污水的內含能及污水處理過程的耗能與節能

韋朝海，周紅桃，黃晶，韋聰，楊興舟，韋景悅，李澤敏，胡蕓，任源

(華南理工大學 環境與能源學院，廣州 510006)

中國城鎮化和工業化的發展以及人民生活水平的提高，增加了污水和工業廢水的排放量，加劇了水環境污染的負荷程度。為了解決舊有污水處理廠現狀與標準不斷提高的工程技術需求的結構性矛盾，污/廢水(文中用污水表達污/廢水)處理廠的大規模建設不僅消耗一次資源，持續運行的高能耗也成了新的挑戰。美國早在1978年就建成15 000多座污水處理廠，目前已經超過20 000座，二級和二級以上生物處理系統占建廠總數的97%[1]。2008年，美國建成了迄今世界上最先進的污水處理廠，造價4.9億美元，占地8萬m2，能將約31.8萬m3/d污水轉化為飲用水[2]。最近幾年，美國加速了污水處理廠的升級改造，包括污泥、廢氣、能耗、風險等的綜合管理升級，在碳減排、深度處理及營養物質循環利用等方面進行集成系統創新[3-4]。中國城市污水處理在20世紀80年代中后期才正式起步，1984年，采用改良傳統活性污泥法處理量達26萬m3/d的天津紀莊子污水處理廠的投產，標志著中國的污水處理進入一個新的階段[5]。“十二五”期間，全國城鎮污水處理投資4 300億元，新增污水處理規模4 569萬m3/d，升級改造污水處理規模2 611萬m3/d，年COD削減量280萬t[6]。迄今，中國已經建成污水處理廠5 800多個，形成了全國的基本覆蓋面，可以認為，中國的污水處理由污染防治階段進入了追求生態和諧的技術創新時代。由于污徑比的約束，中國大部分地區的地表水已經沒有納污的環境容量，目前的解決途徑之一是推進地表Ⅳ類水的污水排放標準，但這將帶來水處理能耗的劇增。因此，評估污水的內含能及其開發途徑已經成為非常緊迫的任務。

污水處理廠運行的總成本主要包括：人工費、能耗費、藥劑費、管理費、基建分攤費、污泥處理/處置費、廢氣凈化費、達標污水排放費、設備維修費與折舊費等，其中，能耗費一般占總成本的60%～90%[7]。2002年有報告稱，用于污水處理的耗電量約占美國全國發電量的4%，污水處理的能耗開始成為受關注的問題[8]。根據2016年的統計數據，中國污水排放總量約為711.1億t，年耗電量約為2 130億kWh，占當年全國發電量(49 591億kWh)的4.3%，約相當于2.5個三峽工程的年發電量(2009年為847億kWh)[9]。分解污水處理各工藝單元的能耗分布發現，水泵提升與曝氣供氧是能耗的主要部位，約占總電耗的70%～90%。其中，污水提升能耗約占25%、曝氣系統能耗約占55%、污泥處理系統能耗約占15%[1,10]。可以認為，這三個方面是污水處理節能減排的核心目標。

目前，通過生物燃料電池(MFC)原理等從污水中直接回收清潔能源的研究方興未艾，然而，人們并不知道污水中到底含有多少可以開發/轉化的能量物質與形式，更缺乏對不同能量開發模式可能帶來的環境與生態效應的了解。筆者分析了污水的內含能，討論污水處理工藝的耗能原因及影響因素，比較節能的不同評價方法，建立三個方面的聯系，思考能量趨零的污水處理達標技術是否存在及能量趨零的邊界條件，由此思考開創新一代技術的可能方向，即污水處理的目標應當建立在最大限度削減風險污染物的同時，追求最少的物耗、最低的能耗、可資源化的產品以及二次污染最小化的結合，同時為污水處理工程的穩定運行與科學管理提供理論與實踐方法方面的指導。

1 污水的內含能

1.1 污水內含能的表征與計算

污水中內含能值的準確評估為能量轉化與耗能評價提供基礎數據。迄今為止，對于污水內含能的研究很少，且主要是對單一物質或者已知幾種混合物質的計算[11]。針對組成復雜的污水，建議采用化學計算表征和水質指標表征兩種方法。定義污水內含能為：基于物質與分子不同水平、存在于污水中、且能被現有科學技術開發利用的能量集合，由單位體積的污水因環境溫差產生的熱能、因污水處理工藝前后兩個反應池的設計高差產生的位能以及在常溫常壓下各污染物所具有的化學能量三者組成，化學能主要通過分子動能與化學鍵能表征。其中，分子動能是指大量分子無規則運動產生的能量，常用分子平均動能表示，包含著平均平動動能和轉動動能。平動動能評價的唯一指標為溫度，轉動動能還與分子自由度有關。化學鍵能是指分子內部原子之間形成(或斷裂)的化學鍵所放出(需要)的能量。目前還沒有涉及原子核內能的開發與評價。

1.1.1 化學計算表征 污水內含能的化學計算表征主要通過水質組分的分析和化學鍵能的計算，并通過不同分子的數目與鍵能求和，得出單位體積的污水內含能。熱能與位能需要單獨計算。

首先，必須對污水的水質組成有較為清楚的認識。有人從簡單的上清液化學組成分析[12]到具體的地下水水質分析[13]，最后運用各種化學統計方法(如PCA(Principal Component Analysis)、PLS(Partial Least Squares))對實際污水，特別是工業廢水進行了研究[14]，明確了與污水內含能相關的水質因素。Ren等[15]對廣東韶鋼焦化廢水的水質組成進行了詳細的實驗分析，通過離子色譜、ICP/MS、GC/MS等分析手段測試了廢水中COD、BOD、色度、氨氮、主要陰陽離子、金屬成分及有機物組成等，為廢水內含能表征的計算提供了基礎。但數以萬計的污染物種類并不能完全通過現有的檢測分析儀器和手段加以識別，成為化學能計算不精準的一個重要原因。對此，有必要從污水水質指標中識別對能量具有相關性的綜合指標，探索能量表達的當量模式。

在化學鍵能的計算方面，最早是在分析歸納實驗數據的基礎上得到計算鍵能的經驗公式，見式(1)，結果與實驗值或文獻推薦值的誤差在±5 kcal/mol以內[16]。在對大量無機化合物和有機化合物中各種類型鍵能計算的基礎上，總結得到了常見物質的化學鍵能數據。

D=87.72×(N/r)2/3×1/r×(1-m*/18.587 4)+

K×(xA-xB)2

(1)

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

隨著量子化學理論的發展(如價鍵理論與密度泛函理論)，相應產生了多種計算鍵能的方法(如半經驗方法、從頭計算法等)，不同金屬氧化物的鍵能可以被分析[17]。在計算機平臺上，利用量子化學理論，能快捷地計算各種物質的化學鍵能。受限于污水成分復雜、種類繁多且不能完全檢測，不能計算所有物質的化學鍵能，但可以得到污水常溫常壓下的內含能、熱能、位能以及化學能與分子動能的理論數學計算模型，分別見式(2)～式(5)[18-19]。

E=E1+E2+E3

(2)

E1=cmΔt

(3)

E2=mgΔh

(4)

(5)

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

如果所有的參數可以獲知，可按照式(2)～式(5)精準地計算污水的內含能，但在現有的數據庫與儀器條件下無法完成。對此，可以嘗試通過假設估算其化學內含能與分子動能的途徑來評估總內含能的值。因此，發展更為先進的測量方法對計算方法的結果加以驗證，是未來水質學與能量學結合研究的重點，目前的基礎研究與數據積累還比較薄弱。

1.1.2 水質指標表征 污水內含能的水質指標表征是將污水內含能與其處理評價指標相關聯，常用單位質量COD的能量當量來表達。這種方法相對于前面的化學計算法，在一定程度上解決了污水水質組成不能準確表達所帶來的缺陷。

表1列出了內含能測定方法的發展。由簡單的熱量守恒到綜合利用彈式熱量計與冷凍干燥的結合，由此建立了與水質指標COD的當量關系。在樣品的處理過程中，其揮發分損失高達26%，使得最后的測定值偏小，對此，需要對方法進行校正。水質指標的表征相比于化學計算的準確性較低，但具有現實可操作性。兩種污水內含能的計算方法各有缺陷，隨著計算機水平的發展與化學檢測手段的提高，兩種方法相結合可以獲得更為準確的污水內含能計算值。

表1 熱力學內含能測定的發展Table 1 Calorimetry development of embodied energy of wastewater

1.2 污水內含能的可能利用方式

根據式(2)～式(5)估算，COD=5 000 mg/L的1 m3焦化廢水的內含能約為390 MJ，當量熱值換算成標準煤為13.32 kg。實際處理費用按10元/m3計，根據煤的市場價換算成標準煤消耗約5 kg/m3，是所含內含能的37.5%左右。上述數據表明，只要開發約40%內含能就可以滿足廢水處理費用的需求。

針對內含能的開發利用，實際工藝處理過程中有兩種途徑：

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

第2種是通過生化過程或者物理過程對內含能加以開發回用。利用污水產生甲烷、氫氣或其他還原性氣體獲得高熱值能源供給工業與生活應用，既厭氧降解了污染物，又減少了一次能源的消耗。通過可燃吸附劑(如活性炭)將有機污染物富集，獲得高密度能量共同體加以回收，也是污水能量轉化的一種有效途徑[24]。其他污水內含能的可能利用方式需要進一步探討。內含能的準確分析評價對于能量開發途徑的選擇至關重要。

2 能耗分析

污水處理的能量消耗與污水的自身水質、進水流量/處理規模、選擇的處理技術與方法、出水水質要求等因素有關。據統計，污水處理的能耗不是均勻單元工藝分布，大部分消耗在少數主要污染物的去除與轉化上，最關鍵的是有機物的降解與穩定[25]。一般可以將污水處理的能耗劃分為直接能耗和間接利用能耗[26]。直接能耗為處理過程現場直接消耗的能源與資源，如電能與化學藥劑；間接利用能耗是維護工藝運行的能源資源的消耗，用當量能耗表示，如人工、設備折損等消耗。間接利用能耗難以準確表達，由于過程統計數據不完整，常用能量附加因子進行估算。

2.1 能耗分析的熱力學

2.1.1 能耗的熱力學分析基礎 熱力學第一定律表明，在一個特定的研究系統中，進入系統的能量分為被系統利用部分與排出部分，其總值不變。熱力學第二定律表明，在能量的轉化過程中具有一定的方向與不可逆特性。針對一個生物處理系統，進入系統的污水、營養元素、藥劑與空氣所攜帶的能量等于生物系統的污水、過程反應產生的氣體與污泥帶走的能量，這由熱力學第一定律所決定。而對于曝氣風機，按照熱力學第二定律，其所耗電能肯定大于其轉化的機械能或者風能。

2.1.2 能耗的基本原理 在熱力學基礎上，得到能耗的基本原理是：輸入能量=有效利用的能量+損失能量，可以用能量流動表示。

∑E=∑Ws+∑Q+∑E1+∑E2

(6)

系統進入能量∑E與離開的各種形式能量和(∑Ws、∑E1和∑Q)加上內部貯存能量∑E2相等。式(6)中：∑Ws為系統對外或外界對系統所作的軸功；∑Q為系統向周圍環境散發或由外界供給的熱量；∑E1為介質(如出水、污泥)離開系統時帶走的部分能量，以能量損失的方式排出系統。定義進入研究系統或者系統對外做功/供熱的能量為正值，反之為負值。

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

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

2.2 能耗分析的當量假設

在進行能耗分析時，由于反應系統的龐大與污水水質結構的復雜，不能對每種污染物的反應均一一進行能耗分析。科學的假設在系統能耗分析中顯得十分必要。

2.2.1 污染物的能量 污水中污染物的種類繁多，不可能列舉所有的污染物反應進行能耗計算，而是把污染物看作一個整體，根據統計數據換算成單位質量COD的當量能量。污水中污染物的能量采用COD換算，Owen[28]提出了污水中有機物由碳氫氧氮元素構成，視為C10H18O3N，利用燃燒熱焓與COD的數值當量可得13.94 kJ/g(COD)。同樣，污泥中微生物細胞可以寫成通式C5H7NO2，且有機干物質(ODS)燃燒產生的熱值在區間18～26 kJ/g(ODS)中變化[29]。

2.2.2 二次能源的當量熱值 在進行能耗分析時，二次能源及間接消耗的介質通過熱量當量換算成一次能源。在污水處理系統中，電能是最主要的一次能源。目前，中國熱電聯產熱轉化效率約為45%，按1 kg標準煤的低位發熱量29.27 MJ計，生產1 kWh電能需消耗0.273 kg標準煤。若按照中國工業用電平均價格0.8元/kWh計，則1元人民幣的水處理費用相當于標準煤熱值9.99 MJ。因此，污水處理系統中的部分二次能源當量熱值可通過表2中的公式來計算。

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

2.2.3 能流圖 能流圖是表示能量(如熱能、電能等)流動狀況的圖示表達，可以針對整個系統性的工藝，也可以針對某個單元工藝或單獨設備的能量流動表征。根據能流圖，可以分析能源利用效率與余熱回收情況，進一步提高能源利用效率的可能性以及提出加強能源管理、提高效率、減少污染等方面的措施、辦法和計算方案。以典型的AAO工藝為例，其能流圖如圖2所示。能流圖的繪制規則是進入系統的能量值用長方形表達，其寬度一致，面積代表能值大小占比，輸出能量寬度代表能值大小占比。圖中，E其他能量為除電耗、藥劑消耗外的其他能耗，包括人力與設備折舊等，常用能量附加因子進行估算；E曝氣為曝氣系統能耗；E其他用電設備為除曝氣系統用電外的其他耗電設備能耗；E藥劑為在處理過程中所添加藥劑帶來的能耗，包括營養物料、混凝劑、絮凝劑以及堿等；E進水為進入該系統的污水所帶入的能量；E回用為回收廢水處理過程中有用的能量物質，如沼氣；E散失為因機械設備能量耗散與曝氣池尾氣或者揮發氣體帶走的部分未被系統利用的能量；E出水為系統出水所帶出的能量；E剩余污泥為污泥排出所帶走的能量。

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

2.3 案例分析

以山東某污水處理廠與河北某廢水處理廠為案例，進行水質指標與工藝流程分析，加上能量當量計算，最終結果以能流圖形式進行表征。兩個處理廠的水質指標參數如表3所示。

表3 兩個處理廠的水質指標參數Table 3 Water quality index of two treatment plants mg/L

山東某污水處理廠采用AB工藝，因為設計較高的COD進水，為達到脫磷除氮要求，B段實際采用了A2/O流程，即工藝組合為A+A2/O。曝氣池DO由PLC自動控制，一般維持在1.5～3.0 mg/L。剩余污泥由中間沉淀池和最終沉淀池排出，經濃縮后壓濾脫水外運集中處理。工藝流程如圖3所示。

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

河北涉縣某企業焦化廢水處理廠采用O1/H/O2流化床生物處理組合工藝。該工藝由3個內循環生物流化床組成；O1是第一好氧反應器，通過曝氣去除大量有機污染物和毒性污染物，構造適合于厭氧氨氧化的水質條件；殘余少量大分子難降解污染物進入下一級的水解池H，在水解酸化作用下提高其可生物降解性能，與此同時，在H反應池內實現了脫氮反應，是厭氧氨氧化與自養反硝化反應的結合；二級好氧池O2的功能是徹底硝化低價含氮物質與礦化所有的有機物。該工藝主要優點為：3個反應器的配合使用與回流結合，可實現多種廢水處理運行模式；與常用的A2O工藝相比，其占地面積小，約節能30%[27]。O1/H/O2系統的水與泥的物質流表達如圖4所示。

圖4 O1/H/O2系統水與泥物質流Fig.4 Water and sludge flow in O1/H/O2

山東某污水處理廠的日均水質和能量指標來源于一個月的平均值，如表4所示。

表4 山東某污水廠B段系統日均水質指標和能量指標Table 4 Daily quality and energy index of B system of wastewater treatment plant in Shandong province

注：其他電耗包括回流污泥泵、剩余污泥泵電耗以及攪拌混合設備電耗。

河北某工業廢水處理廠的日均水質和能量指標來源于一個月平均值，列于表5中。

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

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

河北某工業廢水廠的計算步驟為:

E進水=62.86 MJ/kg COD×3 080 mg/L×1 d×

4 580 m3/d×10-3=88.67×104MJ

E出水=62.86 MJ/kg COD×196 mg/L×1 d×

4 580 m3/d×10-3=5.64×104MJ

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

E曝氣系統=7.99 MJ/kWh×2 kWh/m3×1 d×

4 580 m3/d×0.7 =5.12×104MJ

E其他用電設備=7.99 MJ/kWh ×2 kWh/m3×1 d×

4 580 m3/d×0.3=2.19×104MJ

E藥耗= 0.8 RMB/m3×9.98 MJ/RMB×1 d×

4 580 m3/d=3.66×104MJ

E其他=0.44×(6 400+2 737+4 575) kWh/d×

7.99 MJ/kWh=4.82×104MJ

E回用=0

E損失=0.5×(E進水+E曝氣系統+E其他用電設備+

E藥耗+E其他)=52.23×104MJ

E貯存=E進水+E曝氣系統+E其他用電設備+E藥耗+

E其他-E出水-E剩余污泥-E損失=34.41×104MJ

在計算基礎上，根據能量圖繪制規則，將物質傳遞伴隨的能量流動繪制成圖5所示的能量圖。

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

2.4 電耗與藥耗

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

2.4.1 生物曝氣系統的能耗 曝氣系統的能耗主要是曝氣風機的電耗，由風機工作功率決定。依據風量和功率進行風機選型，可以確定曝氣系統的電耗。因此，曝氣系統的電耗由系統生物反應所需要的理論需氧量決定。選擇提供最逼近理論需氧量的風機是曝氣系統能耗最低的前提。

以O1/H/O2工藝的曝氣系統為例，設定生物出水中無亞硝酸根，在好氧池內降解有機污染物并轉化氨氮為硝態氮。主要表現形式有3種，計算過程見式(7)～式(9)。[34]

1)氨化需氧量

(7)

2)亞硝化需氧量

(8)

3)硝化需氧量

(9)

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

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

3 節能評價與節能途徑

3.1 節能評價

污水內含能的開發與污水處理過程的耗能，構成了矛盾的兩個方面。通過評價一個污水處理過程的能量效率，可以判斷工藝的先進性及工程管理的水平，并作為節能的依據。常用方法有模型分析與指標評估，兩者均是基于熱力學基本定律。前者通過一系列污水處理廠的能量轉化統計數據，建立模糊或量化的模型；后者利用單位質量污染物的去除或者單位經濟水平增長所消耗的能量進行評估。

3.1.1 模型分析 模型分析是對過程系統節能評價的常用分析方法，主要包括能量衡算黑箱模型、火用平衡灰箱模型、改進的經濟數學模型。

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

E工質+E消耗=E產出+E廢棄

(10)

式中：E工質為廢水內含能(工質污染物)；E消耗為處理耗能(電能、化學藥劑、氧氣帶入)；E產出為系統產能(有效利用)；E廢棄為廢棄能(CO2帶走、未利用的熱功)。

能量衡算黑箱模型只能求出能量的排出損失，但無法清楚解釋過程不可逆引起的能量損耗(功損失、火用損失)，不足以說明處理工藝過程和裝置在能量利用上的完善程度與分配關系。因此，無法通過單一的能量衡算分析為節能決策提供可靠依據，需要更進一步的研究。

火用平衡分析法以熱力學第一、第二定律為基礎，通過火用平衡分析，以能量品位與火用利用度來表達反應器裝置或者工藝過程能量利用率的一種方法[35-36]，結合反應的特殊性和火用的轉換方式而建立灰箱模型。以污水處理常見的生物反應單元為例進行火用平衡分析，其火用平衡方程如式(11)所示。火用平衡分析模型具體解析了生物處理過程的火用變，其實質是結合單元工藝的污水本身內含能、微生物利用有機污染物產能和風機供氧的電力耗能來分析該單元工藝系統的過程節能和能量轉化。將污水所帶入的火用值表達為內含能，把微生物對污染物的生物氧化轉變成有用的產物/副產物或為微生物自身增殖的火用值均表達為產能，而氧氣的輸入與污水的流動是通過風機與水泵消耗電能來實現，故過程系統的節能與內含能及耗能保持一致性，是對兩種能量形式轉化的綜合表達。

(11)

上述兩種模型分析方法都是通過能量的進入與輸出進行衡算，得到能量損失從而判斷節能。IOA(進出能量分析)分析方法是1970年首次提出用于解決經濟學難題的經濟學模型[37-38]。針對過程系統的特殊性，發展成為兩種典型的改進模型MR-IOA和LCI-IOA。IOA分析可以對系統進入工質的數據準確性及對周邊環境的影響進行評估，已有學者研究發現，國家的統計平均數據并不能作為特殊地域污水處理工藝過程影響的評價依據，應該根據當地具體的氣象和水文數據來進行科學合理的評估，從而保證節能分析數據的可信度[39-40]。MCDA(多標準決策分析)方法是一種數學模型分析方法，直到1990年改進后應用于污水處理領域[41]，通常是使用兩種不同的MCDA方法的綜合可以更好地解決過程影響控制的問題。有學者對美國加州Palo Alto地區的污水處理廠在集中式處理和分布式處理不同情況下資源的回收(水和能源)進行了對比分析，提出了除基本投資、生產工藝的主要影響因素之外，地理位置成為了最終單位污水處理費用的一個不可或缺的因素[42]。因此，在污水節能的研究中，MCDA方法相比IOA法，研究邊界更加寬廣且研究結果更加準確。

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

單位GDP能耗是從經濟學的角度評價工業能源消耗的情況，是一種特殊的比能耗表示，常用每萬元經濟增長標準煤消耗量表示。雖然可以從中得知不同行業經濟效益與能耗的關系，但無法確定具體環節進行節能改進[44]。單位GDP能耗是通過年GDP總值與年污水總耗能的統計分析，得到經濟發展與污水處理的對應數值關系，但無法明確GDP與污水處理的內在關系。

能量利用率指標以能量平衡原理為基礎，表達污水中污染物與外界環境作用的能量流占比。可用式(12)表示。

(12)

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

上述指標可以評價節能效率，但對過程系統的節能與內含能及耗能的相互影響關系沒有得到準確表征，污水處理節能不單是簡單的降耗的傳統認知，而是在處理成本與二次污染一定的前提下最大化地開發內含能降低耗能的新方式，建立進一步歸一化的節能評價體系是未來重要的研究方向。

3.2 可能的節能途徑

節能途徑必須基于污水處理的能耗調查，依靠處理工藝能量分析予以驗證。對污水處理過程進行相應的能量衡算可為后續提高能效奠定基礎。污水處理的主要能耗發生在生物處理工藝單元，尤其是曝氣與污泥處置兩個系統。對此，污水生物處理基于氧的調控實現節能存在多種策略[45-46]。充分研究污水的水質結構特征，基于新材料與單元反應器的功能改進，開發新的污染物去除原理與優化的工藝成為重要研究方向。新材料和高效反應器的開發能降低工藝參數控制條件、顯著提高節能效率，但成本高是其不足(如膜材料[47])。新工藝與能量轉化原理可以從根本上改變能量的轉換方式和轉變途徑，但其發明需要時間過長(如從一級O到二級O歷時近一個世紀[48])，最近的厭氧氨氧化與自養反硝化的協同實現總氮濃度趨零成為可能被證明為節能工藝[49]，對污泥加以管理也是重要節能途徑[50-51]，但針對實際污水的處理費用有待更多案例與長時間數據的評估。資源回收利用間接地增加產能并降低環境污染，如重金屬回收[52]，但回收成本可能過高或者回收方式較難。科學設計與合理管理可以減少不必要的浪費，精確控制從而達到節能的目的，但現實條件并不樂觀(如廠址位置[53])，需要挑戰許多實際問題。通過污水中有價值成分的分離回收，可作為化工產品加以循環利用[54]；通過污水的深度處理，可獲得水資源的再利用；通過與其他產業的結合，如養殖、藻類培養、農業灌溉等，可實現產業間的資源互補；多途徑的不同組合，可實現不同層次的節能目標。節能途徑評價的科學性與集成技術的先進性緊密地結合在一起，需要人們加強原理理論、方法技術、工程案例、推廣應用之間相互作用的認識。

4 討論

污水處理量大、能耗高已經開始成為中國城市化發展的制約因素，從污水本身蘊含的內含能、處理過程的耗能分析與工藝節能新途徑探索可能成為瓶頸突破的發展方向。對內含能的認識是基礎，需要深入到物質和分子水平的熱能、位能與化學能的3個組成部分，尋求內含能開發的多種途徑和潛力。復雜組分污水及其變化過程的熱力學理論分析與當量假設的結合可以從不同層次上闡明能量轉化的方式與方向，能源當量假設有利于能量衡算與節能評價的分析，提供歸一化的可度量指標。通過對兩個污水性質不同處理工藝過程的案例分析，指出了過程的電耗與藥耗是耗能的核心單元。基于評價目標的不同，耗能分析已拓寬到一次能源以及人力資源等方面，但其科學性有待發展。對污水處理工藝節能的常用模型分析與指標評估兩種評價方法進行了比較，需要考慮污水水質、處理工藝與當地資源/能源狀況等實際的結合。耗能與內含能研究的最終落腳點是實現污水處理的最大節能與環境污染最小化，對此，可發展的研究方向包括物理、化學、生物領域新原理的發明，高效節能新型反應器與優化組合工藝的研制與開發，工藝控制的自動化與人力資源的合理調配等，需要通過加強過程預測與設計，明確系統工程的邊界等方面的結合。新原理與新方法的發現與建立應從反應的熱力學和動力學的本質出發，追求原創性；新工藝與新反應器的應用改變處理過程中物質傳遞條件與能量流動方式或途徑，從而改變能量轉化效率；科學合理的工藝設計與人員管理從側面減少運行能耗。歸納起來，準確認識污水的內含能，將內含能有效轉化為可利用的能量形式，同時，盡量減少過程耗能與二次污染，就是實質性的節能。