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电解锰渣是在电解锰生产过程中，碳酸锰矿粉经硫酸浸出后再经压滤固液分离产生的废渣[1]，其主要污染物为Mn2+和NH4+-N，属于第Ⅱ类一般工业固体废物。我国是世界上第一大电解锰生产国，每生产1 t电解锰可产生8~10 t锰渣。截至2021年，我国电解锰渣堆存量已超108 t，且以每年107 t的速度增长[2-3]。电解锰渣长期大量在室外堆存，加剧了土地资源紧张，并且对周边环境构成严重威胁。
目前，针对电解锰渣的无害化处理方法主要包括固化、水洗、高温处理3种方法。固化法是通过添加碱性固化剂利用胶结、吸附、包裹作用稳定重金属，同时利用固化剂与NH4+发生化学反应脱除氨氮[4]。罗乐等[5]在锰渣中添加10%的生石灰，可实现将锰渣浸出液中Mn2+质量浓度降至2.60 mg·L−1，固化率达99.8%，NH4+-N质量浓度降至21.23 mg·L−1，脱出率达96.73%。DU等[6]采用多种复配的固化剂处理电解锰渣，研究表明添加9% CaO+5% NaHCO3、9% CaO+5% Na3PO4、10% MgO，可实现将Mn的浸出量降至100 mg·kg−1。但是添加大量碱性固化剂的锰渣浸出液pH一般都大于9，超过《一般工业固体废物贮存和填埋污染控制标准》 (GB18599-2020) 规定的pH 在 6~9的限值之内。用水洗的方法可洗去可溶性的锰和氨氮，且洗涤液可进行有价元素的回收[7-8]。赵博超[9]等通过水洗锰渣对洗涤液中的锰离子进行回收，发现当用水量为渣重6倍及以上时，硫酸锰的回收率增加到了95%以上，且同等用水量的情况下，化浆-滤饼洗涤效果明显优于化浆洗涤。房苜茹等[10]考察水洗时间和液固比对污染物去除效果的影响，发现水洗时间为30 min，液固比为5∶1时，硫酸锰和硫酸铵的洗出率能达到92%左右，继续增加液固比，洗出率无明显增加。可见仅通过水洗并不能完全将污染物脱除，在消耗大量水资源的情况下，锰渣中锰和氨氮的质量浓度仍然比较高。高温法是指通过高温煅烧或还原焙烧工艺，将氨氮及硫酸盐等有害物质分解成无害物质或逸出，煅烧后的锰渣可用于生产水泥和熟料[11]，但方法投资成本较高。对于我国众多中小型电解锰企业来说，水洗和固化处理锰渣的方法更走得通。
为了解决行业内锰渣需要大量消纳以及经济处理成本高的难题，选择水洗联合固化处理电解锰渣的方法，从水洗条件的影响因素和固化剂添加比例出发，研究水渣比、洗涤次数、搅拌时间和磷酸三钠、生石灰、水泥、粉煤灰4种固化剂的复合配比，以降低锰渣浸出液中锰和氨氮的质量浓度，为电解锰渣的无害化寻找一种新的处理方法。
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本研究选取的电解锰渣来自贵州省某企业的新鲜锰渣，采用四分法取样后阴凉处密封保存，风干、研磨过100目筛后留存备用。该锰渣中总锰的质量分数为6.33%，含水率为25.83%，硫酸铵质量分数4.51%。浸出液的pH为6.35，呈弱酸性，浸出液Mn2+的质量浓度为1 275.00 mg·L−1，NH3-N的质量浓度为686.00 mg·L−1。洗涤所用的试剂为纯水。4种固化剂材料如表1所示。
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1) 不同水渣比的对比实验。称取5份200.00 g风干研磨后的锰渣置于烧杯，每个烧杯分别加入200.00、400.00、800.00、1 200.00、1 600.00 g的纯水，室温条件下搅拌30 min，充分化浆搅拌，浆液减压抽滤过滤，对滤饼进行浸出，检测每组浸出液锰离子和氨氮的质量浓度。纯水与锰渣的比例分别为1、2、4、6、8，考察不同水渣比对污染物去除效果的影响，根据浸出液中锰、氨氮质量浓度大小，可确定最佳的水渣比；且浸出液可与铵盐沉淀相结合回收可溶性锰。
2) 不同洗涤次数的对比实验。在确定最佳水渣比为2的条件下，在盛有1 000.00 mL纯水的烧杯中加入500.00 g新鲜锰渣，以50 r·min−1充分化浆搅拌，浆液减压抽滤过滤，收集100.00 g滤饼进行浸出，检测其浸出液中锰离子和氨氮的质量浓度，剩余滤饼置于盛有其水渣比为2的纯水烧杯中，重复上述操作，累计洗涤4次。最终可得到水洗1、2、3、4次后锰渣滤饼浸出液中锰离子和氨氮的质量浓度，从而确定最佳洗涤次数。水洗1、2、3、4次后锰渣含水率分别为33.24%、34.09%、34.45%、34.59%。
3) 不同搅拌时间的对比实验。在确定最佳水渣比为2、最佳洗涤次数为2次的条件下，改变锰渣加水的搅拌化浆时间，分别为10、30、60、120 min，并以50 r·min−1充分化浆搅拌，检测浸出液中锰离子和氨氮的质量浓度，从而确定最佳的搅拌时间。
4) 添加固化剂的实验。将最佳水洗条件下洗涤后的锰渣滤饼置于105 ℃烘箱中干燥，然后破碎研磨，分成3份，每份分别添加不同比例的4种固化剂，加水搅拌 (控制含水率30%) 后置于室内自然条件预反应1 d。称取处理后的锰渣每份50 g，做水平震荡浸出实验，检测浸出液中锰离子和氨氮的质量浓度，从而确定最佳的固化剂比例。
5) 表征分析。将原锰渣和水洗联合固化的锰渣分别烘干后过100目筛，用X射线荧光光谱仪 (型号：XP+瑞士 arl 公司) 及场发射扫描电镜 (北京普瑞塞司仪器有限公司) 分析锰渣水洗联合固化前后表征特征。
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锰渣浸出液的制备参考《固体废物浸出毒性浸出方法水平震荡法》 (HJ557-2019) [12]，浸出液中锰浓度测定参考《固体废物金属元素的测定电感耦合等离子体质谱法》 (HJ776-2015) [13]，浸出液中氨氮浓度的测定参考《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》 (HJ535-2009) [14]。每组实验重复操作3次，浓度的相对标准偏差控制在1%以内。
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利用纯水洗涤锰渣，锰渣中的污染物浸出质量浓度和去除率如图1所示。由此可知，随着水渣比的增加，锰离子和氨氮的去除率呈现出先快速上升后逐渐稳定的趋势。当水渣比为1时，锰离子和氨氮的去除率分别达78.31%、81.56%，继续增加水渣比，锰离子和氨氮的质量浓度变化不大，水渣比为8时，锰离子、氨氮的质量浓度分别为115.50和68.80 mg·L−1，污染物质量浓度依然较高，超过《污水综合排放标准》[15]中规定的氨氮和锰离子的一级标准限值，分别为15和2.0 mg·L−1。这与房苜茹等[16]研究的锰渣在液固比为5∶1的条件下水溶性锰离子的洗出率为92%的结果相似。这说明，增大液固比可以提高污染物的去除效果，但是即使在高液固比的条件下，锰渣中残留污染物的质量浓度仍然比较高。这是因为，锰渣中存在部分锰离子、铵根离子被难溶物质包裹，稳定性较强难以被纯水浸出，除了以离子形态存在之外，还存在难溶的氧化锰等阻碍了洗涤效果。因此，综合考虑污染物去除率和经济效益因素，采用的水渣比为2。
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在确定水渣比为2的条件下，研究洗涤次数对锰渣处理效果的影响如图2所示。可知，随着洗涤次数的增加，锰渣中锰离子和氨氮的去除率都呈现先增加后逐渐稳定的趋势。当洗涤次数由1次增加至2次时，锰离子、氨氮的去除率分别从78.31%、81.56%增加至91.64%、91.64%，锰离子、氨氮的质量浓度分别从276.50、126.60 mg·L−1降至106.65、40.05 mg·L−1，继续增加洗涤次数，锰离子和氨氮的去除率曲线变化较为平缓；洗涤4次时，锰渣浸出液中锰离子、氨氮的质量浓度分别为51.40、10.03 mg·L−1，氨氮质量浓度低于污水综合排放一级标准，而锰离子的质量浓度仍高于一级排放标准25.7倍，约占总锰质量分数的0.05%。可见，随着洗涤次数的增加，对氨氮的去除效果优于锰，这是因为锰渣中的氨氮主要以六水铵镁矾((NH4)2(Mg,Mn,Fe)(SO4)2·6H2O) 等铵根离子的形式存在，通过多次纯水洗涤促使绝大部分的铵根离子进入液相，从而达到去除氨氮的目的，而锰渣中的锰除了可溶性锰外，还有0.03%左右的难溶的二氧化锰，难以被脱除[17]。因此，在用水量尽可能少的前提下，为保证污染物去除率，选择锰渣的最佳水洗次数为2次。
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搅拌作为外力作用可以快速促进锰渣中的可溶性污染物进入液相，因此研究搅拌时间对污染物去除效果的影响如图3所示。可见，随着搅拌时间的增加，锰渣中锰离子和氨氮的去除率呈现先增加后逐渐稳定的趋势。搅拌时间由10 min增加至30 min时，锰离子、氨氮的去除率分别从70.65%、75.02%增加至78.31%、81.56%，继续延长搅拌时间，对洗涤效果改善并不明显，这与赵侣璇等[7]采用清水洗涤锰渣，时间达11 min时污染物浓度趋于稳定的研究有所差别。这是因为，赵侣璇等[7]采用的清洗方式是水流连续进入清洗槽，没有固定的液固比，该进水方式对水洗压力和进水流量都有较高要求。可见，在确定水渣比为2，洗涤2次的条件下，选择30 min的搅拌时间最为高效。
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在搅拌时间为30 min，用2倍渣重的水洗涤2次锰渣时，污染物的去除率可以达75%以上，但锰渣浸出液中锰离子和氨氮的含量仍超出污水综合排放标准。因此，考虑对水洗后的锰渣加入固化剂，使得污染物能被稳定固化或脱除，并且在极端条件下不被浸出，处理后的锰渣进行填埋或者资源化利用对环境的危害性降到最低。根据固化剂的作用机理以及经济成本，将Na3PO4、生石灰、水泥、粉煤灰按不同比例配制成A、B、C组，水洗后的锰渣分别添加3组固化剂，并检测浸出液中锰离子、氨氮的质量浓度，结果如表2所示。
由表2可知，用2倍渣重的水洗涤2次的锰渣加入A、B、C组不同比例的固化剂，从A组到C组的每种固化稳定剂添加量依次加倍，但是浸出液中氨氮的质量浓度变化不大，锰离子的质量浓度变化较为明显，但均满足污水综合排放一级标准。相比于未添加固化剂，浸出液中锰离子、氨氮质量浓度降低的非常明显。这是因为，生石灰可对锰渣中的可溶性锰离子可以起到固化作用。锰离子在生石灰提供的碱性环境中遇水便可形成氢氧化锰沉淀，该沉淀又会和空气中的氧气反应生成氧化锰沉淀，从而将锰离子以沉淀的形式稳定下来，如公式 (1) 、 (2) 所示。锰渣中的铵根离子也能在生石灰提供的碱性环境中反应生成易挥发的氨气，同时遇水反应放出的热量又促进氨气的逸出，如式 (3) 所示。
而磷酸盐在酸性的条件下可与金属氧化物以及添加剂等通过化学反应，生成以磷酸盐为粘结相的无机胶凝材料。本研究所选用的生石灰和磷酸盐在酸性锰渣浸出液中可反应生成以羟基磷灰石 (Ca10(PO4)6(OH)2)为结晶相的胶凝材料，具有很强的离子交换能力和吸附能力。与锰渣反应时，Ca10(PO4)6(OH)2中的Ca2+可被Mn2+替换下来，生成稳定的羟磷锰石[18-19]，具体的反应如公式 (4) 所示。另外，锰渣中的氨氮主要是以六水铵镁矾((NH4)2(Mg,Mn,Fe)(SO4)2·6H2O)的形式存在，磷酸盐能够吸收 ((NH4)2(Mg,Mn,Fe)(SO4)2·6H2O)中的重金属离子和NH4+，从而实现对重金属和氨氮的固定。
水泥常被用作大多数无机污染物及部分有机污染物的固化剂，其固化机理是胶凝体系中的污染物发生物理吸附、化学沉淀、氧化还原反应、金属离子的同晶替代和物理包容等作用[20-21]。粉煤灰具有胶凝活性，其中的SiO2和Al2O3在一定碱性条件下会产生水化作用，水化产物会包裹固体废物中的污染物形成胶凝物质。金漫彤等[22]掺加30%粉煤灰固化土壤聚合物中的重金属离子，发现Cu2+、Pb2+、Zn2+的固化量都有所增加，且固化体具有良好的后期稳定性和抗酸性。由此可见，经过水洗后的锰渣加入少量的固化稳定剂即可实现锰离子和氨氮的高效去除。因此，考虑经济成本和环境保护的条件下，在2倍渣重的水洗涤2次后的锰渣中加入0.15%的Na3PO4、1.00%的生石灰、0.75%的水泥和0.50%的粉煤灰为最佳的固化剂添加比例。
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将原锰渣与水洗后的锰渣用XRD衍射图进行矿物对比分析，如图4所示。可见，原锰渣样品主要的矿物相是二氧化硅和生石膏(CaSO4·2H2O)，水洗联合固化后的锰渣主要的矿物相是二氧化硅和熟石膏(CaSO4·0.5H2O)，说明原锰渣中的生石膏经过无害化处理后变成了熟石膏及少量的硬石膏(CaSO4 )。这是由于生石灰和水泥遇水均会放热，当温度超过128 ℃时，生石膏会失去结晶水变成半水的熟石膏，温度超过175 ℃时，熟石膏继续脱水变成无水的硬石膏。水洗联合固化处理后的锰渣出现了方解石(CaCO3)、白云石(CaMg(CO3)2) 等物相的特征峰，而绿泥石 (Mg,Al,Fe)6(Si,Al)4O10(OH)3 、微斜长石(K(AlSi3)O3、草酸钙(CaC2O4(H2O)) 等特征峰相较于原锰渣被削弱了，说明添加的固化稳定剂尤其是水泥，其水化产物发生碳化，产生一系列碳酸盐沉淀。通过对XRD衍射图的分析发现，经过水洗联合固化处理后的锰渣， 其矿物质的种类及结晶的变化主要是由固化剂的添加引起的。
将原锰渣与水洗后的锰渣用SEM扫描电镜图进行微观对比分析，如图5所示。原锰渣样品 (图5(a)) 整体结构松散多孔，存在规则柱状体结构 (CaSO4·2H2O) ，该柱状体与不规则颗粒随机交错搭接，且存在大量孔缝；由图5(b)可发现，水洗联合固化处理后的锰渣微观结构发生明显改变，柱状体结构消失，不规则片状颗粒 (CaSO4·0.5H2O) 增多，这与XRD图谱反应的结果一致，在片状颗粒的周围可观察到短棒状结构，可能是钙矾石、钙沸石等物质。同时，观察到少量小球状颗粒物粘结在一起，这可能是OH-与Mn2+反应生成了MnOOH和MnO2沉淀。通过对SEM扫描电镜图的分析发现，水洗联合固化处理后的锰渣其晶体结构更加紧密，锰渣发生了明显的胶凝及吸附作用，使锰渣中的污染物可有效的固定在产生的晶体中，为电解锰渣在后续处理过中降低污染物迁移的风险。
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1) 在水洗锰渣时，随着水渣比、洗涤次数、搅拌时间的增加，锰渣中锰离子和氨氮的去除率都呈现出先增加后逐渐稳定的变化趋势，通过对浸出液中锰离子和氨氮的去除率变化可发现在水渣比为2、水洗次数为2次、搅拌时间为30 min时为最佳水洗条件，其锰离子、氨氮的去除率可分别达到78.31%、81.56%。
2) 固化剂对水洗锰渣浸出液的结果显示，在最佳水洗条件下锰渣中添加0.15%的Na3PO4、1.00%的生石灰，0.75%的水泥和0.50%的粉煤灰，锰渣浸出液中锰离子、氨氮的浸出质量浓度分别为0.141 μg·L−1、1.260 μg·L−1，满足污水综合排放标准。
3) 通过XRD衍射图谱发现原锰渣中柱状颗粒 (CaSO4·2H2O) 在水洗联合固化处理后转变成片状颗粒 (CaSO4·0.5H2O) ；借助SEM扫描电镜图发现水洗联合固化处理后的锰渣晶体结构堆积更加紧密，锰渣发生了胶凝及吸附作用，锰渣中的污染物可有效地被固定在所产生的晶体中。
水洗联合固化处理电解锰渣
Treatment of electrolytic manganese slag by water washing combined curing method
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摘要: 为减少电解锰渣中主要污染物锰离子和氨氮含量，降低其对环境的污染，采用水洗联合固化法处理电解锰渣，通过改变水渣比、洗涤次数、搅拌时间，固化剂添加比例，观察锰渣水洗及固化过程中锰离子、氨氮的质量浓度变化并确定最佳水洗固化条件。研究表明，水渣比为2，洗涤2次，搅拌时间30 min为最佳水洗条件，此时锰渣浸出液Mn2+、NH3-N的质量浓度分别为106.65和40.05 mg·L−1；向水洗后锰渣中添加0.15%的Na3PO4、1.00%的生石灰，0.75%的水泥和0.50%的粉煤灰为最佳固化剂添加比例，此时锰渣浸出液Mn2+、NH3-N的质量浓度分别为0.141和1.260 μg·L−1，满足污水综合排放标准。本研究结果表明，对水洗后的锰渣进行固化处理，可以有效降低浸出液中Mn2+和NH3-N质量浓度，可为锰渣无害化处理提供参考。Abstract: To reduce the content of manganese ions and ammonia nitrogen, which are the main pollutants in the electrolytic manganese slag, and reduce its pollution to the environment, the combined washing and curing method was used to treat the electrolytic manganese slag, and the changes of manganese ions and ammonia nitrogen concentrations during the washing and curing process were observed and the optimal washing and curing conditions were determined by changing the water-slag ratio, washing times, stirring time and the addition ratio of curing agent. The study showed that the water-slag ratio of 2, washing twice and stirring time of 30 min were the best washing conditions, and the concentrations of Mn2+ and NH3-N in the leachate of manganese slag were 106.65 mg·L-1 and 40.05 mg·L−1, respectively; 0.15% of Na3PO4, 1.00% of quicklime, 0.75% of cement and 0.50% of fly ash were added to the washed manganese slag. At this time, the concentrations of Mn2+ and NH3-N in manganese slag leachate were 0.141 μg·L−1 and 1.260 μg·L−1, respectively, which satisfied the comprehensive effluent discharge standard. The results of this study showed that the curing treatment of manganese slag after water washing could effectively reduce the concentrations of Mn2+ and NH3-N in the leachate, and provide a reference for the harmless treatment of manganese slag.
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Key words:
- water washing /
- curing /
- curing agent /
- manganese slag /
- ammonia nitrogen
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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 水渣比对污染物去除效果的影响
Figure 1. Influence of water-slag ratio on pollutant removal efficiency
图 2 洗涤次数对锰渣中污染物去除效果的影响
Figure 2. The effect of washing times on the removal of pollutants in manganese residues
图 4 原锰渣和水洗联合固化锰渣XRD衍射图
Figure 4. XRD diffraction diagram of raw manganese slag and water washing solidified manganese slag
图 5 原锰渣和水洗联合固化锰渣扫描电镜图
Figure 5. Scanning electron microscope of raw manganese slag and water wash solidified manganese slag
表 1 实验材料及主要成分
Table 1. Experimental materials and main components
供试原料 主要成分 备注 新鲜电解锰渣 SO3、 SiO2 、CaO 、Fe2O3、Al2O3、MnO、K2O — 磷酸三钠 Na3PO4·12H2O 分析纯，Na3PO4含量98% 生石灰 CaO 分析纯，CaO含量98% 水泥 3CaO·SiO2、2CaO·SiO2、 3CaO·Al2O3、4CaO·Al2O3·Fe2O3 425普通硅酸盐水泥 粉煤灰 SiO2、Al2O3、Fe2O3、CaO GB二级
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表 2 水洗后的锰渣固化稳定剂添加比例及污染物去除效果
Table 2. Manganese slag solidification stabilizer addition ratio and pollutant removal effect after washing
组别 添加比例 浸出液Mn2+质量浓度/ (μg·L−1) 浸出液NH3-N质量浓度/ (mg·L−1) A Na3PO4 0.15% 生石灰1.00% 水泥 0.75% 粉煤灰0.50% 0.141 1.260 B Na3PO4 0.30% 生石灰2.00% 水泥 1.50% 粉煤灰1.00% 0.020 1.423 C Na3PO4 0.60% 生石灰4.00% 水泥 3.00% 粉煤灰2.00% 0.005 1.300
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1. 王圣杰，赵可心，郝泽林，赵帅明，李晓刚. 湿地生态修复和废水处理的协同作用与优化研究. 环境科学与管理. 2024(11): 155-159 . 
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