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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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利用人工湿地进行污水处理的技术目前已经得到广泛应用，但人工湿地运行过程中频繁出现的堵塞问题，已严重影响到人工湿地的持久和高效运行。而目前对人工湿地发生堵塞的判断及堵塞程度仅能进行定性评价，无法对堵塞区域进行精确定位。因此，在治理堵塞的时候没有具体针对性，在治理的时候只能针对于人工湿地整体进行，时间成本高、经济效果差。因此，针对人工湿地堵塞区域的定位探测是亟待解决的问题。
目前在实际针对人工湿地堵塞问题上，较为常用的有生物电池法[1]、探地雷达法[2-5] 、电阻率法[6-8]、渗透系数法[9]、示踪剂法[10-11]、分析堵塞物质性质[12]等方法。对于示踪剂法，投入的示踪剂会被湿地植物和其他生物吸收[13-14]，且单一的示踪实验结果可能不具有代表性[4]。通过水力传导率法测得的值仅表示轴流方向上横截面内的平均水力传导率，并不能表示该横截面内某特定垂直和横向位置处的堵塞严重程度[15]，实际操作过程中一般将水力传导率法和示踪剂法相结合。AIELLO等[16]分析了水平潜流人工湿地的水力特性，通过现场测量砾石层的水力传导率、量化累积堵塞物质，最后通过示踪实验可视化流动路径来研究堵塞现象。对于利用地球物理方法探测人工湿地堵塞问题方面，目前的文献主要还是集中在电阻率法和探地雷达方法，探地雷达精度较高、速度快，适合中、小尺度监测，可得到湿地内部能量衰减图像[3-4]。特别是MATOS等[5]使用探地雷达探测了种植香蒲与未种植植被的2个全尺寸水平潜流人工湿地的堵塞特性，结果表明，探地雷达可以探测出堵塞区域，但地质雷达方法也存在纵向尺度定位不精确的问题，并且由于人工湿地一般纵向尺度较小和水饱和状态，存在基底和边界反射较强、堵塞区域反射不够清晰的问题，因而探测精度不够理想。电阻率法对湿地内部造成的干扰较小，可以快速、无损、有效地反映湿地堵塞状况，在湿地堵塞物定性定量方面具有良好的发展前景[7-8]。但目前使用的电阻率探测方法多采用的是地面电阻率法，在纵向尺度探测效果不佳，并且干扰因素过多。
基于上述情况，本研究以较为广泛的潜流人工湿地为研究对象，根据潜流人工湿地结构和堵塞区域的特点，基于电阻率法提出了利用改进的高密度电阻率法来探测和定位人工湿地堵塞区域，并使用Visual MODFLOW(VMOD)建立了堵塞模型，主要从人工湿地堵塞探测的电阻率方法讨论、电阻率法的水槽模拟实验和流场模拟几个方面，探讨了基于电阻率法探测和定位人工湿地堵塞区域的可行性。
1. 材料与方法
1.1 实验原理
电阻率法测井是通过测量钻井剖面上各种岩石电阻率来区分岩石性质的方法，主要应用在石油和矿产勘探中。常规电阻率测井方法采用的是点测方法，效率比较低，但由于其方法简单，使用广泛，到目前为止，在划分钻井地质剖面和判断岩性等工作中仍然起着一定的作用[17]。如图1所示，在进行电阻率测井时，设有供电线路AB和测量线路MN。通过供电线路上的电极A、B供给电流，在井内建立电场，然后测量在测量回路上电极M、N的电位差
ΔUMN ΔUMN ΔUMN ρ=KΔUMNI (1) K=4π (1DAM−1DAN−1DBM+1DBN) (2) 式中：
ρ ΔUMN 1.2 改进的高密度电阻率测井
为了适应人工湿地的特殊情况，并提高数据采集效率，改进了电阻率测井方法，设计了高密度电阻率测井方法。高密度测井方法采用高密度电极探杆(图2)代替普通电阻率测井的电极系，测量方式类似于地面高密度电法的测量方式，只是把高密度电极通过电阻率探杆垂直布设在人工湿地床体中。
图 2 改进的高密度电阻率电极杆与实物图Figure 2. Improved high density resistivity electrode rod and physical diagram测量装置也与常规的测量方法不一样，常规电阻率测井一般使用三极装置。但人工湿地堵塞探测不适合使用三极装置，因为三极装置异常相对比较复杂，而且大多小型人工湿地由于尺寸原因，并不能满足布设“无穷远极”的条件，使测量数据容易产生较大误差。因此，在人工湿地堵塞探测中，测量装置采用对称四极装置(施伦贝尔装置)，该装置不需要布设“无穷远极”，并且视电阻率数据异常简单，对于堵塞区域反映直接，易于解释。
1.3 人工湿地视电阻率
对于单孔测井视电阻率数据而言，视电阻率数据反映的是井孔周围一定范围内的介质电阻率，在极距较小(由于人工湿地纵向尺寸较小，所以电阻率测量时使用的电极距较小)、介质分层比较单一的情况下，电阻率测量方法类似于电法勘探中取得岩土体电阻率数据的野外小四极测量方法(露头法)[18]。经实测，其测量得到的视电阻率近似等于介质的真电阻率。而在视电阻率的计算方面，采用全空间的视电阻率计算公式计算得到的视电阻率，除了边界附近存在较小的误差外，其他区域误差相对较小。因此，可以采用全空间的视电阻率计算公式计算视电阻率。
经测量，对于水饱和人工湿地来说，单一填料人工湿地可认为只有一层均匀介质，当不存在堵塞区域时，所测视电阻率近似等于介质的真电阻率；当存在堵塞区域时，所测视电阻率也基本接近堵塞体的电阻率。另外，当人工湿地为多层粒径不同的填料时，由于饱和填料的电阻率主要受孔隙率和所含溶液控制，电阻率差异很小，故可近似认为是电性均匀的介质[19]。但是，这种电阻率近似替代的方案要求在选择测量装置的时候需选择对称四极装置(施伦贝尔装置)，三极装置无法实现。因此，对于用改进的高密度电阻率测井方法，可以直接利用测量得到的视电阻率数据近似代替电阻率数据进行分析，即使不用进行数据的反演工作也可取得较好的效果。
1.4 实验设计
1)改进的单孔高密度测井法探测堵塞实验。实验采用水槽模拟的方式进行，水槽的长、宽、高分别为146、119和102 cm，仪器使用WDJD-2高密度电阻率测量系统，自制井中高密度电极杆(图2)[20]，高阻堵塞体为石英砂。测量装置使用对称四极装置(施伦贝尔装置)，每根高密度电极杆实接电极数位20，电极间距5 cm。高阻体直径约15 cm，形状为近似球体。以水槽下方角点设定为坐标原点，高阻体中心坐标为： x=70 cm，y=60 cm，z=62 cm。测量和测点布线为了避开水槽边界的影响，在水槽中间布设了6条测线，测线间距10 cm，其中，中间的3条测线位置分别为测线1(y=55 cm)、测线2(y=65 cm)、测线3(y=75 cm)，每条测线按间距10 cm布置了6个测点(x=45~95 cm)。
2)VMOD模拟。地下水模拟工具较多，VMOD因其开源、具一定物理意义和参数化过程相对明晰,在世界范围内得到广泛应用。该模型是在由加拿大Waterloo水文地质公司在美国地质调查局(USGS)研发的MODFLOW[21]的基础上进行可视化集成开发,被水文地质学界认可的三维地下水流和溶质运移模拟的标准可视化专业软件系统[22-23]。
VMOD用三维有限差分法概化地下水系统，由水量平衡原理通过连续性方程(式(3))进行地下水系统动态求解[24]。
∂∂x(Kx∂h∂x)+∂∂y(Ky∂h∂y)+∂∂z(Kz∂h∂z)−W=Ss∂h∂t (3) 式中：
Kx、Ky、Kz h W μ t 由于人工湿地堵塞区域和未堵塞区域的渗透系数不同，根据这个特点可以使用VMOD进行堵塞模拟。此次使用VMOD进行的流场模拟，模型的长、宽、高分别为146 、119和102 cm(图3)，与水槽模拟实验相同。各个模拟参数由之前研究中的实验数据所得[25]，主堆料场采用单层堆料，渗透系数为65
m⋅d−1 m⋅d−1 m⋅d−1 m⋅d−1 2. 结果与讨论
2.1 流场模拟
此次使用VMOD进行的流场模拟(图4)，人工湿地模型使用的为20目石英砂岩，渗透系数为
65m⋅d−1 2.2 改进的单孔高密度测井法堵塞探测
通过改进的高密度测井方法，根据设计的测点和电极间距，测量整个设计测量范围内的三维数据。每个平面测点布设的高密度电极系统测量了3组不同供电极距的视电阻率数据，通过分别提取所有测点的3组不同供电极距的数据，用这3组数据分别组成各条测线的二维断面数据并绘制二维断面视电阻率断面等值线图，根据视电阻率断面等值线图的特征可以对堵塞区域进行分析定位。
图5为供电极距DAB/2=7.5 cm (装置参数为DAM=DMN=DNB=5 cm，即最小供电极距状态下)时的视电阻率断面等值线图。沿x轴有效测量深度为7.5~87.5 cm。由图5(a)和图5(b)中可以看出，在高阻体周围的测线1和测线2的断面等值线图上，存在一个高阻封闭区域，该区域与高阻体的位置比较吻合；通过和人工湿地堵塞模拟流线图(图4)对比，与流场模拟得到的堵塞区也较吻合。另外，在测线1和测线2上，也只有靠近高阻体的x=65 cm和x=75 cm处的4个点视电阻率数值较大，其他测点都是背景值，没有受到高阻体的影响，其他测线由于没有靠近高阻体，视电阻率数据都比较平稳，和流场模拟的一样，流线平稳，都是背景值。而表层和底层电阻率偏高是由于边界处的测量不能满足全空间状态所致，这个还需要考虑半空间状态的影响，所以边界附近的视电阻率计算方法还需要进一步的改进。
图 5 供电极距DAB/2=7.5 cm的视电阻率断面等值线图Figure 5. Apparent resistivity cross-section contour map at the supply pole distance DAB/2=7.5 cm图6为供电极距DAB/2=12.5 cm(装置参数为DAM=2DMN=DNB=10 cm)时的视电阻率断面等值线图。沿x轴有效测量深度为12.5~82.5 cm，相对于供电极距DAB/2=7.5 cm的有效范围有所缩小。由图6(a)和图6(b)中可以看出，在高阻体周围的测线1和测线2的断面等值线图上，存在一个高阻封闭区域，该区域与高阻体的位置比较吻合，但与供电极距DAB/2=7.5 cm的测线相比，该区域与高阻体的位置在纵向上吻合度稍差。这主要是由于供电极距的增大，堵塞体外围测点的视电阻率平均效应有所增强。
图 6 供电极距DAB/2=12.5 cm的视电阻率断面等值线图Figure 6. Apparent resistivity cross-section contour map at the supply pole distance DAB/2=12.5 cm图7为供电极距DAB/2=22.5 cm(装置参数为DAM=4DMN=DNB=20 cm)时的视电阻率断面等值线图。沿x轴有效测量深度为22.5~72.5 cm，相对于供电极距DAB/2=12.5 cm的有效范围进一步缩小。由图7(a)和图7(b)中可以看出，在高阻体周围的测线1和测线2的断面等值线图上，存在的高阻封闭区域，与流场模拟得到的堵塞区吻合，由于供电极距的进一步增大造成综合效应增强，高阻区域与高阻堵塞体吻合度和分辨度进一步减弱，这主要是由于表层和底层对视电阻率测量和计算结果影响进一步增强。
图 7 供电极距DAB/2=22.5 cm的视电阻率断面等值线图Figure 7. Apparent resistivity cross-section contour map at the supply pole distance DAB/2=22.5 cm综合上述3个供电极距的视电阻率断面等值线图的分析结果，可以得到3点结论。1)只要电阻率差异存在并且差异够大，改进的高密度电阻率测井方法能够较好的探测和定位人工湿地高阻堵塞区域，该方法是有效的。2)改进的高密度测井方法采用的数据供电极距不宜过大，如果供电极距过大，则不但有效测量范围会减小，而且异常效果由于受边界和电极距范围内介质综合效应的影响而变差。根据实验结果，建议高密度电阻率探杆的电极间距不大于5 cm，供电极距DAB/2不超过12.5 cm。3)该实验的视电阻率计算方法都是基于全空间条件进行，后续还需进一步研究边界处全空间条件和半空间条件的转换问题，在视电阻率的计算上需要研究全空间和半空间的混合算法，以期消除边界处的计算误差，增强边界处的分辨率。
另外，对于人工湿地工程实例来说，水饱和人工湿地未堵塞区域和堵塞区域的电阻率差异并不是很大，并不能保证有较好的探测效果。为此，我们提出了一种强化电阻率差异的人工湿地堵塞探测方法[27]，通过在人工湿地中加入电解质溶液的方法来加大人工湿地未堵塞区域和堵塞区域的电阻率差异，可以提升人工湿地堵塞区域探测精度和探测效果。
2.3 三维数据分析
本次设计的单孔高密度测井法探测实验测量区域是三维区域，可以根据数据绘制三维立体图，以更好的对高阻异常体进行空间定位和有效展示。图8为供电极距DAB/2=7.5 cm时的视电阻率三维组合图件，可以更好的展示高阻体的空间位置和形态，更直观和精确的定位堵塞区域。
图 8 供电极距DAB/2=7.5 cm的视电阻率三维立体图Figure 8. 3D stereogram of apparent resistivity at the supply pole distance DAB/2=7.5 cm3. 结论
1)只要电阻率差异存在并且差异够大，改进的高密度电阻率测井方法能够较好地探测和定位人工湿地高阻堵塞区域。
2)改进的高密度测井方法采用的数据供电极距不宜过大，如果供电极距过大的话，不但有效测量范围会减小，而且异常效果由于受边界和电极距范围内介质综合效应的影响而变差。根据实验结果，建议高密度电阻率探杆的电极间距不大于5 cm，供电极距DAB/2不超过12.5 cm。
3)对于视电阻率的计算方面，采用全空间的视电阻率计算公式计算得到的视电阻率，除了边界附近存在较小的误差外，其他区域误差相对较小。因此，在方法探索阶段，可以采用全空间的视电阻率计算公式计算视电阻率。但后续还需进一步研究边界处全空间条件和半空间条件的转换问题，在视电阻率的计算上需要研究全空间和半空间的混合算法，以期消除边界处的计算误差，增强边界处的分辨率。
4)对于人工湿地堵塞探测的数据处理来说，根据探测数据绘制三维立体图，可以更好的展示高阻堵塞体的空间位置和形态，更精确的实现堵塞区域的定位。
5)对于人工湿地工程实例来说，人工湿地未堵塞区域和堵塞区域的电阻率差异并不是很大，并不能保证有较好的探测效果，可以通过在人工湿地中加入电解质溶液的方法来加大人工湿地未堵塞区域和堵塞区域的电阻率差异，提升人工湿地堵塞区域探测精度和探测效果。
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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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