器进行热能回收，为校园公用事业提供服务。校园能源协议的期限为40年。图14.12展示了在污水热能回收方面的合作关系。在NWC热能回收系统的案例中，三个协议组成了业务结构：（1）校园能源协议——NWC管理局和DES合作伙伴之间的40年固定价格Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest340合同，为环境回路系统提供DBFOM服务。DES合作伙伴是一个由工程、建筑、金融和O&M服务公司组成的财团。NWC管理局负责每月全额支付能源费用，包括资本偿还、O&M和更新。（2）运营协议——NWC管理局和污水公用事业公司之间的运营协议，允许使用拦截器进行加热和冷却。该协议涵盖了组织之间的运营计划，以畅通沟通渠道、实现预期绩效。（3）终端用户运营协议——NWC管理局与校园内最终用户之间的协议。NWC管理局每月向用户开具其部分能源付款的发票。支付额基于终端用户在总连接容量中所占的份额加上管理费用。图14.12NWC热能回收系统基础关系的一般结构14.6.4.3联合运营商/业主伙伴关系Skøyen供热厂是一个大型TEW设施，与奥斯陆市供水和污水管理局所拥有和运营的污水排放管道相连。两台总功率为30兆瓦的热泵从管道内的污水中收集热量。此外，该工厂还有一个容量为12兆瓦的电锅炉。该工厂从污水中提取低碳可再生能源，转化为1.3亿kWh的热量，可满足13,000套公寓的供暖和热水需求。供暖厂由FortumOsloFarme和市政府共同拥有、经营。在共同所有制中，商业模式在经济、绩效和系统可持续性效益方面利用了共同分担责任的优势。Skøyen供热厂是一个更大区域能源系统的一部分。参考文献BertelsenN.,MathiesenB.V.,DjørupS.R.,SchneiderN.C.A.,PaardekooperS.,SánchezGarcíaDES签约合伙人设计(Design)、建造(Build)、融资(Finance)、经营(Operate)、维修(Maintain)（DBFOM）国家废弃物中心管理局校园整体运营商废水利用拦截器所有者能源使用者123能源使用者建筑物业主建筑物业主Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest341L.,ThellufsenJ.Z.,KapetanakisJ.,AngelinoL.andKirujaJ.(2021).IntegratingLow-TemperatureRenewablesinDistrictEnergySystems:GuidelinesforPolicyMakers.InternationalRenewableEnergyAgency,MasdarCityP.O.Box236,AbuDhabi,UnitedArabEmirates,Availableathttps://vbn.aau.dk/en/publications/d68fe575-1109-40a3-b758-b48af9939f80(AccessedSeptember,2021).KohlP.(2019).StateoftheScienceandIssuesRelatedtoHeatRecoveryfromWastewater,ProjectNumberENER10C13/4788,WaterResearchFoundation,Denver,CO,USA.LilyRiahi,PolicyUnit,Climate,EnergyandEnvironmentallySoundTechnologiesUNEP(2015).DistrictEnergyinCities:UnlockingthePotentialofEnergyEfficiencyandRenewableEnergy,UNEP,CopenhagenCentreforEnergyEfficiency(C2E2),ICLEI–LocalGovernmentsforSustainabilityandUN-Habitat,UnitedNationsEnvironmentProgramme,GigiriNairobi,Kenya.LocalLaw97(2019).LocalLawsfortheCityofNewYork.Availableathttps://www1.nyc.gov/assets/buildings/local_laws/ll97of2019.pdfLundH.,OstergaardP.A.,ChangM.,WernerS.,SvendsenS.,SorknaesP.,ThorsenJ.E.,HvelplundF.,OleGramMortensenB.,VadMathiesenB.,BojesenC.,DuicN.,ZhangX.andMollerB.(2018).Thestatusof4thgenerationdistrictheating:researchandresults.Energy,164,147–159.https://doi.org/10.1016/j.energy.2018.08.206(AccessedSeptember2021).NewYorkCityMayor’sOfficeofSustainability(2016).NewYorkCity’sRoadmapto80×50.Availableathttps://www1.nyc.gov/assets/sustainability/downloads/pdf/publications/New%20York%20City’s%20Roadmap%20to%2080%20x%2050_Final.pdf(AccessedOctober2021).SchmidF.(2008).SewageWater:InterestingHeatSourceforHeatPumpsandChillers.Proceedingsofthe9thInternationalIEAHeatPumpConference,Zürich,Switzerland,20–22May2008,pp.1–12.USEnergyInformationAssociation(2018).Annualhouseholdsiteend-useconsumptionbyfuelintheU.S.–totals,2015.Availableathttps://www.eia.gov/consumption/residential/data/2015/index.php?view=consumption(accessed29December2020)WilsonM.P.andWorallF.(2021).Theheatrecoverypotentialof‘wastewater’:anationalanalysisofsewageeffluentdischargetemperatures.EnvironmentalScience:WaterResearchandTechnology,7,1760–1777.https://doi.org/10.1039/D1EW00411E,https://doi.org/10.1039/D1EW00411EDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest342第十五章中国污水处理概念厂JiuhuiQu1,2,HongqiangRen2,3,HongchenWang2,4,KaijunWang1,2,GangYu1,2,BingKe1,5,Han-QingYu1,6,XingcanZheng1,7andJiLi1,81SchoolofEnvironment,TsinghuaUniversity,Beijing100084,China2ExpertCommitteeforChina’sConceptWWTPs,Beijing100044,China3SchooloftheEnvironment,NanjingUniversity,Nanjing212013,China4SchoolofEnvironmentandNatureResources,RenminUniversityofChina,Beijing100872,China5AdministrativeCentreforChina’sAgenda21,MinistryofScienceandTechnology,Beijing100038,China6CASKeyLaboratoryofUrbanPollutantConversion,UniversityofScienceandTechnologyofChina,Hefei230026,China7NorthChinaMunicipalEngineeringDesign&ResearchInstitute,Tianjin300074,China8SchoolofEnvironmentandCivilEngineering,JiangnanUniversity,Wuxi214122,ChinaCorrespondence:jhqu@rcees.ac.cn15.1引言在过去的几十年里，中国见证了公共基础设施的快速增长。为了保持城市和工业的快速发展，政府和专家正在寻求解决经济发展遗留的环境问题的办法。从2000年到2018年，中国城市污水处理厂的总数增加了10倍，从481座增加到5640座。与此同时，政府计划在不久的将来新建数千个污水处理厂（WWTPs）。为探索适合中国的污水处理模式，2014年由多位学术带头人发起的中国污水处理概念厂委员会（CCWC）成立。委员会提出了实现21世纪中国污水管理目标的宏伟愿景。他们为这些未来的污水处理厂提出了一个新概念：集可持续水质、资源回收、能源中和与环境友好于一体的处理厂，他们称之为“概念厂”。中国的污水处理概念厂有望引领全国污水处理行业的范式转变。水污染控制是当前中国面临的最紧迫的挑战之一(Luetal.,2015;Yuetal.,2019)。在环境污染治理中，污水处理起着举足轻重的作用。中国虽然拥有世界上最大的污水处理能力和市场，但其污水处理行业的发展历史其实很短。直到40年前，几起公共环境事件使得水环境保护变得紧迫，在此之前中国的污水管理几乎是一片空白。20世纪80年代，国家环保部成立，天津第一座处理能力为26万Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest343m³/天的大型污水处理厂建成。此后，伴随着经济的快速发展和城市化，城市污水量急剧增加，由于进入下水道的工业废水越来越多，污水成分变得越来越复杂。为了应对这些挑战，中国开始建设更加集中的污水处理厂和配套设施。到“十二五”末期，建设速度和污水处理厂规模逐年不断增加（图15.1）。图15.12007-2017年中国城市污水处理厂数量增长情况(Quetal.,2019)中国的水环境污染也加剧了水资源的短缺，特别是在缺水情况更为严重的华北地区。为了克服这一限制，污水回收和再利用变为一条关键途径。北京在这方面一直走在前列，在水循环基础设施建设方面取得了很大进展。2016年，处理能力为100万m³/天的北京高碑店污水处理厂成功升级为再生水厂，这标志着中国污水管理从单纯的处理向再生利用的转变。但是，中国整体的中水回用率仍然很低，中水水质比较差，主要作为景观水回用。目前，再生水在价格上仍无法与传统供水竞争，中水回用基础设施和项目建设进展缓慢。经过近40年的快速发展，中国污水处理行业已成长为世界第一。现有市政污水处理厂5000多个，日处理能力近2亿立方米（图15.1）。相应地，污水处理率大幅提高，到2018年达到90%。这些污水处理厂减少了污染物排放，在水环境保护中发挥着关键作用。污水管理模式也从单一的政府主导建设和运营转变为政府和企业共同参与的多元体系。这种转变不仅在一定程度上减轻了政府的财政负担，而且提高了污水处理设施的建设和运营效率。城市污水处理厂县级污水处理厂污水处理厂数量Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest34415.2中国城市污水处理设施目前面临的挑战尽管取得了令人瞩目的进展，但中国污水行业以政府为主导、依附型的发展也留下了许多问题。特别是与发达国家相比，污水处理设施的设计和运行性能存在相当大的差距。例如，大多数处理厂的设计和运营没有考虑可持续发展的需求，而是过分强调污染物减排，以满足严格的国家1A级排放标准。因此，在大多数污水处理厂中，初级沉淀池被省略，而延迟曝气和增加额外的生物过滤被广泛采用，这导致过度处理并显著增加能源/化学品消耗（图15.2）。下水道系统发展滞后，特别是在县一级，情况更加严重。因此，中国的污水管理一方面存在污水收集不足的问题，另一方面污水处理厂的运行率较低。城市污水收集不足，加上雨水的稀释，显著降低了污水的有机污染物浓度，这导致处理变得复杂（图15.2）。图15.2(左)中国污水处理厂进水COD和NH3-N浓度的地理分布；(右)中国实施1A级污水排放标准的污水处理厂比例及污水处理厂能耗强度(Quetal.,2019)然而，污水中的有机物含量通常太低，这无法支持有效的反硝化。为了解决这个问题，必须使用外部电子供体，例如甲醇。此外，污水污泥的低有机物含量和高砂成分也阻碍了其厌氧消化，而厌氧消化是世界范围内回收生物能源的常见做法。据估计，中国只有不到3%的污水处理厂配备了厌氧消化模块，而且其中很大一部分运行不良(Jinetal.,2014;Zhangetal.,2016)。因此，目前中国的污水处理厂几乎没有能量回收，更谈不上对养分和资源的回收。如何提高中国污水处理的可持续性仍然是一个亟待解决的关键问题。COD平均浓度(mg/L)电力强度(kWh/m³)实施1A级标准的污水处理厂比例电力强度不同类型污水处理厂比例（%）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest34515.3污水处理概念厂为未来的发展提供了远景和榜样中国污水处理行业在基础设施建设和技术创新方面取得了显著进展。但是，随着未来持续的人口增长和城市化进程，水资源短缺将更加严重，城市生态可能会更加脆弱。因此，污水管理的目标正在从单纯的污染物减排转向中水回用、资源回收和水生态修复。中国最近的政策变化反映了这一点(Wang&Gong,2018)。多年来，中国一直在实施末端污染控制策略，即强调污水处理和水环境修复。然而，总体环境质量没有得到明显改善。2015年，中国政府发布了《水污染防治行动计划》(TheStateCouncil,2016)，开启了水环境保护新时代，这一计划旨在改善整体水生态环境质量，而不是简单的水质控制(Hansenetal.,2018;Holdgate,1987)。这意味着污染控制的范围将从污水处理厂延伸到上游污水管网及下游河流和湿地。为了将污水处理厂从污染物去除场所变成能源、水和肥料生产工厂以及城市生态的组成部分，2014年多位来自中国顶尖研究机构、大学和政府的专家联合提出了建设污水处理厂的计划，提出全新的“概念厂”(Jinetal.,2014)。本届中国污水处理概念厂委员会（CCWC）设想，概念厂将在2030-2040年实施，践行低碳理念，集中应用和展示已经和将要设计的全球先进技术，以充分满足中国可持续发展的要求，并期望成为世界市政污水处理厂的标杆。几年来，CCWC汇聚了全球洞见，与国内多家机构建立了合作关系。开展了座谈交流、参观考察、合作研究、方案制定、工程实践、反馈收集等工作。2015年，CCWC发起并主办了以“概念厂-水未来-我的心”为主题的“城市污水处理概念厂”校园创意设计大赛。来自全国100多所高校的近千名学生参加了本次比赛，有效地启发了污水处理行业的思维，向社会尤其是年轻一代传递了新的理念（图15.3）。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest346图15.3校园创意设计国际竞赛“水的未来—我心目中的污水处理概念厂”CCWC成功地将污水处理概念厂付诸实践。在河南睢县完成首次实践，江苏宜兴正在建设另一家概念厂。在不久的将来，宜兴概念厂将成为最具指导意义的处理厂，引领污水处理厂升级为大型、可持续的处理厂。2018年，第一个概念厂通过公私合作（PPP）模式在河南省睢县建成（图15.4）。图15.4睢县第三污水处理厂鸟瞰图和风貌农业示范有机废物处理人工湿地海绵城市示范办公楼&教育中心液体处理Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest347建成的睢县第三污水处理厂服务于约900,000人口，平均污水处理能力达40,000m³/天（CMD）。在第一阶段，平均设计流量为20,000CMD。该工厂包括一个液体处理区、一个有机废物处理区、一个人工湿地、一个农业和海绵城市示范区、一个办公楼和教育中心。污水通过初级处理（筛网和曝气沉砂池）、初级净化和发酵后，再经过能够生物去除营养物的步进式活性污泥工艺进行处理。次级出水通过反硝化过滤器进行抛光并通过臭氧消毒，这对于破坏微量新污染物也是有效的。处理后的污水通过人工湿地，补充当地的地表水体。良好的出水质量使其有可能在工业中重复使用。有机垃圾处理系统的设计处理量为100吨/天。污水处理产生的污泥与全县畜禽养殖场收集的粪便和农业经营的秸秆共同消化。处理厂使用了DANAS（干式厌氧系统）工艺，这是一种由CSDWS改进而来的干式厌氧消化技术。一期工程设计处理量为50吨/天。有机废物处理中心的负荷率达85%以上。共消化不仅缓解了全县面源污染问题，而且2020年还生产沼气51万立方米、发电438765千瓦时和化肥4500吨。人工湿地、农业示范区（利用现场生产的有机肥），与海绵城市示范区共同构成生态公园，实现污水处理与周边环境的协同保护。办公楼设有一个现代化的控制中心和一个展示工厂所采用的处理技术的展厅。它还作为一个教育中心，展示环境保护的重要性以及如何从污水中回收各种资源并进行有益的再利用。睢县概念厂与当地有机肥厂相结合，采取“以物易物，中间留沼气”的方式，即有机肥厂负责畜禽粪便的收集、储存和运输，概念厂生产的有机肥原料供应给有机肥厂，生产的沼气用于发电。该方法维持了有机废物处理中心的健康运行，实现了污泥的资源化回收和无害化利用。产品符合《中国有机肥标准（NY525-2012）》（图15.5）。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest348图15.5睢县第三污水处理厂中的物质循环睢县NO.3污水处理厂项目实现了CCWC制定的目标，获得了国家认可。实现的成就包括50%的能源自给自足（图15.6）。图15.6睢县第三污水处理厂中的能源自给情况另一个例子是宜兴水资源回收设施概念厂（WRRF）。2017年初至2019年底，经过5次草稿修改，该处理厂最终由北京市政院、SUPAtelier和THUPDI建筑设计分院共同设计完成，处理厂于2021年建设完成。宜兴概念厂不仅将成为水资源回收设施，还将作为一个全面的研发中心，致力于对新兴技术进行全面的有机废物（稻草，腐烂的树叶）水，肥料水，肥料现代化农业生态公园有机废物（园林废弃物）能源生产能源消费能源自给自足2020年8月-10月的能源消费与生产情况Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest349研究和验证。此次全新示范，将污染物减排工厂与能源、水、化肥生产工厂融为一体，将成为与周边社区相结合的新型环境基础设施。希望通过宜兴概念厂，向全社会清晰传达“污水是资源，污水处理厂是资源工厂”的理念，改变公众对污水处理厂的固有认知。在宜兴建设的城市污水资源概念厂进行“三位一体”建设，由处理能力达2万吨/天的净水中心、100吨/天的有机物协同处理中心，以及一个以生产为导向的研发中心共同组成。污水处理部分实现了卓越的脱氮除磷效率（TN<3mg/L，TP<0.1mg/L，表15.1），其性价比明显优于目前的生活污水厂。有机物协同处理中心可以处理污泥和蓝藻、餐厨垃圾和秸秆来生产能源（能源自给率>60%）和肥料，生产型研发中心由两个最先进的试验设施组成，实时展示全球最先进的污水处理技术（图15.7）。表15.1宜兴市污水资源化概念厂参数参数BOD5CODSSTNNH3-NTPpH入水质量，mg/L150-20048025065555-86-9出水标准，mg/L＜5＜40＜10＜3＜1＜0.16-9图15.7宜兴市污水资源化概念厂在宜兴污水处理概念厂中，将设立一个创新中心，对具有巨大工程潜力的前沿技术进行示范和商业化。这些技术将在污水处理能力为~1000t/d的工厂中进Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest350行应用和示范，打造技术应用案例。宜兴污水处理概念厂将为这些创新技术在该行业的应用和推广提供一个良好的平台。未来几年还将设计和建造另外4-5个概念厂。15.4污水处理的下一个范式回顾中国污水处理行业40年的快速发展历程，既有骄人的成绩，也有无数的失败。虽然中国污水处理基础设施基本建设完成，但还存在很多问题，包括下水道和污泥处置设施不发达、能耗高、运行效果不理想、污水处理厂出水排放标准与本国国情和环境保护需求衔接不力等问题，以及人与自然之间缺乏协同规划。中国已进入环境治理和生态文明建设时代。在此背景下，污水处理概念厂的构思和建设，对未来具有深远的意义。许多水务公司对建设概念厂表现出极大的兴趣和强烈的愿望。中国国家发展和改革委员会最近也发布了关于促进污水资源化利用的指导意见，这将进一步推动污水处理概念厂的发展。在全球一体化背景下，中国面临新的挑战和机遇，到本世纪中叶实现碳中和的承诺以及全球环境治理的大趋势，正在推动概念厂的持续发展。针对这些新需求，概念厂委员会需拓宽视野，开展更广泛的合作，继续“思-行-创新”，优化建设模式。中国力争在未来5-8年内建成约100座概念厂，这些概念厂因地制宜应用先进技术，能力各异、特色鲜明、模式多样。这将推动产业建设形态、技术和标准发生重大变革和升级。这些概念厂有望重塑污水行业，并引领中国和世界的范式转变。参考文献HansenM.H.,LiH.andSvarverudR.(2018).Ecologicalcivilization:interpretingtheChinesepast,projectingtheglobalfuture.GlobalEnvironmentalChange,53,195–203,https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2018.09.014HoldgateM.W.(1987).OurCommonFuture:TheReportoftheWorldCommissiononEnvironmentandDevelopment.OxfordUniversityPress,Oxford&NewYork.JinL.,ZhangG.andTianH.(2014).CurrentstateofsewagetreatmentinChina.WaterResearch,66,85–98,https://doi.org/10.1016/j.watres.2014.08.014LuY.,SongS.,WangR.,LiuZ.,MengJ.,SweetmanA.J.andWangT.(2015).ImpactsofsoilandwaterpollutiononfoodsafetyandhealthrisksinChina.EnvironmentInternational,77,5–15,https://doi.org/10.1016/j.envint.2014.12.010Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest351QuJ.,WangH.,WangK.,YuG.,KeB.,YuH.Q.andGongH.(2019).MunicipalwastewatertreatmentinChina:developmenthistoryandfutureperspectives.FrontiersofEnvironmentalScienceandEngineering,13(6),1–7.TheStateCouncil.(2016).The13thFive-YearPlanfortheConstructionofUrbanSewageTreatmentandRecyclingFacilities.TheStateCouncilofthePeople’sRepublicofChina,Beijing(inChinese).WangM.andGongH.(2018).ImbalanceddevelopmentandeconomicburdenforurbanandruralwastewatertreatmentinChina–dischargelimitlegislation.Sustainability,10(8),2597,https://doi.org/10.3390/su10082597YuC.,HuangX.,ChenH.,GodfrayH.C.J.,WrightJ.S.,HallJ.W.andTaylorJ.(2019).ManagingnitrogentorestorewaterqualityinChina.Nature,567(7749),516–520,https://doi.org/10.1038/s41586-019-1001-1ZhangQ.H.,YangW.N.,NgoH.H.,GuoW.S.,JinP.K.,DzakpasuM.andAoD.(2016).CurrentstatusofurbanwastewatertreatmentplantsinChina.EnvironmentInternational,92,11–22,https://doi.org/10.1016/j.envint.2016.03.024Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest352第十六章支持水务和污水处理系统脱碳的数据科学工具KathrynB.Newhart1,AmandaS.Hering2andTzahiY.Cath31UnitedStatesMilitaryAcademy,WestPoint,NY,USA2BaylorUniversity,Waco,TX,USA3ColoradoSchoolofMines,Golden,CO,USACorrespondence:kathryn.newhart@westpoint.edu16.1引言数据科学工具可以利用历史和当前生成的数据来报告和影响水务和污水的分配和处理系统的监控和控制方式。尽管在工程环境系统的数据驱动建模方面有几十年的进展，但水务和污水处理设备仍在使用基本的监测、分析方法和控制模式。传统上，水务和污水处理模型源自对污染物去除现象的基本理解（例如重力分离和沉降、化学和微生物动力学）。由于全规模处理设备的规模和复杂性，少有模型能充分准确地进行过程监测和控制。相反，控制阈值（如单个过程变量的上限和下限）是根据历史表现和操作人员对特定系统的理解来确定正常的操作条件。这些数值是静态的，且包括一个很大的安全系数，以考虑所有可能的水质、环境和操作条件；最终大幅降低了系统的效率。替代这些静态、物理、数学模型的是经验、数据驱动模型。这些“智能”模型依赖于数据集中确定的变量之间的关系，而无需根据预先储存的知识确定这种关系。近年来，随着数据收集和存储的费用下降及数据处理速度呈指数增长，数据驱动建模（DDM）得到了发展。然而，水务和污水处理行业尚未完全实现这些技术进步。Manesis等人（1998）认为限制污水处理行业采用DDM的原因如下：（1）智能控制领域不发达；（2）工程师对DDM不熟悉。尽管科学文献中人们对DDM越来越感兴趣，但由于上述的第二个原因，DDM在水务和污水处理系统中的全规模应用仍然受限。本章的目的是让水处理工程师熟悉DDM方法，以实现水务和污水处理行业的脱碳目标。DDM包括统计方法和机器学习（ML）方法，虽然二者看起来很相似，但由于目的和要求的不同，不存在一种方法比另一种方法普遍“更好”。统计Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest353模型本质上是概率模型，这意味着模型会自动测量不确定性。因此，当统计模型用于分析、总结和从数据中提炼结论时，会包含一个取决于数据噪声的误差范围。为了使这些统计模型有效，需要对数据中噪声的分布形状或变量之间函数关系的形式（例如，线性、指数、多项式）进行假设。另一方面，ML模型非常灵活，可以对变量之间的非线性和复杂关系建模。它们不需要任何抽样分布或变量之间的关系形式的假设。然而，不确定性量化不能像ML模型那样容易得出，不仅涉及到大量内部参数的调整，而且往往需要非常大的样本量来拟合计算。这两种方法都可以用来实现相同的目标，并且不受特定的流程或系统的影响，但它们在哲学上有所不同，统计模型采用随机方法，而ML模型采用算法方法。Boulesteix和Schmid（2014）对统计模型和ML模型之间的区别进行了更深入的讨论。有些人可能会争辩说，与统计模型相比，ML模型是“黑箱”；事实上，相对于基于物理学的模型，这两种类型的模型都是黑箱。模型中每个变量的重要性由统计模型自动提供，而在ML模型中需要多一些步骤才能得到，但是这两种模型都需要一些解释来理解每个变量对诱发因素响应的影响(Ljung，2010)。DDM脱碳的目标是最大限度地减少能源消耗和低效率，最大限度地回收资源和能源，最终减少直接和间接温室气体（GHG）排放。直接温室气体的排放源包括有机物的氧化、生物脱氮过程的副产品以及厌氧消化（AD）和燃烧产生的沼气。间接温室气体排放包括与电能消耗、反硝化作用的外部碳以及污泥处理和回收相关的排放(Flores-Alsinaetal.,2011)。当前仿真研究已经建立了不同控制方案对水务和污水公用事业温室气体足迹影响的相关理论(Barbuetal.,2017)，但都是基于对运营成本和污水水质指标的定性假设。这是因为仿真研究只能近似但并不总是准确地表示全规模水处理厂（WTP）和污水处理厂（WWTP）的变量之间的真实多元关系。例如，Oppong等人（2013）比较了全规模AD和最流行的仿真模型（第二代基准仿真模型/BSM2）(Jeppssonetal.,2007)的输入和输出之间的Pearson相关系数。他们发现所有变量对在幅度和方向上存在很大差异。此外，全规模模型输出与BSM2输出不匹配，这种差异可能是由许多因素造成的，包括其他变量的影响和过程干扰，例如进水成分的变化、某些变量的抽样不频繁，以及全规模操作范围可能与仿真的范围不同。最终，该案例的仿真模型过于简单，无法捕捉到全规Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest354模AD过程的真实行为。Dellana和West（2009）比较了统计模型和ML模型基于模拟的和真实的WWTP数据的预测性能，在哪个模型能“最优”预测出水氮和磷方面显示了相互矛盾的结果。。虽然统计模型对某些模拟仿真案例的预测误差较低，但ML模型对所有使用真实WWTP数据案例的预测误差最低。最终，以脱碳为目的的全规模DDM必须明确面向已知会影响能源消耗和温室气体排放的特征；然而，对于个别设备，实际影响可能难以推断。本章介绍的工作旨在向读者介绍可在更大的脱碳战略中使用的DDM方法以及适当应用此方法的注意事项。本章分为五个部分，在16.2节中，介绍了数据准备、常见的DDM方法和用于比较模型性能的指标。在第16.3节中讨论了WTP和WWTP的单元工艺，其中第16.2节的方法可用于最大限度地脱碳。在第16.4节中，提出了全规模实施DDM的建议，第16.5节为结束语。16.2数据科学工具原理DDM主要分为统计学习和机器学习（人工智能的一个子集）；但对于脱碳系统来说，没有一种方法可以表现得“最优”。应根据应用（即系统）、消费者（即设备操作员、工程师、数据科学顾问）、可用数据的质量和数量以及分析的目标（即预测、预报、优化）等关键点选择采用统计、ML还是混合统计-ML方法最合适。由于统计模型和ML模型能够分别有效地捕获低维和高维关系，因此混合模型在预测和预报模型中有独特优势。用于预测的混合模型配置的例子有使用统计模型作为ML模型的输入(Newhartetal.,2020)，还有预测变量的统计模型与统计模型残差的ML模型的线性组合(Zheng&Zhong,2011)。在本节中，我们将讨论开发智能水系统的重要组成部分：数据准备、特征选择的降维、重要过程控制变量的预测、机器学习模型的优化以及确定“最优”模型或方法的指标。开发DDM的过程如图16.1所示。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest355图16.1DDM工作流程16.2.1数据准备在收集用于DDM的数据时，需要考虑多种因素以确保数据能代表所模拟的过程：（1）水质采样：由于成本、耗时或复杂的分析方法，或缺乏先进的传感技术，在线传感器或分析仪不适用于监测所有的水质变量。然而，监管报告（例如大肠杆菌）或性能评估（例如挥发性脂肪酸）需要其中的许多变量。抽样方法将确定分配给样本的时间戳，以及如何汇总在线数据令其能最好地代表采集样本数据时的环境和操作条件。用于实验室分析的典型水或固体基质样品的采集方式包括：（a）抓取：分析结果仅代表采集样品时的条件。这些通常用于在环境条件下储存样品时随时间变化的水质变量（例如生物衰变）。（b）时间复合：分析结果代表时间加权算术平均值，与流量无关。自动取样器以所需的时间频率抽取一定体积的样品。聚合样本被认为代表了一段时间内的情况。（c）流量复合：分析结果代表事件加权算术平均值，它取决于流量。自动取样器抽取与水流量成比例的样品体积，高流量相对于低流量时采集的样本量更大。聚合样本是实际污染物负荷的最佳代表，因为它同时考虑了流量和时间。（d）空间复合：当水质存在空间差异时（例如混合不均匀的矩形水箱），可以从不同位置采集并组合样本，聚合样本代表整个空间的平均状况。（2）频率：WTP和WWTP以不同的时间间隔收集数据，具体取决于测量设备（例如传感器、分析仪）和维护设备的人员的可用性，实验室设备和人员，以及特定变量的监管要求。当要汇总所有水质和运行变量时，必须考数据准备降维预测和预报优化精度测定Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest356虑范围广泛的插值间隔（例如秒、10分钟、每天、每周2-3天）。在DDM中，具有不同频率的变量有两个主要影响：（a）应该确定一个对于应用来说足够细粒度的间隔（例如，每天），但仍需足够大以避免不适当地计入那些不经常被收集的变量。聚合或插值方法必须是真实环境和操作条件的适当近似值，这些变量的频率分别比上面已确定的间隔更高或更低。聚合最常通过使用算术、时间加权或流量加权平均值来执行。插值可以通过线性方式进行，也可以将最后的测量值前移；但是应谨慎进行插值。例如，在实践中经常使用观测值之间的线性插值来“填充”缺失数据，但不一定能准确表示大多数水质变量随时间变化的情况(Newhartetal.,2021)。（b）实时应用程序必须考虑瞬时数据的准确性和传感器的物理位置。许多在线传感器至少需要5-20分钟才能稳定下来并进行可靠的测量。因此，应根据关键预测变量实现平稳移动所需的平均时间来选择频率。此外，不同传感器测量之间的时间与流速（即水力停留时间）呈非线性关系，并且观测结果可能需要滞后才能准确反映对给定水质进水的处理性能。（3）标准化：尽管某些ML模型有例外，但大多数DDM通常需要对数据进行标准化以使单个变量的变化与其量级无关(Malekietal.,2018)。例如，对于某种成分，1mg/L可能属于浓度的较大变化，但对于第二种成分，这可能被认为是很小的变化。传统上，DDM的数据使用以下任一方法进行标准化：（i）均值-中心（从每个值中减去均值并除以标准差）；或（ii）最大-最小法（从每个值中减去最小值并除以最大值减去最小值）。（4）自相关：样本变量的许多水质测量值与先前测量值高度相关，也称为自相关。自相关和偏自相关函数图可以帮助确定在预测模型中应被视为预测变量的先前观测值（即滞后观测值）的数量(Malekietal.,2018；Perendecietal.,2009；Wu&Lo，2010)。16.2.2精度测量为了衡量对于给定实际应用的预测方法的准确性，需要考虑多种指标。检验DDM误差的方法基本上有两种类型：训练和测试。训练数据用于拟合Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest357模型，而测试数据不用于拟合模型，而是反映模型在实时或未知条件下的性能表现。文献中没有关于使用哪些特定指标的标准，但经常使用训练和测试误差的度量值来评估模型拟合和性能。因此，了解精度指标在不同应用中的优点或局限性非常重要。可决系数（R2）是环境工程中最著名的模型精度衡量指标。R2最常见的应用是训练值（iy或y=(1y,...,ny)）和模型预测值（iy）之间的比较，计算公式包含平方和(SST)和误差平方和（SSE）：21SSERSST=−(16.1)其中21()niiSSTyy==−,21()niiiSSEyy==−,11niiyyn==。当模型值与实际值完全匹配时，R2=1。iy与iy的线性回归图有助于了解多个模型的误差和R2差异的分布。这些图可以回答诊断性问题，例如是否存在异常值、被高估或低估的特定观测组、或具有更大变化的iy值范围。R2确实存在一些限制，例如对异常值敏感，不能很好地衡量差异的大小，且不适用于需要估计更多参数的更复杂的模型。因此，在比较两个模型的R2值或使用不同的指标进行评估之前，了解模型及其预测值之间的潜在差异非常重要。与测试数据相比，期望模型在训练数据上的R2更高。但是，训练和测试R2值的巨大差异可能表明模型对数据过度拟合。当模型过拟合时，模型中的参数多于捕获整体模式所需的参数。图16.2c是一个过拟合的例子，其中模型的参数太多，导致数据拟合错误。模型也可能欠拟合（图16.2a），其中模型参数的数量不足以充分捕捉因变量的变化。鉴于过拟合模型的R2将高于平衡模型，R2应始终与其他误差度量相辅相成。例如，模型拟合标准如Akaike信息标准（AIC,方程（16.2））(Akaike，1974)和贝叶斯信息准则（BIC,方程（16.3））(Schwarz,1978)是平衡模型误差与模型中参数数量的指标，公式如下所示：ln2SSEAICnpn=+(16.2)lnln()SSEBICnnpn=+(16.3)Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest358其中n是观测数，p是模型参数的数量，AIC和BIC的区别在于对参数数量的适用性。在比较不同的模型时（例如给定模型类型的参数数量），具有最低误差和最少参数的模型将具有最低的AIC或BIC。对同一模型进行比较时，AIC会比BIC选择输入更多的模型。在这种情况下，建议选择AIC和BIC普遍偏爱的模型(Burnham&Anderson,2004；Kuha,2004；Vrieze,2012)。例如，如果AIC在五个参数下达到最小，而BIC在三个参数下达到最小，那么具有四个参数的模型可能是最好的。图16.2欠拟合模型（橙色）、稳健/平衡模型（蓝色）、过拟合模型的示例为了更好地理解模型误差的大小，可以使用未标准化（R2）或惩罚性（AIC、BIC）的指标来衡量实际观测值和预测值之间的差异（或平方差异）。平均绝对误差（MAE，方程（16.4））、均方误差（MSE，方程（16.5））和均方根误差（RMSE，方程（16.6））是此类指标的代表：1niiiyyMAEn=−=(16.4)SSEMSEn=(16.5)SSERMSEn=(16.6)选择的单个指标取决于对大误差的期望敏感性。例如，MAE取决于绝对误差，而不是MSE和RMSE的平方误差，因此它受实际值和模型值之间巨大差异的影响较小。另一个考虑因素是该指标是应用于训练数据还是测试数据。当MAE、MSE或RMSE用于单个出版物中的训练和测试数据时，一些作者将使用MAPE、MSPE和RMSPE来表征预测或测试指标。但是，也经欠拟合最优拟合过拟合Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest359常将AIC、BIC和R2用作训练指标，将MAE、RMSE和RMSE作为测试指标。16.2.3降维在许多现实世界的DDM场景中，输入和输出变量之间的关系没有得到很好的理解或定义；因此，不相关的变量经常会无意中包含在DDM中。选择实现模型目标所必需且充分的变量子集称为特征选择(Kira&Rendell，1992)。彼此高度相关或只是噪声的输入变量会降低预测模型的有效性。首先，冗余信息将增加时间和计算要求，而不会显著提高预测准确性。其次，许多统计模型在存在多重共线性的情况下会变得数值不稳定，其中多个变量提供重叠信息。第三，模型的可解释性因额外的非必要输入变量而降低。最后，在检测故障时，在监测期间未发生实质性变化的噪声变量使得检测故障变得更加困难(Harrouetal.,2021)。这里描述了几种通过特征选择来处理降维问题的方法。可以在构建模型之前使用统计降维方法，例如相关系数和主成分分析（PCA）。在建模步骤中经常使用逐步变量选择和套索建模方法来减少模型中的变量数量。这里还描述了一种用于ML模型中可比较的逐步选择变量方法。16.2.3.1相关统计相关系数取值介于-1和+1之间。符号表示两个变量X和Y之间关系的方向，大小表示关系的强度。绝对值1表示两个变量完全相关，零表示它们完全不相关。此处仅介绍多种统计相关性指标中的Pearson指标和Spearman指标以说明基于幅度和基于秩的相关系数之间的差异，Helsel和Hirsch（2002）对水相关数据的相关系数进行了进一步讨论。Pearson相关系数（r，方程（16.7））是最流行的，它衡量一组n个独立观测值的线性关系的强度和方向{(x1,y1),(x2,y2),...,(xn,yn)}。定义如下：22()()()()iiiixxyyrxxyy−−=−−(16.7)其中𝑥̅和y̅分别是xi和yi值的样本均值。非线性相关的变量可能仍然相关，但r相对较低。Spearman的秩相关系数（rs，方程（16.8））是r的非参数变Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest360体，能够衡量两个变量之间单调关系的强度和方向。例如，随着X的增加，Y对所有X和Y都会增加，但不一定是线性的。Spearman系数通过比较每对观测值的秩（即观测值从最小到最大排列时的位置）而不是值本身来实现这一点，如下所示：226()1(1)irankiranksXyrnn−=−−(16.8)其中xirank是xi的秩，yirank同理。根据预期相关性的方向和幅度以及样本大小，应选择不同的相关系数。图16.3说明了Spearman对小样本量和非线性行为的敏感性不如Pearson。但两者都无法量化在方向上既增加又减少的关系。需要注意的是，不同类型的相关系数值不能直接比较。例如，Pearson的r值只能与其他Pearson的r值进行比较，以确定一对特征是否比另一对特征具有更高的线性相关性。图16.3不同样本大小的Pearson和Spearman示例，n=10（顶部）和n=100（底部），以及与拟合线性回归（虚线）相比的有噪声和无噪声数据（黑点）16.2.4主成分分析PCA是一种降维方法，它创建现有变量的线性组合以依次捕获数据中的最大变化(Jackson，1991；Wise和Gallagher，1996)。每个线性组合都是一个主成分（PC）并且与其他成分正交；因此，每个成分代表不同的变化来源或Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest361变化方向，并且与其他成分线性无关。图16.4说明了如何使用PCA将三变量系统简化为两个独立的PC，因为PC1和PC2所捕获的方差之和为100%。在一个假设的水处理系统中，y1可作为理想的藻类生长速率，y2为太阳辐射，y3为实际生长速率。尽管y1和y2是非线性函数，图16.4b显示了在第一个成分中它们的线性组合（y3）如何被捕获。三变量系统中PC1未解释的其余变化被PC2捕获。图16.4（a）将两个非线性函数（y1和y2）和非线性函数的线性组合（y3）绘制为t的函数；（b）PC1得分和PC2得分分别是（a）中的缩放观测值乘以PC1和PC2的变量载荷（即旋转矩阵）。括号内是每个PC捕获的总变化百分比PCA最流行的应用是多元回归模型的降维（第16.2.4.1节）(Wallaceetal.,2016；Wangetal.,2017)和一般过程洞察(Corominasetal.,2018)。对于建模来说，具有最大载荷（即特定方向上的方差大小）的PC被保留用于模型构建。为模型构建保留的特定成分数量取决于PCA子空间描述的变化百分比，通常使用90-99%范围内的值作为确定保留成分数量的阈值。传统PCA以及用于水务和污水应用的大多数标准统计方法的一些限制因素是平稳性（恒定均值和方差）、线性和随时间独立性的假设。诸如滚动训练窗口、非线性降维方法和滞后观测等修正有助于接近PCA等方法所需的条件(Kazoretal.,2016；Odometal.,2018)。Newhart等人（2019）详细描述了这些为了适用于城市污水处理的DDM调整。16.2.4.1逐步变量选择通常情况下，预测模型的拟合参数被用作相应变量重要性的指标；然而，Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest362这种方法的适用性取决于DDM方法。例如，许多ML模型中的预测变量之间复杂的非线性关系在所有情况下都不容易通过单个预测变量的权重来概括。因此，如果目标是更好地理解过程而不是预测准确性，那么应该选择比ML方法更易解释的方法。如果预测准确性是主要驱动因素，并且使用的ML模型不能揭示机理信息，那么逐步变量选择是特征选择的一种方案，以降低维度并去除不相关的预测变量。逐步变量选择方法，如前向和后向选择算法，使用信息标准（例如，RMSE、AIC、BIC）为给定模型分别迭代添加或删除预测变量，以确定哪些变量进入或退出模型。然而，逐步法可能会使参数估计出现偏差，即使变量的数量适中，对所有变量子集执行完整搜索在计算上也是不可行的。可以比较前向和后向的逐步选择以确保结果的相似性(Johnetal.,1994)。16.2.4.2套索算法诸如多元回归之类的统计模型通常使用普通最小二乘法（OLS）进行拟合，它估计使得实际值和预测值之间的SSE最小化的参数。虽然OLS模型拟合方法会产生无偏估计值，但训练数据集中的测量误差会产生高方差，这使得模型难以泛化(Jamesetal.，2013)。另一种引入少量偏差但降低变异性和模型复杂性的统计模型拟合方法是套索（lasso）算法（最小绝对值收敛和选择操作）(Tibshirani，1996)。套索算法同时执行变量选择和参数估计，而不是分两步执行这些任务。套索算法将不重要的预测变量的系数缩小到零，从而仅选择那些具有非零系数的变量保留在模型中；然而，传统的套索算法并不总是选择正确的变量子集。例如，如果两个变量高度相关，则它们都将包含在最终的变量选择中。为了解决这个问题，Zou（2006）提出了自适应套索算法，它已被用于市政污水处理的序批式膜生物反应器中的故障检测(Newhartetal.,2020)。融合套索算法（fusedlasso）是套索算法的另一种变体，它可以处理预计顺序时变系数相似的时间序列数据。在融合套索中，相邻系数之间的差异会受到惩罚，而不是系数本身(Hastieetal.,2015；Tibshiranietetal.,2005)。Klanderman等人（2020）举了一个在WWTP中用于故障分离的融合套索算法的例子。组套索（grouplasso）是生物科学中一种有用的套索变体，可以识别出共同进入或Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest363退出模型的变量组(Yuan&Lin,2006)。Bai等人（2019）的文章中提供了WWTP中的一个组套索示例。16.2.4.3沙普利加解释法沙普利加解释法（SHapleyAdditiveexPlanations，SHAP）类似于逐步变量选择，即将输入变量按顺序添加到模型中，但不同之处在于如何使用输出值来确定最佳子集。首先，根据平均训练数据假设一个基线期望值，并逐步添加输入变量以计算新的期望值。连续输入特征的期望值之间的差异表明了输入变量对输出值的影响大小和方向。但必须测试输入变量的所有可能排列组合，以考虑输入变量之间的交互效应。沙普利值（Shapleyvalue）是基于与基线相比的所有可能变量组合的输入变量的平均贡献(Shapley，1951)，是一种在ML中方法不可知的变量选择方法(Lundberg&Lee，2017)。16.2.5预测和预报预测模型是过程的一种数学表示，使得一组预测变量可在给定的操作条件范围内估计响应变量。当响应变量是预测变量的未来值时，该模型称为预报（forecast）模型。预测模型和预报模型之间的主要区别在于它们的使用方式。预测（prediction）模型通常用于探索预测变量和响应变量之间的关系以及估计样本内的数值。相反，预报（forecasting）模型用于预测响应变量的未来值，并且还应考虑从一个观测值到下一个观测值的时间依赖性。预测和预报模型可以轻松地整合到WTP和WWTP的现有分布式控制系统（DCS）中，从而可以实时估算难以测量的变量以用于控制(Newhartetal.,2020)。在这种情况下，预测模型的使用通常被称为软传感器，其名称来源于“基于硬件”的传感器（包括传统的在线仪器）与“基于软件”的预测或预报模型之间的区别。16.2.5.1多元回归最简单的建模方法是使用预测变量（X）的线性组合来计算响应变量（Y）。虽然预测变量可能会进行不同的转换（例如，对数正态、指数），但其模型做出了线性、无多重共线性和同方差的假设。模型误差通常被认为是正态分布的，均值为零和方差给定。以预测变量为条件，正态分布的假设也适用于Y。使用散点图、直方图及拟合模型中预测变量和残差的相关系数验证数据是否Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest364满足这些要求。鉴于水务和污水处理过程的复杂性，多元回归模型很少能提供最准确的预测，但一般来说它们是一个很好的起点。多元回归模型的一个好处是，当所有预测变量都标准化时，可以根据每个预测变量对响应变量的关系强度直接比较它们的估计系数。这些模型可以提供操作指导和对推动处理性能的现象的初步了解，而ML预测方法不会自动提供此信息。通常情况下，线性关系适用于狭窄范围的操作条件，因此可能需要多个模型来估计一个更广泛、更实际的范围。包含不同预测变量范围的条件系数的多重线性模型是基于样条（spline-based）的模型。鉴于多元回归模型的线性形式的局限性，个别项也可以用非线性函数代替，例如多元自适应回归样条（MARS）(Friedman,1991)中的基函数或广义加法模型（GAM）(Hastie&Tibshirani,1999)中的多项式。当随时间观测到的变量及其相应的自相关图具有明显的周期性变化模式时，可以使用具有正弦和余弦项（即傅里叶级数）的多元回归：1122()cos()sin()KKkkkkkXkxfxTT===++(16.9)其中K是余弦和正弦对的数量；X是某个时间段T中的时间；αk和βk是估计的模型系数。例如，Newhart等人（2020）使用正弦、余弦和过程变量的线性组合来模拟活性污泥系统中的氨浓度，正弦和余弦项可以捕捉氨浓度的日变化。在这种情况下，T是1440分钟（相当于一个周期的长度为1天），X是一天中的一分钟。可以使用变量选择方法来选择K。16.2.5.2神经网络神经网络是市政水务和污水处理中研究最广泛的ML预测方法之一(Khataee&Kasiri，2011)。神经网络是一种智能计算形式，它以模仿生物神经通路形成的方式将输入变量映射到输出变量（即分别为解释变量和因变量）(Beale&Jackson，1990；Bishop，1995；Kasabov，1996)。人工神经网络（ANN）是最简单的神经网络形式，包含三层计算节点（即神经元）：一个输入层、一个隐藏层和一个输出层。如果使用多个隐藏层，则该结构称为深度神经网络（DNN），可用于解决高度复杂的问题，但DNN需要大量数据和时间来训练(Schmidhuber，2015)。当一个ANN被训练时，权重（w）和偏差（b）被调整以最小化实际输Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest365出和预测输出之间的误差。前馈ANN（一层的输出是下一层的输入）最流行的训练算法是反向传播。反向传播算法的工作原理是计算损失函数（也称为成本或目标函数）相对于每个权重的梯度，每次计算一层梯度，然后从最后一层向后迭代(Nielsen，2015)。可以在第16.2.2节中找到用作损失函数来比较不同模型结构（例如，隐藏层中的节点数、激活函数的类型）的误差度量。每个节点都包括一个激活函数（步进、线性或非线性），该函数从前一层获取标准化的输入值，使用权重和偏差调整每个输入值。Sharma等人（2020）对ANN中不同激活函数进行了总结。环境工程中最广泛使用的ANN激活函数是sigmoid函数，其中x是节点的输入向量；w是节点的对应权重向量；b是节点的偏差：()outputxb=+(16.10)其中()(1/(1))zze−=+。在隐藏层使用sigmoid函数并在输出层使用线性函数的神经网络通常称为多层感知器（MLP）网络。另一个越来越受欢迎的ANN是径向基函数（RBF）神经网络。在RBF网络中，非线性径向距离函数被用于具有线性输出层的隐藏层。到目前为止讨论的所有ANN都假设训练和预测中使用的观测值是相互独立的，但是一种称为循环神经网络（RNN）的用于自相关数据的神经网络在环境数据设置中越来越受欢迎(Newhartetal.,2021)。在RNN中，节点的输出用作下一次观测的输入。RNN的这种内部记忆功能允许以有序的顺序考虑观测结果。总之，通过在不同层中使用不同的激活函数定义了无数的神经网络配置。文献尚未建立用于水务和污水处理的“最优”神经网络；因此，在为特定应用开发预测模型时，尝试一系列选项非常重要。16.2.5.3模糊逻辑模糊集理论（也称为“模糊逻辑”或FL）通过分配部分隶属关系允许对没有明确界限的数据进行一般分类(Zadeh，1973)。简而言之，FL允许将观测结果放在多个类别中（将某些类别指定为比其他类别更有可能）以解决不确定性。图16.5说明了用于将FL应用于加热系统的函数。输入数据（例如，传感器测量值、标签）通过应用隶属函数分配语言变量从而被“模糊化”，如图16.5a中分配温度级别的三角形隶属函数或图16.5b中分配加热器功率调整的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest366高斯隶属函数。隶属函数为每个语言标签分配0到1之间的多个值，其中0表示观测值不属于给定的模糊集，1表示观测值完全属于模糊集。例如，如果图16.5中的温度介于两个值之间，则观测结果在两个标签中具有部分隶属关系，例如0.7寒冷（Cold）和0.3凉爽（Cold）；尽管所有语言变量的隶属度总和并不必须为1。“如果-则”（“if-then”）规则会应用于每个模糊集（“推理”）。一个规则集可以确定“如果温度较为寒冷，则大幅增加加热器的功率”和“如果温度较为凉爽，则稍微增加加热器的功率”。在图16.5b中，推断值对应于0.8大幅增长和0.2轻微增长。可以通过使用推断值的加权平均值来计算中心值以产生一个单一数字输出（“去模糊化”），但也存在替代方法。在加热器的例子中，中心值方法使得加热器的功率调整在大幅和轻微之间。图16.5(a)用于模糊化的三角隶属函数和(b)用于去模糊化的高斯隶属函数的示例。“++”或“--”表示功率略有变化，“+++”或“---”表示功率在相应方向上发生显着变化（增加或减少）因为“if-then”规则是明确定义的，所以该方法被视为一个专家系统（expertsystem），而不是数据驱动系统。然而，模糊推理规则的权重也可以使用神经网络等DDM方法来识别更复杂的问题，但它们可能会失去“if-then”专家结构的真正可解释性(Hüllermeier，2015；Jang，1993)。数十年来，FL控制器一直被提议用于具有时变和非线性系统的加工工业，包括水务和污水处理(Ferreretal.,1998；Fiteretal.,2005)。编写条件语句的两种最常见的FL方法是Mamdani和Takagi-Sugeno（TS）。Mamdani模糊规则遵循简单的“if-then”逻辑。在示例中，“如果酸流量低，则pH值高”，酸流量和pH值是语言变量，低和高是隶属函数的语言值。相比之下，TS模糊规则使用类似的“if”逻辑和数学方程（如输入变量的常数、线性、非线性组合）(Takagi&Sugeno，1983)。例如，“如果酸流量低，则pH温度隶属度寒冷凉爽正常温暖炎热常数功率调节隶属度Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest367=k·flowz+c”，其中k、z和c是拟合的模型参数。开发智能FL控制器的步骤如下(Manesisetal.,1998)：（1）将变量分为控制变量和受控变量。受控变量量化了系统的特性（如性能、水质）。调节控制变量以将受控变量保持在其设定点。例如，再循环泵的流速是控制变量，而随再循环泵流速变化的悬浮固体浓度是受控变量。（2）为每个控制变量建立一组语言描述符（例如，高、正常、低），使得工厂操作员可以理解这些语言描述符。粒度与描述符的数量直接相关，不过对于大多数控制应用程序来说，颗粒度在3到5之间较为合适。对于每个集合，确定一个隶属函数(Ross，2010)，但单个函数不如集合中语言描述符的数量重要(Sadollah，2018)。（3）使用控制变量和受控变量的语言描述符定义“if-then”规则以形成知识库。“if-then”规则的形式取决于系统是Mamdani还是TS。（4）为控制变量和受控变量的隶属函数选择加权平均方法（例如，最大-最小、重心（COG））。自适应神经模糊推理系统（ANFIS）是结合ANN和TSFL的优点的五层网络，它通过分别对ANN的输入和输出进行模糊化和去模糊化以提高噪声数据的预测精度(Abraham,2005)。由于这种混合结构，ANFIS被认为是一种通用估计器(Jangetal.,1997)。训练ANN的相同方法（如反向传播）可用于调整FL参数；但必须定义隶属函数本身。此外，与传统的FL模型相比，ANFIS第一层中建立的TS规则不再具有可解释性的优势，必须使用替代变量重要性方法来理解输入-输出关系。第16.3.2和16.3.4节描述了ANFIS在水务和污水处理中的应用。16.2.5.4决策树ML中的“决策树”是一种基于一系列二元分类（例如x>1）的启发式建模技术，用于对变量进行分类或预测。有许多潜在的定量（回归）和定性（分类）问题可以用决策树来回答，如图16.6所示，在特定的水质条件下应添加哪种碱的问题。基于决策树的模型有许多优点，包括缺乏单个变量分布或解释变量和因变量之间的关系类型（如线性或非线性）的假设。通过分支可有效地创建多个模型，而不是使用一个全局模型来描述整个数据空间，并且可Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest368以处理大量特殊情况。最后，基于决策树的模型对异常值干扰有抵抗力(Steinberg&Colla，1995)，但它们可能对分支分割的变化以及分割变量的指定很敏感。Sutton（2005）对分类树和回归树进行了很好的介绍和数学描述。图16.6根据水质特征确定添加哪种碱（NaOH或CaOH）的决策树示例。每个节点（圆圈）代表一个二元分类器。橙色节点表示对于pH值为7和碱度为150mg/L的水达到“添加NaOH”作用所采取的路径最早和最普遍的决策树模型拟合技术是自举聚合（bootstrapaggregation），也称为bagging(Breiman，1996)。在bagging中，通过对数据进行替换抽样来创建许多人工样本，这一过程称为自举法（bootstrapping）。随后每个自举样本都用于训练一个预测方法，每种方法都获得一个预测或分类，然后通过平均回归或投票分类将结果组合起来。boosting是bagging的变体，其中加权平均值用于聚合回归模型的结果，且自举样本（boostrapsample）的重新抽样随着模型每次拟合迭代而变化。通过在后续训练步骤中包含更多错误预测的观测结果，可以创建能够处理特殊情况的模型。bagging和boosting之后还开发了其他分类器算法，其中最流行的是AdaBoost算法，它使用一系列单一二元分类器的加权平均，这些分类器是通过赋予先前分类器的错误分类样本更高的权重来确定的(Freund&Schapire，1997)。水务和污水处理中最流行的决策树方法是随机森林（randomforests，RF）。随机森林是大量决策树的平均值，通过递归子集输入变量和训练观测值随机再抽样（即bootstraping）创建(Breiman，2001)。拟合算法（特别是boosting或AdaBoost）中每个二元节点的权重可用于确定模型中特定预测变量的重要性。但输入变量权重将根据节点的拆分方式而有所不同，因此可以作为变量pH＞7.5无操作是pH＞6.5否是碱度＞100mg/L否碱度＞50mg/L添加NaOH添加CaCO3添加NaOH添加CaCO3是否是否Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest369重要性的一个不一样的指标。最后，为了拟合RF模型，决策树的数量、最大深度、在节点处拆分的最小样本数以及评估最佳拆分的最大变量数是需要调整的重要超参数，这涉及计算负担和准确性之间的直接权衡。16.2.6优化优化算法有两个主要的实际应用：优化预测模型（即通过调整内部模型参数或超参数来实现最低误差）(Leetal.,2019)或寻找现有预测模型的最佳输入集。本章重点讨论后一种优化应用，因为它与脱碳目标更相关。将数据驱动的预测模型与优化相结合，构成了模型预测控制。元启发式算法是非精确框架，旨在搜索全局最优解空间，而不计算每个可能的解。鉴于很少有精确的水务和污水过程的力学模型能够准确地进行全面监测和控制(Newhartetal.,2019)，因此元启发式算法被用来确定第16.2.4节所述预测模型的最优解。在水务和污水分配和处理的文献中，将在本节中介绍最流行的三种算法是遗传算法、粒子群优化和模拟退火。对于此处未列出的其他精确和启发式方法，Beheshti和Shamsuddin（2013）提供了更完整的优化方法清单。16.2.6.1遗传算法在预测模型中搜索最佳点的一个相对快速的方法是遗传算法（GA）(Reeves&Rowe,2002)。第16.3.1节和第16.3.4节分别描述了遗传算法在泵调度和AD操作中的应用。基于达尔文进化论的思想，利用GA确定最优解的步骤为：（1）初始种群：每个“个体”都由一组变量（“基因”）来描述，并显示出潜在的解。这些个体观察值可以随机生成以覆盖整个可能解的范围，或基于原始数据。（2）适配度函数：根据适配度函数为个体分配一个“适配度分数”。该函数对各种标准下个体解的质量进行量化，如最小化能源消耗。（3）选择：选择适配度得分最高的个体。（4）交叉：最适个体对交换基因，由此产生的“后代”具有新的变量集并被添加到种群中。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest370（5）突变：低比例的后代基因经历随机变化以维持种群内的多样性。（6）终止：为了保持一个种群规模恒定，最不适合的个体被剔除。适配度、选择、交叉和变异的顺序一直持续到种群收敛。GA的优势在于它能够处理解空间很大且解空间边界难以确定的问题。这是通过使用少量的分布在整个解空间的个体来实现的。虽然种群规模可以更大，但会显著增加计算时间。计算步骤的数量通常等于代数（第2-4步）乘以种群规模。由于个体的适配度用于确定最优解，而不是导数或梯度（如在传统优化中），所以GA倾向于识别解空间中的全局最优而不是局部最优(Kurek&Ostfeld，2013)。GA的一个缺点是生成个体的过程可能会产生技术上不可行的解。在这种情况下，必须使用替代方法开发解空间的模型，明确定义合理边界，或使用离散个体而非连续个体(SadatiyanAbkenaretal.,2015)。16.2.6.2粒子群优化粒子群优化（PSO）是一种基于群体（例如鸟类、鱼类）的自然运动和信息的稳健随机优化程序(Eberhart&Kennedy,1995)。与GA一样，PSO是一种基于种群的搜索方法。一旦定义了模型空间，粒子群（即观测值）就会随机初始化为模型空间每个维度中的位置和速度向量。每个粒子将迭代地搜索模型空间中的最小值（即适配度值）。与自然界中的蜂群类似，粒子将使用来自其他粒子的局部最小值的信息来告知下一个搜索方向。然而，当初始化的粒子太少时，搜索可能会陷入局部最小值，这是GA更擅长避免的问题(Beheshti&Shamsuddin，2013)。当有大量粒子时，可以找到全局最小值，但计算量更大。当粒子数量合理时，PSO可以成为GA的有效替代计算方案(Hassanetal.,2005)。每个粒子包含三个向量：当前位置（x）、粒子目前遇到的最优解的位置（p）以及粒子行进的方向（即梯度）（v）。粒子将沿局部最佳（p，基于当前位置）和全局最佳（g，基于所有粒子的p）组合的方向行进（方程（16.11））：11122min1max(())(())iiiiiWcrpXcrgX++=+−+−(16.11)其中W是惯性权重；c1是局部最小值对速度矢量的影响（即自信心系数）；c2是全局最小值对速度向量的影响（群体置信度系数）；r1和r2是随机生成的0到1之间的数字。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest37116.2.6.3模拟退火模拟退火（SA）是一种搜索技术，它基于一个常见的热力学原理，即处于平衡状态的原子集合在特定温度下的概率分布(方程(16.12)，Metropolisetal.,1953)以确定模型空间的全局最优值(Kirkpatricketal.,1983)：(0,1)DTeR−(16.12)其中ΔD是状态之间的距离变化，T代表不同状态下解空间范围的合成温度，R(0,1)是0到1之间的随机数。概率方法对于避免陷入局部最小值非常重要，它可以通过探索合理的解空间以找到全局最小值。在SA的每一步中，邻近状态（s）与当前状态（s）进行比较，并以概率方式决定将系统移动到状态s还是保持在状态s。这些概率方式最终导致系统移动到低能量状态。通常情况下这个步骤会重复进行，直到系统达到足以满足应用的状态，或者直到给定的计算预算（例如，迭代次数）已用完。为了在策略上使得目标函数缓慢下降时实现全局最优，可以使用“退火计划”，当目标函数达到平稳状态时，T会迭代减少。但如果状态之间的初始步长不够小，则无法保证会找到全局最小值。在实践中，这种粒度的计算要求通常超过了性能的改进(Trosset，2001)。在常规应用中，SA会持续迭代，直到300次迭代中没有发现目标函数的变化为止(Prakashetal.,2008)。如果搜索空间一般是平滑的或存在多个局部最小值，则SA可能会提前终止或陷入局部最小值。在这些情况下，PSO可能是更好的选择。第16.3.3节描述了SA如何用于污水处理厂的曝气控制。16.3数据科学在选择处理系统中的应用在以下章节中，我们将举例说明DDM方法和框架的多样性，这些方法和框架用于实现WTP和WWTP中常见能源密集型工艺的类似目标（即能源优化）：泵送、化学添加（混凝）、曝气（硝化）和沼气生成（厌氧消化）。16.3.1泵送优化水、污水和生物固体的泵送消耗占据公用事业能源需求和维护成本的很Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest372大一部分(Shi，2011)；对于许多饮用水公用事业单位来说，这一比例高达90%(Cherchietal.,2015)。在水处理分配系统中，泵送计划用于减少能源消耗；然而，由于分配系统是一个具有多个约束的高度非线性系统，因此很难用传统的建模方法确定最优解。尽管这些原则可以普遍适用于WTP和WWTP的大多数机械设备，但仍然存在对泵的现实约束，包括设计效率低下、最小和最大运行时间、每小时最大启动时间、最小休息时间、最小和最大流量、最大排放压力、最小和最大工厂生产率以及启动或关闭的超前-滞后顺序(Cherchietal.,2015)。当前“无成本”能源优化的“最先进”控制方法包括基于储罐水位的开-关调度(Nyboetal.,2017)、允许调整单个泵速度的变频驱动器（VFD）、负载转移（即上游泵调度）和流程优化(Shankaretal.,2016)。下面讨论科学文献中的例子，并在表16.1中进行了总结。供水系统的商业优化软件、支持软件的基础设施（数字和物理）、劳动力和操作员培训通常有2-5年的投资回报期，能源成本降低5-15%(Badruzzamanetal.,2014)。表16.1用于泵优化的数据科学水应用示例作者目标方法配置结果Torregrossa等人(2017)效率监控FLMandami泵能耗降低18.5%SadatiyanAbkenar等人（2015）泵调度GA离散型确定了尽量减少开关的最低能耗策略Kebir等人(2014)实时VFD调整FLMandami与开/关操作策略相比，节省40%的能源（理论上）Zhang等人（2012）泵调度ANNPSO与开/关操作策略相比，可节省8-24%的能源Torregrossa等人（2017）开发了一种FL泵的性能指标，用于监测效率并建议对流量条件进行预防性或即时维护。为此，基于提升的水量和消耗的能量计算效率指数，并使用滚动中位数来区分长期趋势和归因于条件变化的波动。连续多日的短期负波动表明需要维护。维护响应的即时性由权衡长期和短期效率的FL系统确定，并且假设维护能够使泵恢复到与新的、更高效的泵相比的基线效率，进而评估了维护与更换的经济后果。在美国密歇根州门罗市的一个中等规模供水系统的水力模型中，SadatiyanAbkenar等人（2015）使用GA方法对两个泵的抽水计划进行了优Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest373化，同时使能源消耗最小化，并包括对高压的额外惩罚。使用成对的开始和停止时间作为基因的连续方法产生了不可行的解（即冲突的ON或OFF时间）。为了缓解这种情况，在计算解的适用性之前，对产生不可行解的任何突变进行“修复”。另一种离散方法使用二进制ON或OFF指示符表示1小时间隔，其中每个间隔是一个基因，仅产生可行的解。Kebir等人（2014）对一个依靠顺序ON/OFF进水泵送策略的全规模污水处理厂（WWTP）进行了建模，其本质上是低效的，并提出了一种新的FL控制器，该控制器通过与上游水库平均高度的偏差来调整泵的VFD；报告声称能耗减少40%。Zhang等人（2012）使用人工神经网络（ANN）开发了一个针对给定流量、并联运行的泵配置和上游水库水位的能源消耗模型。然后，他们使用PSO确定给定流量、所需水库水位和系统物理约束的最佳泵送计划；报告声称能耗减少8-24%。大型WTP或WWTP的一个重要考虑因素是能源成本，尤其是在能源成本全天变化或公用事业根据每月能源消耗峰值计费的情况下。科学文献中的作者在很大程度上忽略了随时间变化的能源成本。相反，能耗模型是基于VFD频率指标或单个设备的能源等级开发的。在大多数情况下，能耗最小化会使得成本最低；然而，预测模型可能需要包含描述真实成本的成本函数的变化，而不是使用消费作为代表指标。例如，在特定时间启动泵送可能不是最节能的行动，但如果即时需求（当必须降低储罐水位时）与增加的能源成本一致时，可能会降低一天中的泵送成本。16.3.1.1混凝混凝是WTP（在某些情况下是WWTP）中添加化学物质（即混凝剂）以破坏胶体和悬浮颗粒物质稳定性的过程，使颗粒聚集（即絮凝物）并更容易通过重力去除较大的、带中性电荷的聚集体。用于混凝和絮凝的化学品的产生和运输可占WTP碳足迹的5-20%(Biswas&Yek，2016)；因此，取决于处理设施的规模和初始水质，精密化学处理可以显著节省成本和减少碳排放。为了减少用于水处理的化学物质的量，必须设计剂量控制策略，以适应由于混合不良和水质变化导致的非理想的物理化学反应。然而，在全规模处理中很少出现这种情况。在WTP中，化学品计量主要是按流量进行的，通过调整Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest374与水流量成比例的化学品计量泵的流量来维持每单位体积水中的化学品浓度。浓度设定点通常仅在发生重大水质变化或处理过程紊乱时才会调整，因为在实验室台架试验（即罐试验）中确定“理想”剂量既费时又费力，而且结果可能与全规模有很大差异。因此，使用数据驱动的化学剂量方法可以显著提高处理稳定性并减少处理设施的碳足迹。科学文献中的例子讨论如下。应用人工神经网络（ANN）预测混凝剂剂量并不是一个新概念。VanLeeuwen等人（1999）能够使用罐子历史测试数据和ANN预测给定水质的明矾剂量；尽管多元线性回归模型取得了类似的结果。十年后，Maier等人（2009）基于与VanLeeuwen相同的数据，使用DNN（两层人工神经网络）来预测处理后的水质（浊度、颜色、pH、UV-254、残留明矾）和最佳明矾剂量，能够将预测误差的标准偏差降低37%。Zangooei等人（2016）基于罐子历史测试数据，使用pH、初始浊度、温度、混凝剂类型（如不同供应商的固体或液体聚氯化铝）和混凝剂浓度来预测浊度。具有两个隐藏层的MLP优于RBFANN和FL回归模型，并且训练所需时间更少。同样，Wu和Lo（2008）发现，在有进水水质数据的情况下，ANN在已处理水质预测方面优于ANFIS预测模型。在没有实时水质的情况下，ANFIS模型能够根据历史趋势和当前给药剂量更准确地预测处理后的水质。当历史给药数据可用时，Wu和Lo（2010）发现加入前一个时间段的混凝剂剂量（DNN模型的输出变量）可以减少测试误差。Chen和Hou（2006）观察到，多元回归模型能够利用历史数据预测地表水的混凝剂剂量和pH调节剂量。然而，两个模型分别是针对低进水浊度和高进水浊度条件开发的。Chen和Hou进一步使用MamdaniFL调整反馈控制参数，以最大限度地减少混凝剂剂量，同时实现污水浊度和pH目标。Bello等人（2014）提出了一种线性化的TS模糊模型预测控制策略，通过保持处理水的表面电荷和pH值来提高混凝剂剂量控制的稳定性。根据可用数据和在线仪器的质量，FL控制器可以提高传统级联控制的精度和稳定性。为了最大限度地减少混凝剂剂量，需要汇总进水水质、最终水质和混凝剂剂量，以训练一个处理后水质的预测模型。预测模型选项包括多元回归、ANN或DNN。为了使模型的预测能力得到全规模应用，可以通过多种方式将最优预测模型纳入控制策略。最基本的控制选项是标准级联控制，即当处理过的水质变量Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest375（如浊度）超过阈值时，就增加混凝剂剂量。然而，这需要一个被充分理解的剂量-反应关系。在处理后的水质未达到目标时，增加剂量的严格规则可能会使混凝剂的浓度超过满足电中性的需要，从而导致污水浊度恶化，因为颗粒重新稳定在悬浮状态(Tchobanoglousetal.,2014)。拟议的FL控制器可以通过包含考虑水质恶化的规则集来防止这种过量，但这种方法需要更复杂的编程和调整结果语句参数的方法。调整可以在WTP现有的DCS结构内手动完成，但如果使用ANFIS，则需要在外部完成。如果开发额外的ANN或DNN来确定特定污水水质所需的混凝剂剂量，同样会引起程序复杂性问题。在这种情况下，控制器必须在单独的服务器系统上运行，该系统可以为现有的级联控制策略提供输出。16.3.2硝化生物养分去除（BNR）是WWTP中最昂贵、最易变且最难建模的过程；然而，世界上大多数现代设施都需要它来实现所需的氮和磷去除。大多数WWTP工艺共有的两个因素造成了建模和控制的困难：缺乏可靠的仪器和非理想的全规模工艺条件。由于仪器本身的生物膜生长和竞争性离子或固体干扰，处理过程中的微生物固液基质（即活性污泥或AS）会干扰普通的在线仪器测量。利用光而不是离子传输的仪器，如溶解氧（DO）浓度，足以提供可靠的测量，且清洁和维护频率较低。DO是在活性污泥系统中测量的关键水质参数，因为特定形式的氧气的可用性决定了微生物活性，从而决定了特定的污染物转化。以游离氧（O2）形式提供的水氧会增加DO浓度，是好氧条件的指标。当氧气仅以硝酸盐（NO3-）的形式存在时，为缺氧条件的指标。当没有氧气可用时，为厌氧条件的指标。正是这些氧化条件的战略性交替将相关污染物（即碳、氮、磷，以及在较小程度上的硫）转化为气相或固相，从而降低了水中污染物的浓度。虽然DO传感器可以确保满足曝气条件，但测量本身是污染物转化完成的代表。例如，低浓度污水（如低浓度的有机物）将不需要那么多的氧气来实现处理目标；但在大多数系统中，无论需求如何，都会继续提供曝气以保持DO设定值。序批式反应器（SBR）是一种常用的污水处理技术，其中一个具有生物Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest376活性的完全混合的反应器经历一系列不同的操作条件以实现污染物的去除。SBRs最常见的控制策略是在处理周期的每个阶段使用具有不同DO浓度设定值的时间序列。DO设定值由操作员的经验和对每个阶段所需环境条件的一般知识确定，每个阶段都会激活一组独特的微生物。这种控制策略只需要一个在线仪器（DO传感器），且可确保在稳定的进水条件下实现所需处理。但溶解氧是处理过程中去除的实际污染物的替代物，不能保证污水水质满足标准。从历史上看，这种不确定性已通过提高DO设定值来解决，以充分氧化化学污染物并确保微生物过程不受基质限制。这种方法增加了处理过程的能耗，占污水处理设施总能耗的35-50%(Newhartetal.,2020)，是仅次于人工的第二大运营成本(Lindtneretal.,2008)。为了减少与SBR和其他二级生物处理系统（即传统和新型活性污泥配置）中的曝气相关的能耗，需要新的智能监测和控制策略。下面讨论了文献中的例子，并在表16.2中进行了总结。表16.2用于曝气的数据科学水应用示例作者目的方法配置结果Traoré等人（2005）DO控制FLMamdani在更广泛条件下提高稳定性Ferrer等人（1998）DO控制FLMamdani与ON/OFF相比，节能40%Fiter等人（2005）DO控制FLMamdani与ON/OFF相比，节能10%Du等人（2018）DO控制NNRBF曝气能耗减少了100kWh/天Asadi等人（2017）DO优化SAMRAS气流减少30%Traoré等人（2005）为处理城市污水的步进式中试规模的SBR提出了一种FL曝气控制策略。FLDO控制器的规则是根据测量的DO和循环阶段确定空气流量以维持DO设定值。与ON/OFFDO控制方法（当DO测量值超过设定值时，关闭空气；当DO测量值小于设定值时，打开空气）和传统的比例-积分-微分（PID）控制相比，模糊控制器能够在更广泛的环境条件下更精确地保持DO设定值。在模糊规则中加入pH值和摄氧率（OUR）可以缩短曝气周期时间并进一步降低能耗(Puigetal.,2006)。Ferrer等人（1998）将类似的模糊DO控制器用于试验性BARDENPHO活性污泥系统；与ON/OFF方法相比，在提高精度方面显示出类似的结果，且节能高达40%。Du等人（2018）开发了一种RBFNN来调整级联控制参数以提高DO控制器性能，Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest377包括显著降低变异性（干燥天气流量为67%，潮湿天气流量为59-93%）和略微减少曝气能耗（100kWh/d）。调整单个DO控制器的另一种方法是在给定全系统模型下确定最佳控制策略。为了实现这一目标，Asadi等人（2017）比较了底特律水务和污水处理行业二级曝气池中MARS、ANN和RF等的DO。MARS对DO和其他污水水质变量的预测优于ANN和RF（基于MAE和R2评价）。随后他们利用MARS预测模型比较了两组权重，一组强调最佳处理水质，另一组使用SA强调能源消耗。在对最佳水质进行优化时，他们表明可能在不影响处理后水质的情况下将空气流速降低30%。然而，模型中没有考虑养分，这是大多数污水处理厂曝气需求和策略的一个重要驱动因素。此外，Asadi等人（2017）认为，与统计模型相比，ML模型需要对进水变量进行更频繁的采样。当对变量之间关系的形式所做的假设为真时，这种比较是成立的。一般来说，当数据较少时，统计模型做出的更简单的假设比ML模型能更准确地填补空白。相比之下，ML模型至少需要训练数据中的条件实例，才能合理准确地预测测试数据中的类似条件。16.3.3厌氧消化厌氧消化（AD）的主要功能是稳定固体和减少化学需氧量（COD）。但对脱碳至关重要的次要功能是产生能量。AD产生的沼气中有50%到70%是甲烷(Holubaretal.,2003)，可用于现场产能或通过天然气管道进行净化、销售和分配。为了最大限度减少污水处理过程中的能耗，需要战略性地运行像AD这样的能量正收益工艺，以尽量减少过程干扰。例如，COD负荷的大幅波动会导致中间化合物的积累，这些化合物对系统内的关键微生物群是有毒的。然而，AD是最难建模、监控和控制的过程之一(Olsson，2006)，因此AD以高安全系数进行保守操作以确保稳定性。最终，这会导致大量处理过程效率低下，包括甲烷产量减少、由于运行中的AD反应器数量增加而导致的更高泵送成本，以及污水COD提高。由于控制变量和响应变量之间的复杂关系，且通过长保留时间进一步解耦，AD工艺的DDM可以为更有效的操作提供见解。下面讨论科学文献中的例子，并在表16.3中进行了总结。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest378表16.3用于AD的数据科学水应用示例作者目的方法配置结果Akbaş等人（2015）预测、优化ANNPSO甲烷百分比+5%，沼气产量+64%Holubar等人（2003）预测、优化ANN一次一个搜索甲烷浓度60-70%Huang等人（2016）预测、优化ANNGA沼气流量R2=0.91，MSE=2.0Polit等人（2002）预测FLMamdani在不断变化的负荷下保持稳健Turkdogan-Aydınol和Yetilmezsoy等人（2010）预测FLMamdani甲烷产量R2=0.98,沼气产量R2=0.98Perendeci等人（2009）预测ANFIS滞后，相位污水CODR2=0.89，RMSE=0.10Turkdogan-Aydınol和Yetilmezsoy（2010）开发了一种多输入多输出（MIMO）FL模型来预测沼气产量，该模型的性能优于多重非线性回归模型。Polit等人（2002）使用具有模糊pH和温度系数调整的机械质量平衡模型来预测沼气产量，并且这种方法能够比单独的机械模型更好地跟踪负荷调整下的气体产量。Holubar等人（2003）使用ANN的分层系统来预测挥发性脂肪酸（VFA）的产量和pH值，然后预测在启动和稳定期间AD的沼气产量和成分。操作参数通过一次一个（one-at-a-time）搜索算法进行调整，以同时最大限度提高有机负荷率（OLR）和甲烷产量。通过将PSO应用于沼气生产的ANN模型，Akbaş等人（2015）确定了产生最高百分比的甲烷和沼气产量的操作条件。与历史数据的平均值相比，最佳条件使沼气中的甲烷含量提高了5%，沼气产量增加了64%。为了实现这一目标，污泥负荷率、温度、pH、总固体、总挥发性固体、VFA、碱度、固体停留时间（SRT）和OLR的日平均值被用作甲烷百分比和沼气产量预测模型的输入变量。使用提升树（boostingtree）算法(Breiman，1996)对输入变量进行降维，从而提高了预测性能。FL和ANN都可用于预测，虽然ANN已被证明更精确，但FL能够更好地处理输入和输出的变异性(Kambalimath&Deka，2020；Özcanetal.,2009)。有大量研究证明了ANN在预测沼气产量和AD性能方面的效率(Levstek&Lakota，2010)。因此，混合模糊模型（如ANFIS）在解决AD系统方面出现Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest379了热潮(Abrahartetal.,2008)。Perendeci等人（2009）表明，ANFIS模型能够预测季节性厌氧污水处理系统的污水COD，通过添加输入变量，包括使用10天的COD历史数据来衡量系统是否处于启动或伪稳态条件的指标，从而提高性能。与WTP中的混凝情况不同（第16.3.2节），WWTP可以根据可用AD的数量和大小对有机负荷率、温度和SRT进行一些控制。为了充分利用DDM进行脱碳，预测模型应适用于沼气生产（包括数量和质量，例如特定的甲烷质量流速），并使用PSO或GA等优化方法来确定理想的操作条件。也可以针对无法快速测量但对理解性能至关重要的变量开发单独的模型，如VFA。16.4全规模实施的建议2020年，水务和污水处理行业的领导者开会讨论数据驱动水系统的网络基础设施；在DDM从数据生成到使用、应用和展示的每个步骤中识别知识差距和有能力的人员(Renetal.,2020)。虽然有一些工作组（如英国的非营利组织，智能水网论坛，SmartWaterNetworksForum）和国际挑战（如由水研究基金会和水环境联合会共同发起的智能水系统挑战），但没有一个单一的联盟或文本涵盖与DDM相关的广泛主题。在没有一套全面的建议的情况下，目前需要各个公用事业单位来探索新的机会。大多数现代WTP和WWTP缺乏现代数字基础设施是实施DDM以实现脱碳的最大障碍。设施很少有适当的数据管理程序来广泛而有条不紊地组织数据库或一致的协议来清理固有的噪声数据。为了保持实时分析，还必须考虑一系列计划和实际影响。例如，大多数SCADA系统是为短期数据存储（最多三个月）和级联控制环路（主要是反馈）而设计的。集成DDM的方法包括：（1）必须升级SCADA系统以纳入历史数据和高级建模；（2）必须设计控制策略以允许DDM输出与现有数据框架进行信息传输。鉴于现有员工对基本控制结构的熟悉程度和可靠性，后一种选择是最实用且广泛的DDM实施策略。在证明DDM系统的稳定性之后，可以添加复杂层级以提高处理过程效率。稳定性证明必须解决一些问题，如与传统控制策略相比的全流程变异性(Newhartetal.,2020)，以及在数据丢失或模型预测不可行的情况下的上限和Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest380下限或其他应急措施。开发DDM控制的序列方案是与操作人员一起开发强大产品的机会，如果发生意外排放，操作人员可能会承担法律上的过失责任，从而要用他们对全规模处理过程动态的密切了解来平衡谨慎行事。当研究DDM作为水务和污水处理脱碳的潜在解决方案时，在确定DDM方法和集成策略之前，应明确讨论和定义以下因素：•涉及处理和能源绩效（如kWh/MG、gCO2/MG）的目标和关键绩效指标（KPI），包括工厂范围和特定处理过程；•限制性技术因素，包括操作限制、仪器、数据管理、控制系统结构和网络安全限制；•未知因素，例如对其他流程的影响或新技术的采用率。一旦确定了上述项目限制因素，就开始正式选择DDM方法。一般步骤包括：（1）识别可轻松与现有控制策略结合并提供实质性收益的预测变量（输入）和响应（输出）变量。（2）开发实用和健全的数据混合协议，考虑现实世界的实现(即，合并变量具有不同采样频率时的观察结果)。这包括仔细考虑何时可以获得实验室数据。（3）执行变量选择以最小化由不相关输入引入DDM的误差量。（4）试验不同的建模框架，包括简单的和高级的，以评估所需响应的最佳候选者。如果优化是最终目标，按照预测模型开发进行实验以确定给定问题的“最佳”优化算法。（5）通过提高和降低模型复杂性来调整预测和优化模型，以在测试数据上提供最准确的性能，此步骤不用于模型拟合。（6）将模型编程到服务器上（使用R或Python等编程语言），该服务器可以将数据导出到特定公用事业公司使用的数据归档系统。数据归档系统经常可以访问SCADA系统而不会造成安全风险。（7）随着时间的推移监控预测的稳定性，并在全面部署之前识别需要与新控制策略结合的不可预见的突发事件。（8）为模型开发人员、控制专家和操作人员安排监测期，以同时观察全面实施情况。这些时间应跨越数周以彻底评估不同的环境条件，然后应逐渐Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest381增加运行时间，直到操作人员对无监督操作满意。（9）使用预先确定的KPI比较新DDM控制策略与原始策略的影响。如果新的DDM控制策略达到或超过原始策略的KPI，则可以重复前面的步骤以纳入更多预测，或者通过消除控制环路的层级来更直接地依赖于预测。16.5结论人们对将DDM集成到WTP和WWTP的关注度正在迅速增长，但公用事业公司在很大程度上被这项任务所压垮。同时开发良好的内部数据管理协议以及将DDM应对水务和污水处理的挑战可以显著降低清洁水的碳成本。鉴于目前水务处理每年消耗美国发电量的3%，并且由于处理过程的需求和强度增加（即更高质量的污水），预计占比将增加到6%(Chaudhry&Shrier，2010)，数据-驱动的处理过程优化是众所周知的降低碳和成本的“唾手可得的果实”。有大量科学文献将传统和新颖的DDM方法应用于工程环境系统，如WTP和WWTP；然而，许多ML方法的启发式性质使得将任何一种方法视为特定处理过程应用的“最佳”方法是不可能的。使用已发表的文献作为指南，对单个公用事业的数据集进行实验才是真正的“最佳”框架。从根本上说，鉴于现有的机械和处理技术，对人员的投资和改进的操作策略将帮助WTP和WWTP以最小的环境影响实现其全部处理潜力。致谢这项工作得到了美国国家科学基金会PFI:BIC奖励编号：1632227；国家科学基金会工程研究中心计划合作协议EEC-1028968（ReNUWIt）的支持。参考文献AbrahamA.(2005).Adaptationoffuzzyinferencesystemusingneurallearning.In:FuzzySystemsEngineering,N.NedjahandL.deMacedoMourelle(eds),Springer,Berlin/Heidelberg,Germany,pp.53–83.AbrahartR.J.,SeeL.M.andSolomatineD.P.(2008).PracticalHydroinformatics:ComputationalIntelligenceandTechnologicalDevelopmentsinWaterApplications.SpringerScience&BusinessMedia,Berlin/Heidelberg,Germany.AkaikeH.(1974).Anewlookatthestatisticalmodelidentification.IEEETransactionsonAutomaticControl,19(6),716–723,https://doi.org/10.1109/TAC.1974.1100705Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest382AkbaşH.,BilgenB.andTurhanA.M.(2015).Anintegratedpredictionandoptimizationmodelofbiogasproductionsystematawastewatertreatmentfacility.BioresourceTechnology,196,566–576,https://doi.org/10.1016/j.biortech.2015.08.017AsadiA.,VermaA.,YangK.andMejabiB.(2017).Wastewatertreatmentaerationprocessoptimization:adataminingapproach.JournalofEnvironmentalManagement,203,630–639,https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2016.07.047BadruzzamanM.,CherchiC.,OppenheimerJ.,GordonM.,BunnS.andJacangeloJ.G.(2014).ImplementationofenergyandwaterqualitymanagementsystemsmodifiedwithaGHGmodule.ProceedingsoftheAnnualConference&Exposition,Boston,MA,USA.BaiH.,ZhuR.,AnH.,ZhouG.,HuangH.,RenH.andZhangY.(2019).Influenceofwastewatersludgepropertiesontheperformanceofelectro-osmosisdewatering.EnvironmentalTechnology,40(21),2853–2863,https://doi.org/10.1080/09593330.2018.1455744BarbuM.,VilanovaR.,MenesesM.andSantinI.(2017).GlobalevaluationofwastewatertreatmentplantscontrolstrategiesincludingCO2emissions.IFAC-PapersOnLine,50(1),12956–12961,https://doi.org/10.1016/j.ifacol.2017.08.1800BealeR.andJacksonT.(1990).NeuralCo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或经济发展的原因保持低价（通常低于真实的水成本）的指示、纳入使地方政府更可持续发展的努力，以及努力使基本服务对自然灾害、流行病和安全威胁有更强的抵御能力。在本章中，我们将讨论影响水务行业脱碳努力的一些政策和政策响应，并研究其如何应对有时相互竞争或相互冲突的政策要求。对政策制定范围和规模的认知因读者在整个过程中的参与程度不同而存在很大差异，因此我们在编写本章时考虑了以下读者群：有些读者可能参与了政策制定，但不是来自工程背景。其他读者可能是工程师或科学家，他们试图在供水设施的设计和运营中响应政策指令。无论读者是从政策制定的角度还是从实践的角度来理解本章，我们都希望在本章中传达一些核心观点。这些观点之间的统一主线是尽可能寻求多重效益。本章讨论的其他政策中“脱碳”是共同收益。政策指令网络要求采用一种综合的资源管理方法。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest39017.2核心观点17.2.1观点1：在国家或全球政策范围内，水务行业的能源使用相对较少，但污水处理中包含的其他资源值得考虑几乎只要有水务行业存在，其能源使用就一直是个问题。在水泵和电动机使输水变得容易之前的时代，罗马、伊斯坦布尔和其他地方的早期工程师们不遗余力地创建了精心设计的水渠系统，仅靠重力就能将淡水输送到数百英里之外，并设计了污水收集系统，该系统能通过重力将污水和雨水排出。即使在工业时代的早期，蒸汽驱动的泵送系统和活性污泥处理的初级曝气系统也被认为是巨大的能源消耗。在美国，1972年10月通过了《清洁水法》，紧接着1973年7月，一份题为《城市污水处理的电力消耗》的报告表明，城市污水处理的电力消耗约为居民消耗的1%，随着更多处理厂的建成，预计消耗量将翻倍，三级处理设施的消耗量将进一步增加40-50%(Smith,1973)。四十年后，在建造了数千个新的公用处理设施后，其中很大一部分能耗都用于三级处理。电力研究所（EPRI）对该行业进行了调查，发现城市污水处理约占美国的总电力需求的0.8%（饮用水处理和分配占额外的1%）(EPRI/WRF,2013)。2012年美国公共供水和处理以及市政污水处理的总能源消耗分别为392和302亿千瓦时（29.2和30.2TWh），约占美国总用电量的1.85%(EPRI/WRF,2013)。虽然在这两份报告发布之间的几十年里，水务行业的用电量确实在攀升，但其他行业能源使用的增加，再加上水务行业节能工作的开展，使水务行业的总用电量占比保持在相对较低的水平。在全球层面，国际能源署（IEA）预估水和污水处理服务的电力消耗占世界电力需求的4%，部分原因是在缺乏可靠淡水供应的地区抽取地下水和进行海水淡化(IEA,2016)。虽然这些数字可能很大，但在一次能源使用的总体背景下，它们仍然是很小的。一次能源使用包括发电所需的燃料消耗，包括化石燃料发电中损失的热量、传输损耗，还包括工业热能、空间热能、水热能和各种交通运输燃料。根据美国ARPA-E计划的合同，SaulGriffith将EPRI的估计值转换为一次能源，作为他详细描述美国能源流动的“超级桑基”图的一部分。在这个规模上，能源使用以“夸特”或千万亿BTUs衡量，美国所有经济活动大约每年使用100夸特。其Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest391中，市政用水占0.13夸特，污水占0.1夸特(Otherlab,2018)。虽然大数定律表明，即使四分之一夸特也是一个惊人的能源量，但考虑到美国整体能源使用的规模，可能很难说服政策制定者将注意力集中在水务行业。如果关于脱碳的讨论仍然集中在电力设施层面上，这将使水务行业陷于困境。相对于许多消费者而言，饮用水和水资源回收设施使用大量电力，对环境产生了真实且可计量的影响。在许多城市，水和污水处理设施是最大的电力用户(USEPA,2021b)。然而，在州、国家以及国际能源和脱碳政策决策的背景下，水务行业使用的一次能源数量太少，不足以驱动制定具体的行业政策。政策制定者和公共事业管理者需要考虑大局。如果目标是经济范围内的脱碳和环境保护，那么最优方法可能不会促使每个水资源回收设施都成为拥有自己复杂和资本密集型分布式电力系统的净零能源生产者。我们并不是建议水务公司的管理者和政策制定者满足于只是坐等电网脱碳。至少，无论电网发生什么情况，政策和运营都应继续强调在能源效率方面的重大努力，包括突破性技术和方法，以大幅减少能源使用。已有的大型城市供水和污水处理系统可能已经实现足够的规模经济，以经济高效地继续追求现场可再生能源生产。然而，随着公用事业规模的可再生能源价格急剧下降，现在在许多地区，建设新的太阳能发电站比运营现有的燃煤电厂更具成本效益(IRENA,2019)。在可预见的未来，许多国家的电网可能能够以足够低的价格提供足够数量的无碳电力，从而实现水务行业的电力使用脱碳。然而，水资源回收设施提供了除电力以外的其他脱碳途径：有机碳资源可用于替代化石燃料供暖、车辆燃料或商品化学品；可回收养分可以用于替代能源密集型硝酸盐肥料或有限来源的磷肥；大量可回收热源可以用于区域供热，远远超出处理厂的范围；以及可回收水。这些资源，尤其是当与来自其他行业（如食品和饮料生产商、农业，甚至数据中心的废热）的类似“废物”流（也充满可回收资源）相辅相成时，可能确实对社会具有足够的价值，值得制定政策以鼓励其回收和再利用。为了使污水处理行业完全脱碳，仅核算电力使用是不够的。核算必须包括N2O排放和逃逸性甲烷（CH4）排放，以及范围2和3排放，例如化学品消耗和用于运输污泥进行异地处置的燃料。WaterUK进行的此类核算的一个示例如下图17.1所示。为了解决这些其他的排放源，决策者需要寻求合Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest392作，考虑超越现场发电的方式，并提供共同利益。通过扩大工作范围，水务行业可以在脱碳方面发挥重要作用，其范围远远超出仅受电力影响的领域。水务行业非电力脱碳的一个例子是利用生物固体中的生物碳资源。当前的最佳做法是利用厌氧消化来转化大约50%的碳到沼气，然后必须经过多个清洁步骤才能用作化石天然气的替代品。清洁后的气体可用于供暖燃料、热电联产燃料、压缩天然气汽车燃料，或作为“可再生天然气”注入天然气管网，最终用途决定了所要采用的清洁处理工艺。生物固体通常与其他湿原料（如动物粪便或食物垃圾）共同消化，以通过额外的能源生产和“倾倒费”来促进经济，倾倒费是消化器运营商接收外部废物的报酬。。鉴于目前天然气价格低廉、对逃逸性甲烷排放有关问题的担忧、只有一半的资源转化为能源的事实，以及与厌氧消化、气体净化和现场发电相关的高资本和运营成本，许多公用事业公司发现，即使有共同消化和倾倒费收入，这种途径也根本没有成本效益。甚至在有强大的政策支持消化和能源价格相对较高的地区，如马萨诸塞州（美国），情况也是如此。图17.1转载自WaterUK2030年净零路线图，经许可出版(WaterUK,2020)排放总量2018/19年度基线净排放总量全部全部总计运输管理饮用水污水化石燃料燃烧过程排放电网电力过程排放化石燃料燃烧电网电力可再生能源出口减排二氧化碳（CO2）甲烷（CH4）绿色购电MtCO2e一氧化二氮（N2O）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest393在未来，电网上有充足的可再生电力，而人们对逃逸性排放的担忧也在增加，一些行业观察人士建议，比专门的沼气生产的政策激励更好的途径是寻找将碳转化为更有价值的最终产品的技术。目前正在开发各种各样的技术，从阻止产甲烷到生产可再生商品化学构件，围绕这些构件可以建造生物精炼厂(Bhattetal.,2020)，再到水热液化(Chen,2020)。本章不对这些技术进行详细讨论，但最成功的政策将是那些鼓励最大限度和最好地利用碳供应的政策，无论原料（生物固体、粪便或食物垃圾）如何，也无论用何种技术回收能源。另一方面，许多专家认为，鉴于美国现有的数千个沼气池以及该行业积累的深厚技术专长，沼气设施（包括污水沼气池、独立的食物垃圾沼气池、粪便沼气池和共同消化这些原料的设施）应该有他们自己的政策。水研究基金会最近的研究表明，人们越来越关注沼气政策和法规，虽然对于太阳能来说有多个市场条目，但污水处理行业代表了潜在沼气能源市场的重要部分(Kenwayetal.,2019)。由于人们熟悉这项技术，沼气资源回收项目更有可能取得进展。此外，行业特定资源的管理不仅有利于能源生产，而且可以减少整个系统的碳排放。这些都是合理的政策差异，正确的答案可能很简单，即对双方实施沼气和开发新技术（如阻止产甲烷或水热液化）的激励措施。从大局来看，真正重要的是这些湿碳原料被捕获并用于抵消化石燃料。17.2.2观点2：没有一项强制全球水务行业脱碳的总体政策政策制定者和水务行业专业人士经常努力制定和响应鼓励脱碳或寻找其替代品、减少化石能源使用的政策。这并不是因为缺少努力。2019年，水研究基金会调查了“供水和污水处理设施的可再生和分布式能源开发的机会和障碍”。如图17.2所示，仅在美国就有数十项政策试图以某种方式影响水务行业的能源使用。然而，所产生的政策矩阵复杂得令人眼花缭乱，在正常的印刷规模下确实难以辨认，远远没有刺激行业在供水和污水处理设施中广泛采用低成本的现场可再生能源发电。在图17.3中，政策网络的放大部分（在上面的红框中突出显示）进一步说明了复杂的政策格局。面对如此复杂的能源政策环境，能源政策是以保护公共健康和环境的监管Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest394任务为基础的，而地方政策的目的是出于各种原因保持低的供水/下水道排放费率，，尽管政策制定者和水务行业非政府组织几十年来一直关注能源使用，但水务行业的现场分布式可再生能源使用量仍然很低，这不足为奇。（其中，图17.2右上的图例翻译如下：Legend:图例；AE-奥斯汀能源；AEL-替代能源法；BRCBPP-生物炼制，可再生化学品和生物产品制造援助计划；BCC-贝灵厄姆市议会；BUB-沼气的有益利用；CAP-气候行动计划；CEP-清洁能源计划；CEPRA-清洁能源&减污行动；CoB-博尔德市；CoP-波特兰市；CoV-温哥华市；CPSE-(圣安东尼奥)城市公共服务能源；CSU-科罗拉多泉市公共事业公司；DERPA-DER计划法案；DOS-丹佛可持续发展办公室；EERS-能源效率资源标准；ENO-能源新奥尔良；ERP-电力资源计划；EIRP-电力综合资源计划；FE-法明顿电气公司；GME-绿色山地能源（TX）；GPP-绿色电力采购；IS-互连标准；ISSG-小型发电机互联标准；LADWP-洛杉矶水电部；L.L.-当地法律；MUGPO-强制性公用事业绿色电力选择；NEM-净能量计量；PEC-投资组合能源信贷；PIRP-电力综合资源计划；PNGC-太平洋西北发电合作社；PSC-科罗拉多州公共服务公司（埃克西尔能源）；PUCT-德克萨斯州公共事业委员会；PUCN-内华达州公共事业委员会；RE-可再生能源；REG-可再生能源目标；REP-可再生能源计划；RES-可再生能源标准；RPE-可再生能源投资组合标准；RRP-可再生能源计划；RRCEO-可再生、循环和节约能源目标；SBC-圣贝纳迪诺国家；SEDS-太阳能开发标准；SGIP-自我激励计划；SGP-智能电网项目；SWOB-固体有机废物细则；URL-普遍回收法；USSI-公用事业规模太阳能激励。）Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest395图17.2适用于水和污水处理设施的分布式能源资源回收和可再生能源监管驱动因素的可视化概览，http://dx.doi.org/10.13140/RG.2.2.24472.01286。经许可转载(Kenwayetal.,2019)政府激励需求响应辅助服务能源效率波浪发电机现场/附近设施风车风力潮汐/波浪储能沼气生产水力发电太阳能热回收藻类生物燃料地热从污水管道和处理设施回收热废水中的藻类种植和生物炼制提油太阳能稳定池；光催化脱污浮动太阳能光伏太阳热能太阳能电池板-现场/靠近设施压控供水系统中的直列式水轮机厌氧消化污泥燃烧-包括热电联产共消化储能太阳能潮汐/波浪沼气生产藻类生物燃料水电风力热回收DER发展目标拨款激励基于性能互联州/省净计量可再生能源标准环境指标能源效率水质量空气质量热回收从污水管道和处理设施回收热废水中的藻类种植和生物炼制提油藻类生物燃料地热波浪发电机压控供水系统中的直列式水轮机共消化水力发电潮汐/波浪沼气生产风力太阳能污泥燃烧-包括热电联产厌氧消化现场/附近设施风车太阳能电池板-现场/靠近设施太阳热能太阳能稳定池；光催化脱污浮动太阳能光伏辅助服务能源效率需求响应储能本地/区域目标绿电购买废物管理法案/法律激励净计量折扣能源效率计划/标准空气质量水质量环境指标Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest396图17.3适用于水和污水处理设施的分布式能源资源回收和可再生能源监管驱动因素的可视化概览，http://dx.doi.org/10.13140/RG.2.2.24472.01286。经许可转载(Kenwayetal.,2019)潮汐/波风沼气生产热回收水电能量储存太阳能波浪发电机需求响应能源效率现场风车/附近设施压控供水系统中的直列式水轮机从污水管道或处理设施回收热量地热共消化厌氧消化悬浮太阳能光伏太阳能稳定池；太阳能解毒净计量互连能源效率绿色电力采购可再生能源标准空气质量国家目标辅助服务藻类生物燃料激励水质量废水中的藻类养殖和生物精炼中的萃取油污泥燃烧-包含热电联产新能源计划2005年的新能源政策法案太阳热能太阳能电池板-现场/靠近设施Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest397国家、州和地方政策相互重叠，每一项政策都是出于美好的愿景而制定的，然而这使得任何单一的技术或工艺都难以得到广泛应用。该系统要求每个公用事业公司都经历费力且昂贵的定制研究和技术分析过程，并努力创建适合其独特政策组合和其他驱动因素的定制系统。因此，只有最积极的公用事业公司能够实现净零能耗，而且几乎没有一家公司被工程师和科学家认为可以成为净能源生产者。即使是那些已经实现净零排放的设施，例如美国俄勒冈州格雷沙姆的设施，仍然依赖于额外的能源投入，例如太阳能和进口有机废物(ModernPowerSystems,2019)。政策可以是技术强制的，如规定污染物数量限制的法规。例如，在英国，《2008年气候变化法案》对国家在给定五年期间可以排放的温室气体总量设定了具有法律约束力的限制(UKDepartmentforBusiness,Energy&IndustrialStrategy,2021)。他们可以创造推动效率的市场力量，如加拿大总理贾斯汀·特鲁多在格拉斯哥举行的COP26上提出的全球碳税(Tasker,2021)。它们可以是资金驱动的，例如美国能源部的水安全大挑战(USDOE,2021)，也可以是自愿的和基本上不需要资金投入的，例如美国环境保护署的水再利用行动计划(USEPA,2021a)。或者他们可以将监管和资金结合起来，例如马萨诸塞州的食物浪费禁令和配套的厌氧消化器开发资金(MassachusettsDEP,2021)。这个复杂的政策矩阵有几个重要的信息。一是，无论是国家的、区域的、州/省的还是地方的政策，都不是统一的，有时可能是矛盾的。另一个是政策可以采取多种形式。其中包括通过创造机会激发具有创造力的政策，例如总量管制与交易方法（即使在总量管制与交易内部，也有不同类型的政策），以及可能通过不同机制实现类似目标的碳税等政策。每种方法都显示出推动该行业可再生能源投资的不同但重叠的原因(Strazzaboscoetal.,2020)。17.2.3观点3：寻求与其他政策领域的共同利益在我们写这篇文章时，世界正面临着美国总统乔·拜登(Biden,2021)所描述的一系列“连环危机”。这些包括但不限于当前的COVID-19全球大流行、气候危机、日益严重的不平等和系统性的种族主义，不仅是美国，世界各地都面临着这些危机。无论读者对政治的立场如何，我们有理由认为，在可预见的未来里，Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest398解决这些连环危机将是全球政策制定者的首要任务。因此，任何制定有助于水务行业脱碳的政策的努力都会更加成功，不仅因为这些努力阐明了它们如何适应解决这些多重危机，而且因为这些努力本身可以解决多个宏观政策目标。尽管脱碳本身确实解决了气候危机，但任何以牺牲其他顶层政策关切为代价来推动脱碳的政策建议或项目都不太可能获得关注。出于这个原因，“共同利益”的观点对于制定新政策和应对现有政策都至关重要。简而言之，可以实现多个目标的项目比不能实现目标的项目更有可能向前推进。例如，2015年，加州政府为应对持续干旱，要求立即消减25%的城市用水量。作为一个意想不到但受欢迎的共同利益，研究人员发现，与降低用水量相关的用电量惊人地减少了1830GWh，比同期该州所有其他投资者拥有的公用事业节能项目的总减少量还多(Spangetal.,2017)。掌握了这些信息，政策制定者可能会考虑推进水资源保护，即使在没有干旱问题的年份也能减少能源消耗，因为水资源保护有很多好处。第二个例子是，在美国和世界各地最近发生的事件之后，国际社会对解决系统性种族主义问题给予了关注。虽然这似乎与水务行业的脱碳相去甚远，但它可能对水项目产生非常实际的影响。传统上，尽管我们行业的设施对公共卫生做出了贡献，但由于气味和局部空气排放、卡车交通以及用高大的混凝土墙和链环围栏阻挡公众的难看设施，它们一直被认为是其所在社区的负担。选址在少数民族和/或经济困难人群的人口中心或附近的项目，因其对这些人群的影响而受到越来越多的审查。减轻这些负面影响的一种方法是重新设计水资源回收设施以提供公共设施。位于中国上海的吴淞污水处理厂升级改造（图17.4）在2019年荣获《工程新闻记录》颁发的“优秀奖”，因为它纳入了一个室内植物园，既是公共可以进入的室内公园，又是车间处理系统的一部分，可提高能源效率、控制气味并减少设施的整体物理空间需求(EngineeringNewsRecord,2019)。不难想象，未来的污水处理厂将需要为其所在国人口提供类似的共同利益，特别是当这些人口在历史上受到压迫时。也许在脱碳过程中，潜在共同利益的最大领域之一来自捕获污水中所含的低品位热量。鉴于大多数城市中心的街道下流淌着大量污水，使用热交换器回收污水中所含的一小部分热能提供了高效区域供热的潜力，可以抵消其他碳密集度更高的供热来源。英国的研究人员对四个处理设施进行了建模，发现回收Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest399热能用于供暖有可能减少30-110千克CO2当量/年(Hawley&Fenner,2012)。这项技术的一个实施案例是加拿大温哥华的FalseCreek社区能源公用事业公司，该自筹资金项目“消除了60%以上与建筑供暖相关的温室气体污染”(CityofVancouver,n.d.)。然而，当开发商试图在几英里外的美国华盛顿西雅图重新创建这种方法时，他们遇到了监管障碍，无法利用这一资源。作为回应，当地政府制定了允许污水热回收项目的标准化方法，其目标是提供多种好处，包括降低单个建筑物的碳排放，为开发商提供另一种满足严格能源法规的工具，并吸引更广泛的租户、买家和投资者(Landers,2021)。图17.4吴淞WWTF，图片由OrganicaWater提供另一个污水热回收项目的例子来自美国科罗拉多州的埃文镇（Avon,Colorado,USA），该项目除了脱碳之外还具有共同收益。在这里，当地监管机构担心当地污水处理设施的出水温度会使接收水的温度升高并对冷水鱼类造成损害。为了响应这一政策驱动，该镇建立了一个小型区域供热系统（图17.5）。该镇最大的市政能源用户是镇娱乐中心，其中包括多个温水游泳池和约3700平方米的加热空间。通过利用污水中的废热来加热水池、提供建筑热量并在城镇人行道上提供无盐融雪，该城镇降低了污水温度，同时提供了一种低成本的热源来抵消城镇设施中使用的化石燃料(Strehleretal.,2010)。该镇购买风力发电来抵消热泵的电力需求，确保系统零碳排放(Avon,Colorado,2021)。作为创建可同时实现多个政策目标和共同利益的项目的实用方法，一些地方政府已经采用了综合资源管理(IRM)的方法，有时也称为综合资源回收Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest400(IRR)。这是一种跨学科、合作性的项目管理方法，很大程度上依赖于早期利益相关者的参与和不断完善项目的迭代过程，确保在投票或类似的公共批准过程之前获得广泛的支持(Thurm,2016)。新加坡政府采用这种方法的一种变体来整合多个目标，建成了滨海拦河坝等展示设施，它同时满足了该国10%的用水需求，缓解了洪水，并为公众提供了每年超过1500万人次的旅游和娱乐机会(Chye,2018)。结合其中几个主题，我们要求读者将水资源回收设施想象为一个更大的综合整体中的有凝聚力的部分。尽管我们的设施有巨大的公共卫生效益，但却被认为是当地社区的负担，而且实际上正在被当作是制度压迫的工具。在美国新泽西州，于2020年通过的立法要求国家评估设施对环境和公共健康的影响，包括污水处理厂、污泥焚烧设施、资源回收设施和热电联产设施——所有这些都是我们当前水资源回收设施理念的一部分——在负担过重的社区(StateofNewJersey,2020)。图17.5Avon,CO,污水热回收示意图。图片由JenniferStrehler/CDMSmith提供想象一下，在这个世界上，我们行业的设施不再被认为是置于弱势社区的系统性负担的一部分，而是将水资源回收设施视为社区资产，这些地方吸引着Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest401人们居住，通过提供美丽、干净、充满花园的公共空间，提升而不是降低其他社区的地位，就像在吴淞1一样。今天，我们的设施，尽管在进水中接收到的化学能和热能是清洁进水所需的5-10倍(WaterResearchFoundation,n.d.)，但仍是巨大的能源消耗者。相反，想象一下，这些设施通过效率和能源回收的结合，为其所在社区提供低成本的无碳电力和区域供热，例如加拿大温哥华。今天，绝大多数设施只是将清洁到最低限度的监管标准的水传递给接收水体，而没有尝试回收这些水来抵消处理厂上游对新饮用水的需求。相反，想象一下在这样一个世界里，水资源回收设施将这些水视为一种资源，就像在新加坡一样。17.2.4观点4：在分布式环境中，水和能源在发电站处/附近回收，水的再利用和能源回收可能更有效益水务系统日益增长的能源需求、不断上涨的能源价格、绿色能源和温室气体减排目标的推进，以及气候变化的影响，都在推动供水和污水处理公司寻求对自产能源的投资。自产能源可以降低成本，提高系统适应性和可靠性，并减少温室气体排放。公用事业可利用的可再生分布式能源形式包括污水中的有机物、水力发电、污水中的热能、将天然气转化为电能的废热、太阳能和风能。利用所有这些形式的能源，污水处理厂可能产生的能源将远远超过其场地所需的能源(Kenwayetal,2019)。总体而言，污水中包含的热能和有机能源潜力估计约为2012年污水行业处理所需能源量的8倍，而且其中很大一部分潜力仍未开发(Kenwayetal.,2019)。此外，由于公用事业公司可以储存能量（例如在海拔较高处储存天然气或水），并且通常可以随着时间改变自己的能源需求，因此它们是一个更加基于可再生能源的未来电网的重要潜在元素。在过去的十年中，分布式资源和可再生能源技术有了很大的发展，由于创新降低了成本，加上联邦和州政府补贴，预计整个分布式能源(DER)的容量将继续增长。这种趋势在太阳能和风能可再生技术中尤为明显，它们与传统技术相比变得更具竞争力。对于市政和私人供水和污水处理公司来说，这是一个投1原文为Wusan，应为Wusong之误。———译者注Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest402资本地资源回收的独特机会。在过去十年中，DER技术的容量和发电量一直在稳步增长。例如，美国的可再生能源总发电量已从2000年的360TWh增长到2020年的844TWh(USEIA,2021)。从2000年到2020年，可再生能源的装机容量增加了300%以上，达到265GW。关于这些总数的分布和计量部分的详细统计数据通常不容易获得。然而，分布式和小规模系统对发电量或容量的贡献通常不到1%。在高峰期，分布式系统贡献更大。例如，2017年，五类“表后市场”DER贡献了44GW，约占美国夏季峰值总需求769GW的6%(St.John,2018)。分布式太阳能和小规模热电联产（50兆瓦以下）贡献了近80%的影响。智能恒温器、电动汽车和分布式储能有助于平衡DER的影响。在全球范围内，水务行业的能源生产主要是基于沼气技术。在英国，水务行业提供了8.5%的可再生资源，其中80%来自厌氧沼气消化(Howe,2009)。在美国，有超过14,500家公营污水处理厂（WWTP），平均每天处理约323.45亿加仑(MGD)的流量(Shenetal.,2015)，其中1027家的处理能力超过5MGD，并且处理80%的污水。根据Tarallo等人（2015）的说法，每年约有851万亿英热单位（BTU）的能量包含在这1027个污水处理厂的污水中。尽管污水中携带了大量热能（每人每年释放到下水道的废热为2800兆焦耳(Larsenetal.,2016)），但目前利用的很少。昆士兰大学的州级分析(Hivert,2019)证实总潜力约为200,000GWh/年，与Tarallo（2014）估计的相似。沼气形式的化学能已成功回收了很多年。即使有直接从污水流中回收沼气的例子(Degarieetal.,2000)，沼气仍主要从污水污泥的厌氧消化过程中回收。通过将污泥与外部有机原料相结合，可以增强污水污泥的沼气生成，这称为共同消化。现在有一系列国际实例，供水和污水处理公司使用现场沼气（沼气）、太阳能光伏、水力、风力涡轮机和其他可再生能源成功实施DER项目。水和污水处理公司通常是DER的理想选择，因为它们可以拥有大量的成片土地，具有高（和可移动的）能源需求，并且可以提供其他类型的辅助电网服务。公用事业公司还通过使用应急发电机和其他能源来抵消峰值电网电力需求，从而参与需求响应计划。然而，确定关键选项，了解监管要求、关税结构、动态政策立场和劳动力能力，一直是确定性投资的巨大挑战。水务行业缺乏统一的脱碳和可再生能源利用的政策，从财政机会到广泛的Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest403气候减缓目标等多种因素推动了采用。Strazzabosco等人（2020）调查了澳大利亚水务行业采用可再生能源的驱动因素，发现降低能源成本是影响可再生能源项目的最重要因素。然而，该研究指出，强制性温室气体减排要求是支持可再生能源项目的最有影响力的政策。与美国的研究结果相似(Kenwayetal.,2019)，澳大利亚的研究质疑政府财政政策或可再生能源市场对水务行业的影响，这表明水务行业在地区脱碳方面的机会更广泛。这种作用的一个例子是，加拿大温哥华的大温哥华地区如何直接将来自污水处理厂的清洁、过量的生物甲烷注入现有的天然气分配系统，以响应不列颠哥伦比亚省的气候行动。关于沼气升级项目的讨论围绕着利用液体废物的所有元素作为资源来减少大温哥华地区的企业温室气体(GHG)排放和该地区的温室气体排放的机会展开的(Kenwayetal.,2019)。2007年，大温哥华地区与不列颠哥伦比亚省几乎所有其他地方政府一起签署了省政府的《气候行动宪章》，承诺在2012报告年度之前实现碳中和。位于不列颠哥伦比亚省温哥华的露露岛污水处理厂（LIWWTP）的绿色生物甲烷项目是大温哥华地区与天然气供应商FortisBC之间的合作项目。此次合作的目的是将未使用的沼气净化至达到管道质量标准，使其能够作为可再生生物甲烷出售给FortisBC。可再生天然气（或生物甲烷）是由LIWWTP厌氧消化的副产品沼气生产的。通常，生物甲烷气体用于为工厂的建筑物和沼气池提供热量，多余的气体通过安全燃烧释放到大气中。从2014年到2016年，三年中LIWWTP使用的总能源需求和生物甲烷分别约为216,220和84,640GJ，生物甲烷满足的热量需求百分比在三年中约为40%。FortisBC和大温哥华地区之间建立了一个互连协议，以出售来自LIWWTP的多余生物甲烷。另一个例子是有机物的管理。通过将城市有机废物输送到区域污水处理厂，水务行业可以减少固体废物处理设施的甲烷排放并改善共同消化和发电。例如，纽约市环境保护部（NYCDEP）和纽约废物管理公司合作，从源头上分离有机废物和预处理的食物残渣，以改善布鲁克林的NewtownCreek污水处理厂的共同消化过程。该计划是布隆伯格市长的纽约计划的产物，旨在使纽约市成为世界上最可持续的城市。PlaNYC设定的目标是到2050年，将温室气体排放量减少80%，实现能源中和的城市污水处理运营，最大限度地利用沼气的同时最大限度地减少无组织排放，到2030年实现零废物填埋(CityofNewYork,2021)。在合Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest404作中，NYCDEP在其14个处理厂的13个重复使用厌氧消化产生的沼气。这种气体最常用于现场锅炉中，用于加热或为设备供电。在NewtownCreek工厂，250吨源头分离的食物垃圾（由废物管理部门收集和处理）被注入污水处理厂的沼气池，以增加沼气产量。虽然DER开发存在许多挑战，但其中有三点非常突出：（i）集成到电网；（ii）需要特定地点的知识；（iii）综合规划。计量和电网互连程序正在塑造电网的未来(IREC/VSI,2014)。DER的规划和部署缺乏协调，并且缺乏足够的管理系统，这将增加基础设施升级的成本并降低DER的全部价值，正如德国所经历的那样(EPRI,2014)。综合电网并注重协同效益，可以提高DER的渗透，减少电压损失和环境影响，推迟容量升级，参与需求管理计划，并提高电力系统的弹性(EPRI,2014)。然而，供水和污水处理公司发现，DER成为一种商业模式的新选择，传统能源事业受到挑战(IREC/VSI,2014;Willisetal.,2012,2015)。支持DER的主要政策和法规变化包括尽量减少中小型污水处理厂必须满足的法规，或寻找促进污水处理区之间合作的方法。例如，如果处理厂周围有更多的相互作用，那么并非所有处理厂都需要消化器。较大的处理设施可以更积极地从较小的处理厂或其他来源获取有机物以进行共同消化。污水处理设施还可以与市政当局和其他食品生产商建立更密切和互惠互利的关系，或者考虑开发校园环境。校园环境将使管理资源回收变得更加容易。例如，污水处理厂、市政厅、垃圾填埋场和议会的财产都可以被视为同一校园的所有部分。这将允许在“校园电网或微电网”上共享产生的剩余能源。越来越多的供水和污水处理公司被认为是至关重要的，因此作为弹性政策的一部分，他们获得了运营微电网的许可。这种方法可以通过采取“整体社区规划”的观点，并与联邦、地区和地方规划机构合作来进一步加强，这些机构通常更依赖于当地的公用事业服务。总体而言，在能源和成本危机推动DER发展之前，应该为“测试”DER选项提供更大的组织支持。试点项目可以将能源消耗和DER机会纳入工厂设计规划，帮助与规划部门建立联系，探索能源减少的机会，作为基础设施和资产管理规划的一部分（即泵站升级和修复、系统配置、分布式能源，例如微型涡轮装置或节能技术等）。需要对人员进行投资，使其能够在供水或污水处理系统中使用可再生能源。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest405展望未来，进入DER市场的水务公司需要考虑市场力量、不断变化的技术、不断变化的补贴和不断变化的监管，但也必须考虑他人的利益来指导和修改市场变化。今天安装DER项目的财务回报可能会在其运营寿命期间发生变化。一些司法管辖区将继续支持DER的补贴和监管政策，另一些则会限制DER的经济优势。17.2.5观点5：变化是永恒的。我们需要能更好适应变化的水资源政策和技术平台本书的许多其他章节都讨论了创新和效率。他们着眼于各种各样的技术，这些技术可以帮助我们从现在的行业发展到未来可以实现水务行业脱碳的理想世界。这本书的作者在学术界、政府、工程和设施管理方面积累了数百年的经验，他们齐心协力，试图设想我们该如何改变行业的整个经营方式。我们这样做是因为，尽管污水处理行业提供了人类历史上最伟大的公共卫生服务，但却没有考虑到我们在日益严重的环境灾难中所扮演的角色，这种灾难有可能推翻我们在过去两个世纪所做的工作。现在，我们正在转变方向，努力成为解决这一新公共卫生威胁的一部分。然而，我们受制于一个从未设想过这种变化的系统。我们的规则和条例、工程方法和技术、融资机制、我们与我们所服务的公众沟通的方法，实际上我们系统的每一个方面，都是在一系列基于工业思维的假设下设计的。干净的水会变脏。脏水会被收集起来。然后，我们的行业将再次使水变得干净，却使用尽可能多的能源、尽可能多的化学品和尽可能多的人力，而不考虑成本。为了减少浪费和低效，我们追求规模经济，投资大量的工业化水处理设施，这些设施的寿命长达几十年，我们假设使水变脏的方式不会有太大变化，人口将保持稳定或增长，我们只需要让水变得足够干净到可以在其中游泳或钓鱼，而且我们基本上知道那是什么样的清洁水平。这些工业设施的位置对设计师来说很方便，人们会默认它们会像所有工业设施一样，让邻居的生活变得有点不愉快。这组假设大部分来自20世纪60年代末和70年代初的环境运动，这导致世界各国成立了负责环境保护的公共机构。这些机构随后为处理厂制定了水质标准Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest406和指南。在世界范围内，这些假设——我们的设施应该是大型的、昂贵的、经久耐用的；他们将获得无限的能源和化学资源；他们应该排放处理过的水而不进一步再利用；他们不一定是好邻居——事实证明，他们非常耐用。事实上，这些假设几乎在实施后就已经过时了。在工业化世界完成第一批污水处理厂的设计和建造之前，我们已经面临挑战。我们最初的政策假设污染来自管道，忽略了雨水的贡献。我们的政策假设我们只需要处理少量污染物，首先忽略了营养物质氮和磷，然后没有预见到个人护理产品和药品的危害，最近还因微塑料的存在而措手不及。即使是最微量的多氟烷基物质（PFAS）也有问题。我们的创始政策做出了灾难性的假设，即我们可以永远利用无限量的化石燃料供应能源和化学品，而不会产生不利影响。因此，正如世界面临一系列连锁危机——对科学和民主的攻击、气候变化的生存威胁、系统性压迫、日益扩大的不平等以及导致数百万人死亡并扰乱全球经济的全球流行病等等，污水处理行业也面临着一系列连锁危机。同时我们被要求：维护老化的基础设施；•将越来越多的污染物削减到越来越低的水平；•设计收集和清理雨水的方法；•适应不断变化的气候，气候变化可能引发洪水、干旱和海平面上升，从而扰乱我们的行业；•为水再利用的可能性做好准备；•在人口增长的地区迅速建造新设施，并在人口减少的地区维持旧的、现有的超大设施；•我们的行业是所有公共服务中能源密集度最高的行业之一，要实现脱碳；•以公平的方式完成上述所有工作，而不增加世界各国有色人种社区、土著居民和穷人的历史负担。与20世纪60年代最初的设想相比，这不是一个小的变化，但它远不是一个完整的清单。它没有考虑到即使中期气候预测成为现实，我们也可以预期地大规模移民(Lustgarden,2020)。它没有考虑到我们的行业迫切需要最终开发出某种版本的水和卫生系统，这些系统能基于发展中国家可获取的资源为其提供服务。它没有考虑到未来流行病（可能是水传播的）可能对我们的系统产生的影响，也没有考虑到我们还没有考虑过的未知情况。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest407这里的意图不是用一份不可逾越的错误清单来压抑读者。人类有无止境的发明和创新。在不到十年的时间里，我们已经从市场上基本上没有电动汽车发展到现在挪威超过50%的新车销量是电动汽车(TheGuardian,2021)。在同一时期，太阳能光伏已经从富人的昂贵放纵变成了“历史上最便宜的电力”(Evans&Gabbatiss,2020)。如果汽车和电气行业（这两个行业都使污水处理行业相形见绌）能够快速调整和适应，我们没有理由认为我们不能。然而，要做到这一点，我们就需要采取预期不断变化的政策。在一个以不愿创新著称的行业中，我们要允许灵活性和创新的政策。2013年，一组研究人员宣称“城市水管理存在创新性缺陷”。在研究了这种缺陷的原因后，他们得出了一个结论：“要解决当前的城市水基础设施挑战，以技术为重的研究人员需要认识到技术和制度以及控制变化的社会制度之间相互交织的本质”(Kiparskyetal.,2013)。换句话说，仅靠技术无法让我们摆脱困境。我们需要在创新和迭代技术时有愿意支持我们的政策和机构，这意味着挑战我们目前的一系列假设。我们的政策需要支持广泛的技术，而不是挑选赢家和输家。设施可能不需要持续40年或更长时间，它们可能不需要大规模扩展以提高效率。他们一定不是坏邻居。当我们发现用过的水对环境和公共健康构成新威胁时，它们必须能够轻松且经济高效地升级或更换。17.3结论和政策建议在本章中，我们强调了政策制定者和水资源回收专业人士在努力实现水资源回收行业脱碳时可以考虑的五个核心观点。在这里，我们总结了这些观点，并尽可能提供政策建议。这些观点中的第一个是水务行业可能不会使用足够多的能源，从而无法实施特定的能源政策。尽管我们的饮用水和水资源回收设施的用电量高达数兆瓦，但它们仍然只占社会总一次能源中的一小部分。政策和运营应继续强调在能源效率方面的重大努力，包括大幅减少能源使用的突破性技术和方法。然而，通过现场能源生产使全球数十万设施中的每一个都实现零净能源，可能会分散对更大的电网脱碳的更有成效的努力的注意力。此外，要使污水处理行业Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest408完全脱碳，仅考虑电力使用是不够的。核算必须包括N2O排放和逃逸性甲烷排放，以及范围2和3的排放，例如化学品消耗和用于运输污泥和进行异地处置的燃料。为了解决这些其他排放源，决策者需要寻求合作伙伴关系并创造共同利益。其中包括利用污水中的碳和热能资源来抵消其他部门对化石能源的使用。我们鼓励政策制定者寻求碳中和技术和促进突破性创新的政策。第二个观点讨论了缺乏一项要求水务行业脱碳的总体政策。。水务行业有广泛的政策任务，通过提供安全的饮用水和污水处理来保护人类健康和环境。然而，这些政策并没有预料到用于提供这些关键服务的能源之间的相互作用的影响。在实践中，通过增加能源和化学品使用或增加N2O等排放，许多改善水务行业公共和环境健康的努力都以牺牲气候为代价。以目前的形式，围绕水务行业能源使用和脱碳的政策是一个令人困惑和复杂的网络，有时地方、州/地区、国家甚至国际政策之间是相互矛盾的。这是对第一个观点的自然延伸，因为其中许多政策在设计时并未考虑到水务行业。尽管我们在本节中没有提供任何具体的政策建议，但我们乐观地认为，其他部分讨论的努力最终将为该行业的脱碳开辟一条清晰的道路。第三个观点涉及与其他政策领域的共同利益。简而言之，可以实现多个目标的项目比不能实现目标的项目更有可能向前推进。在这里，我们要求读者想象水资源回收设施是一个更大的综合整体的一个有凝聚力的部分。我们提供了一些共同效益的例子，包括节约大量能源的节水项目、旨在用作公共处理厂和真正社区资产的娱乐设施的水资源回收设施，以及为邻居提供区域供热的设施。这个观点领域更适合于对现有政策作出反应，而不是制定新政策。第四个观点研究了利用水资源回收设施的独特属性部署分布式能源的潜力。其中包括接收流入污水中的碳和热能资源，可以从现场发电的“表后”接收可再生能源的能源密集型工艺，以及在类似校园的环境中与其他公共部门服务整合以共享这些资源的可能性。政策建议包括消除实施这些现有技术的障碍。最后一个观点涉及对水资源回收部门不断变化的需求，以及需要有足够灵活的政策以适应这些变化。在这里，我们指出，研究表明水务行业存在创新不足的问题。我们呼吁重新考虑将行业锁定在长达数十年的大型、复杂的工业设施投资的政策，转而允许采用更快速、迭代的方法来解决水资源的挑战，即使这些挑战在我们实现脱碳后仍将继续发展。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest40917.4其他资源下面我们列出了一些在线资源，这些资源很有价值，能够使读者更好地了解相关政策和途径的前景。ResourcerecoveryfromWater:fromconcepttostandardpractice.Editors:IljePikaar,XiaHuang,FrancescoFatone,JeremyS.Guest.https://www.sciencedirect.com/journal/water-research/special-issue/104CRLSTGFTMobilizingforazerocarbonAmerica:Jobs,jobs,jobs,andmorejobs,AJobsandEmploymentStudyReport.SaulGriffith,SamCalisch,AlexLaskey.RewiringAmerica.July29,2020.https://www.ourenergypolicy.org/resources/mobilizing-for-a-zero-carbon-america-jobs-jobs-jobs-and-more-jobs/HeatPumpsUsingWasteWaterinGoethenburg,Sweden.Casestudyonwww.celsiuscity.eu,Jan16,2020.https://celsiuscity.eu/heat-pumps-using-waste-water-in-gothenburg-sweden/WaterUKNetZero2030Routemap:Unlockinganetzerocarbonfuture(onlineresourceprovidedbyWaterUK):https://www.water.org.uk/routemap2030/Emergingsolutionstothewaterchallengesofanurbanizingworld.ToveA.Larsen,SabineHoffmann,ChristophLüthi,BernhardTruffer,MaxMaurer.https://www.science.org/doi/10.1126/science.aad8641Municipalwastewatersludgeasarenewable,cost-effectivefeedstockfortransportationbiofuelsusinghydrothermalliquefaction.TimothyE.Seiple,RichardL.Skaggs,LaurenFillmore,AndréM.Coleman.https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2020.110852参考文献Avon,Colorado(2021).Avon’sHeatRecoverySystem.RetrievedfromAvon,Coloradotownwebsite:https://www.avon.org/926/Avons-Heat-Recovery-System#:∼:text=The%20first%2Dof%2Dits%2D,buildings%20in%20the%20town%20coreBhattA.H.,RenZ.andTaoL.(2020).Valuepropositionofuntappedwetwastes:carboxylicacidproductionthroughanaerobicdigestion.iScience,23(6),101221,https://doi.org/10.1016/j.isci.2020.101221BidenJ.(2021).PresidentBiden’sFullInaugurationSpeech.RetrievedfromNYTimes:https://www.nytimes.com/2021/01/20/us/politics/biden-inauguration-speech-transcript.htmlChenW.T.(2020).Aperspectiveonhydrothermalprocessingofsewagesludge.CurrentOpinioninEnvironmentalScienceandHealth,14,63–73.https://doi.org/10.1016/j.coesh.2020.02.008ChyeK.T.(2018).FromResourcetoAsset:BuildingaWater-resilie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76/wio9781789063738.pdfbyguest416层次。要求他们采取行动将他们提升两个层次通常是不成功的。人们可以认为向上移动“一步”是可能的，但不是两步或更多步。这种心理是否适用于水务行业？我们是否需要了解个人效用在图18.2中的金字塔中的位置，并专注于鼓励他们“迈出下一步”？我认为这些都是值得考虑的好问题。如前几章所示，目前水务行业正在进行的许多努力都集中在以下方面：通过捕获液体流中的碳和通过厌氧消化转化为沼气来增加污水中碳的回收率。这些努力包括主流工艺，例如使用厌氧膜生物反应器(AnMBR)，或通过捕获碳并在厌氧消化器中稳定化。正如其在图18.2金字塔中的较低位置所显示的那样，与其他产品相比，这可能代表数量大但价值相对较低的产品。此外，随着电网向太阳能和风能等可再生能源过渡，通过CHP系统生产和使用沼气可能对减少全球环境影响的贡献越来越小。随着发电成本的降低，经济价值也可能随着时间的推移而下降，随着太阳能和风能系统成本的下降，许多地方都会出现这种情况。简而言之，水务行业需要“攀登”图18.2所示的金字塔，才能继续为社会增加价值。除了产品的固有价值外，其他因素也会显著影响回收资源的增值。以水为例，由地表水和地下水等“天然”水资源生产的饮用水通常被消费者视为与其他“水产品”相比的“黄金标准”。非饮用水产品可能会被用户接受，用于他们想要的用途，但价格往往低于饮用水，即使饮用水不会产生任何附加值。由于水是一项人权，因此水的价格很少反映生产和分配水的真实成本，这一事实使对人类消费水的价值的考虑变得更加复杂。虽然有其他办法来保障那些因实际费用而无法负担的人的权利，例如补贴，但这一方法很少被使用。因此，水可能是价格最低和最不受重视的基本需求之一。还有一个是接受饮用水再利用的问题，无论是间接的还是直接的，即使这种水的质量可能比传统的饮用水更高。幸运的是，随着饮用水再利用越来越为公众所接受，后一种情况正在发生变化（尽管进展缓慢）。人们可能会想，水务行业在多大程度上通过“颂扬饮用水的美德”的历史实践，而不是更好地教育公众了解整个水循环，导致了目前的情况。然而关键是，影响人们的看法可能与所采用的实际做法一样重要。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest41718.2.3开拓市场和产品现有的资源回收做法在很大程度上取决于相关市场是否容易获得。水就是一个例子，因为水务公司已经在为客户提供供水服务。沼气的使用又是另一种情况。用过的水产生的沼气通常采用CHP系统进行估值，因为产生的电力通常可以在现场充分利用。为CHP系统所在的设施提供服务的电力公司所产生的电力，仍然可能会出现关于电力购买和回售的问题。这在过去常常导致人们认为通过CHP使用沼气是不经济的。CHP系统也会产生热量，可以在现场使用。现场需求通常不足以充分利用可用的热量，因此除非可以提供给区域供热系统等外部客户，否则它不会得到充分利用。沼气也可以升级为天然气，出售给当地的天然气公司，尽管在制度安排和定价方面可能再次出现困难。在某些情况下，升级后的沼气也被用于为市政车辆提供燃料，从而简化了制度安排。沼气还可以用作生产更高价值产品的原料，例如微生物蛋白质。如图18.2所示，这代表了回收产品的更高价值用途。相比之下，公用事业公司在开发生物固体产品市场方面拥有丰富的经验，特别是在农业社区，一些地方的大部分生物固体被重复使用，而且还用于各种消费品。虽然此类计划通常不会产生足够的收入来抵消成本，但它们确实为生物固体管理提供了一种公众可接受的（因此是安全的）方法，同时产生了环境效益。简而言之，资源不仅需要回收，还必须转化为产品，这些产品存在足够的需求，并具有支持性的价值链和商业模式，从而可以满足水务公司和客户的需求。这就要求资源回收的形式和质量符合用户要求，要有足够的数量吸引客户，在客户可以使用的时候提供，并且水务公司的经济价值主张要可以接受。在评估对公用事业的价值时，必须和处置资源相比，考虑资源回收的战略和运营价值。如上所述，如果水务公司生产的有用产品有安全的市场，那么它们就不太容易受到阻碍，如果它们的残余物被视为必须处理的废物，就会受到阻碍。因此，从经济角度和确保运营的连续性来看，资源回收不一定要能创造收入才有价值。虽然水务行业已经证明了有能力识别有用的产品并开发必要的价值链和商业模式，但必要的技能并不像现在和未来所需要的那样普遍。这指出了在这些领域进行教育和技能建设的必要性。随着我们采用促进资源回收的替代水管理模型，大幅提高资源回收率变得Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest418更加容易。对中水回用的接受程度不断提高，促使了替代供水模式的出现，在这种模式中，中水回用和雨水收集被视为强大且有弹性的供水的组成部分，可以在干旱条件下正常运行。对“无化学品”水处理技术的兴趣也是一项重要的预防措施，因为它消除了处理化学品和由此产生的残留物。一个具有巨大潜力的选择是到源分离的转变，再加上资源回收。我们最近提出的工作表明，城市规模的尿液分离、收集和转化为肥料产品，在一系列环境（地理位置、处理过的污水养分限制、电网的温室气体含量）上进行评估，持续降低污水管理的生命周期影响(Hiltonetal.,2020)。我听到的对源分离的最大反对意见是难以将其改装到现有的基础设施中，尽管许多人在翻修建筑物时没有调查这样做的选项。与此同时，我们以旧的方式建造新建筑，从而延续了这种所谓的约束。解决方案很明显，在新建筑和建筑装修中（总是发生）纳入源头分离管道，并随着时间的推移进行转变。单细胞蛋白的生产是水管理方法中显著不同的另一个例子，具有固有资源回收特征。原料产品已经在食品加工残留物中产生，包括污水中的单细胞蛋白。人们也在努力利用藻类生产各种产品，不仅是单细胞蛋白，还包括其他更高价值的产品。这些系统可能使用传统的开放式池塘，但也正在寻求开发光生物反应器。WillyVerstraete及其同事(Pikaaretal.,2018)还提出了可以充分利用污水中的营养物质来生产高质量单细胞蛋白的方法。从资源回收金字塔的角度来看，这些方法值得认真考虑和进一步发展（图18.2）。18.3加速转变我在上面已经断言，水务行业不仅有能力而且已经转变到满足不断变化的社会需求阶段，如图18.1所示。此外，资源回收一直是水务行业接受和利用的一种做法，但必须加快推进这一进程。因此，一个重要的问题是我们如何加速采用新技术和实践，例如资源回收，从而增加水务行业对环境、经济和社会的贡献（增加可持续性贡献），并可能实现水务行业脱碳（本书的主题）。让我们从简单的步骤开始。水务行业资产的长寿命通常被认为是水务行业变革缓慢的原因之一。首先，我们必须认识到，基础设施资产不必按照最初的意图使用，而是可以随着环境的变化重新用于不同的功能。这一点是人们一直Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest419在做的。我要进一步提出，不一定是水务基础设施的寿命长，而是我们规划、设计和建造基础设施时没有充分考虑未来的用途。因此，我们没有充分考虑可以更容易适应未来用途的设计(Daigger,2011)。我进一步提出，如果我们在规划和设计基础设施时增加灵活性，以适应未来的方法，我们就可以建立更容易适应的基础设施(Daigger,2017)。会有一些人（或者可能很多人）判断我们已经这样做了，因此不需要做更多。我完全同意在水务基础设施的规划和设计中经常纳入未来的要求。但我想说的是，与水务行业现在必须准备应对的变化的速度和性质相比，传统上这样做的方式或隐或显地假设变化不大，需要作出反应。从历史上看，我们对未来需求的方法是相当确定的，主要基于当前的技术和方法制定数量有限的未来场景和相关对策。虽然这种方法在过去取得了成功，但对于我们面临的更加多变和不确定的未来，它并不能使水务行业的公用事业得到很好的定位。以当前的技术和方法制定应对措施，也会加剧对当前方法的“锁定”。更积极地将资源回收纳入城市水资源规划和实施中，需要纳入比以往规划过程中通常包含的更广泛的外部因素。不仅要考虑不断变化的服务需求、环境因素（包括气候变化）和社会价值观等因素，还要考虑更广泛地向循环经济转型所带来的不确定性变化。后者的转变将极大地改变可生产产品的性质及其经济价值。幸运的是，我们社区的成员正在开发更适合快速发展和不确定的未来的替代规划方法。例如，Malekpour等人（2016）开发了一种探索性规划和实施方法，该方法侧重于制定一个在各种情况下都能令人满意地执行的稳健计划，而不是当前的预测方法，重点是开发一个在确定情况下表现最好的最佳计划。同样，正如上面所讨论的那样，存在一些实施水务行业基础设施的方法，可以更容易地适应其他用途（Daigger，2017）。Malekpour等人（2016）提出的方法也包括明确识别广泛的社会需求，并将解决这些需求作为该过程的一个组成部分。诸如此类的方法侧重于保持灵活性以适应未来的条件，同时随着发展，还采取措施学习和整合这些知识。诸如此类的综合规划和实施方法需要进一步发展并成为规范。重要的学习不仅发生在个别公用事业和社区内，而且发生在整个行业内。促进整个行业的学习是我们专业协会的一项基本职能。时间是至关重要的，不仅是因为需要减少水务行业的环境足迹，还因为变革过程的性质。O’Callaghan等人（2018）研究了水务行业采用新技术和新做法Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest420的情况，证明了经典S曲线的适用性（如上所述，但如果需要此模型的背景，请参阅Rogers（2003））。他们还证实了水务行业采用的时间框架很长，在研究新技术和创新的采用率的差异时，他们将其分为需求驱动和价值驱动两类(O'Callaghanetal.,2019)。他们发现，需求驱动的技术和创新通常比价值驱动的技术和创新被更快地采用。不幸的是，资源回收和脱碳变革通常被视为价值驱动，这表明需要改变这种模式以认识到我们需要减少环境足迹的紧迫性。如上所述，水务行业历来经历的漫长时间框架可能也不是固有的，而是过去实践和态度的结果。纳入不断发展的规划和实施方法，如上文所述，再加上实施更灵活和适应性更强的基础设施，可能会缓解一些历史上限制水务行业快速采用新技术、方法和实践的因素。我们还需要更全面地了解水务行业发生变化的过程，并将对这种扩展的理解纳入我们加速变革的努力中。在这方面，我参考了RebekahBrown及其同事的工作，他们研究了水管理实践和相关技术的演变，尤其是在澳大利亚墨尔本(Barron,etal.,2017;BrodnikandBrown,2018;Brown,etal.,2013;andBrown,2005)。图18.3将这一过程描述为倡导新方法的人（提倡叙述）和反对新方法的人（对比叙述）之间的渐进式对话。这使我想起多年前接触到的另一种变革模式，它被称为“三分法则”。这个模型表明，一般来说，人们在对新想法和新概念的反应中通常属于三个群体之一。一部分人（在这个模型中，由其中的“三分之一”代表）喜欢新想法，另一部分抵制新想法（另一个“三分之一”），其余的则是不确定的。图18.3中的模型与“三分法则”相一致，并将其定义为欢迎新想法和新概念的人与倾向于抵制新想法和新概念的人之间的对话。从“三分法则”中得到的重要启示是，这两个群体，即欢迎和抵制新思想和新概念的群体，是由此产生的对话中的参与者，但观众是那些不确定的群体。因此，要创造变革，就不必说服那些天生抵制新想法或新概念的人，而是说服那些不确定的、倾向于不参与对话的人，至少最初不是。当然，这并不是说这三类人中的某一个是好是坏。相反，当有足够多的人参与进来时，它只是反映了人类本性。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest421图18.3新实践的发展示意图表18.1实践的发展过渡阶段参与者桥梁知识项目工具6.纳入新实践多部门联合正式部门下一步研究议程标准实践政治权利，协调权，全面的监管模式和工具5.政策和实践的传播政策和决策联合科学产业政策建设建模解决方案、能力建设众多以行业为主导的现场试验立法修正案，市场补偿，国家最佳实务指南，监管模式4.知识传播非正式政策联合科学产业政策建设先进的技术解决方案重点科学现场演示最佳实践指南，目标3.共识和签发协议技术解决方案联合科学产业政策基本的技术解决方案小型科学现场演示起草最佳实践指南2.问题的定义科学领导者科学产业因果关系基于实验室和科学解决方案原型N/A1.问题的出现问题活跃者N/A问题调查备受瞩目的科学研究研究N/A图18.3还说明了对话的性质，从问题的出现，到解决方案的确定和初步实施，再到最后政策和法规的制定，并将结果纳入到新的实践中。表18.1进一步确定了在每个阶段参与这些对话的主要参与者，强调了桥梁和/或机构对促进图18.3所Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest422示对话的重要性，以及支持完善和定义新想法和概念的知识进展。试点和示范项目对于发展对话取得进展所需的知识至关重要。还列出了在每个阶段获得的知识的巩固工具。审查这一过程的一个重要结果是，必须首先提供证据来支持政策制定、监管和转化为标准实践。该模型清楚地表明，试点研究、示范项目和实际应用对于为随后的政策制定和监管提供所需的证据至关重要。有些人设想转变过程从政策和法规开始。通常情况并非如此，因为良好的政策和法规需要以证据为基础，并且通常需要证据来形成制定和接受政策和法规所需的共识。这强调了整个水务行业已经发生的活动的重要性，因为它们是变革过程的重要组成部分。但我们必须利用这些新的行动，巩固正在取得的进展，实现并加速将其转化为政策、法规和标准实践。同样，这可能是我们专业协会的一个重要作用。18.4前进的道路水资源管理是一条道路，而不是目的地。过去是这样，将来也是这样，而且是以正在发生的更广泛的社会经济变化为背景。水务行业已经展示了适应不断变化的环境的能力，有时是追溯性的，有时是主动性的。全球变化的整体步伐要求适应必须比过去更加积极主动。采用由水务行业领导者倡导并被越来越广泛地应用的“全水”和资源回收范式，，代表了当前所需的方向。虽然这本书的重点是脱碳，与资源回收密切相关，但在我们积极主动地沿着面前的道路前进时，也需要认识到与之相伴的“全水”的转型，因为这些模式在水务行业内相互影响。“全水”的两个核心概念是：（1）解决方案的组合概念；（2）开发在“极端情况下”表现良好的解决方案。组合概念是通过在缺水地区的供水方法来说明的，这些方法涉及在一系列水文条件下运行良好的供水组合。对于一个特定的社区来说，适当的组合包括传统的供水（地表水和地下水）以及节水、雨水收集、再利用和海水淡化的组合。同样的概念越来越多地应用于雨水管理，将管道和堤坝等传统方法与自然系统和土地利用规划相结合。极端情况规划反映了投资组合必须在广泛的水文条件下良好运作的事实。这意味着不再寻找“最佳”、成本最低的解决方案，该解决方案只能适用于特定的一组条件。随着行业越来越多地采用并将资源回收作为核心目标时，“全水”背后的思Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest423维过程也可以很好地发挥作用。迄今为止，水以外的资源回收主要集中在从水循环中回收的相同资源上，即沼气和生物固体产品。沼气一般转化为电能和热能。如图18.2所示，这些是价值相对较低的产品。此外，如上所述，随着太阳能和风能等可再生资源越来越多地取代化石燃料用于能源生产，从环境/社会和经济角度来看，电力的价值可能会随着时间的推移而下降。虽然沼气和传统生物固体在某些情况下可能仍然是理想的产品，但必须将更广泛的产品添加到公用事业常规可以使用的“产品组合”中。水管理系统还需要更加灵活地调整在任何特定时间回收的资源，以便公用事业公司可以适应不断发展的循环经济并以经济的方式生产满足需求的产品。在水管理系统中建立这种灵活性不仅需要能够从功能角度更快调整的基础设施，还需要在水管理机构中建立专业性和机构能力。增强商业心态就是一个例子，因为虽然水务行业必须继续维持供水服务（数量和质量），但开发将回收的资源转化为满足经济需求的产品的系统性能力必须变得更加普遍。如上所述，需要新的规划、管理和实施范式以及实践。我们需要从以往的周期性计划和适应不断变化的条件的方法转变为一个更连续的过程。我们还需要调整我们的决策，从在一组确定的条件下以成本效益为主导，转而更加重视保持灵活性和纳入导致计划变化的学习要素。这一切都是可能的。上面没有提到的是，在完成这些转变的同时，还需要解决社会上的公平和包容问题。在此，我将简单提及IWA开发的一些资源，以协助水务专业人员确保地球上的所有公民都能享受到用水的人权和卫生设施(Bos,2016;Hirano&Latorre,2020a,2020b)。社会已经承诺通过将水和卫生设施作为一项人权，并通过表达可持续发展目标，来普遍实现这一权利。Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest424表18.2领导力挑战(Kouzes&Posner,2017)目录节选练习1：以身作则1.明确价值观a.发现真正的自己b.确认共同的价值观c.采取行动：明确价值观2.树立榜样a.践行共同价值观b.教别人树立价值观c.采取行动：树立榜样练习2：共启愿景1.展望未来a.想象各种可能性b.寻找共同目标c.采取行动：展望未来2.招募其他人a.诉诸共同的理想b.将视觉动画化c.采取行动：招募其他人练习3：挑战现状1.寻找机会a.掌握主动权b.锻炼洞察力c.采取行动：寻找机会2.试验和冒险a.产生小胜利b.从经验中学习c.采取行动：尝试并承担风险练习4：让他人采取行动1.促进合作a.营造最真实的氛围b.促进关系c.采取行动：促进合作2.使他人变强a.加强自决b.培养能力和信心c.采取行动：使他人变强练习5：鼓舞人心1.认可贡献a.期待最好的b.个性化识别c.采取行动：认可贡献2.庆祝价值观和胜利a.营造社区精神b.亲自参与d.采取行动：庆祝价值观和胜利Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest425良好的政策和法规当然可以帮助进行必要的持续转型。然而，正如第17章所讨论的以及图18.3和表18.1所示，我们必须承认政策和法规落后于新兴的实践。需要证据和经验来形成通过政策和法规所需的共识，并为制定建设性政策和法规奠定基础。因此，我们必须始终“推陈出新”来学习并为变革提供基础。这是一个领导力的问题。我最喜欢的关于领导力的书是Kouzes和Posner的《领导力挑战》（2017）。大约25年前，我第一次接触到它（实际上是第三版），发现它的内容非常有用，无论是对我自己还是当我需要与他人合作一起提高领导能力时都非常有用。表18.2总结了Kouzes和Posner发现的五个核心实践，它们是良好领导力的基础。Kouzes和Posner还强调，领导力不是与生俱来的，而是一种习得的技能。水务行业的领导力确实是前进道路的核心要素。如表18.2所示，有效的领导力可以归结为五个核心实践。我们有如此多的领导者已经在练习这项技能，这一事实清楚地表明，水务行业可以胜任这项任务。我们只需要继续前进，利用每一个机会来加速这个过程。通过共同努力，我们可以使水务行业更具可持续性、弹性和公平性。参考文献BarronN.J.,KullerM.,YasminT.,CastonguayA.C.,CopaV.,Duncan-HornerE.,GimelliF.M.,JamaliB.,NielsenJ.S.,NgK.,NovaliaW.,ShenP.F.,ConnR.J.,BrownR.R.andDeleticA.(2017).TowardswatersensitivecitiesinAsia:aninterdisciplinaryjourney.WaterScienceandTechnology,76(5),1150–1157.https://doi.org/10.2166/wst.2017.287BosR.(2016).ManualoftheHumanRightstoSafeDrinkingWaterandSanitationforPractitioners.IWAPublishing,London.BrodnikC.andBrownR.(2018).Strategiesfordevelopingtransformativecapacityinurbanwatermanagementsectors:thecaseofMelbourne,Australia.TechnologicalForecasting&SocialChange,137,147–159.https://doi.org/10.1016/j.techfore.2018.07.037BrownR.R.(2005).Impedimentstointegratedurbanstormwatermanagement:theneedforinstitutionalreform.EnvironmentalManagement,36(3),455–468.https://doi.org/10.1007/s00267-004-0217-4BrownR.R.,KeathN.andWongT.H.F.(2009).Urbanwatermanagementincities:historical,currentandfutureregimes.WaterScienceandTechnology,59(5),847–855.https://doi.org/10.2166/wst.2009.029BrownR.R.,FarrelyM.A.andLoorbackD.A.(2013).ActorsworkingtheinstitutionsinDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest426sustainabilitytransitions:thecaseofMelbourne’sstormwatermanagement.GlobalEnvironmentalChange,20(2),287–297.DaiggerG.T.(2011).Apractitioner’sperspectiveontheusesandfuturedevelopmentsforwastewatertreatmentmodelling.WaterScienceandTechnology,63(3),516–526.https://doi.org/10.2166/wst.2011.252DaiggerG.T.(2017).Flexibilityandadaptability:essentialelementsoftheWRRFofthefuture.WaterPractice&Technology,12(1),156–165.https://doi.org/10.2166/wpt.2017.019HiltonS.P.,KeoleianG.A.,DaiggerG.T.,ZhouB.andLoveN.G.(2020).Lifecycleassessmentofurinediversionandconversiontofertilizerproductsatthecityscale.EnvironmentalScience&Technology,55(1),593–603.https://doi.org/10.1021/acs.est.0c04195HiranoM.andLatorreC.(2020a).GuidelinesforPublicParticipationintheRegulationofUrbanWaterServices.IWAPublishing,London.HiranoM.andLatorreC.(2020b).ToolsforPublicParticipationintheRegulationofUrbanWaterServices.IWAPublishing,London.KouzesJ.M.andPosnerB.Z.(2017).TheLeadershipChallenge:HowtoMakeExtraordinaryThingsHappeninOrganizations,6thedn.JohnWiley&Sons,Hoboken,NewJersey.MalekpourS.,deHaanF.J.andBrownR.R.(2016).Amethodologytoenableexploratorythinkinginstrategicplanning.TechnologicalForecasting&SocialChange,105,192–202.https://doi.org/10.1016/j.techfore.2016.01.012O’CallaghanP.,DaiggerG.,AdapaL.andBuismanC.(2018).Developmentandapplicationofamodeltostudywatertechnologyadoption.WaterEnvironmentResearch,90,563–574.https://doi.org/10.2175/106143017X15054988926479O’CallaghanP.,AdapaL.andBuismanC.(2019).Analysisofadoptionratesofneedsdrivenversusvaluedriveninnovationwatertechnologies.WaterEnvironmentResearch,91,144–156.https://doi.org/10.1002/wer.1013PikaarI.,deVriezeJ.,RabaeyK.,HerreroM.,SmithP.andVerstraeteW.(2018).Carbonemissionavoidanceandcapturebyproducingin-reactormicrobialbiomassbasedfood,feedandslowreleasefertilizer:potentialsandlimitations.ScienceoftheTotalEnvironment,644,1525–1530.https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.07.089RogersE.M.(2003).DiffusionofInnovations,5thedn.FreePress,NY,NY.SedlakD.(2014).Water4.0:ThePast,Present,andFutureoftheWorld’sMotVitalResource.YaleUniversityPress,NewHaven,Connecticut.vanderHoekJ.P.,deFooijH.andStrukerA.(2016).Wastewaterasaresource:strategiestorecoverresourcesfromAmsterdam’swastewater.Resources,ConservationandRecycling,113,53–64.https://doi.org/10.1016/j.resconrec.2016.05.012WesterhoffP.,LeeS.,YangY.,GordonG.W.,HristovskiK.,HaldenR.U.andHerckesP.(2015).Characterization,recoveryopportunities,andvaluationofmetalsinmunicipalsludgesfromU.S.Wastewatertreatmentplantsnationwide.EnvironmentalScience&Technology,49,9479–9488.https://doi.org/10.1021/es505329qDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest427索引页码中的"f"指的是图。页码中的"t"指的是表。为中文版页码，英文版页码参见原著。AAcceleratingTransitions（加速转变）,419ActivatedSludgeProcess（活性污泥工艺）,11,12f,43,64,65,67,68,69,72,75t,92,346,Aeration（曝气）,8,12,17,18,27t,45,57,64,66,67-70,77,83,96,116,126-133,135-139,149,154,158,161,164,166,167,183,184,188,194,195,227,248,250,251,254,260,269,277,278,344,346,371,375-377,390AlgaeMembraneBioreactors（藻类膜生物反应器）,9,246-247AmmoniaOxidizingBacteria（氨氧化细菌）,43,124,132AnaerobicCo-Digestion（厌氧共消化）,82,87AnaerobicDigestion（厌氧消化）,6-8,13,17-18,26,44-46,69-72,76-77,82-83,85-87,89-92,96,107,112-113,116-129,136,153-154,157,159,163,167,182-184,190-191,194,197-200,204,224-229,233-234,282,295-298,300-305,308,344,346,352,371,377,392,397,402-404,417AnaerobicMembraneBioreactors（厌氧膜生物反应器）,8-9,91,196,246,248,250,270,417AnammoxProcess（厌氧氨氧化工艺）,132BBiofiltration（生物过滤）,273,277-278,290,344BiogasProduction（沼气生产）,71,166,183,194,198,301,378-379,403,BiogasUpgrading（沼气升级）,8,10,89,183,184,191,198,200-202f,204,403Biomethane（生物甲烷）,5,10,87,89-90,95,182-183,200-202,403Biorefinery（生物精炼）,33-34,183,197,393CDownloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest428CapacityUtilization（产能利用率）,8,74-75tCarbonCapture（碳捕集）,11,116f,134CarbonDioxideEmissions（二氧化碳排放）,21,26t,43,105,115-116CarbonSequestrationandMitigation（碳封存和减排）,47CarbonValorization（碳增值）,102-103,105Carbon-WaterNexus（碳-水关系）,21ChemicalEnergy（化学能）,7,9,62,184,401-402ChemicalUse（化学品使用）,7-8,62,70,73,75-76,93,138,150,159,165,168,270,408ChemicallyEnhancedPrimaryTreatment（化学增强初级处理）,67,129CircularWaterEconomy（循环水经济）,1,14,413CombinedHeatandPower（热电联产）,5-6,12,44,46,84t,88-89,96,183,270,282-283,330,392,400,402,416ConstructedWetlands（人工湿地）,13,149,153-156t,160,162,169-170,273,274-276,281-282,289-290t,346-347ContaminantsofEmergingConcern（受关注的新污染物）,18,272DDataScienceTools（数据科学工具）,351,353Deammonification（脱氨）,12,128-130,136Decarbonization（脱碳）,1,4,6-10,12f,14,17-19,21-22,24-25,28,32-35,38,52,62-64,66-70,73-77,83,87,95,116,124-126,128,133,135,138-139,147-149,153,155,156-161t,164,166,168-173,182-184,190,197,222,224-227t,234-235,237,244,246,251,255,269,272,273,278-279,288-299t,327,333-334,338,351-353,369,377,379-380,389,391-393,398-399,403,405-409,413,419,421,423Desalination（海水淡化）,45,244-246,255-256,258-260,390,423DirectEmissions（直接排放）,3-5,42,157,269DistrictHeating（区域供暖）,13,327,330EElectrofermentation（电发酵）,11,103-104f,111-114Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest429Electromethanogenesis（电催化产甲烷）,296,298,310tEmissionFactors（排放因子）,5,47-48,50t-54,69,73tEnergyBalance（能量平衡）,83f,91,228,249EnergyFootprints（能源足迹）,2,62,64,75tEnergyFrugality（能源节约）,27t,30,43,154tEnergyNeutrality（能源中和）,6-7,13,84t,342,403EnergyPositive（能量正收益）,6,13,84,91Energy-WaterNexus（能源-水关系）,17-18,20-21EnhancedBiologicalPhosphorusRemoval（强化生物除磷）,153,156t,162FForwardOsmosis（正向渗透）,9,246FugitiveEmissions（无组织排放）,50t,70,72,404GGlobalWarming（全球变暖）,3-4,26t,43,48-49,93,95f,167,171-172,227,274-275GreenhouseGasEmissions（温室气体排放）,2-6,10,13,19-21,26t,32-33,38,40-44,46-49,51-54,62,69-70,73t-74,77,153t,155t,157-158f,162,165,168,170,182-183,226t,231,235,237,260,269-272,275-277,280-282,287-290t,330,337,352,353,401,403HHeatPumps（热泵）,9,13,23,326-327f,329-335f,340,399HydraulicEnergy（水能）,7,62HydrothermalLiquefaction（水热液化）,8,229,393IIndirectEmissions（间接排放）,2,40,46,75,157IntergovernmentalPanelonClimateChange（政府间气候变化专门委员会）,40,47,154,336LLandApplication（土地应用）,7-8,50,138,154t,228,230,233-234,290tLandfilling（填埋）,8,26t,41,46,49-50t,76,224,228-230,233-234,282,404,413Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest430LifeCycleAssessment（生命周期评估）,88,92,168,234MMachineLearning（机器学习）,12,351,353MembraneBiofilmReactor（膜生物膜反应器）,9,246,250-251fMembraneDistillation（膜蒸馏）,9,246,253f-254,259MembraneSystems（膜系统）,67,131MethaneEmissions（甲烷排放）,3,6,44,53,58,72,275,392,403,408Microalgae（微藻）,10,12f,162t,170,182-188,192,194,196-201,204t,246-248,272,278-279,281t,284-290tMicrobialElectrochemicalTechnology（微生物电化学技术）,11,102,116NNational/GlobalPolicies（国家/全球政策）,390,398NaturalTreatmentSystems（自然处理系统）,10,269-270,272-273,281t,289-290tNetZero（净零）,1,3-6,14-15,42,46-47,173,270,272,279,289,291-292,397NitriteOxidizingBacteria（亚硝酸盐氧化菌）,124NitriteShunt（亚硝酸盐分流）,9,129-130,133t-136,161t,166-167NitrousOxideEmissions（一氧化二氮排放）,19,126NutrientRemoval（营养物去除）,75,93,167,172OOneWater（全水）,1,2f,6,14,271,423PPartialDenitrification/Anammox（部分反硝化/厌氧氨氧化）,9,132,137PartialNitritation/Anammox（部分亚硝化/厌氧氨氧化）,9PhosphorusManagement（磷管理）,7,9,147,149-150,152-153,170-171,173PhotobiologicalSystems（光生物系统）,7,182PhotosyntheticPlatforms（光合平台）,183PhototrophicSystems（光合系统）,184,200Photovoltaics（光伏）,13,29,34-35,46,333,402,407Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest431PressureRetardedOsmosis（压力延迟渗透）,9,246,255PrincipalComponentAnalysis（主成分分析）,358,360ProcessIntensification（过程强化）,116ProcessMixing（过程混合）,39,58,72PurplePhotosyntheticBacteria（紫色光合细菌）,10,182-183,188,195-196fRResourceRecovery（资源回收）,1,4,6-8f,10,12f-13,54,62,76,82,83-84t,90-91,95-96,115-116,124,149,154t,192,222,225,237,228,232,234,245-246,249,252,254,285,288,342,345,348,389,391,393,396,398,400-402,404,407-408,413-416,418-424ReverseOsmosis（反渗透）,9,45,172,244-246,253-254,256t,258SSecondaryTreatment（二级处理）,66-69,91,168,275fSludgeManagement（污泥管理）,8,43-44,83,94,222,225-227f,233-235,237SludgePretreatment（污泥预处理）,85-86,89,233TTechnoeconomicAssessment（技术经济评估）,356ThermalEnergy（热能）,2,6-7,9,13,27t,46,57,70,234,249,325-334,336-340f,398-399,401-402,408,424UUrbanWaterCycle（城市水循环）,2f,5,19,38,41,54,56,416VValueHierarchies（价值层次）,415WWastewaterCollection（污水收集）,1,4,6,38-39,43-44,57,149,157-158,224f,344,390WastewaterPumping（污水泵送）,8,65-66,287WastewaterTreatment（污水处理）,2,5–6,8–11,16–18,22t–23t,33–41,44–48,51,Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest43255–56,61–63,67,69t,70–71,73–78,85,87,89,93–95,102,110,115–120,123–126,132–136,143–154,157,171,175,179–182,187–200,209–214,218–219,221–223,260,265–272,275–276,283–288,293–294,303–304,311–315,323WaterDistribution（水分配）,45,369WaterFrugality（节水）,26t,42,57,282,408,423WaterReclamation（水回收）,2,4,7,10,42,62,66,73t,75,84t,168,231,244,246,250,253,254,259,271,343WaterResourceRecoveryFacilities（水资源回收设施）,6,54,62,82,84t,90,95,115-116f,124,222,228,348,391,398,400-401,407-408WaterReuse（水回用）,90,253,343,344,419WaterSector（水务行业）,1,4-7,10,13-15,17-18,20-21,32,34-35,44,51,77,83,124,147,225,237,272,389-393,398,402-403,407-409,413-415,417-421,423-424,426WaterTreatment（水处理）,1-11,13,17-21,26t,40-47,49,147,163,170,222,250,260,271-272,278,282,351,360,371,373,390,414,416,419Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest433译后记自2020年9月22日中国领导人向世界宣示2030年前实现碳达峰2060年前实现碳中和目标（简称“双碳”目标）以来，中国各界掀起了一股广泛而深刻的经济社会系统性变革。水务行业作为事关社会民生的重要公用事业，理应率先行动，主动作为。然而，如何在水务行业进行卓有成效的脱碳，却让许多管理者和从业者一片茫然。因此，从看到本书英文版的第一眼，我就萌发了将其翻译成中文并广泛传播的强烈念头。在2022年10月与原著作者任智勇博士取得联系后，我很快获得了国际水协出版社的授权，如今中文版终于面世了。本书的翻译任务由中国环境科学研究院阳平坚博士承担和组织。翻译主要贡献者包括：中国环境科学研究院阳平坚、天津大学彭栓、北京大学刘永、中国通用咨询有限公司邓乂寰、北京大学李政、中国环境科学研究院刘润璞、北京大学蔡开奎、中国环境科学研究院陈玉烁、天津大学毛国柱等。具体分工如下：序一、序二和前言由阳平坚翻译，第一章至第四章由阳平坚和彭栓翻译；第五章和第六章由邓乂寰和阳平坚翻译；第七章由蔡开奎、刘永和阳平坚翻译；第八章由李政、阳平坚和刘永翻译；第九章由阳平坚、刘永和彭栓翻译；第十章由彭栓、阳平坚和刘永翻译；第十一章由彭栓和毛国柱翻译；第十二章至第十四章由彭栓和阳平坚翻译；第十五章由阳平坚和毛国柱翻译；第十六章由刘润璞和阳平坚翻译；第十七章和第十八章由陈玉烁和阳平坚翻译；索引由刘润璞和彭栓翻译并整理；阳平坚和刘永对全书进行了审阅和译校。本书翻译期间，正值COVID-19疫情在中国肆虐。尤其是2022年12月初中国政府突然放开疫情管控后，所有的译者都经历了病毒感染并极大影响翻译效率的痛苦。尽管如此，我们依然以最大的努力和热忱投入工作。特别感谢本书作者普林斯顿大学任智勇教授和内华达大学KrishnaRPagilla教授慷慨的开源授权；感谢国际水协出版社MarkHammond先生及其他编辑的包容、理解和付出。期待本书能为您的学习、研究和工作带去有益启示。译文交流研讨请联系yang.pingjian@craes.org.cn。阳平坚，北京2023年2月15日Downloadedfromhttp://iwaponline.com/ebooks/book-pdf/1235276/wio9781789063738.pdfbyguest