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根据第21届联合气候变化大会通过的《巴黎气候协定》，我国提出到2030年实现“碳达峰”、2060年实现“碳中和”的“双碳”目标。在污水处理过程中，由于大量药剂，以及曝气、污泥脱水设备、水泵等的电耗非常大，因此，污水处理行业在保护水环境的同时，实际为高耗能产业。同时，一些污水处理过程还伴有CH4、N2O等温室气体排放。据估算，全球污水处理行业的整体温室气体贡献率约为1%~3%[1-2]。因此，污水处理过程的碳排放问题不可小觑。
以实现碳中和 (Carbon neutrality) 或能量自给自足(Energy self-sufficiency)为目标，多个国家对污水处理碳中和运行制定了相关政策。荷兰提出NEWs概念，将未来污水处理厂描述为“营养物 (Nutrient) ”、“能源 (Energy) ”、“再生水 (Water) ”三厂 (Factories) 合一运行的模式；新加坡国家水务局推行“NEWater”计划，并制定水行业能源自给自足的三阶段目标，其远期目标为完全实现能源自给自足，甚至向外提供能量；美国以“Carbon-free Water”为目标，期望实现对水的取用、分配、处理、排放全过程以实现碳中和；日本发布“Sewerage Vision 2100”，宣布本世纪末将完全实现污水处理过程中能源的自给自足。
而已有国家通过不同手段已实现了污水处理厂的“能量中和”或“碳中和”运行[3-8]。奥地利Strass污水处理厂利用初沉池可截留进水悬浮物 (SS) 中近60%的COD，并以A/B工艺最大化富积剩余污泥，将初沉与剩余污泥共厌氧消化并热电联产 (CHP) 后可实现108%的能源自给率[3]。美国Sheboygan污水处理厂利用厂外高浓度食品废弃物与剩余污泥厌氧共消化并热电联产实现产电量与耗电量比值达90%~115%、产热量与耗热量比值达85%~90%[4]。德国Bochum-Ölbachtal污水处理厂通过节能降耗与热电联产实现能源中和率96.9%、碳中和率63.2%[9]。德国Köhlbrandhöft/Dradenau污水处理厂通过厌氧消化与污泥干化焚烧实现能源中和率>100%，并实现42.3%的碳中和率[10]。希腊Chania污水处理厂通过厌氧消化实现70%的能源中和率，碳中和率达到58.5%[11]。德国布伦瑞克市Steinhof污水处理厂通过剩余污泥单独厌氧消化并热电联产获得79%的能源中和率，再通过补充出水农灌、污泥回田等手段额外实现了35%的碳减排量，使碳中和率高达114%[2]。芬兰Kakolanmäki污水处理厂通过热电联产与余温热能回收最终实现高达640%能源中和率与332.7%碳中和率[12-13]。
以上案例表明，为实现碳中和目标，国外污水处理厂大都采取超量有机物厌氧消化并热电联产的方案。然而，我国市政污水处理厂普遍存在碳源低下的情况，故该思路可能无法实现。这就需要全方位分析污水自身潜能及利用方式来制定适宜于我国污水处理领域的碳中和规划。在国内，基于碳中和的污水处理运行机制研究才刚起步。在技术层面，各种节能降耗、能量回收方式直接或间接补偿污水处理碳排放量似乎是实现污水处理碳中和的重要方式[4-6,9,13]。基于此，本文从能量中和与碳中和基本概念入手，梳理污水处理行业的碳减排策略，同时探讨其能量潜力、技术路径及可操作性等，以期为我国污水处理领域选择适宜的碳中和路径提供参考。
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1) 通过技术升级实现节能减排。污水处理过程碳排放分直接碳排放与间接碳排放[14]。其中，按联合国政府间气候变化专门委员会 (Intergovernmental Panel on Climate Change, IPCC) 规定由污水中生源性COD产生的CO2 (直接排放) [15]不应纳入污水处理碳排放清单，而甲烷 (CH4) 、氧化亚氮 (N2O) 及污水COD中化石成分[14]产生的CO2则应纳入污水处理直接碳排放清单。因此，间接碳排放包括：电耗 (化石燃料) 碳排放，即污水、污泥处理全过程涉及的能耗；以及药耗碳排放，指污水处理所用碳源、除磷药剂等在生产与运输过程中形成的碳排放。
在污水、污泥处理过程中，直接产生的CH4、N2O是节能减排中应重点关注的物质。控制污水处理过程中产生的CH4有2种方式：一是严防其从污泥厌氧消化池中逃逸，二是在污水处理其他单元及管道中避免沉积物聚积的死角，也要注意沉砂池 (需选用曝气沉砂池或旋流沉砂池) 去除沙粒表面有机物是否被撇除干净。对N2O的控制则比CH4显得难度要大，N2O主要产生于硝化和反硝化过程。目前，有关N2O形成的机理研究已渐清晰，硝化过程是N2O形成的主因，反硝化过程对N2O形成的作用为次因[16-17]。根据N2O产生机理，提高硝化过程溶解氧 (DO) 浓度，增加反硝化过程有效碳源量有助于抑制N2O的形成[18-20]，然而这势必会增加碳排放量。
间接排放主要是能耗和药耗。由于在污水处理厂运行种最直接反映的是能耗，而药耗形成的碳排放一般在污水处理以外的行业 (化工、运输等) 产生 (但应计入污水处理碳排放清单) ，故污水处理厂并不关心。图1为不同国家污水处理能耗以及所对应的碳排放量[21]。不同地区能耗差异较为明显，但大数国家的处理能耗为0.5~0.6 kW·h·m−3；我国平均处理能耗为0.31 kW·h·m−3，巴西和印度处理能耗仅有0.22 kW·h·m−3，而丹麦、比利时、萨摩亚 (1.4 kW·h·m−3) 等国家污水处理平均能耗超过1.0 kW·h·m−3。然而，碳排放量结果显示，瑞士、巴西单位水处理碳排量最低，仅为0.05 kg CO2-eq·m−3，墨西哥最高，达0.76 kg CO2-eq·m−3，我国则处于中等水平 (平均值约0.28 kg CO2-eq·m−3)。高能耗一般伴随着那里有着严格的出水排放标准。图1表明，上述高能耗国家碳排放量水平却处于与我国一样的中等水平 (≤0.4 kg CO2-eq·m−3) 。这说明以上国家的污水处理大都利用了污泥厌氧消化与热电联产、甚至余温热能等清洁能源利用方式，从而抵消了一部分碳排放量。
药耗碳排放因工艺本身使用的药剂所产生，因此，应考虑减少碳源与化学除磷药剂投加量，以减少此类间接碳排放。因此，强化生物脱氮除磷技术以减少对碳源和药剂的依赖，将是今后污水处理的主流。如德国Bochum-Ölbachtal污水处理厂通过对原有前置反硝化工艺进行改造，不仅出水可满足严格排放标准，而且能耗也从原来的0.47 kW·h·m−3降至0.33 kW·h·m−3[9]。
另外，通过模型软件对工艺流程进行优化，或基于在线数据实现实时的参数调整也可实现污水处理工艺的节能降耗。欧盟开发“ENEWATER”项目，用于污水处理厂能量在线平衡分配。该项目可采用模糊逻辑、人工神经网络及随机森林等机器学习技术，对实际污水处理厂的水泵、鼓风机等设备进行优化，可不同程度降低污水处理厂运行能耗，最高节能可达80%[22]。然而，“零能耗”的污水处理工艺是很难实现的，除非采用基于自然的处理系统 (nature-based solutions，NBS) 。因此，仅仅靠节能降耗这种间接碳减排方式，尚不能完全实现碳中和运行的目标。
2) 污泥厌氧消化产CH4以实现能源转化。在碳中和目标提出后，剩余污泥的厌氧消化重获关注。上述从污水中获取有机 (COD) 能源来弥补污水处理中的能耗，成为实现碳中和目标的有效思路。然而，污泥厌氧消化所能回收的有机能量取决于进水中有机物浓度 (BOD/COD) 的多寡及厌氧消化有机物能源转化效率[23]，尚不能完全照搬。
因生活水平、食物结构、无化粪池设置等原因，欧美等国家地区污水处理厂的进水COD普遍高于我国，COD大于600 mg·L−1的情况非常普遍。因此，通过初沉池以悬浮固体 (suspended solid，SS) 形式截留大部分COD，以及剩余污泥厌氧共消化并热电联产可获得较高的有机能源转化率。另外，以上通过污泥厌氧消化并热电联产实现碳中和案例大多还通过外源有机物添加 (厨余垃圾或食品废物) 以保证入水有机物的浓度，从而保证其实现碳中和运行目标[3,24]。然而，我国市政污水的进水COD普遍偏低，COD一般为100~300 mg·L−1，甚至难以满足基本脱氮除磷对碳源的需求，以至于为保留碳源而不设初沉池已成为主流工艺设计思路。这也使得仅依靠剩余污泥厌氧消化转化有机能源无法实现碳中和运行目标，即使存在热水解等手段强化污泥厌氧消化，在最佳运行状况下也难突破50%CH4的增产量[25]。
表1为几个污水处理厂污泥有机能源回收过程中COD平衡数据，展示了污泥厌氧消化有机能源转率。数据表明，进水COD中有机能最终只有不到15%可通过厌氧消化与热电联产转化为电或热。如进水COD为400 mg·L−1 (理论电当量1.54 kW·h·m−3) 的市政污水在完成脱氮除磷目的后所产生的剩余污泥经中温厌氧消化产CH4并热电联产，转化率仅13%，即实际转化电当量仅为0.20 kW·h·m−3[23,26]。
3) 与污水处理相关的清洁能源工艺。既然仅靠节能降耗和污泥厌氧消化并热电联产很难实现碳中和目标，那可考虑通过吸收/捕捉CO2 (如植树造林) 或在污水处理工艺或厂区使用清洁能源来达到碳减排目的。因此，传统意义上的可再生能源成为首要选择。近年来，微型发电机、光伏能、风能等新型能源用于英国、土耳其和澳大利亚等国的污水处理厂，产生的新能源大约可弥补7%~60%的污水处理厂能耗。POWER等[30]将微型发电机技术成功用于英国和爱尔兰等国的污水处理厂，产生约50%的电能，用于弥补厂区能耗。澳大利亚的污水处理厂充分利用太阳能、风能和污水水力发电技术，最终产生能源可满足该水厂69%的运行能耗[6]。希腊的克里特岛某污水处理厂利用光伏发电项目减排25%、风力发电环节减排25%、人工种植林固碳减排至少30%，并辅以污泥厌氧消化能源回收方来实现碳中和目标[5]。
具有可行性清洁能源还有太阳能。然而，受限于污水处理厂的地理位置、自然环境 (光照、风速) 等条件，经详细测算，即使将太阳能光伏发电板铺满整个污水处理厂最多也只能弥补约10%的污水处理能耗[26]，距离碳中和目标仍有差距。
4) 通过余温热能利用回收能源的相关技术。污水中被忽视的另外一种潜能——水热 (余温热能) 实际上潜力巨大，可通过热交换 (水源热泵) 方式回收并加以利用[23,26]。污水余热 (<30 ℃) 排放约占城市总废热排放量的40%，且其流量稳定，具有冬暖夏凉的特点[31-32]。
热能衡算表明，若提取处理后出水4 ℃温差，实际可产生1.77 kW·h·m−3电当量(热)和1.18 kW·h·m−3电当量(冷)[23]。这是上述实际可转化有机能 (0.20 kW·h·m−3) 的9倍，亦表明有机能与热能分别为污水总潜能的10%和90% [23,29,33]。因此，污水余温热能蕴含量巨大，不仅能完全满足污水处理自身碳中和运行 (案例污水处理平均能耗约0.37 kW·h·m−3) 需要，而且还有更多余热 (约85%) 可外输供热或自身使用 (如用以进行污泥的低温干化) ，能形成大量可进行碳交易的碳汇。
污水热能的有效利用可使污水处理厂转变成“能源工厂”。芬兰Kakolanmäki污水处理厂的案例[12]表明，该厂2020年的总耗能为21.0 GWh·a−1，通过热能回收等主要手段使能源回收总量高达211.4 GWh·a−1，产能几乎为运行能耗的10倍。其污泥厌氧消化产能仅占3.7%，只能满足36.8%的运行能耗 (0.31 kW·h·m−3) ，而余温热能回收占比达95%。
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现有研究表明，污泥厌氧消化有机能源转化率普遍不高，仅靠此路径很难实现碳中和目标，且厌氧消化至少还有50%有机质需进行进一步的稳定处理[23-24,27]，因此，在污泥处理中跳过厌氧消化，而直接干化、焚烧污泥应该是污泥处置与能源回收的上策[34]，也成为国内外普遍采用的方法。前文提及的进水COD为400 mg·L−1的案例[23,26]，若采用直接干化焚烧工艺来处理污泥，其有机能转化率可升至0.50 kW·h·m−3 (电当量) ，远远高于厌氧消化的0.20 kW·h·m−3，扣除污水处理厂运行能耗 (0.37 kW·h·m−3) 后，可盈余电当量0.12 kW·h·m−3。若再进一步考虑出水的热能利用，按上述热能实际转化计算，水源热泵提取4 ℃温差后，可获得热能1.77 kW·h·m−3 (电当量) ，再扣除污泥干化能耗0.61 kW·h·m−3，可盈余热能1.16 kW·h·m−3 (电当量) (见图2) 。因此，污泥焚烧热能与余温热能回收可实现污水处理自身能源中和、甚至碳中和运行，还可使其变成能源工厂，向社会输电、供热。
以上案例表明，污水处理仅靠节能降耗难以实现碳中和，还应通过开源来达到目标。利用光伏发电、剩余污泥化学能厌氧消化回收与水源热泵余温热能回收方式，分别核算3种能量回收方式对运行能耗的贡献率。结果表明，若进水COD为400 mg·L−1，污水化学能通过厌氧消化产CH4并热电联产 (combined heat and power，CHP) 最多仅可弥补约一半的污水处理运行能耗，剩余一半能量赤字仍需靠其他途径来补充。若利用出水余温热能，仅需要<10%热能或<15%冷能交换 (通过碳交易) 便可弥补能量赤字，间接实现碳中和目标。剩余约90%热能或85%冷能则可用于周边建筑物空调、温室供暖等，以减少外部的化石能源 (煤电、油电) 消耗。相比之下，光伏发电可获得的能量则显得有些“微不足道”，最多也就能提供<10%的运行能耗。因此，污水处理厂若考虑余温热能回收不仅可实现碳中和运行目标，亦可向厂外供热/冷，从而实现向能源工厂的转变。这种认知在颠覆传统能量利用观念的同时，也揭示了污水化学能的利用局限，表明可将COD的利用向高附加值产品 (如藻酸盐、PHA等) 资源化方向转变，而无需再去刻意强调污泥厌氧消化产CH4[23]。
余温热能的回收与应用并无障碍，唯一的设备水源热泵已较成熟。热能利用的最大问题是这是一种低品位热能 (60~80 ℃) ，只适合热量的直接利用，尚不能用于发电。在作为热源外输冬季供暖时，较低的水温又决定了热量的有效输送半径不能太大，仅适用于3~5 km的输送半径。而且在余温热能的实际利用中，政府部门的决策与规划最为重要。个别北欧国家的作法值得借鉴，其热能利用已涵盖建筑供暖、温室加温、人工养鱼等多个方面。如瑞典首都斯德哥尔摩建筑物中有40%采用水源热泵技术供热，其中10%热源来自污水处理厂出水[35]；芬兰Kakolanmäki污水处理厂对出水余温热能予以回收利用，并向图尔库市居民供热、制冷，形成了大量碳汇[12-13]；荷兰于2021年在乌特勒支De Stichtse Rijnlanden污水处理厂建成25 MW水源热泵系统，为周边10 000户家庭提供供热服务[36]。奥地利学者通过全生命周期影响评价 (life cycle impact assessment, LCIA) 方法得出，该国总共173个污水处理厂中约3/4的出水潜热可被利用，并在厂区周围有稳定的热源用户[37]。
尽管对污水处理厂余温热能的近距离外输利用可大大提高工艺的能耗利用，然而在现状难以调整的已规划区域，若外部无法利用这部分热能，则只能在污水处理厂内部进行利用。如将余温热能可原位用于低温干化污泥，随后将污泥集中运送至具有邻避效应的焚烧厂集中焚烧利用。这样便可将不能发电的低品位热能间接转化为可高温发电的高品位热能[34,38-40]。另外，在冬季寒冷的北方城市，还可考虑用出水余温热能加热前端进水，以确保在冬季维持生物处理效率。
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“碳中和”已成为的热词。污水处理厂固然可通过节能降耗、污泥厌氧消化、太阳能源等方式很大程度上减少碳排放量。然而，由于我国污水存在有机质含量低的特点，要通过这些常规手段实现真正的碳中和目标差距较大。尽管污水余温热能的利用是使污水处理厂转型为“能源工厂”的有效手段，但在我国污水余温热能尚未被视为清洁能源，更未被列入碳交易清单。因此，除了在常规“降碳”技术上下功夫，还应在管理层面，从整个污水处理领域的整体规划、污水处理厂的设计布局，以及碳汇政策等多方面着手，来选择适合我国国情的污水处理厂碳中和路径。
污水处理行业实现碳中和的路径及其适用条件分析
Analysis on the path and applciable conditions of carbon neutrality in wastewater treatment industry
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摘要: 节能降耗、厌氧消化产甲烷、工艺相关的能源利用等策略可有助于碳减排，但这些常规方法的潜力距碳中和目标仍有相当距离。国外诸多案例表明，污水余温热能利用技术是污水处理领域实现碳中和运行的可行方案。在总结污水处理领域碳减排策略的基础上，评价分析其对碳中和的贡献。通过对国内案例计算分析余温热能潜力并与有机 (COD) 能转化率进行比较发现，污水中蕴含的余温热能潜力为有机能的9倍。余温热能利用可使污水处理厂达到碳中和目标，还可将剩余热能 (约75%~85%) 向外以供热/制冷形式输出，或用于原位低温干化污泥，实现污水处理厂向“能源工厂”的转型。Abstract: Strategies such as energy conservation, anaerobic digestion and methanogenesis, and process-related energy use can contribute to carbon emission, but the potential of these conventional approaches is still far from carbon neutrality. Many cases abroad indicated that waste water heat energy utilization technology was a feasible scheme to achieve carbon neutrality in wastewater treatment. Based on the summary of carbon reduction strategies in the field of wastewater treatment, the contribution to carbon neutrality was evaluated and analyzed. By calculating and analyzing the waste heat energy potential of domestic cases and comparing with the conversion rate of organic energy (COD), it was found that the waste heat energy potential contained in sewage was 9 times that of organic energy. The use of residual heat energy can make the waste water treatment plants (WWTP) achieve carbon neutrality, and also export the residual heat energy (about 75% ~85%) outward for outside heating/cooling, or for in situ low temperature desiccating sludge to realize the transformation of WWTP into “energy plants”.
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城市污水管道通过一般检查孔与外界环境进行气体交换，故通风效果有限，难以及时补充污水中被微生物消耗的溶解氧(dissolved oxygen ，DO)，极易形成厌氧环境[1]，从而导致厌氧气体积累，甚至可能发生爆炸事故。控制污水管道爆炸性气体的方式有：通过鼓风充气以抑制厌氧生物膜的活性，减少 H2S 和 CH4 的产生[2]；通过投加化学药剂(包括氢氧化钠、硝酸盐、金属盐等)来抑制厌氧气体产生的措施[3-6]。上述措施一般需持续性的操作，药剂投加和特殊的操作条件均使得城市管网的管理成本增加[7]。
目前，国内城市建筑密度大、污水管道长，有必要建立一种消除 CH4 爆炸性隐患的可持续方法。张二飞等[8]探究了建筑排水立管未经化粪池直接接入污水管网的气流规律，发现立管带入气体有94%用于改善污水管道顶部的气相环境。该方法能改善污水管网通风状态的长度为5～32 m，对于密集的城市污水管网而言，其改善长度有限。高如月等[9]使用脉冲通气方法在水流速度为 0.2 m·s−1时，可实现对有害气体的最佳控制效果，但该方法同样面临改善区域有限的问题。卢金锁等[10]从整个污水集输管道系统角度出发，探讨了化粪池对气流组织的隔断效应，发现利用排水立管连通大气可降低污水管道中有害气体的浓度。而污水管道内外气体的温度、湿度差异会影响自然通风效果[11]，故自然通气控制方法的影响范围有限。硫酸盐还原菌(sulfate-reducing bacteria，SRB)受高温影响在夏季管道中会产生更多CH4[12]，夏季高温情况下，CH4与干空气密度差减小，建筑立管直接与污水管道相连的通风效果会受到一定限制。
基于上述背景，本课题组提出一种用风机推动建筑物直立管道及污水管道中气相流动，以增强污水管道通风、控制有害气体安全风险的新方法，其风机系统如图1所示。通过在上下游建筑立管顶部分别安装风机，使得上游立管向内鼓入新鲜气体，下游立管向外排出有害气体并设置气体吸附装置。该方法可使建筑立管与污水管道直接相连以改善通风，且不受制与管道内外温度差(如夏季高温)的影响，还可以增加建筑立管在排水时所需补气量，加强建筑立管与污水管道直接相连对下水道通风状态的影响长度。将该方法应用于西安市某建筑的部分污水管道，建立了通风效能的计算流体力学(CFD)模型，并进行现场实验验证，以期为城市污水管道中有害气体的控制提供参考。
1. CFD建模及实验验证方法
1.1 污水管道系统CFD建模
1.1.1 CFD模型建立及模拟条件设置
西安市某建筑立管不经化粪池直接与污水管道相连，为实验提供了可操作空间，如图2(a)所示。以此建筑为原型，运用CFD 建立与图2比例为 1:1的模型，计算尺寸和边界条件设置情况，如图2(b)所示。
图 2 西安市某建筑模型及模型边界条件、计算尺寸图Figure 2. A model of a building in Xi’an, model boundary condition and calculation dimension diagram注：(a)中1~4号检查井用于观察强化通鼓入气体的溢出情况。该建筑中楼层建筑立管高度为22 m，管径为DN100，于建筑立管伸顶通气顶部安装风机。选用4寸口径大小的风机，风量310～330 m·h−1、风速7～8 m·s−1、风压180 Pa、功率40 W，检查井深1.4 m，间隔1 m。 CFD模拟风机运行风速设置7.5 m·s−1，污水管道充满度为 0.5，底部水流流速为 0.6 m·s−1。
1.1.2 模拟方程
采用二维数值模拟的基本方程，包括质量守恒方程、能量守恒方程、动量守恒方程、标准方程等，具体内容见表1。采用有限体积法进行求解方程，湍流耗散率、湍动能方程使用二阶迎风格式求解。模拟实验为管道中气流流动情况，为尽量贴近实际管道中气流流动，采用多相流VOF模型，模拟管道中气液两相流动情况。其中，建筑立管不排水时污水管道中气液流动相对平缓，湍动能方程和耗散率设置为一阶迎风格式，后续模拟建筑立管排水情况时湍动能方程和耗散率设置改为二阶迎风格式。
表 1 模拟模型的设置内容Table 1. Simulation model parameter设置项目 具体内容 求解器 压力基求解器 多相流方式 VOF模型 湍流模型 标准的κ-ε模型 速度和压力的耦合方式 SIMPLE算法 压力的空间离散方式 PRESTO函数 体积分数方程 一阶迎风格式 动量方程 二阶迎风格式 湍动能方程 一阶迎风格式 湍动能耗散率方程 一阶迎风格式 | Show Table
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1.2 现场实测与模型验证
1.2.1 现场实测方法
现场案例为7层高教学楼，每层高3 m，通风帽伸出楼顶1 m。男卫生间大便器为实验所选取的卫生器具，额定流量为1.2 L·s−1。污水流速约为0.6 m·s−1。污水管道管径为 DN600，坡度为0.3% ，检查井口通风面积均为2 cm2。
实测用到的仪器有：Testo-2风速计，可对随时间变化的瞬时风速及某段时间内的平均风速进行记录，精度为0.01 m·s−1；521-1 气压计，可对瞬时气压变化进行记录，精度为0.1 Pa。
测量指标：检测8个位置的空气流速，其中包括4个检查井井口处的流速及相应井口下略高于污水管道水面的位置处的流速。检测井口风速时，用空装瓶盖住井口以隔除自然风速影响。当建筑立管排水时，开始记录上述8处的瞬时风速和气压的变化情况；当瞬时风速和气压不再变化时，记录结束。根据某一段时间内瞬时风速、气压的变化，每0.25 s取1个值。根据这些值计算这段时间内瞬时波动的平均值。每次实测时，各层卫生间排水时间均为20 s；要求在最上层楼层排水过程中，其他楼层不得排水，以排除对实验的影响。
1.2.2 CFD模拟与实测数据对照分析
将模拟部分与实测部分进行对照，以实测数据为基准调整CFD模拟参数以确保模拟的准确性，然后模拟不同风机工况下对污水管道气体通风的长度范围影响。通过对不同风机工况、不同楼层排水工况下模拟建筑立管各处压强的变化情况，模拟检查风机运行对与建筑立管相连的各层横支管的水封影响情况。
2. 结果及分析
2.1 实测结果与CFD模拟结果对比
风机运行风速设定为7.5 m·s−1。由于建筑立管的顶部与风机距离很近，这两处的风速几乎无变化。实测内容主要考察井口实测结果与CFD模拟结果的匹配度，以验证CFD模拟条件设置的准确性。在建筑立管自然通风的情况下，检查井口及井下略高于污水管道水面位置处监测点风速变化，结果如图3所示。在风机强化通风运行情况下各检查井监测点的风速变化如图4所示。
图 3 自然通风检查井口及井底风速结果对比Figure 3. Comparisons of natural ventilation results between inspection wellhead and Bottom hole
图 4 强化通风检查井口及井底风速结果对比Figure 4. Comparison of enhanced ventilation results between inspection wellhead and Bottom hole由于本身气流速度偏小，且与风速计精准度相近，在自然通风条件下CFD模拟结果与实测结果最大偏差为22%。在建筑立管风机强化通风运行条件下，CFD模拟结果与实测结果偏差可控制在6.5%以下。该结果表明，本研究设置的CFD模拟条件较为适宜。在风机运行下，鼓入气体主要通过前3位检查井口逸出，从第4位检查井口及其后逸出的气体量很少，则不计入统计。前3位检查井口逸出的气体约为75 m3·h−1，为风机鼓入气体310 m3·h−1的2.4%，其余鼓入气体用于改善污水管道的厌氧环境。
2.2 改善污水管道通风状态的长度
污水管道中的气体流动是由水流流动对气体产生同向牵引力而产生。而由于管道顶部气体远离污水表面，故其流速与污水表面的气体流速相比较低[13]，导致立管中有害气体出现堆积。而建筑立管与污水管网直接相连构成的直连系统能改善污水管网通风状态的长度为5～32 m。对于密集的城市污水管网而言，以上结果中的改善长度很有限。模拟建筑立管安装风机系统对污水管道的影响长度，结果如图5所示。在自然通风条件下，管道内气流的流动依靠水流流动的拖曳，管道顶部气流流速较低，而风机的运行会加速污水管道顶部产生较大的气流，有助于改善管道内有害气体堆积的情况。
图 5 不同通风状态对污水管道气流影响分布图Figure 5. Distribution diagram of the influence of different ventilation conditions on the airflow at the sewage pipes注：Mag表示表示横向风速与纵向风速的合速度，m·s−1。通过改变建筑立管不同风机运行工况，模拟污水管道影响长度的变化，结果如图6所示。风机风速提升所带来的管道影响长度增量呈递减趋势。对建筑立管的上游管道影响长度为130～210 m，对下游管道的影响长度为380～540 m，对整个污水管道区域长度为510～750 m。因此，风机工况的改变主要影响污水管道气体加速，而不会影响管道中通风长度区域的扩大。
建筑立管强化通风可强化进入污水管道气体的更新效率，亦可促使污水管道中气体的排出。2种情况分别为：1)在强化通风向内鼓气情况下，将强化通风鼓入的空气改为鼓入N2，以N2作为标记气体，以500 m管长的污水管道为实验对象，当污水管道内气体被N2充满时可认为污水管道气体已完成1次更新；2)在强化通风向外排气情况下，设置管道内充满N2，当污水管道内N2消失时可认为污水管道气体已完成1次更新。
建筑立管安装风机强化通风对污水管道气体更新效率如图7所示。在风机鼓风情况下，对管径600 mm、管长500 m的污水管道内气体进行一次完整更新的时长为135 s，管道N2含量约为鼓入量的97.08%。而风机排气对管道气体完成1次更新的时长略长，约为155 s，管道N2含量约剩余3.16%。上下游建筑立管同时强化通风时，排出气体的时长由下游建筑立管风机排出气体速率决定，故强化通风更新气体时长约为155 s。
图 7 风机对管道内气体更新情况影响Figure 7. Influence of blower on gas renewal in the pipeline注：97.08%表示风机鼓气作用下管道气体更新程度；3.16%表示风机排气作用下管道气体更新程度。2.3 系统对建筑立管内的气压影响
CFD模拟风机运行风压为180 Pa，在风机向内鼓风情况下，水封损耗为90.16 Pa，当存水弯两边高差达到180.32 Pa时与风机风压等同，如图8所示。此时，横支管最低水封高度为399.84 Pa。由于国内规范卫生间水封高度为490～980 Pa，水封的临界破坏值为±245 Pa，因此，风机的运行不会破坏建筑立管中横支管的水封。
图 8 风机运行水封高差图Figure 8. Elevation difference diagram of the waterseal in blower operation建筑各层卫生间不排水时风机的运行不会破坏卫生间水封，而卫生间进行排水时，水进入立管中，立管上端会出现负压[14]。建筑立管安装风机强化通风系统对建筑各层水封的影响对于居民生活质量至关重要。对风机的不同运行工况、不同楼层排水工况进行模拟，观察不同情况下建筑立管内气流流动的压强分布，结果如图9所示。
图 9 风机不同工况下立管内压强分布图Figure 9. Pressure distribution diagram in the vertical pipe under different working conditions由于自然环境中的空气不能及时补充被水流带走的空气，故排水时建筑立管中会形成负压。如图9所示，第6层和第7层横支管在依次排水、同时排水的2种情况下的负压值与7层单独排水相比更大，而负压值出现的区域更靠近下方。这是由排水位置所决定的，而风机运行并不会改变立管内气压最大值的出现位置。风机强化通风可使立管中产生的负压减小，使得建筑立管强化通风时，立管进行排水时的压强会比自然状态下要低，由此保证居民能更为安全地使用卫生间，亦从一定程度上保护了横支管水封情况。
3. 结论
1) CFD模拟模型与实测结果得到的下水道补气量误差在7.0%以内。对前3个检查井口的补气的溢出量约占系统鼓入气体的2.3%，剩余气体足够用于改善管道内厌氧环境。
2)建筑立管强化通风可明显改善污水管道顶部气流缓慢的情况。通风强度的改变主要影响污水管道中的气体加速效果，而不会扩大管道内的长度区域。实验所选风机影响的管道区域长度为510～750 m，对管径600 mm、管长500 m的污水管道内的气体完成1次更新所需时长为155 s。
3)强化通风运行气压为180 Pa时，最上层横支管水封损耗为90.16 Pa，小于国内规定±245 Pa水封破坏临界值。在立管排水情况下，建筑立管安装风机进行强化通风会降低立管内气压值，对横支管水封起到一定程度保护。强化通风强度与立管负压最大值出现的位置无关。
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图 1 不同国家地区污水处理厂能耗与碳排放量
Figure 1. Energy consumption and carbon emissions of sewage treatment plants in different countries and regions
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