废弃污泥中回收碳源减少工业废水处理厂温室气体排放

环境科学与生态技术14（2023）100235原创研究从废弃污泥中回收碳源减少中试规模工业废水处理厂的王乾棣a，b，李西奇c，d，刘文宗a，c，*，翟思远a，徐琼英c，Chang'an Huanc，Shichen Niee，Qinghua Ouyangf，Hongcheng Wangc，Aijie Wanga，b，c，**中国科学院环境生物技术重点实验室，中国科学院生态环境科学研究中心，北京，100085b中国科学院大学，北京，100049哈尔滨工业大学（深圳）城市水资源与环境国家重点实验室，深圳，518055d哈尔滨工业大学环境学院城市水资源与环境国家重点实验室，哈尔滨，150090e山东省神水县海纳水务环保有限公司有限公司、山东省，274000，中国f神水海纳水务集团有限公司，有限公司、中国深圳，518055我的天啊N F O文章历史记录：接收日期：2022年8月21日接收日期：2022年2022年12月28日接受保留字：碳中和资源回收厌氧发酵污泥减量中试研究A B S T R A C T碳循环调控和温室气体减排在理论上可以提高污水处理厂的可持续性。然而，目前，大量的外部碳源用于深度脱氮和废物污泥处置加重了大多数污水处理厂的碳足迹。在这项中试规模研究中，通过短期（五天）产酸发酵从初级污泥（PS）中初步回收了大量碳，随后在羊毛加工工业污水处理厂现场用于净化。回收的污泥来源的碳源是极好的电子供体，可用作商业葡萄糖的额外碳补充剂以增强纯化。此外，碳和氮排放量的改善进一步促进了温室气体减排。总体而言，碳回收实现了污泥挥发性固体减少9. 1%，抵消了57. 4%的外部碳源，目标工业污水处理厂的间接温室气体排放减少了8. 05%。这项研究表明，优化污水处理厂内碳质量流量的分配有许多好处。©2022作者出版社：Elsevier B.V.我代表中国环境科学学会哈尔滨工业大学、中国环境科学研究院。这是一个开放在CC BY-NC-ND许可证（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）下访问文章1. 介绍2016年，整个中国污水处理行业的温室气体（GHG）排放量达到约1.97亿吨二氧化碳当量（CO2-eq），占全国GHG排放总量的1.71%[1]。作为工业园区最重要的基础设施组成部分之一，工业污水处理厂已被报告为工业温室气体排放的主要来源[2]。近几十年来，中国建立和发展了552个国家工业园区，以促进国家的发展。*通讯作者。**通讯作者。中国科学院环境生物技术重点实验室，中国科学院生态环境科学研究中心，北京，100085。电 子 邮 件地 址 ：liuwenzong@hit.edu.cn（ W.Liu ） ，ajwang@rcees.ac.cn（A.Wang）。经济发展[3]。2016年，工业占中国淡水消耗总量的21.6%以上[4]。根据Hu et al.（2019）的不完全计算，2016年中国152个NIP中的344个集中式污水处理厂共产生564万吨二氧化碳当量[3]。此外，工业废水通常具有高浓度有机和无机污染物的特征，导致处理难度增加[5]。因此，需要更多的化学品消耗和能量输入来实现高水平的废水处理[6e 10]。废活性污泥（WAS）产量的增加不可避免地伴随着补充碳源的引入。使用絮凝剂强化初沉可提高初沉污泥产量。最常用的活性污泥法产生CO2、CH4和N2O，在微生物代谢的碳氮比失衡的情况下，温室气体排放更为严重。此外，污水处理厂的其他间接温室气体排放源来自https://doi.org/10.1016/j.ese.2022.1002352666-4984/©2022作者。由Elsevier B.V.代表中国环境科学学会、哈尔滨工业大学、中国环境科学研究院出版。这是一篇基于CC BY-NC-ND许可证的开放获取文章（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。可在ScienceDirect上获得目录列表环境科学与生态技术期刊主页：www.journals.elsevier.com/environmental-science-and-www.example.comQ. Wang，X.Li，W.Liu等人环境科学与生态技术14（2023）1002352从泵送和曝气的电力消耗，用于增强净化的额外外部碳源，以及污泥调理的化学品消耗。最近，已经提出了从废水和废污泥中回收资源的可行技术，例如沼气和热回收、在污水处理厂外使用的废污泥固体燃料以及用于碳捕获的微生物电解-微藻工艺，以减少GHG排放并提高废水处理的可持续性[11e15]。研究人员认为，在最佳运行条件下，污水处理厂可以排放非常低的温室气体[16]。例如，Huang et al.（2020）报告称，采用传统比例积分控制策略控制溶解氧平均可减少温室气体排放1. 84%，主要来自曝气和硝化[17]。Fine和Hadas（2012年）估计，考虑到典型的以色列废水强度（1050 mg COD L-1），通过肥料保存和挥发性固体转化为沼气，可以实现温室气体排放量减少约23e55%[18]。污泥作为污水处理厂的主要副产品，也是污水处理厂的关键碳和其他营养素的汇[13，19]。一般来说，30至 60%的化学需氧量（COD）废水中的污泥[20，21]。对于具有污染特性的废污泥，其丰富的有机成分使其难以有效处理和处置然而，最常见的废水净化过程严重依赖于外部碳源的补充，以适应日益严格的废水氮排放标准。例如，中国现行的1A级标准要求氨氮排放量从15 mg L-1减少到5（8）mg L-1[22]。有希望的是，从废物污泥中提取可溶性碳，为硝化工艺调节新的碳流可以减少生物脱氮的外部碳需求，并减轻污泥处理和处置的困难因此，从废弃污泥中回收碳源用于原位脱氮有望成为一种具有成本效益的方法，以实现污水处理厂在减少温室气体方面的双赢局面。产 酸 发 酵 （ AF ） 是 将 有 机 组 分 转 化 为 小 分 子 短 链 脂 肪 酸（SCFA）的有效方法，SCFA是发酵过程的理想碳源[23，24]。尽管已经对污泥AF进行了一些研究，以调查该过程的微生物机制和强化策略[19，25e27]，但具有实际WWTP现场反馈的回收碳源的中试规模实施仍然很少。Vasilaki等人（2020）最近报道了通过发酵部分 污 泥 （ 25% ） 来 产 生 可 用 碳 源 ， 以 加 强 侧 流 序 批 式 反 应 器（SCENA系统）中厌氧上清液的处理，并描述了系统运行期间N2O的动态排放特征[28]。然而，关于污水处理厂内温室气体减排的战略碳分配潜力的工程实践仍有待进一步验证。在这项研究中，我们进行了中试规模的探索，以恢复来自废污泥的碳源，以补充工业羊毛加工污水处理厂的净化。本研究的目的是：（1）分析目标工业污水处理厂的温室气体排放特征;（2）评估污泥碳回收工艺在中试规模工程应用中碳分配的有效性;（3）探索目标工业污水处理厂碳循环调控策略的温室气体减排潜力2. 材料和方法2.1. 碳回收利用中试在东方羊毛加工厂进行了中试研究中国山东省工业污水处理厂。该污水处理厂为一个集中式毛纺工业园区服务，废水排放量为2000m3 d-1.羊毛加工废水具有高悬浮物（SS）和高COD（7200 mgL-1）的特点。工业污水处理厂的工艺配置包括一个回转池、一个上流式厌氧污泥床（UASB）反应器、一个两级串联缺氧/好氧（A/O）反应器和一个二次沉淀池。PS产生于曝气池中，大部分COD（48.6%）被曝气去除。此外，WAS从二次沉淀罐中排出。PS和WAS的详细性能见附录A中的表S1。采用两个容积为1m3的序批式发酵反应器进行污泥发酵，分别进行PS发酵和碳源发酵在中温条件下（37℃）生产。在该现场中试中采用了短期（五天）AF工艺，以维持水解和产酸阶段的发酵，在此期间产甲烷菌处于失活状态。因此，发酵过程将挥发性固体转化为液相中的小有机分子，而生物气积累非常少。收集发酵后的污泥发酵液作为补充碳源，以改善发酵，然后将收集的液体样品通过0.45mm醋酸纤维素注射器过滤器进行进一步分析。通过pH传感器（pH-Electrode SenTix 940e3，WTW GmbH，Germany）测定pH，然后将收集的发酵液样品稀释5倍，以使用HACH预装试剂（HACH Co.，Germany ） 测 量 其 基 本 质 量 参 数 ， 包 括 COD 、 总 氮 （ TN ） 、NH4eN、NO3eN和总磷（TP）。USA）。每份样品重复测量三次，并计算所有分析的相关偏差使用APHA方法分析污泥参数，包括总悬浮固体（TSS）和挥发性悬浮固体（VSS）[29]。最后，以发酵后污泥VSS含量的下降率来判断产酸发酵对污泥减量性能的影响。2.2.温室气体排放2.2.1.温室气体源的根据政府间气候变化专门委员会（IPCC）的方法[30，31]，污水处理厂的温室气体排放可分为直接和间接排放，该方法涵盖了污水处理厂的所有排放源。直接温室气体排放与工厂内直接向大气排放温室气体（主要是CO2、CH4和N2O）的活动有关。具体而言，直接温室气体排放产生于三个生物处理单元：UASB反应器和两个串联A/O池。由于该特定工业污水处理厂的污水流至下游市政污水处理厂作进一步处理，因此不包括因污水进入受纳水体而产生的温室气体排放。具体而言，目标污水处理厂的间接排放主要来自电力消耗、化学品消耗（包括聚丙烯酰胺（PAM）及葡萄糖）及进一步处置脱水污泥。2.2.2.排放系数（EFs）在本研究中，我们使用IPCC方法估算了污水处理厂的直接温室气体排放总量[30]。进一步应用EF法对目标污水处理厂的温室气体排放特征进行了详细描述。UASB反应器的直接排放量是根据实际运行监测参数计算的（表S2），但A/O池的EFsQ. Wang，X.Li，W.Liu等人环境科学与生态技术14（2023）1002353422从文献报道中收集。即使在同一个处理过程中，以前报告的EFs也有很大的差异，表S3总结了这些数据，以相对准确地表示目标污水处理厂的直接温室气体排放。直接温室气体排放量的估计是基于最小，最大和平均值的报告的EFs，这是用来研究的参数选择的计算结果的影响。间接排放项目的排放系数见附录A表S4。2.2.3.温室气体排放计算如IPCC第五次评估报告（AR 5）所述，使用不同温室气体的100年全球升温潜能值（GWP）计算CO2当量值（CO2-eq）[32]。每吨甲烷和一氧化二氮的全球升温潜能值分别相当于28吨和265吨二氧化碳直接温室气体排放量（EMd）可根据以下公式（公式（1））计算EMd¼X。28×EFi-CH4×Ri-COD3. 结果和讨论3.1. 羊毛加工工业污水处理厂3.1.1. 目标污水处理厂污水处理工艺羊毛加工工业污水处理厂工艺配置见图1，各处理段污染物去除情况见附录A表S5。在厌氧反应器中，先用旋流池去除颗粒态COD（48.6%），再用UASB反应器进一步去除溶解态COD（29.2%）。后续两级串联缺氧/好氧（A/O）反应器用于去除氮和剩余COD（11.8%），该污水处理厂的主要TN去除单元为空气循环（16.2%）、1-A/O（10.8%）和2-A/O（40.5%）。葡萄糖在二级缺氧池中加入500 kg d-1作为外碳源，以达到较高的净化效率。3.1.2.碳流量平衡与外部碳减排潜力污水处理过程中的碳流量平衡分析我265×EFi-N2O×Ri-TN（一）过程可以帮助描述污水处理厂的运行状态。目标污水处理厂的碳排放量（通过COD评估）如图所示。 二、在这里，我们看到4.84 kgCOD m-3被排放到污泥中式中，EMd为污水处理厂每天的直接温室气体排放量（kg CO2-eq d-1），EFi-CH为CH4的EF（kg CH4/kg COD），EFi-N2O为N2 O的EF（kg N2 O/kg TN），EFi-CO2为CO2的EF（kg CO2/kg COD），Ri-COD为每天去除的COD（kg COD d-1），Ri-TN为每天去除的TN（kg TN d-1），下标i表示各生物处理单元。28和265分别是100年内CH4和N2O的GWP值 [32]。直接GHG排放量也是CO2、CH4和N2O排放量的总和，以CO2当量表示，如公式（2）所示：EMd¼EMCH4EMN2OEMCO2（2）其中，EMCH4是以CO2当量（kgCO2- eq d-1）表示的直接CH4排放量，EMNO是以CO2当量（kgCO2-eq d-1）表示的直接N2O排放量，EMCO是以CO2当量（kg CO2-eq d-1）表示的直接CO2以CO2当量计的CO2、CH4和N2O的直接排放因此也可以通过以下三个等式（等式（3）和（5））计算EM CH4¼X。28×EFi-CH4×Ri-COD（3）我EM N2O¼X。265×EFi-N2O×Ri-TN（4）我EMC O2¼X。EFi-CO2×Ri-CODβ（5）我间接温室气体排放（EMind）的方程式如下所示：占污水COD总量的67.2（包括额外的碳源）。在所有处理单元中，曝气池产生的PS占总排放COD的48.6%，而UASB、1-A/O和2-A/O产生的WAS仅占总排放COD的18.6%。羊毛工业废水中SS浓度高得多，导致大部分COD进入 PS ， 这 与 城 市 污 水 处 理 厂 有 很 大 不 同 。 此 外 ， 还 可 获 得2.25kgCOD m-3的废水。作为气体代谢物从污水转移到大气中，占COD总量的30.1%最后，0.7kgCOD m-3残留在流出物中，然后排入下游的市政污水处理厂。最终，羊毛加工工业污水处理厂COD去除率达90.6%。根据碳流量平衡，PS是污泥产率产生的PS明显高于城市污水处理厂，对废物污泥处理和处置提出了更大的需求。除污泥处置的压力外，脱氮过程中电子供体短缺是该工业污水处理厂的另一个问题。为了解决这一问题，采用了两级A/O串联工艺然而，供给2-A/O工艺的COD/TN比仅为4.125。因此，使用葡萄糖作为补充碳源以提高缺氧池中的硝化效率。额外的化学品消耗将是非常昂贵的，并阻碍了污水处理厂的碳足迹减少。由上可见，将富碳废泥中的碳重新引导回贫碳缺氧净化过程，只要是可用的形式，便可达致双赢局面。AF是将废污泥转化为小分子SCFAs的有效方法，是理想的替代碳源[23，24]。相比之下，EMind四分之一。EFf-CO2F×Rf（6）厌氧消化的污泥，AF的优点是发酵时间短得多，降低污泥恶化式中，EFf-CO2为各间接排放项目的EF，以CO2当量表示，Rf为日消费量，下标f为各间接排放项目。最后，温室气体排放总量（EM总量）等于直接和间接温室气体排放量之和，如公式（7）所示。EMtotal¼ EMd EMind（7）Q. Wang，X.Li，W.Liu等人环境科学与生态技术14（2023）1002354Fig. 1. 羊毛加工工业废水处理厂简化流程图。Q. Wang，X.Li，W.Liu等人环境科学与生态技术14（2023）1002355图2. 羊毛加工业污水处理厂的碳流量平衡。顶部红色箭头向上的数值（1.68，0.31，0.26）代表以气体形式转移到大气中的化学需氧量（COD）。底部红色箭头指向污泥池的数值（3.50、0.45、0.39、0.50）代表转移到污泥中的COD。红色数字代表不平衡的COD，*代表由外部碳源补充的COD脱水性认为PS的AF潜力优于WAS，因为WAS中的凝胶状细胞外聚合物（EPS）和细胞结构限制了有机物质的生物利用度[33]。因此，通过AF从PS中回收碳源以补偿该污水处理厂中的葡萄糖消耗的可能性似乎很有希望，并且可以同时缓解污泥处理和生物降解的问题。3.2.目标污水处理厂厌氧消化过程包括四个步骤：水解、产酸、产乙酸和产甲烷。然而，与甲烷生产相比，通过AF生产碳源是从废弃污泥中回收资源的捷径[34]。SCFAs的厌氧产生是通过产酸菌和产乙酸菌催化的一系列生化反应进行的。首先，产酸菌发酵水解物单体，生成乙酸盐、丙酸盐、丁酸盐、醇、H2、CO2和其它溶剂.然后，丙酸盐、丁酸盐、醇和CO2通过质子还原产乙酸途径或同型产乙酸途径进一步转化为乙酸盐[35]。由于蛋白质和碳水化合物构成污泥的主要有机部分，因此蛋白酶和α-葡糖苷酶是废弃污泥水解的常见水解酶[36，37]。在其他环境中，乙酸激酶和磷酸转移酶是参与乙酸生产的两种关键酶[38]。PS和WAS的AF肉汤的变化如图所示。 3a和3b。可溶性COD含量在发酵的第五天达到峰值。结果表明，污泥发酵过程经历了水解和酸化两个阶段，部分分子有机物在液相中得到富集。PS的发酵效率显著高于WAS，因为第五天PS发酵液中的可溶性COD含量是WAS的1.8倍。因此，5天的短期AF可以有效地从PS中回收小的有机分子。此外，污泥上清液中的不良TN也随着发酵时间的延长而增加。这些含氮物质可随污泥发酵液回流至缺氧罐，也导致额外的脱氮负担。因此，在后续的脱氮潜力评价中，应考虑污泥发酵液中原本含有的TN的抵消。使用污泥衍生的碳的精制过程的结果显示在图3c中。COD的下降伴随着硝酸盐的减少，表明污泥发酵液中的碳源被有效地利用用于发酵。此外，99%的NO3e N在3 h内被去除（图11）。 3 d）。图三. PS和WAS的产酸发酵性能：a，可溶性COD浓度; b，污泥上清液中的TN。ced，污泥发酵液作为碳源强化硝化：COD（c）和NO3e N（d）浓度随时间的变化。因此，PS的AF发酵液是该污水处理厂中理想的增菌外部碳源。利用PS发酵碳源去除1单位TN所消耗的COD比（COD/TN比）为6.03。该工厂PS的5天AF产生0.44 kg COD/m3处理的废水，但也产生0.047 kg不期望的TN m-3。这些多余的总氮最终将随着污泥的发酵而汤，需要去除。除去最初在污泥发酵液中去除氮所需的碳，可用于去除废水中的氮的剩余碳源为0.155kgCOD m-3。污泥发酵液中的总氮肉汤作为高效发酵碳源的有效性。一个潜在的策略来处理这一点是增加后处理，以分离发酵后肉汤中的碳和氮。例如，Zhang et al.（2022）最近介绍了一种生物电化学汽提系统，用于在实验室水平上从污泥上清液中分离氨氮，显示了客观的技术可行性[39]。然而，延长工艺链无疑增加了运营成本。一个更有前途但具有挑战性的策略是调节微生物发酵过程。Q. Wang，X.Li，W.Liu等人环境科学与生态技术14（2023）10023563.3.温室气体排放特征在现场直接测量污水处理厂的温室气体排放通常是不可行的。然而，EF方法是评估污水处理厂中特定反应器单元碳足迹的合适替代方法[40]。图4总结了文献中废水A/O处理工艺的EF（详情见附录A中的表S4）。文献中报告的EF差异很大。例如，由于N2O的全球升温潜能值（GWP）很高，其排放因子从3.22× 10- 3到2.24 × 10 - 3不等，因此广泛的研究集中在N2O的排放因子上4.5×10- 2kgN2 Oe N/kg TN，平均值为3.01× 10 -2kgN2 O e N/kg TN（图1）。 4 a）。 CH 4排放因子的变化范围为4.6 × 10 - 5 ~ 1.13 × 10 - 2kgCH 4/kgCOD，平均值为4.8 ×10 - 3kgCH 4/kgCOD（图1）。 4 b）。相比之下CO2的EFs（范围为0.46 - 0.68 kgCO2/kg COD，平均为0.57 kgCO2/kgCOD）受到的关注有限（图4c），因为根据IPCC 2019年方法[30]的建议，通常将污水处理厂的直接CO2排放排除在GHG排放清单之外一般认为，CO2直接排放来自短暂的生物质基质.在本研究中，工业废水中的COD不属于短暂生物质物质的范畴，在评估GHG排放时应考虑工业产品生物降解产生的CO2排放[41e43]。 为此，选择了四个EF来评估目标工业污水处理厂的直接温室气体排放量：来自IPCC2019年方法的EF（EF IPCC），以及文献中报道的废水AO过程的最小，最大和平均EF（EF min，EF max，EF avg）。结果表明，EFs的选择对计算的温室气体排放量有决定性的影响（图1）。 4 d）。EFIPCC计算的温室气体排放量与EFavg计算的温室气体排放量比较接近，说明EF IPCC计算的温室气体排放量符合统计规律。然而，IPCC建议的计算方法以整个污水处理厂作为核算的基本单位，未能详细说明具体单位/时段的排放特性。此外，气专委的方法不包括二氧化碳排放量. EF的选择强烈影响碳平衡，因此需要谨慎对待。我们无法找到令人信服的理由来选择特定的EF，因此以下温室气体排放量是使用从文献中获得的所有EF的平均值计算的。直接温室气体排放的详情载于图3。 4 d.直接温室气体排放强度为4.67千克二氧化碳当量m-3。总的来说，N2O是目标工业污水处理厂直接温室气体排放的主要贡献者（49.0%），主要由两级A/O装置贡献。此外，2-A/O比1-A/O高3.7倍，因为大部分TN（40.5%）在2-A/O单元中去除最大的温室气体成分，直接排放物为CH4（35.8%），主要来自UASB反应器。二氧化碳占直接温室气体排放量的15.6%。因此，忽略该毛纺厂的CO2排放量显然是不合适的.与直接温室气体排放相比，强度为6.83 kgCO2-eq m-3的间接温室气体排放占温室气体排放总量的比例最大（59.4%）（图5）。其中，电力消耗在间接温室气体排放中所占比例最大（2.98 kg CO2-eqm-3，43.6%）。该工业污水处理厂的污水处理单位的具体耗电量（立方米）（3. 16千瓦时立方米）远高于市政污水处理厂（0.3e 0.8 kWh m-3）[44，45]。然而，考虑到-由于该工业污水处理厂的有机负荷极高，故去除COD单位的比耗电量（SECCOD）实际上低于市政污水处理厂。Niu等人（2019）发现SECm3随着废水COD浓度的增加而增加，但SECCOD随着废水COD浓度的增加而减少[46]，这与本研究的结果一致。据报道，提升泵、曝气系统和污泥处理装置的电力消耗分别占中国污水处理厂总电力消耗的20e25%、55e 65%和6e 12%[47，48]。除了密集的电力消耗外，高化学品投入也是有效运行污水处理厂所必需的，特别是对于污染物负荷比市政污水处理厂高得多的工业污水处理厂化学品消耗量（2.27kgCO2-eq m-3，33.2%）是该厂第二大间接温室气体排放量，污泥脱水消耗的PAM是主要的由于高污泥产量亦是该污水处理厂有效运作的必要保证，因此，本集团并不认为化学品消耗产生的间接温室气体排放源因此，脱水污泥的进一步处置是第三个主要部分（1.58kgCO2-eq m-3，图五. 羊 毛 加 工 业 污 水 处 理 厂 的 温 室 气 体 排 放 特 征 。图四、 aec，文献报道的废水缺氧/好氧处理系统中N2 O（a）、CH 4（b）和CO2（c）的排放因子（EFs）。d.根据各类排放系数计算的直接温室气体Q. Wang，X.Li，W.Liu等人环境科学与生态技术14（2023）1002357×23.1%）的间接温室气体排放。温室气体排放的概述载于图1。 5、我们可以看到，温室气体排放总量为2.3 104千克二氧化碳当量每天。温室气体排放强度为11.5 kgCO2-eq m-3，是市政污水处理厂（0.92 kg CO2-eq m-3）的12.5倍[1]。这主要是由于工业产品质量的差异。和城市废水。先前的研究报告称，城市污水处理厂的GHG排放强度随废水质量的变化而变化，范围为0.1至2.4 kg CO2-eq m-3 [49，50]。对于城市污水处理厂，可生物降解的COD与TN是影响废水生物处理过程中GHG排放的重要参数，因为直接GHG排放已显示从0.49增加到0.63CO2-eq m-3，COD/TN比率降低[51]。一般而言，较高的TN比率导致硝化细菌在好氧反应器中通过氨氧化产生更多的N2O然而，就该工业污水处理厂而言，高COD负荷是其高温室气体排放强度的主要原因该厂的COD浓度（7200 mg L-1 COD）是中国城市污水处理厂的27倍（ 2016 年平 均267 mg L-1 COD 以 COD 当量 计算的 排放强 度为1.61kgCO2当量/kgCOD，低于城市污水处理厂的排放强度（3.45kgCO2当量/kgCOD）。这就是为什么在高浓度的废水，较小的温室气体排放量所造成的单位量的COD处理。工艺配置和操作条件的变化也可能影响温室气体排放特征。Liao等人（2020）分析了深圳26个污水处理厂的数据，涵盖了中国五种常用的污水处理技术：序批式反应器、氧化沟、生物滤池、AAO- MBR和AAO。结果表明，采用AAO-MBR工艺的污水处理厂具有最高的温室气体排放强度，平均0.79 kg CO2-eq m-3，使用其他技术的污水处理厂每处理1 m3废水排放0.27e 0.39 kg CO2-eq [40]。在3.4.碳源配置对温室气体排放的影响在目标工业污水处理厂中，碳源的重新配置必然会改变其运行条件和温室气体排放特征。PS的AF可以在该污水处理厂中同时实现多个目标（图6）。首先，污泥发酵液可提供0.155 kg COD/m3碳，并抵消当前葡萄糖用量的57.4%，减少对外部碳源的依赖第二，污泥发酵不仅可以使污泥挥发性固体减少9.1%，而且可以直接减少污泥脱水所需的絮凝剂用量污泥脱水的耗电量亦会相应减少。最后，需要进一步处置的脱水污泥产量亦大幅减少。所有这些的总结见附录A中的表S6。对补充葡萄糖的需求从0.25降至污泥脱水所需的PAM由0.11 kg m-3降至0.101 kg m-3。这种减少的化学成分-每年可节约运行费用261,340 CNY此外，需要进行地下处置的污泥的干物质从5.98 kg m-3减少到5.50 kg m-3。该污水处理厂相应的间接温室气体排放量减少了8.05%（从6.83到6.28 kgCO2-eq m-3）。成分贡献的顺序到这减少是葡萄糖减少(3.07%）>污泥脱水所需的PAM减少量（2.05%）>进一步制砖所需的废弃干污泥减少量（1.90%）>污泥脱水所消耗的电力减少量（1.02%）（见表1）。表1碳源配置对羊毛加工业污水处理厂温室气体排放的影响。除了废水处理工艺的差异外，不同的污泥处理工艺也会导致GHG排放特性的巨大差异。Vanessa等人（2016）比较了厌氧消化技术和传统好氧稳定技术的碳足迹温室气体排放类型强度（CO2-eqm-3）情景情景A B温室气体还原（CO2-eqm-3）nology处理污泥在两个典型的澳大利亚污水处理厂。结果表明，直接排放占污水处理厂污泥厌氧消化系统排放的大部分（78.4%）。然而，在没有污泥厌氧消化的污水处理厂直接UASB1.691.69-1-A/O 0.93 0.93-2-A/O间接电力空气流量PAM 0.41 0.41-技术，以回收能源，电力消耗是主要的脱水PAM1.491.350.14温室气体排放的贡献者（59.9%）[52]。他们还建议葡萄糖0.370.160.21考虑到运营和建设阶段，准确估计排放量[53]。制砖使1.581.450.13图六、 简化流程图显示羊毛加工业污水处理厂内碳源分配的温室气体减排特性。Q. Wang，X.Li，W.Liu等人环境科学与生态技术14（2023）1002358该试验研究表明，碳源回收和现场利用可以提高污水处理厂的可持续性，减少温室气体排放。回收的污泥碳中不希望的氮在一定程度上限制了这种策略的效率。因此，鼓励今后努力解决这一技术瓶颈。此外，其他方法可以与本研究的方法协同工作，以帮助实现污水处理厂低碳足迹的目标DO控制是减少N2 O排放的有效策略[17，54]，因为它是影响氨氧化和净化过程中N2O产生的重要因素[55]。此外，在今天的人工智能时代，智能水管理可以将WWTP当前的经验操作水平提升到更高的标准[56]。温室气体排放控制预期将纳入污水处理厂未来的框架，并在人工智能的基础上建立新的运营水平近年来，中国积极推进碳中和。根据中国政府于2020年9月22日在第75届联合国大会上宣布的目标，中国政府的目标是于2030年前实现碳达峰，于2060年前实现碳中和。这一事件标志着所谓的“气候”经济在中国的开始，碳交易市场正在逐渐变大。这个市场可以为污水处理厂提供新的激励，以积极减少温室气体排放，以换取碳市场的收入。此外，中国政府还加大了对重要流域的保护力度，要求沿河工业园区的集中式污水处理厂“近零排放”。中国国家发展和改革委员会最近亦于二零二一年通过了促进污水资源化的指引。这些指导意见明确指出，到2025年，要在中国国家高新区建设一批工业废水“近零排放“创新试点项目[ 57 ]。在目前的政策情景下，集中式污水处理厂也被迫寻求就地回收废物和减少碳排放的战略和技术。 充分开发和利用污水处理系统中固有的碳资源，有望缓解碳中和和近零排放的双重政策压力。如果在国家一级推广这一战略，就可以产生巨大的效益。然而，我们认识到，在所涉技术方面仍有很大的改进余地。4. 结论在这项中试规模的研究中，我们证明了从废物污泥到废水的最佳碳流量调节可能是减少工业污水处理厂中温室气体的可行且有效的策略。中试处理厂的废污泥中所含丰富的碳资源经短期产酸发酵后，再于现场反馈至污水处理工艺以加强净化。实现了多项效益，包括减少了57. 4%的碳源需求、减少了9. 1%的污泥挥发性固体以及减少了8. 05%的间接温室气体排放。这些结果为通过深入挖掘其固有的碳资源来改善污水处理厂的可持续性和碳中和提供CRediT作者贡献声明王千迪：调查，方法，写作-原始草案。李西琪：调查。刘文宗：概念化，写作-评论编辑，监督，资金获取。&翟思远调查。徐琼英调查。长安桓：调查。聂世辰：资源。欧阳清华：资源。Hongcheng Wang：资源。王爱杰：概念化，监督，资金获取.竞争利益作者声明，他们没有已知的竞争性经济利益或个人关系，可能会影响本文报告的工作确认我们衷心感谢ESE专业的编辑团队，他们在论文发表前为提高论文质量提供了很大的帮助感谢深圳市哈工大海外高层次人才科研创业项目。本研究得到了山东省重点研发项目（2020 CXGC 011202 -004）、城市水资源与环境国家重点实验室（哈尔滨工业大学）（编号：2020 CXGC 011202 -004）、国家自然科学基金（2020 CXGC011202 -004）、国家自然科学基金（2020 CXGC 011202 - 004）和 国 家 自 然 科 学 基 金 （ 2020 CXGC 011202 - 004 ） 的 资 助 。2022TS26）和中国深圳市科技创新计划（KQTD20190929172630447）。附录A. 补充数据本文的补充数据可以在https://doi.org/10.1016/j.ese.2022.100235上找到。引用[1] J.Lu，中国污水处理行业的碳足迹和减排潜力，中国科学技术大学，2019年。[2] M.巴尼沙哈巴迪湖Yerushalmi，F. 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