SNAD-MBR工艺启动过程中颗粒污泥特性变化及其对膜污染的影响

王朝朝; 朱书浩; 武新娟; 安宁; 马磊; 李思敏

doi:10.12030/j.cjee.202209080

SNAD-MBR工艺启动过程中颗粒污泥特性变化及其对膜污染的影响

1.
河北省水污染控制与水生态修复技术创新中心，邯郸 056038
2.
邯郸市水利用技术重点实验室，邯郸 056038
3.
河北工程大学能源与环境工程学院，邯郸 056038

作者简介: 王朝朝 (1985—) ，男，博士，副教授，W-Z-Z@163.com

通讯作者: 李思敏(1968—)，男，博士，教授，a17831917609@163.com

基金项目:
河北省自然科学基金项目(E2021402011)；河北省高校青年拔尖人才计划项目(BJ2019029)
中图分类号: X703

Changes in granular sludge characteristics and their effects on membrane fouling during start-up of SNAD-MBR process

1.
Hebei Technology Innovation Center of Water Pollution Control and Water Ecological Remediation, Handan 056038, China
2.
Handan Key Laboratory of Water Utilization Technology, Handan 056038, China
3.
College of Energy and Environmental Engineering, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China

Corresponding author: LI Simin, a17831917609@163.com

摘要: 采用升流式微氧污泥床膜生物反应器启动同步亚硝化、厌氧氨氧化耦合异养反硝化(SNAD)工艺，考察了颗粒污泥性质与膜污染行为的动态变化，并通过统计学手段评估了启动中颗粒污泥特性与膜污染速率之间的相关性。结果表明：由厌氧氨氧化工艺(Anammox)历经全程自养脱氮工艺(CANON)启动SNAD工艺过程中，颗粒污泥浓度(MLSS)、胞外聚合物(EPS)、溶解性微生物产物(SMP)及EPS_p/EPS_c比值呈现增加趋势，而SMP_p/SMP_c比和污泥容积指数(SVI)逐渐降低；傅里叶变换红外(FT-IR)和三维荧光谱(3D-EEM)分析结果表明，颗粒污泥蛋白质疏水性逐渐增强，且色氨酸类物质在污泥颗粒化过程中起到重要作用；此外，膜污染速率由1.21 L·(m²·h²·Pa)⁻¹下降至1.08 L·(m²·h²·Pa)⁻¹，这主要是由于EPS_p/EPS_c比增加，促使颗粒污泥粒径增加，从而减缓膜污染所致；统计学结果进一步表明，相比其他颗粒污泥参数(MLSS、SVI、EPS及SMP)，SMP_p/SMP_c比与膜污染速率之间呈现较强的显著正相关，SMP_p/SMP_c比可作为膜污染速率预测参数，预测模型为F_r=1.638SMP_p/SMP_c−1.398。
- SNAD工艺 /
- 颗粒污泥 /
- 膜生物反应器 /
- 污泥特性 /
- 膜污染
Abstract: The simultaneous nitritation, anammox, and denitrification (SNAD) process was started up using an upflow microaerobic sludge bed-membrane bioreactor to investigate the dynamic changes of granular sludge properties and membrane fouling behavior, and assess the correlation between granular sludge properties and membrane fouling rate by the statistical principle. The results showed that during SNAD start-up process as shifting from anaerobic ammonium oxidation (Anammox) and completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) processes, the mixed liquor suspended solids (MLSS), extracellular polymeric substances (EPS), soluble microbial production (SMP) and EPS_p/EPS_c ratio of granular sludge showed increasing trends, whereas SMP_p/SMP_c ratio and sludge volume index (SVI) decreased gradually; Fourier transform infrared spectroscopy (FT-IR) and three-dimensional excitation-emission matrix (3D-EEM) spectra analysis results showed that the protein hydrophobicity of granular sludge increased gradually, and tryptophan-like substances played important roles in sludge granulation. In addition, the membrane fouling rate decreased from 1.21 L·(m²·h²·Pa)⁻¹ to 1.08 L·(m²·h²·Pa)⁻¹, which was mainly owing to the increased the particle size of granular sludge resulted from the increased EPS_p/EPS_c ratio; statistical results further revealed that, compared with other granular sludge parameters (MLSS, SVI, EPS and SMP), SMP_p/SMP_c ratio had a stronger positive correlation with membrane fouling rate; SMP_p/SMP_c ratio could be used as a prediction parameter of membrane fouling rate, and the corresponding prediction was F_r=1.638SMP_p/SMP_c-1.398.
- SNAD process /
- granular sludge /
- membrane bioreactor /
- sludge properties /
- membrane fouling

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 treatment

TRL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

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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 IRL

IRL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

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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) 。

$\rm TRL=\left[\begin{array}{c}\rm TRL_1\\ \rm TRL_2\\ ⋮\\ {{\rm TRL}_{n}}\end{array}\right]$

$(1)$

${\rm IRL} = \left[ {\begin{array}{*{20}{c}} {{\rm IRL}_{11}}&{{\rm IRL}_{12}}& \cdots &{{\rm IRL}_{1n}} \\ {{\rm IRL}_{21}}&{{\rm IRL}_{22}}& \cdots &{{\rm IRL}_{2n}} \\ \vdots & \vdots & \ddots & \vdots \\ {{\rm IRL}_{n1}}&{{\rm IRL}_{n2}}& \cdots &{{\rm IRL}_{nn}} \end{array}} \right]$

$(2)$

${\rm SRL}=\left[\begin{array}{c}{\rm SRL}_1\\ {\rm SRL}_2\\ \vdots\\ {\rm SRL}_n\end{array}\right]=\frac{1}{9}\left({\rm IRL}\right)\times \frac{1}{9}\left({\rm TRL}\right)=\frac{1}{81}\left[\begin{array}{c} {\rm IRL}_{11}{\rm TRL}_1+{\rm IRL}_{12}{\rm TRL}_2+\cdots+{\rm IRL}_{1n}{\rm TRL}_n\\ {\rm IRL}_{21}{\rm TRL}_1+{\rm IRL}_{22}{\rm TRL}_2+\cdots+{\rm IRL}_{2n}{\rm TRL}_n\\ \vdots\\ {\rm IRL}_{n1}{\rm TRL}_1+{\rm IRL}_{n2}{\rm TRL}_2+\cdots+{\rm IRL}_{nn}{\rm TRL}_n\end{array}\right]$

$(3)$

${\rm SRL}=\frac{\left(\dfrac{{\rm SRL}_{1}}{{n}_{1}}+\dfrac{{\rm SRL}_{2}}{{n}_{2}}+\cdots+\dfrac{{\rm SRL}_{i}}{{n}_{i}}\right)}{n}$

$(4)$

式中： ${n_i}$ 为与技术i具有集成关系的技术数量；n为所有技术个数，最终算得添加权重因子的SRL为不大于1的正数^[23]。基于IRL矩阵法计算的改良SRL取值，可与不同TRL取值所代表的技术成熟程度形成对应关系，相关具体定义如表3所示^[23]。

表 3 SRL等级表^[23]

Table 3. Current definitions of SRL

SRL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

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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	0.89^[25]
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	0.05^[42]
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	0.06^[41]
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	0.16^[44]
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]]

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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

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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 combination

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2.2 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

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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 LOT

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2.3 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

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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。

图 1 SNAD-MBR工艺流程图

Figure 1. Schematic diagram of the SNAD-MBR process

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图 2 不同启动阶段SNAD-MBR工艺跨膜压差和膜通量的变化

Figure 2. Changes of TMP and J of SNAD-MBR process during different start-up phases

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图 3 Anammox阶段、CANON阶段和SNAD阶段末污泥表观形态

Figure 3. Change of sludge apparent morphology at the end of Anammox, CANON and SNAD stages

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图 4 不同启动阶段颗粒污泥粒径分布、MLSS与SVI的变化

Figure 4. Changes of particle size distribution, MLSS and SVI of granular sludge during different start-up phases

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图 5 不同启动阶段颗粒污泥SMP、EPS的变化

Figure 5. Changes of SMP, EPS contents of granular sludge during different start-up phases

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图 6 不同启动阶段颗粒污泥的FT-IR光谱和酰胺Ⅰ区(1 600~1 700 cm^–1)二阶导数分辨增强和曲线拟合

Figure 6. FT-IR spectra and second order derivatives of amide I region (1 600~1 700 cm^–1) resolution enhancement and curve fitting of granular sludgeduring different start-up phases

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图 7 SNAD启动不同阶段颗粒污泥SMP和EPS的EEM图谱

Figure 7. EEM spectra of SMP and EPS of granular sludge during different start-up phases

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图 8 污泥性质与膜污染速率的皮尔逊相关性系数热图

Figure 8. The heat map of pearson correlation coefficients between sludge properties and membrane fouling rate

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图 9 拟合结果与实验数据的关系

Figure 9. Relationship between fitting results and experimental data

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表 1 不同启动阶段SNAD工艺运行条件

Table 1. Operating conditions of SNAD process during different start-up phases

阶段		时间/d	HRT/h	DO/(mg·L⁻¹)	NH₄⁺-N/(mg·L⁻¹)	NO₂^--N/(mg·L⁻¹)	COD/(mg·L⁻¹)	曝气/非曝气/(min:min)	TN去除率/%	COD去除率/%
Anammox	Ⅰ	1~9	24	~0.02	52.19±1.43	67.10±0.54	—	—	80.69	—
	Ⅱ	10~18	17	~0.02	50.79±1.28	66.39±0.45	—	—	81.03	—
	Ⅲ	19~28	10	~0.02	50.77±0.61	66.47±0.49	—	—	80.89
CANON	Ⅳ	29~46	33~11	0.6~1.0	44.97±3.98	—	—	1:3	66.76	—
	Ⅴ	47~60	10	0.3~0.8	50.05±1.39	—	—	1:5	80.32	—
	Ⅵ	61~77	10	0.5~0.8	49.68±0.96	—	—	1:5	84.62	—
SNAD	Ⅶ	78~98	10	0.3~0.6	50.24±0.99	—	26.04±1.59	1:5	96.78	84.01

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表 2 不同启动阶段颗粒污泥蛋白质二级结构占比

Table 2. Proportions of protein secondary structures of membrane foulants during different start-up phases

阶段	聚集链(1 610~1 625 cm⁻¹)/%	α-螺旋(1 648~1 657 cm⁻¹)/%	β-折叠(1 630~1 640 cm⁻¹)/%	无规则卷曲(1 640~1 645 cm⁻¹)/ %	α-螺旋/(β-折叠+无规则卷曲)
Anammox	14.61	15.71	13.48	15.40	0.544
CANON	16.15	15.97	14.08	15.49	0.540
SNAD	13.59	15.19	13.68	14.76	0.534

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图( 9) 表( 2)

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1. 矩阵法改良SRL评估方法构建
1.1 TRL等级评估
1.2 改良SRL等级评估
1.3 水专项相关LOT备选技术的筛选
2. LOT备选技术组合改良SRL评估分析
2.1 单项技术TRL等级评估分析
2.2 技术组合中单项技术TRL值分布比较分析
2.3 SRL计算结果评估及系统运行成本分析
3. 结论

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随着工业发展和人民生活水平提高，由氮素过量排放引起的水体富营养化成为一个亟待解决的问题，而传统硝化-反硝化生物脱氮工艺呈现出能耗大、需外加碳源及污泥产量高等不可持续特点。厌氧氨氧化(Anammox)工艺以其经济、高效等特点在生物脱氮领域备受关注，该技术主要是依靠一类浮霉菌门的自养厌氧氨氧化菌(AnAOB)以NH₄⁺-N和NO₂⁻-N为底物反应生成N₂的过程，理论总氮(total nitrogen，TN)去除率可达90%左右^[1]。然而，Anammox工艺尾水中仍有近10%的氮素以NO₃⁻-N形式存在。为了进一步提高Anammox工艺运行效能，同步厌氧氨氧化耦合异养反硝化(simultaneous anammox and denitrification，SAD)、同步亚硝化、厌氧氨氧化耦合异养反硝化(simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification，SNAD)等工艺技术层出不穷^[2-4]。而对于主流城市污水而言，进水氮素主要以氨氮形式存在，因此SNAD工艺适用性更强，该技术主要依靠好氧氨氧化菌(AerAOB)、AnAOB协调作用实现Anammox反应，并通过引入反硝化菌(Denitrifying bacteria，DNB)进一步削减NO₃⁻-N实现脱氮除碳的工艺过程。

值得注意的是，AnAOB生长周期较长且易于流失，是Anammox工艺启动的技术瓶颈，从而直接影响SNAD工艺启动过程。颗粒污泥是一种固定化微生物聚合体，具有密实的结构和良好的沉降性能，可以实现AnAOB的有效持留^[5]。范丹等^[6]在序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)中以1.1 mm的Anammox颗粒污泥成功启动SNAD工艺，启动时间为37 d。此外，为了强化AnAOB富集以加速颗粒污泥形成，膜生物反应器(membrane bioreactor，MBR)可以作为Anammox及SNAD颗粒污泥工艺启动的有效方式^[7]。LIU等^[8]采用MBR强化AnAOB富集并成功加速颗粒污泥的形成(平均颗粒粒径为0.7 mm)。张肖静等^[9]采用MBR经过100 d成功启动SNAD颗粒污泥工艺，TN去除率可达98%。与传统MBR工艺类似，SNAD-MBR工艺启动过程中也不可避免地会出现膜污染问题，而颗粒污泥性质会直接影响膜污染行为特性。ZHUO等^[10]发现在Anammox颗粒污泥体系中紧密结合型胞外聚合物(tightly bound-EPS，TB-EPS)含量以及EPS中腐殖质含量与膜污染速率之间有较好的相关性。LI等^[7]研究表明随着Anammox颗粒中小粒径组分减少及平均粒径增大，膜污染得到显著缓解。XING等^[11]认为Anammox颗粒污泥体系中溶解性微生物产物(soluble microbial products，SMP)中的蛋白质组分是造成膜污染的主要因素，而郭佳^[12]研究结果表明EPS是SNAD-MBR工艺膜污染的关键因子。

可见，在以往的研究中对于Anammox-MBR及其系列工艺中膜污染关键因子尚无统一认识；此外，由于SNAD工艺启动过程复杂性，SNAD-MBR工艺的颗粒污泥特性与膜污染行为的动态变化及其两者之间的

相关性尚不明晰，且针对此工艺的膜污染预测模型鲜有报道。本研究在系统分析SNAD-MBR工艺启动过程中颗粒污泥特性动态变化的基础上，探究其与膜污染速率之间的相关性，通过统计学手段识别膜行为的关键因子并建立膜污染预测模型，以期为SNAD-MBR工艺的优化运行及推广应用提供理论基础与技术支持。

3. 结论

1) SNAD-MBR工艺启动过程中，颗粒污泥MLSS质量浓度逐渐升高，SVI逐渐降低，EPS_p/EPS_c比由2.435增至2.912，1.5~2.0 mm颗粒污泥逐渐向2.0~2.5 mm演变；F_r从由1.21 L·(m²·h²·Pa)⁻¹下降至1.08 L·(m²·h²·Pa)⁻¹，这主要归因于污泥颗粒化程度增加。

2) FT-IR和蛋白质二级结构分析表明，蛋白质在颗粒形成过程中起到重要作用，且蛋白质含量升高促进颗粒污泥疏水性增大；3D-EEM分析表明，色氨酸类物质是颗粒污泥EPS_p和SMP_p的主要组分，且在SNAD颗粒污泥形成过程中起到重要作用。

3)颗粒污泥性质指标与F_r相关性分析表明，SMP_p/SMP_c比与F_r相关性最强(r_p=0.994，P<0.05)；SMP_p/SMP_c比可作为预测F_r的指标参数，通过拟合得到预测模型：F_r=1.638SMP_p/SMP_c-1.398。

参考文献 (34)

SNAD-MBR工艺启动过程中颗粒污泥特性变化及其对膜污染的影响

作者简介: 王朝朝 (1985—) ，男，博士，副教授，W-Z-Z@163.com

通讯作者: 李思敏(1968—)，男，博士，教授，a17831917609@163.com

Changes in granular sludge characteristics and their effects on membrane fouling during start-up of SNAD-MBR process

Corresponding author: LI Simin, a17831917609@163.com

1. 矩阵法改良SRL评估方法构建

1.1 TRL等级评估

1.2 改良SRL等级评估

1.2.1 IRL等级评估

1.2.2 IRL矩阵法改良SRL计算

1.3 水专项相关LOT备选技术的筛选

2. LOT备选技术组合改良SRL评估分析

2.1 单项技术TRL等级评估分析

2.2 技术组合中单项技术TRL值分布比较分析

2.3 SRL计算结果评估及系统运行成本分析

3. 结论

期刊类型引用(1)

其他类型引用(0)

计量

出版历程

SNAD-MBR工艺启动过程中颗粒污泥特性变化及其对膜污染的影响

通讯作者: 李思敏(1968—)，男，博士，教授，a17831917609@163.com

作者简介: 王朝朝 (1985—) ，男，博士，副教授，W-Z-Z@163.com 1. 河北省水污染控制与水生态修复技术创新中心，邯郸 056038 2. 邯郸市水利用技术重点实验室，邯郸 056038 3. 河北工程大学能源与环境工程学院，邯郸 056038

English Abstract

Changes in granular sludge characteristics and their effects on membrane fouling during start-up of SNAD-MBR process

Corresponding author: LI Simin, a17831917609@163.com

全文HTML

1.1. 实验装置与流程

1.2. 接种污泥

1.3. 实验运行条件

1.4. 分析方法

2.1. SNAD-MBR工艺启动过程中膜污染特性

2.2. SNAD-MBR工艺启动过程中污泥特性

2.3. SNAD-MBR启动过程中颗粒污泥的FT-IR及其蛋白质二级结构分析

2.4. SNAD-MBR启动过程中颗粒污泥3D-EEM分析

2.5. SNAD-MBR启动过程中污泥性质与膜污染相关性分析

2.6. 模型构建与验证

目录

全文HTML

1.1. 实验装置与流程

1.2. 接种污泥

1.3. 实验运行条件

1.4. 分析方法

2.1. SNAD-MBR工艺启动过程中膜污染特性

2.2. SNAD-MBR工艺启动过程中污泥特性

2.3. SNAD-MBR启动过程中颗粒污泥的FT-IR及其蛋白质二级结构分析

2.4. SNAD-MBR启动过程中颗粒污泥3D-EEM分析

2.5. SNAD-MBR启动过程中污泥性质与膜污染相关性分析

2.6. 模型构建与验证

作者简介: 王朝朝 (1985—) ，男，博士，副教授，W-Z-Z@163.com
1. 河北省水污染控制与水生态修复技术创新中心，邯郸 056038

2. 邯郸市水利用技术重点实验室，邯郸 056038

3. 河北工程大学能源与环境工程学院，邯郸 056038