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好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是微生物在好氧环境中自凝聚形成的一种生物聚集体[1-2]，其具有沉降性能优良、生物量高、耐有机负荷、同步脱氮除磷等优点[3-4]。这也使得AGS技术在污水处理领域有着广阔的应用前景[5]。关于AGS的理化特性、影响造粒的因素以及形成机理也有了广泛研究[6-7]。但AGS经长期储存后，颗粒污泥结构破坏、发生解体、微生物活性降低甚至丧失[8]。因此，探索可长期维持AGS储存稳定性及AGS储存后的活性快速恢复的方法是解决该技术工程化应用的关键和技术瓶颈[9-10]。
AGS的储存方法主要为湿式储存和干式储存。在蒸馏水中储存8个月的AGS大多数发生解体，且微生物几乎完全失去活性[11]。湿式储存方法因营养物质匮乏使AGS中的微生物内源呼吸作用增强，促进蛋白分解菌对蛋白质的降解，从而导致其结构稳定性丧失[12]。HU等[13]表明使用纯丙酮溶液干燥AGS可保持其结构完整性，但大部分微生物同样失活。LV等[14]采用丙酮梯度法将AGS干燥储存40 d后，其颗粒状立体结构保持较好，但颗粒内部微生物数量减少且活性显著降低，且使用丙酮干燥好氧颗粒污泥会造成二次污染，在实际工程应用中并不可取。
固定化微生物技术[15]是将特选的微生物固定在选择的载体上，使其高度密集并保持生物活性，有利于微生物抵抗不利环境的影响，其中包埋法在微生物固定化中最为常用，而海藻酸钠作为包埋材料对微生物毒性小且固定化密度高。赵珏等[16]采用琼脂包埋AGS，在4 ℃环境中储存30 d后，经过22 d的重新曝气才完全实现AGS的活性恢复。
因此，本研究为探究在4 ℃下海藻酸钠凝胶储存AGS的可行性，以海藻酸钠凝胶为载体进行AGS的储存实验，考察了储存前后AGS理化特性变化以及储存后AGS恢复情况，以期为AGS储存和储存后AGS快速恢复方法的选择提供有价值的参考。
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采集在序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)中培养得到的AGS进行储存实验。AGS用二次蒸馏水清洗3遍，然后投入质量分数为11.5%的海藻酸钠溶液中，再将固液混合体缓慢倒入质量分数为4.0%氯化钙溶液中，使AGS包埋固定在海藻酸钠凝胶内，最后将含有AGS的海藻酸钠凝胶放置在4 ℃下避光储存7个月。
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1) 接种污泥。以储存后的AGS作为接种污泥。将存有AGS的海藻酸钠凝胶块破碎，使储存后的AGS暴露在外界，为防止AGS中的微生物细胞进一步受损，使用0.01 mol·L−1的磷酸盐缓冲液缓慢清洗掉AGS表面的残留物。最后将清洗后的AGS接种至SBR中。
2) 实验用水。AGS恢复实验用水为人工配制的模拟废水，以葡萄糖和乙酸钠为混合碳源，氯化铵为氮源，磷酸二氢钾为磷源，用NaHCO3 调节进水 pH为7.5左右。具体水质指标：有机污染物浓度(以COD计)为500~1 000 mg·L−1，氨氮(NH4+-N)为80~120 mg·L−1，总氮(TN)为85~126 mg·L−1，总磷(TP)为6.7~11.2 mg·L−1。为保证AGS中的微生物正常生长，同时向进水中添加1 mL·L−1的微量元素溶液。微量元素溶液具体组成同李黔花等[17]方法。
3) 实验装置及其运行方式。在SBR中恢复储存后的AGS。反应器主体是由有机玻璃制成的圆柱体，其内径D为9.8 cm，总高度为100 cm，有效高度H为98 cm，有效高径比 H/D为10，反应器有效容积为7.39 L。SBR运行过程包括：进水、曝气、沉淀、排水和闲置5个阶段，运行周期为6 h，排出比为50%。在AGS恢复过程中SBR每天的运行参数和进水水质条件如表1所示。
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AGS形态变化使用相机进行观察。混合液悬浮固体浓度(mixed liquid suspended solids, MLSS)、混合液挥发性悬浮固体浓度(mixed liquor volatile suspended solid, MLVSS)、污泥体积指数(SVI30)、COD、NH4+-N、TN、TP和COD容积负荷均采用国家标准方法测定[18]，AGS的粒径采用湿式筛分法[19]确定，沉降速度采用重力沉降法测定[20]。采用热提取法[21]提取胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS)，EPS含量由蛋白质(protein, PN)和多糖(polysaccharide, PS)总含量表示，其中PS含量采用苯酚－硫酸法测定[22]，PN含量采用BCA (bicinchoninic acid)分光光度法测定[23]，EPS、PN和PS含量均以单位质量MLVSS计。脱氢酶活性(Dehydrogenase Activity, DHA)采用2,3,5—氯化三苯基四氮唑还原法进行测定[24]，以单位质量MLVSS为计。
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储存前后AGS和海藻酸钠凝胶变化情况如图1所示。AGS储存前为黄色，表面光滑且为球状，粒径主要分布在1.5~2.5 mm (图1(a))。作为AGS储存载体的海藻酸钠凝胶块表面较光滑，鲜亮透明(图1(b))。在4 ℃下储存7个月后，由于水分流失导致海藻酸钠凝胶块形状发生轻微变形，其体积有一定的收缩。而海藻酸钠凝胶块呈灰褐色，透明度明显降低(图1(c))。储存后的AGS呈淡黄色，少量AGS产生污泥碎片和絮状污泥；AGS粒径集中分布在0.6~1.5 mm。与储存前相比，储存后的AGS特性指标均出现下降(表2)，其沉降性能(沉降速度)、微生物量(MLVSS/MLSS)和DHA分别下降了43.93%、22.22%和43.34%。与其他研究结果[25-27]相比，该实验储存后的AGS结构完整性、沉降性能和微生物活性均较优。通过以上实验结果可初步判定在4 ℃环境中，采用海藻酸钠凝胶长期储存AGS具有可行性。该储存方法可较好地保持AGS 结构完整性，并在一定程度上维持AGS 的微生物活性。
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1) AGS外观变化。图2为AGS在恢复过程中的外观变化。恢复第4天时的AGS外观如图2(a)所示，呈白色，颗粒状结构不规则且表面粗糙。随后为了改善AGS表面的粗糙情况，进一步提高曝气量，即AGS所受的水力剪切力增加。因此，大部分形状不规则的AGS在较大剪切力的作用下转化为规则的球状。恢复到第9天时，AGS为黄褐色，整体呈球状或椭球状的立体结构，大多数AGS粒径分布在1.3~2.5 mm (图2(b))；经测定发现，此时AGS的SVI30为31.9 mL·g−1，沉降速度为92.71 m·h−1，MLSS为25 830 mg·L−1，MLVSS/MLSS为0.70，EPS质量分数为75.05 mg·g−1，DHA为86.21 μg·(g·h)−1，表明长期储存后的AGS经过9 d的再培养即可完全恢复到储存前的性状。GAO等[11]将AGS储存在−25 ℃环境中8个月，经过10 d的再培养重新恢复AGS活性；而ZHANG等[28]耗时14 d才恢复AGS的结构完整性和活性。
2) SVI30和沉降速度变化。在AGS恢复过程中，SVI30整体呈下降趋势，沉降速度整体呈增加趋势，如图3所示。恢复第1天，AGS的SVI30为61.4 mL·g−1，沉降速度为53.06 m·h−1。与储存前相比，SVI30增加了53.3%，而沉降速度下降了43.93%。在恢复初期，因为沉降性能较差的污泥被排出SBR反应器，所以SVI30明显降低，而此时部分解体的AGS正处于恢复阶段，其沉降速度增加缓慢。从第3天开始沉降速度开始增加，第6天沉降速度增加到83.05 m·h−1。随着AGS恢复程度不断推进，AGS的沉降性能也在不断提高，第9天， AGS的SVI30为31.9 mL·g−1，沉降速度为92.71 m·h−1，表明恢复后的AGS结构密实，沉降性能良好。
3) MLSS和MLVSS/MLSS变化。图4为AGS在恢复过程中MLSS和MLVSS/MLSS的变化情况。在AGS恢复的第1~2天中，由于污泥沉降时间缩短，大量絮状污泥被排出SBR，因此，AGS的MLSS突然下降。从第2天开始，MLSS开始增加，在第4天达到16 360 mg·L−1，超过储存时的MLSS，在第9天MLSS达到25 830 mg·L−1。此外，由图4可见，AGS恢复第1天时的MLVSS/MLSS为0.56，随着微生物对生活环境的适应，从第3天起，MLVSS/MLSS开始显著增加。因为在长期储存过程中，AGS内部微生物因营养物质匮乏而经历了长时间的饥饿期，在微生物适应SBR的运行条件并获得营养物质的情况下开始大量生长繁殖。第7天起，MLVSS/MLSS相对较为稳定，维持在0.69~0.7，在第9天时MLVSS/MLSS为0.70。
4) EPS、PN和PS变化。图5为AGS在恢复过程中EPS、PS和PN的含量变化情况。在AGS恢复的第1~2天，PS含量增加，PN含量减少。这是因为在新环境条件刺激下，AGS中的微生物需分泌大量PS来维持其正常生命活动[29]；由于SBR的选择压增强，即沉降时间缩短，曝气量和COD提高，破坏微生物细胞间信息交流的动态平衡，使微生物的新陈代谢活动受到抑制，因此PN含量出现下降趋势。随着AGS逐渐恢复，EPS和PN含量不断增加，在第7天EPS和PN质量分数分别为73.67 mg·g−1和41.84 mg·g−1，而PS基本维持在25~31 mg·g−1。在整个恢复过程中，AGS的EPS含量处于上升趋势，这与HE等[30]的研究结果一致。当AGS完全恢复时(第9天)，PN含量明显高于PS，说明EPS的主要成分为PN，此时EPS、PN和PS质量分数分别为75.05、42.22和32.83 mg·g−1。
5) 脱氢酶(DHA)的变化。脱氢酶是微生物分泌的大分子有机物，能帮助微生物催化底物脱氢，其活性大小间接反映了污泥活性的强弱[31-32]，所以采用脱氢酶活性表征恢复过程中的AGS微生物活性[33]。图6为AGS的DHA在恢复过程中的变化情况。第1~3天，因AGS中的微生物正处于对SBR运行条件的适应阶段，所以DHA增加较为平缓，由恢复前的46.83 μg·(g·h)−1增至51.34 μg·(g·h)−1。从第3天起，因为AGS中的微生物对环境适应后开始大量生长、繁殖(图4)，故DHA开始显著增加，在第8天其增加到85.27 g·(g·h)−1；当AGS完全恢复活性时(第9天)，DHA为86.21 μg·(g·h)−1。
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1) AGS去除COD的效果变化。AGS对COD的去除效果变化如图7所示。第1天进水COD为500 mg·L−1，出水COD为213 mg·L−1，COD去除率为57.4%。由于储存后的AGS中部分微生物失去活性，因此与储存前相比，COD去除率降低。随着SBR反应器不断运行，AGS中的微生物量增加且微生物活性也在逐渐恢复，使AGS对COD的去除率出现增加趋势。反应器运行到第5天时， 因为SBR中部分解体的AGS得到恢复，絮状污泥被排出反应器，颗粒状污泥占主体。所以从第5天起，AGS对COD的去除率显著增加。第9天时AGS对进水中的COD去除率达到96.5%，而储存前的AGS对进水COD的去除率为95%[34]。
2) AGS 对NH4+-N和TN的去除效果。AGS对NH4+-N和TN的去除效果如图8所示。SBR运行的第1天，AGS对NH4+-N和TN的去除率分别为67.5%和52.3%。一方面，因为储存后的AGS内部微生物活性低，仅靠微生物的同化作用将进水中的部分氮转化为自身细胞原生质成分；另一方面，部分结构完整性保持较好的AGS，其具有同步实现硝化和反硝化的微观环境[35-36]，所以在恢复初期AGS对NH4+-N和TN具有一定的去除效果。第5天，进水NH4+-N为100 mg·L−1、进水TN为106 mg·L−1的条件下，AGS对NH4+-N和TN的去除率分别为78.2%、68.4%。随着SBR反应器不断运行，解体的AGS恢复颗粒状结构，部分细小的颗粒污泥粒径增大，硝化和反硝化作用也随之加强，促进了AGS对进水中氮的去除。第9天， AGS对NH4+-N和TN的去除率分别达到了97.8%、82.7%。恢复后的AGS对TN的去除率略高于储存前的去除率(储存前的去除率为80%)。
3)AGS去除TP的效果变化。AGS对TP的去除效果变化如图9所示。SBR运行初期(第1~3天)，由于污泥沉降时间缩短(由15 min降至12 min)，使储存后形成的AGS碎片和絮状污泥被排出SBR，因此，AGS对TP的去除率由48.5%增加到78.3%。当SBR运行到第4天时，因为部分解体的AGS结构完整性恢复，其沉降性能进一步改善，大量沉降性能较好的AGS被截留在SBR内，导致污泥排出量减少，所以AGS对TP的去除率降至73.1%，随后 AGS的除磷效率基本维持在73%左右。此时，AGS对TP的去除率已超过储存前的去除率(70%)。第9天时，在进水TP为11.2 mg·L−1的条件下，AGS对TP的去除率为73.5%。结合第9天的AGS对进水COD、NH4+-N和TN去除效果发现： SBR运行连续9 d，即可将储存后的AGS除污效果完全恢复到储存前的水平。
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1)在4 ℃下用海藻酸钠凝胶储存AGS具有可行性，该储存方法可较好地维持AGS 的结构完整性和微生物活性。储存后的 AGS粒径、沉降速度、MLVSS/MLSS和DHA与储存前相比均有降低。
2)恢复过程中，AGS的粒径、沉降速度、MLVSS/MLSS、DHA及EPS质量分数均呈现不同程度的增加趋势。随着进水中的污染物浓度逐渐增加，AGS对COD、NH4+-N、TN和TP的去除效果也随之增加。
3)经过9 d的再培养，储存7个月的AGS活性完全恢复到储存前的水平。恢复后的AGS为黄褐色，具有较好的沉降性能和微生物活性。恢复后的AGS具有良好的除污效果，与储存前相比，其对进水中的COD、NH4+-N、TN和TP的去除率均略有增加，分别达到96.5%、97.8%、82.7%、73.5%。
4)在后续研究中，探究海藻酸钠凝胶在常温、低温环境中储存AGS的效果，考察海藻酸钠凝胶对AGS储存稳定性的影响。在以上研究基础上，对AGS的微观结构进行详细研究、分析，包括AGS的微观形貌、组成元素，储存过程中的微生物菌落及EPS组成变化等，进一步探究海藻酸钠凝胶储存AGS的作用机制。
海藻酸钠凝胶储存好氧颗粒污泥及其活性恢复
Storage of aerobic granular sludge by sodium alginate gel and its recovery analysis
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摘要: 采用质量分数11.5%的海藻酸钠凝胶为载体，在4 ℃下避光储存好氧颗粒污泥(AGS) 7个月，并将储存后的AGS进行活性恢复。分析了储存前后AGS理化特性变化以及储存后AGS恢复情况，以期为AGS储存和储存后AGS快速恢复方法的选择提供有价值的参考。结果表明：部分AGS在储存过程中发生解体，颗粒粒径变小，沉降速度、MLVSS/MLSS和脱氢酶活性(DHA)分别下降了43.93%、22.22%和43.34%，说明在4 ℃下使用海藻酸钠凝胶储存AGS具有可行性，该储存方法在一定程度上可维持AGS 的结构完整性和微生物活性。经过9 d的再培养，AGS完全恢复到储存前水平。恢复后的AGS为黄褐色，表面光滑，整体呈球状或椭球状，颗粒粒径主要分布在1.3~2.5 mm，SVI30为31.9 mL·g−1，沉降速度为92.71 m·h−1，胞外聚合物(EPS)质量分数为75.05 mg·g−1，DHA为86.21 μg·(g·h)−1，表明恢复后的AGS沉降性能较好，微生物活性较高。恢复后的AGS对COD、NH4+-N、TN和TP的去除率分别为96.5%、97.8%、82.7%、73.5%，具有良好的除污效果。Abstract: Aerobic Granular Sludge (AGS) was stored at 4 ℃ in the dark for 7 months with 11.5% sodium alginate gel as carrier, and the activity of the stored AGS was recovered. The physical and chemical properties of AGS before and after storage as well as the recovery of AGS after storage were analyzed, in order to provide a valuable reference for the selection of AGS storage methods and rapid recovery of AGS after storage. The results showed that some AGS disintegrated during storage, their particle size became smaller, and the sedimentation velocity, MLVSS/MLSS and Dehydrogenase Activity (DHA) decreased by 43.93%, 22.22% and 43.34%, respectively, indicating that it was feasible to use sodium alginate gel to store AGS at 4 ℃. The storage method could maintain the structural integrity and microbial activity of AGS to some extent. After 9 days of recultivation, the AGS recovered completely. The recovered AGS was yellowish brown with smooth surface and spherical or ellipsoid shape, the particle size was mainly distributed in 1.3-2.5 mm, the SVI30 was 31.9 mL·g−1, the sedimentation velocity was 92.71 m·h−1, the extracellular polymeric substance (EPS) concentration was 75.05 mg·g−1 and the DHA was 86.21 μg·(g·h)−1, which indicated that the recovered AGS had a better settling performance and higher microbial activity. The recovered AGS had good removal effects of pollutants, and the removal rates of COD, NH4+-N TN and TP were 96.5%, 97.8%, 82.7% and 73.5%, respectively.
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Key words:
- aerobic granular sludge /
- sodium alginate gel /
- storage /
- reactivation /
- activity
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再生水正日益成为城市第二水源[1]。2020年北京市供水量为40.6×109 m3，其中再生水为12.0×109 m3，占总量的29.6%[2]。为实现城市水体富营养化防治目标，污水处理出水水质标准相应不断提升[3]。因此，学界与业界提出极限技术 (limit of technology, LOT) ，目标为实现出水总氮 (TN) ＜3 mg·L−1，总磷 (TP) ＜0.1 mg·L−1[4]。目前，国内虽有诸多满足LOT目标要求的处理工艺，但由于各类工艺处于不同研发或应用阶段，其技术完整性、稳定性和应用前景尚缺乏系统性的定量比较与评价。满足城市再生水利用要求的LOT技术及政策选择，仍需科学决策方法的支撑。
技术成熟度 (technology readiness level, TRL) 评价法被用以衡量各项技术对目标工程项目的满足程度[5]。2009年，我国实施《科学技术研究项目评价通则》 (GB/T22900-2009) ，强化了量化管理科学研究和技术成熟度评价的重要性[6-7]。2010年，国防科工局在基础科研“十二五”重大项目立项论证过程中提出：凡是未通过技术成熟度评价或评价等级不达标的项目不得参与立项论证[8]。2017年，《国家技术转移体系建设方案的通知》 (国发〔2017〕44号) 指出“推广技术成熟度评价，促进技术成果规模化应用”[9]。因此，技术成熟度法逐渐在包括环境工程在内的各类科技领域得到应用，并支持了国家水体污染控制与治理科技重大专项 (以下简称“水专项”) 综合技术分析[10]、气浮技术分析[11]、污水处理智控技术分析[12]、洱海入湖河流修复技术分析[13]等相关课题的科学决策。
为兼顾技术在我国研发的前沿性与应用推广前景，本研究从“十一五”、“十二五”和“十三五”水专项已验证项目中，筛选出水水质可基本满足LOT要求的代表性技术组合作为研究对象，进行综合评判的技术成熟度评价，并利用集成成熟度 (integration readiness level, IRL) 对单项技术定性评估结果进行集成系统定量化改良，构建IRL矩阵法改良的系统成熟度 (system readiness level, SRL) ，提升系统技术评价的综合性与全面性，为评估及优选符合减污降碳协同增效的政策背景的，可实现极限脱氮除磷要求的低碳低耗LOT技术提供参考。
1. 矩阵法改良SRL评估方法构建
1.1 TRL等级评估
水处理技术TRL评价准则的建立，通常仿照航天领域TRL细化准则的内涵，按照从立项、研发到应用的顺序构建框架，参考技术原理研究程度、技术市场需求、应用项目数量及尺度级别等特征，最终依据技术发展过程中的原理发现、技术方案、可行性论证、小试至示范工程实验及推广应用等阶段划分，并确定TRL等级值[14]。因此，水处理技术9个TRL等级的评估细则表述如表1所示[15]。TRL等级评估主要是针对离散技术元素的定性赋值评价，即仅限于评估单个系统的关键技术要素 (critical technical elements，CTE) 或某特定系统，而无法致力于多个单项技术的连结与集成[14]。首先，当TRL应用于技术组合的综合定量判别时，难以对技术 (或分系统) 集成到实际运行系统的难度进行精准评判，故使对技术成熟化过程 (由低级TRL向高级TRL演进) 的不确定性做出指导的难度增大。其次，TRL不支持对可能由人为或技术因素引起不确定性的分析，造成其用于定位组合技术成熟水平时误差加剧[16]。同时，因在选择TRL级别时没有引入对比分析法，故当涉及多个技术评估时无法进行比较分析。鉴于TRL本身存在的局限，尽管传统TRL等级评估已广泛应用于单一技术检测且日趋成熟，但单独使用TRL在技术系统层面仍存在不确定和不成熟因素，其单独很难全面描述技术组合的综合成熟水平[17]。
表 1 水处理技术TRL等级评估细则[15]Table 1. Current definitions of TRL for wastewater treatmentTRL等级 等级描述 等级评价标准 成果形式 1 发现基本原理或有基本原理的报告 发现并报告技术的基本原理 需求分析及技术基本原理报告 2 形成技术方案 明确介绍技术概念，提出应用设想，详细说明设计研发的技术路线、确定研究内容、开发策略 技术方案实施方案 3 技术方案通过可行性论证 技术路线、结构设计、关键功能通过可行性验证 论证意见或可行性论证报告等 4 通过小试验证 在实验室环境下验证关键技术、功能 小试研究报告 5 通过中试验证 以小试为基础，在逼真环境下验证关键技术、功能 中试研究报告 6 通过技术示范/工程示范 在示范工程中关键技术、功能得以示范，达到预期目标 技术示范/示范工程报告、专利等 7 通过第三方评估或用户验证认可 通过第三方评估或经用户试用，证明可行，为小批量生产做准备 第三方评估报告，示范工程依托单位应用效益证明 8 通过专业技术评估和成果鉴定 通过专业技术评估和成果鉴定，形成技术指南、规范，建立预生产模型 成果鉴定报告、技术指南、规范 9 得到推广应用 技术体系明确，在其他污染企业或其他流域得到广泛应用 推广应用证明 | Show Table
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1.2 改良SRL等级评估
目前，TRL等级评估在单项技术成熟度评估应用中较为成熟。但随着技术体系逐渐丰富，TRL无法体现技术组合中各个单项技术间相互作用对整体系统效果的影响。TRL的这一局限性催生了许多成熟度指标的后续开发，其中包含集成成熟度 (integration readiness level，IRL) 及系统成熟度 (system readiness level，SRL) 。为更加细致、全面及系统地评价技术组合的成熟度及推广特性[18]，研究者们基于TRL的相关分析，从数学上将组件TRL值与集成IRL结合起来，创建出针对系统技术进展评估的专门度量方法，即SRL。SRL的精确分析建立在TRL充分、准确的分析结果上，由此可见，TRL体系的成熟与完善为SRL的开发与应用提供了理论可行性与技术基础性。目前，常用的SRL计算方法中加权法应用较多，但权重确定受人为主观影响较大，且难以考虑技术间的复合集成关系[19]；模板对比法对系统真实成熟度反映较为客观，但计算过程较为复杂[20]；因子法可表示所研究技术与成熟技术的差距，但难以表现技术目前成熟情况[21]。然而，IRL矩阵法兼顾考虑单项技术本身的TRL与不同单项技术间的集成程度，且计算过程简易、结果客观性高，已在航天、卫星和雷达等领域获得成熟应用[18]。因此，本研究选择IRL矩阵法进行改良SRL计算。
1.2.1 IRL等级评估
IRL体现了不同技术兼容交互接口的系统分析，也体现了集成点 (即TRL) 间一致比较性的系统分析。此外，IRL可描述两项技术之间的集成程度，其中一项为开发中技术，另一项为正在开发或成熟技术。因此，对于精确评价技术的集成准备程度，IRL具有广阔的发展前景[22]。水处理技术中IRL等级的定性赋值评判依据如表2所示[10]。
表 2 IRL等级表[10]Table 2. Current definitions of IRLIRL等级 名称 描述 对应TRL 1 基础技术研究 开展新技术的实验，分析提炼基础原理及应用构想 TRL1，TRL2 2 概念定义 定义初始概念，制定开发策略 TRL2，TRL3，TRL4 3 技术开发 确定合适的技术组合 TRL4，TRL5 4 系统开发、验证 开发系统能力，降低集成技术风险；确保经济可行性；验证系统可靠性、可操作性、安全性与实用性 TRL5，TRL6，TRL7 5 生产 达到满足任务需求的生产能力 TRL7，TRL8 6 使用与保障 日常使用与保障中，具有最优效益 TRL8，TRL9 | Show TableDownLoad:
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1.2.2 IRL矩阵法改良SRL计算
基于IRL等级的矩阵法改良SRL计算具体过程如下。首先评估单项技术的TRL，形成TRL组合向量 (式 (1) ) ，再构建IRL矩阵 (式 (2) ) ，由IRL表示任意2项技术的交互集成程度。水处理集成技术的处理效果往往取决于发展程度较低的技术，因此IRL矩阵元素取值时取对应位置TRL较低技术的数值。SRL矩阵计算式见式 (3) ，其中计算添加权重因子的SRL见式 (4) 。
TRL=[TRL1TRL2⋮TRLn] (1) IRL=[IRL11IRL12⋯IRL1nIRL21IRL22⋯IRL2n⋮⋮⋱⋮IRLn1IRLn2⋯IRLnn] (2) SRL=[SRL1SRL2⋮SRLn]=19(IRL)×19(TRL)=181[IRL11TRL1+IRL12TRL2+⋯+IRL1nTRLnIRL21TRL1+IRL22TRL2+⋯+IRL2nTRLn⋮IRLn1TRL1+IRLn2TRL2+⋯+IRLnnTRLn] (3) SRL=(SRL1n1+SRL2n2+⋯+SRLini)n (4) 式中：
ni 表 3 SRL等级表[23]Table 3. Current definitions of SRLSRL取值范围 成熟阶段 定义 0.90~1.00 操作和维护 在系统生命周期内以应用效益最佳方式运行 0.80~0.89 生产 系统达到预期目标，并成功执行 0.60~0.79 系统发展验证 验证系统的协同性、安全性、有效性 0.40~0.59 技术发展 降低技术风险，确定集成技术的合理性 0.1~0.39 理论凝练 明确技术概念，构建应用设想和开发策略 | Show TableDownLoad:
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1.3 水专项相关LOT备选技术的筛选
通过调研“十一五”、“十二五”和“十三五”期间水专项相关课题及近年来再生水品质污水脱氮除磷的主流技术，综合考虑国内各地再生水标准取值、相关技术的应用程度及发展前景，在现有氮磷去除率高、出水基本满足LOT要求的技术组合中，筛选出12种工作原理、流程组合方式及应用规模不尽相同的LOT备选技术组合，作为主要研究与分析评估对象。表4汇总了各个备选技术组合的技术细节与基本特征。各备选技术组合至少包含2项以上单项技术，且单个组合内单项技术数量不超过4项，均有水专项针对性相关课题的研究内容进行示范支撑，保证了评估的合理性。由于TRL为针对离散技术元素的定性赋值评价，用于评估单个系统的关键技术要素 (CTE) 或某特定系统，展现单项技术的具体成熟度。SRL分析基于TRL的分析结果进行，以全面细致的对组合技术进行评判。因此，通过TRL对技术组合的单项技术成熟度进行定性评价，并基于此通过改良SRL方法来分析技术组合本身的系统集成状况以期对系统成熟度进行评价。进水水质根据示范工程所在点位示范运行期间的年平均值确定，出水水质、各单项技术的TRL取值及其运行成本根据调研课题研究报告及相关发表论文的数据波动范围综合确定，并基于此计算各项技术组合的TN、TP单位质量去除运行成本。整体而言，各个LOT单项技术的TRL值均在5以上，最高TRL值可达到9。
表 4 水专项相关LOT备选技术组合Table 4. Summary of representative LOT systems in China序号 备选技术组合 技术缩写 进水水质 出水水质 依托课题 TRL 单项技术成本/(元·m-3) TN单位去除运行成本/(元·g-1) TP单位去除运行成本/(元·g-1) 1 A2O -悬浮填料-混凝沉淀极限脱氮除磷技术 TN=24.60 mg·L-1,TP=2.42 mg·L-1, TN=1.915 mg·L-1,TP=0.05 mg·L-1,[24] 地下污水厂建设模式创新与生态综合体示范2017ZX07107-003 0.06 0.61 1.1 A2O技术 A2O 9 0.81[25] 1.2 悬浮填料脱氮技术 MBBR (moving-bed biofilm reactor) 9 0.35[24] 1.3 混凝沉淀技术 Coagulation 9 0.29[26] 2 A2O-反硝化深床滤池极限脱氮除磷技术 TN=39.25 mg·L-1,,TP=3.81 mg·L-1,[25] TN=1.38 mg·L-1,,TP=0.089 mg·L-1,[27] 天津城市污水超高标准处理与再生利用技术研究与示范2017ZX07106-005 0.04 0.38 2.1 A2O技术 A2O 9 0.482[25] 2.2 反硝化深床滤池 DBDF (deep-bed denite filters) 9 0.92[28] 3 Phoredox-反硝化深床滤池极限脱氮除磷技术 TN=31.70 mg/L,TP=1.99 mg·L-1[25] TN=2.37 mg·L-1,,TP=0.06 mg·L-1,[29] 白洋淀与大清河流域 (雄安新区) 水生态环境整治与水安全保障关键技术研究与示范2018ZX07110-002 0.04 0.65 3.1 Phoredox技术 Phoredox 9 0.343[30] 3.2 反硝化深床滤池技术 DBDF (deep-bed denite filters) 9 0.92[28] 4 A2O-SDA+BAF极限脱氮除磷技术 TN=35.4 mg·L-1,TP=5.38 mg·L-1[25] TN=3.00 mg·L-1,TP≤0.10 mg·L-1[31] 城区水污染过程控制与水环境综合改善技术集成与示范2012zx07301-001 0.03 0.20 4.1 A2O技术 A2O 9 0.45[25] 4.2 活性自持深度脱氮技术 SADeN (self-active denitrification) 9 0.086[32] 4.3 曝气生物滤池 BAF 9 0.50[33] 5 A2O-复合介质人工快渗系统极限脱氮除磷技术 TN=89.20 mg·L-1,TP=5.79 mg·L-1[25] TN≈3 mg·L-1,TP=0.071 mg·L-1[34] 永定河 (北京段) 河流廊道生态修复技术与示范2018ZX07101-005 0.01 0.15 5.1 A2O技术 A2O 9 0.482[25] 5.2 复合介质人工快渗系统 CRI (constructed rapid infiltration) 7 0.35[34] 6 氧化沟-轻质填料人工湿地-反硝化除磷滤池极限脱氮除磷技术 TN=32.6 mg·L-1，TP=6.31 mg·L-1[25] TN=1.73 mg·L-1TP=0.1 mg·L-1[35-36] 重庆主城重污染河流水污染控制与水质改善技术研究与示范2012ZX07307-002 0.02 0.09 6.1 氧化沟 OD (oxidation ditch) 9 0.3[37] 6.2 轻质填料人工湿地 CW (Constructed Wetland) 6 0.27[38]] 6.3 反硝化除磷滤池 DPRF (denitrifying P removal filter) 6 7 A2O-复合填料生物滞留池极限脱氮除磷技术 TN=31.6 mg·L-1,TP=3.17 mg·L-1[25] TN<1 mg·L-1，TP<0.1 mg·L-1[39] 0.02 0.21 7.1 A2O技术 A2O 9 0.55[25] 7.2 复合填料生物滞留池 BT (bioretention tank) 6 0.1[40] 8 BNR-多级复合流人工湿地极限脱氮除磷技术 TN=50.2 mg·L-1,TP=4.59 mg·L-1[25] TN<1.5 mg·L-1TP<0.1 mg·L-1[41] 天津中心城区景观水体功能恢复与水质改善的技术集成与示范2008ZX07314-004 0.02 0.21 8.1 BNR技术 BNR (biological nutrient removal) 9 0.89[25] 8.2 混凝沉淀技术 Coagulation 9 8.3 人工湿地技术 CW 9 0.05[42] 8.4 人工浮/沉床技术 EFB/ESB (Ecological floating/submerged bed) 8 9 A2O-复合人工湿地-稳定塘极限脱氮除磷技术 TN=48.8 mg·L-1,TP=4.94 mg·L-1[25] TN<1.5 mg·L-1，TP≈0.05 mg·L-1[41] 天津中心城区景观水体功能恢复与水质改善的技术集成与示范2008ZX07314-004 0.01 0.14 9.1 A2O技术 A2O 9 0.64[25] 9.2 复合人工湿地技术 CCW (combined constructed wetland) 6 0.06[41] 9.3 稳定塘技术 SP (stabilization pond) 9 10 A2O-梯级人工湿地系统极限脱氮除磷技术 TN=35.05 mg·L-1,TP=2.22 mg·L-1[25] TN≈0.45 mg·L-1,TP≈0.10 mg·L-1[43] 入淀湿地复合生态系统构建技术研究和工程示范2018ZX07110-004 0.02 0.36 10.1 A2O技术 A2O 9 0.53[25] 10.2 植物沉淀塘技术 PSP (plants sedimentation pond) 6 0.16[44] 10.3 水平潜流人工湿地技术 HCW (horizontal constructed wetland) 9 10.4 生态稳定塘技术 ESP (eco-stabilization pond) 7 0.08[45] 11 Phoredox-植物净化系统极限脱氮除磷技术 TN=68.20 mg·L-1,TP=1.30 mg·L-1[25] TN≈1.94 mg·L-1,TP≈0.078 mg·L-1[46] 白洋淀与大清河流域 (雄安新区) 水生态环境整治与水安全保障关键技术研究与示范项目2018ZX07110-005 0.01 0.35 11.1 Phoredox技术 Phoredox 9 0.343[30] 11.2 植物净化系统 PPS (phyto-purification system) 7 0.1[46] 12 氧化沟-太阳能混合充电-生态浮岛极限脱氮除磷技术 TN=31.6 mg·L-1,TP=2.91 mg·L-1[25] TN=1.24 mg·L-1，TP=0.04 mg·L-1[47] 0.01 0.11 12.1 氧化沟 OD 9 0.33[25] 12.2 太阳能混合充氧-生态浮岛 SO-EFI 6 0[48]] | Show TableDownLoad:
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2. LOT备选技术组合改良SRL评估分析
由于TRL评价方法的局限性，选用通过基于TRL等级分析以构建IRL矩阵评估的改良SRL评价方法来评估“十一五”、“十二五”和“十三五”期间水专项相关课题及近年来再生水品质污水脱氮除磷筛选出来的12项LOT备选技术，以TRL分析来定性评价技术组合中单项技术的技术成熟度等级及分布情况，并基于此构建SRL对12项技术组合的集成情况和系统成熟度进行定量评估，以为污水处理中的先进技术组合发展评估及优化提供新思路。
2.1 单项技术TRL等级评估分析
根据LOT备选技术组合的不同技术阶段和主功能技术类型，对12种LOT备选技术组合的各个单项技术进行系统归纳分类梳理，结果如图1所示。整体而言，LOT备选技术组合的工艺流程可归纳为污水原水-污水厂二级处理-深度处理3个主控功能阶段。污水原水经污水处理厂二级处理系统净化后，出水辅以深度处理的主功能技术而达到LOT的标准要求。而主功能技术以生物类技术为主，表明满足LOT要求的技术组合仍需重点关注污水处理厂人工处理系统与自然处理系统功能的耦合、强化与优化。LOT备选技术组合中，污水厂二级处理阶段的人工处理系统主要使用A2O技术、Phoredox技术、氧化沟技术及BNR技术此4类传统生化强化技术，技术成熟度高且发展时间较长。深度处理阶段是LOT备选技术组合实现极限脱氮除磷关键功能的核心阶段，现有的主功能技术中除混凝沉淀技术为化学手段外，其余均属于生物手段。按照主要技术功能实施方式的不同，主功能技术可进一步归类为反应器类、人工湿地类和混合系统类3大类；而根据主要处理对象的区别，三大类工艺还可更细致地梳理为单独除磷、单独脱氮和同步脱氮除磷3类。反应器类技术和混合系统类技术的TRL值主要分布在7~9，这表明技术水平多数已达到第三方评估认可至推广应用阶段，面向快速应用的前景可观；人工湿地类技术的TRL值以6为主，主要还停留在进一步完善示范工程市场接受度的阶段，需要第三方的鉴定和验证以评估技术的可靠性及稳定性。
图 1 LOT备选技术组合核心技术贡献过程分类及TRL值表观比较Figure 1. Core technology contribution process classification and TRL value apparent comparison of LOT alternative technology portfolio对不同TRL等级单项技术在各LOT备选技术组合中的使用频次和同等级值出现频次进行细化梳理，以获得单项技术TRL值分布的详细信息，结果如图2所示。A2O技术在各技术组合中共出现了7次，是出现频次最高的技术，已被证明技术成熟度以及推广应用程度较高。出现频次第二多的单项技术为氧化沟技术、混凝沉淀技术和Phoredox技术，出现频次均为2次。以上均为污水厂二级处理技术，处于人工处理系统阶段。其余单项技术的出现频次均为1次，且涵盖了所有的LOT主功能技术，这说明LOT的主功能技术尚处于行业发展初期的多方技术竞争市场阶段。对不同TRL等级值的单项技术出现频次进行统计发现，TRL值为8的单项技术有1项，TRL值为6的单项技术共7项，TRL值为7的单项技术共3项，TRL值为9的单项技术共7项。其中，除4项为单独脱氮或除磷的单项技术外，其余单项技术均可实现整体脱氮除磷。整体而言，技术发展水平达到工程示范及以上的单项技术总数可达到22项 (TRL≥6) 。其中，TRL值在6~7的单项技术共10项，大多为新兴的生态/生物类工艺，以生物作用 (植物吸收和微生物利用) 和生态调控作用为脱氮除磷的主要机制；而TRL值≥8的单项技术共12项，已经过第三方评估或用户验证，主要为发展时间较长、应用较为广泛的人工水处理技术和部分生态强化的混合系统类技术。由此可见，这些备选LOT技术组合基本实现了成本优化和低碳低耗的技术运营模式，可满足污水的资源化及生态环境的优化需求。这也表明，以生物脱氮除磷为主的技术已在LOT技术组合中占据重要地位，这也符合减污降碳协同增效的政策背景，具有较高的市场推广及应用价值。
图 2 LOT备选技术组合中各单项技术分类使用频次及TRL值分级频次对比Figure 2. Comparison of TRL value and technical function classification attribute of LOT alternative technology combination2.2 技术组合中单项技术TRL值分布比较分析
对各个LOT备选技术组合内部不同单项技术成熟度等级值的数据分布进行统计分析，结果如图3所示。所有技术组合的单项技术TRL值均在6及6以上，其中技术组合1、2、3、4中的各单项技术TRL值均为9。具体来看，技术组合1、2、3、4、8在采用传统A2O或BNR处理技术的基础上，复合了MBBR、反硝化深床滤池、曝气生物滤池、混凝沉淀、传统人工湿地等整体成熟度较高的技术，TRL值为8~9，平均值与中位值接近或等于9，在天津等地有较成熟的的示范工程[41]，技术规范也较为成熟，已有推广应用基础。技术组合1、3、5、9、10、11通过将悬浮填料、强化深床滤池等反应器强化脱氮技术或具有蓄积、调控功能的生态技术，运用在A2O技术或Phoredox技术的出水深度处理中，借助植物净化[46]、生态浮床[49]、复合强化人工湿地[50]等技术，可充分发挥植物和湿地的功能特点，以实现水体的强化脱氮除磷。这些技术系统平均TRL值接近8，整体较为成熟，在北京[51]、重庆[34]、天津[41]、河北[43, 46]等地都有相关示范工程和第三方效果评估，并具备初步的技术规范。技术组合6、7、12采用了轻质填料人工湿地、复合填料式生物滞留池、太阳能充氧生态浮岛等较为新颖的技术，故平均TRL值约为7，技术成熟度等级达到第三方评估应用认可的水平，在江苏[52]、安徽[36, 53]、西安[47]等地已建成相关课题的示范工程。
图 3 LOT备选技术组合中单项技术成熟度等级统计分布Figure 3. Statistical distribution of individual technology maturity level in LOT alternative technology combination对各项LOT备选技术组合中不同主功能类型单项技术的TRL等级数量占比进行分析，结果如图4所示。在污水处理厂出水阶段，采用的各单项技术TRL值均为9，占比达到100%。污水厂处理工艺主要采用传统的水处理工艺 (A2O、BNR、氧化沟、Phoredox) ，由于其工艺发展时间较长，技术发展成熟，因而基本实现了市场性应用和推广。污水处理厂二级出水后，反应器类主功能技术中单项技术总数共6个，其中66.7%的单项技术TRL值达到9。而TRL值为7的单项技术占16.7%，TRL值为6的单项技术占剩余16.7%。人工湿地类主功能技术的单项技术总数为4个，TRL值为6的单项技术占比最大达50%，TRL值为9的单项技术占比50%。混合系统类主功能技术中，TRL值为6的单项技术总数为4个，占比50%，TRL值为9和8的单项技术各1个，占比均为12.5%，而TRL值为7的单项技术为1个，占比25%。故整体而言反应器类主功能技术大多发展时间较长，单项技术成熟度较高；混合系统类和人工湿地类单项技术具有较多耦合创新，技术成熟度略低。
图 4 LOT备选技术组合中各主功能技术类型不同TRL单项技术数量占比图Figure 4. Figure of the proportion of individual TRL technologies with different main functional technology types in the alternative technology combination of LOT2.3 SRL计算结果评估及系统运行成本分析
LOT备选技术组合经评估矩阵计算后的系统成熟度SRL分析结果如图5所示。各项备选技术组合的SRL值较高，大多技术组合的SRL值为0.6~0.8，处于系统发展验证阶段，相关技术组合正在为真正的市场推广进行产品稳定性提升。技术组合1、2、3、4、8的SRL值为0.8~1.0及0.9~1.0，达到了生产、操作和维护阶段，具备直接生产并面向市场产生较高的应用效益的能力，可在未来的推广应用中占据重要地位。
图 5 LOT备选技术组合SRL评估结果及系统运行成本分布雷达图Figure 5. LOT alternative technology combination SRL evaluation results and system cost distribution radar diagram技术经济性作为衡量推广应用可行性的重要指标，也纳入本研究的成熟度评价中。LOT备选技术组合中单项技术的处理运行成本依据《城市污水处理工程项目建设标准》 (建标[2001]77号) 核算，主要考量技术的动力费、药剂费、材料费、修理费、管理费、折旧费、人工工资等。经调研，我国污水平均处理运行成本为0.50~1.22元·m−3[54] (污水处理全运营成本减去污泥处理成本) 。根据全国平均进出水水质[55]及平均运行成本计算可知：全国平均TN单位质量去除运行成本为0.03元·g−1，TP单位质量去除运行成本为0.19元·g−1。通过整合各单项技术的运行成本及技术组合的进出水水质，计算得出LOT备选技术组合的TN单位质量去除运行成本和TP单位质量去除运行成本，具体结果如表1所示，而各技术组合系统运行成本的对比分析结果如图5所示。
TN单位质量去除运行成本 (0.01~0.06元·g−1) 较TP单位质量去除运行成本 (0.09~0.65元·g−1) 低，且其技术组合的相应脱氮、除磷的单位质量去除运行成本大致趋势相同，除技术组合11外，由于其进水总磷浓度较低导致TP单位质量去除运行成本较高 (0.35元·g−1) 。12项技术组合的TN单位质量去除运行成本和全国平均TN单位质量去除运行成本基本持平，除技术组合1、2、3、4 (分别为0.06元·g−1、0.04元·g−1、0.03元·g−1、0.03元·g−1) 外TN单位质量去除成本均低于全国平均TN单位质量去除运行成本 (0.03元·g−1) 。由于LOT技术出水水质标准高于全国平均污水厂出水水质，说明LOT技术在单位质量去除TN上更具有市场优势，且更符合人们对再生水水质提高的日益需求。12项技术组合的TP单位质量去除运行成本和全国平均TP单位质量去除运行成本相比，除了技术1、2、3、10、11 (分别为0.61元·g−1、0.38元·g−1、0.65元·g−1、0.36元·g−1、0.35元·g−1) 外，各项技术组合的其单位质量去除运行成本相近或低于全国平均值 (0.19元·g−1) 。而LOT出水水质标准高于全国平均污水厂出水水质，说明LOT技术在单位质量去除TP上更具有市场优势，同样更符合人们对再生水水质提高的日益需求。进一步分析，技术组合1、2、3、4的TN、TP单位质量去除运行成本较高，主要受其技术组合中的污水厂二级处理技术和深度处理主功能技术大多为传统的反应器类技术，其系统运行和维护成本较高，但其改良SRL等级值较高，达到了操作和维护阶段，可直接生产并面向市场实现系统生命周期运行的最大效益。而技术组合5、6、7、8、9、10、11、12因各LOT备选技术组合的深度处理主功能技术类型主要通过生物法 (植物、生态系统耦合) 为核心关键工艺，其系统维护和运营成本较低且去除氮、磷能力较强使其TN、TP单位质量去除运行成本较低，但SRL系数等级大多分布在0.6~0.79，处于系统发展验证阶段。相关技术组合正在为真正的市场推广进行产品稳定性提升，有待进一步优化的潜力空间。以上技术组合将同步脱氮除磷的混合系统类技术或具有蓄积、调控功能的生态技术运用在二级出水深度处理工艺中，借助植物净化、生态浮床、复合强化人工湿地、曝气生物滞留池、太阳能混合充氧生态浮岛等一系列生态技术，充分利用植物和湿地等生态技术的特点，既实现了高效的同步脱氮除磷，又降低了工艺本身的运行和维护成本，并挖掘了污水资源化的景观价值，在其运行生命周期中进一步实现了低碳低耗运营模式的优化与发展。各项技术组合中相关生态类单项技术的TRL等级大多处于示范工程或第三方检验阶段，具备技术革新的潜力，更利于整体系统的优化和提升，市场前景可观。
3. 结论
1) 对水专项相关课题进行相关调研和实时跟进并对其和国内外基本满足LOT要求的技术进行梳理，筛选出12项LOT备选技术组合，均为污水厂二级处理技术辅以主功能深度处理技术进而达到LOT要求。主功能深度处理技术以生物类技术为主，可分为反应器类技术、人工湿地类技术和混合系统类技术三类，大部分单项技术TRL等级在7以上，具有较强的应用前景。整体而言，反应器类技术的单项技术成熟度较高，混合系统类和人工湿地类单项技术具有较多耦合创新，技术成熟度略低。
2) LOT备选技术组合的改良SRL值为0.6~0.8，处于系统发展验证阶段，相关技术组合正在为真正的市场推广进行产品稳定性提升。大部分备选技术组合的TN、TP单位质量去除运行成本均低于我国污水处理厂的相应污染物平均单位质量去除运行成本，具有较大市场优势。技术组合1、2、3、4的TN、TP单位质量去除运行成本较高，但其改良SRL等级值较高，达到了操作和维护阶段，可直接生产并面向市场实现系统生命周期运行的最大效益。技术组合5、6、7、9、10、11、12的系统充分利用植物和湿地等生态技术的特点，运行成本相对较低，具有推广潜力。由此可见，这些备选LOT技术组合基本实现了成本优化和低碳低耗的技术运营模式，可满足污水的资源化及生态环境的优化需求。同时，LOT单项技术还应加强物理-化学脱氮除磷、生态处理技术的研发，推进植被搭配优化，使其在运行生命周期中进一步实现低碳低耗运营模式的不断优化和发展。
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图 1 AGS和海藻酸钠凝胶储存前后变化
Figure 1. Changes of AGS and sodium alginate gel before and after storage
图 3 SVI30和沉降速度随恢复时间的变化
Figure 3. Changes in SVI30 and settlement velocity with recovery time
图 4 MLSS和MLVSS/MLSS随恢复时间的变化
Figure 4. Changes in MLSS and MLVSS/MLSS with recovery time
图 8 NH4+-N和TN去除效果随恢复时间的变化
Figure 8. Changes in NH4+-N and TN removal efficiency with recovery time
表 1 SBR反应器运行参数和条件
Table 1. Operating parameters and conditions of SBR reactor
运行时间/d 各阶段时长/min 曝气量/（m3·h−1） COD、氨氮、总氮和总磷/(mg·L−1) COD容积负荷/(g·(L·d)−1) 进水 曝气 沉淀 排水 闲置 COD NH4+-N TN TP 1 4 338 15 1 2 0.12~0.3 500 80 85 6.7 0.41 2 4 339 14 1 2 0.32 600 90 93 7.5 0.48 3 4 341 12 1 2 0.34 600 90 94 7.8 0.48 4 4 343 10 1 2 0.36 700 100 106 8.4 0.65 5 4 344 9 1 2 0.37 700 100 106 8.6 0.65 6 4 347 6 1 2 0.39 800 110 115 9.2 0.83 7 4 349 4 1 2 0.43 900 110 117 10.6 1.16 8 4 351 2 1 2 0.46 1000 120 124 11.7 1.36 9 4 351 2 1 2 0.5 1000 120 126 11.2 1.36
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表 2 AGS储存前后理化特性指标变化
Table 2. Changes of physicochemical properties of AGS before and after storage
储存时间/d SVI30/(mL·g−1) MLSS/(mg·L−1) 沉降速度/(m·h−1) MLVSS/MLSS EPS/(mg·g−1) PN/(mg·g−1) PS/(mg·g−1) DHA/(μg·(g·h)−1) 0 28.7±1.95 24 140 94.63±1.27 0.72 68.60±6.13 41.86±4.61 26.74±2.85 82.65±3.02 210 61.4±2.06 15 720 53.06±2.41 0.56 37.48±5.61 21.96±3.05 15.52±2.56 46.83±2.74
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