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城镇污水处理厂碳源投加策略分析

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朱苏鹏, 郭海娟, 马放, 李清雪, 郑美雪. 城镇污水处理厂碳源投加策略分析[J]. 环境保护科学. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
引用本文: 朱苏鹏, 郭海娟, 马放, 李清雪, 郑美雪. 城镇污水处理厂碳源投加策略分析[J]. 环境保护科学. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
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ZHU Supeng, GUO Haijuan, MA Fang, LI Qingxue, ZHENG Meixue. Carbon Source Dosing Strategy of Urban domestic Sewage Treatment Plants[J]. Environmental Protection Science. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
Citation: ZHU Supeng, GUO Haijuan, MA Fang, LI Qingxue, ZHENG Meixue. Carbon Source Dosing Strategy of Urban domestic Sewage Treatment Plants[J]. Environmental Protection Science. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
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城镇污水处理厂碳源投加策略分析

  • 1.

    辽宁大学环境工程研究院，沈阳 110036

  • 2.

    河北工程大学能源与环境工程学院，邯郸 056038

  • 3.

    哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，哈尔滨 150090

    • 作者简介: 朱苏鹏（1997—），男，硕士研究生。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：zsupeng@163.com
    通讯作者: 郭海娟（1976—），女，博士，教授。研究方向：水污染控制理论与技术；环境功能材料的开发与利用；膜技术应用。E-mail：guohaijuan@163.com; 
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目（52070054；51878237）

  • 中图分类号: X703;TU992

Carbon Source Dosing Strategy of Urban domestic Sewage Treatment Plants

  • 1.

    Institute of Environmental Engineering, Liaoning University, Shenyang Liaoning 110036

  • 2.

    School of Energy and Environmental Engineering, Hebei University of Engineering, Handan Hebei 056038

  • 3.

    State key laboratory of urban water resource and environment, Harbin Institute of Technology, Harbin Heilongjiang 150090

    • Corresponding author: GUO Haijuan, guohaijuan@163.com ; 

摘要

  • 摘要: 低C/N进水条件造成的生物处理系统反硝化脱氮能力不足已成为我国污水处理厂运行面临的主要挑战。笔者应用文献计量学对目前碳源投加策略进行了总结，并以东北地区某城镇污水处理厂为考察对象，结合各碳源的实际应用情况介绍了目前常用的几种主流外加碳源的优缺点，分析了甲醇、乙酸钠、葡萄糖、麦可碳4种碳源投加公式计算理论值与实际碳源投加量之间存在差异的原因，旨在为城镇污水处理厂实现经济、高效、低碳运行碳源投加策略提供技术指导。
    Abstract: The lack of denitrification and nitrogen removal capacity of biological treatment systems caused by low C/N ratio in influent has become a significant challenge for the operation of sewage treatment plants. This paper summarizes the current carbon source dosing strategy using bibliometrics. Taking a municipal sewage treatment plant in Northeast China as an example, combined with the practical application of various carbon sources, the advantages and disadvantages of several mainstream external carbon sources commonly used are introduced. And the reasons for differences between the theoretical values calculated with the carbon source addition formula and the actual carbon source dosages of four carbon sources of methanol, sodium acetate, glucose, and MicroC. All these results aimed to provide technical guidance for the carbon source dosing strategy of urban domestic sewage treatment plants, which realize economical, efficient and low-carbon operation.

  • 农村污水的分质收集处理是农村污水资源化的重要方式。农村生活污水按照其污水来源和水质特征的不同，可以大致分为灰水和黑水2大类。其中，灰水是指不包括冲厕污水(黑水)在内的生活杂排水，主要包括餐厨污水、洗涤污水和洗浴污水等[1-2]。灰水由于基本不含肠道病原微生物、污染物浓度较低且易于自然生物处理的特点，具有很高的直接回用价值[1]。为缓解水资源压力，灰水单独采用管道收集并直接用于灌溉的回用方式已经得到了一定的应用[3]。而农村污水治理工程设施投资中的管道敷设成本占所有建设投资的70%以上，管道敷设成本过高直接限制了农村地区污水收集治理工作的有效开展[4-5]。小管径重力流排水系统具有管道成本低、施工开挖土方量少、建设迅速等诸多优点，非常适用于经济条件相对落后的农村地区[6-7]。基于此，小管径重力流灰水管道系统具有明显的经济优势和生态环境效益，具有较大的推广潜力和应用前景。

    排水管道生物膜具有一定的污水预处理功能，并且可能产生CH4、H2S等具有环境和健康风险的气体，对于市政排水管道生物膜的微生物群落特征已经有了相对广泛的研究[8-10]。然而，农村污水特征与市政排水相比，其水质水量具有明显的随时间变化规律，即每天在用餐时段污水水量较大，而夜间基本没有污水排放[11]。具体到管道容量较小的小管径系统中，在早中晚时段，污水排放高峰期，管道经常临近满管流状态；而在夜间，基本处于断流状态。不同的流态决定了不能直接套用市政污水管道生物膜数据来解析农村污水管道生物膜，当前对于农村污水管道生物膜的认识仍处于起步阶段，更是罕有针对农村灰水管道生物膜的研究。

    本研究采用实验室规模的小管径重力流灰水管道系统，研究了小管径重力流灰水管道生物膜的细菌群落、氮硫循环管道功能菌特征以及氮循环功能基因分布情况，重点探讨了管道敷设坡度对于小管径重力流灰水管道生物膜细菌群落的影响。本研究丰富了排水管道生物膜认知体系，为小管径重力流灰水管道的优化设计和应用提供了参考。

    1.   材料与方法

    1.1   实验装置

    本研究采用的实验装置为实验室规模的小管径重力流管道模拟系统。整个系统由3套不同敷设坡度(5‰，10‰，15‰)的透明UPVC排水管道系统(φ50 mm×3.5 mm，单组管道总长5 m，溢彩，中国)、PVC阀门(百盛，中国)、高位水箱(PVC板自制)、循环水箱(PVC板自制)、潜水泵(HQB-5000，森森，中国)、恒温器(300 W，YEE，中国)等组成(图1)。灰水由潜水泵经循环水箱提升至高位水箱，沿排水管道依靠重力作用流下，最终回到循环水箱。灰水在整套系统中循环流动，模拟小管径重力流灰水管道的生物膜生境，同时保证了3套管道中的灰水水质相同，有效避免了水质差异造成的生物膜群落结构差异。为进行生物膜取样，在距直管道起点1 m处设置30 cm长的取样管道，两侧采用50 mm PVC活接头(联塑，中国)连接，确保取样管道的轴线与直管道重合。

    图 1  小管径重力流模拟装置示意图
    Figure 1.  Schematic diagram of simulated small diameter gravity sewers
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    1.2   水质特征及分析测试方法

    为模拟实际农村灰水在小管径重力流管道中的真实流态，本研究利用调节潜水泵功率和阀门开闭的方式保持管道内的充满度随时间有规律的变化，管道实际充满度和平均灰水流速如图2所示。整个实验设备的运行水温维持在20 ℃并保持避光运行，以模拟真实的灰水管道运行状态。本研究进水采用人工配制的灰水，配制方法见表1。每2 d换水一次，运行水质条件见表2。整套设备连续运行60 d，形成成熟的管道生物膜。

    表 1  配制灰水组分浓度
    Table 1.  Composition of synthetic gray water
    常量物质浓度/(mg·L−1)微量物质浓度/(μg·L−1)
    葡萄糖80CaCl2·2H2O73.50
    蛋白胨80MgSO4·7H2O51.25
    CH3COONa54Na2SiO3·9H2O30.43
    NaHCO391Al2(SO4)3·16H2O11.78
    KCl57FeCl3·6H2O4.83
    KNO37ZnSO4·7H2O0.88
    NH4Cl19H3BO30.58
    NaH2PO4·2H2O15CuSO4·5H2O0.39
    食用油30MnCl2·4H2O0.27
    十二烷基苯磺酸钠5KI0.03
    EDTA20.00
    　　注：pH=7。
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    图 2  管道充满度及流速随时间的变化
    Figure 2.  Variation of relative depth and flow velocity with time in sewers
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    表 2  实验灰水水质特征
    Table 2.  Characteristics of gray water in the experiment
    测试结果pHDO/(mg·L−1)COD/(mg·L−1)-N/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)TP/(mg·L−1)/(mg·L−1)LAS/(mg·L−1)
    平均值7.074.26121.564.9014.333.8318.072.69
    标准差0.130.5785.880.631.220.947.331.60
    　　注：LAS为阴离子表面活性剂。
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    相关研究[12-13]表明，经过60 d的连续运行，排水管道生物膜可以发育成熟。连续运行后，在第60天拆卸取样管道，用经过灭菌处理的药匙刮下少量位于管道内表面底部的生物膜样品，置于无菌离心管中，迅速置于4 ℃冰箱中保存，用于生物膜样品的形貌观测。另取3份平行样品，迅速置于4 ℃便携式恒温箱(FYL-12MC-B4,福意联，中国)中临时暂存，在0.5 h内，转移至−80 ℃冰箱中保存，用于生物膜细菌的群落分析，取3份平行样品群落分析结果的算术平均值。

    将生物膜样品浸没于2.5%的戊二醛溶液中，4 ℃避光静置24 h。然后依次利用25%、50%、75%、95%和100%的乙醇溶液进行梯度脱水，最后于−50 ℃中冷冻干燥，制得扫描电镜样品。将样品喷碳后，置于JSM-5610LV型扫描电镜(JEOL，日本)下，分析生物膜样品的形貌特征。

    采用PowerSoil® DNA Isolation Kit (MoBio，美国)试剂盒提取生物膜样品的DNA，并利用细菌16S rRNA通用引物338F和806R进行PCR扩增。总PCR反应体系的体积为20 μL，包括超纯水13.25 μL，10×PCR ExTaq Buffer 2.0 μL，DNA模板(100 ng·mL−1)0.5 μL，引物338F和806R (10 mmol·L−1)各1.0 μL，dNTP 2.0 μL, ExTaq (5 U·mL−1) 0.25 μL；在95 ℃中维持5 min，继而进行30个扩增循环，每个循环包括95 ℃孵育30 s，58 ℃孵育20 s，72 ℃孵育6 s；最后在72 ℃维持7 min，得到扩增产物。扩增产物经纯化定量回收后，采用Illumina HiSeq 2500 (Illumina，美国)高通量测序平台进行测序分析。细菌高通量测序结果以97%的相似度划分为分类操作单元(OTU)，获得的OTU与细菌Silva分类学数据库比对，得到细菌群落组成信息。DNA提取和高通量测序工作由北京百迈客生物科技有限公司完成，高通量测序数据通过百迈客云计算平台进行处理和分析(www.biocloud.net)。

    将细菌16S rRNA测序结果与Greengenes分类学数据库比对后形成的OTU文件(97%相似度)上传至PICRUSt在线分析网站(http://huttenhower.sph.harvard.edu/galaxy/)，运算形成按拷贝数标准化处理的OTU文件，进而依据网页内置程序进行PICRUSt宏基因组预测[14], 预测得到的KEGG分类数据(ko)通过与KEGG数据库进行比对，获得相关功能基因丰度。

    2.   结果和讨论

    2.1   灰水管道内胶状生物膜的形貌结构

    经过60 d的连续运行，小管径重力流灰水管道内壁形成了厚度相对均匀的淡黄色的胶状生物膜。生物膜的扫描电镜结果如图3所示。可以看出，脱水后的灰水管道生物膜呈粗糙的表面结构，生物膜中分布着大量的不同种类的细菌、真菌、原生动物和胞外聚合物(EPS)，灰水管道生物膜中的微生物以细菌为主，细菌种类多样，杆菌球菌密布，覆盖了整个生物膜表面。真菌数量相对较少，但仍广泛分布在灰水管道生物膜中。观察到的原生动物体表有六边形鳞片构成的外壳，从形貌特征上分析可能为网足属原生动物。原生动物的大量出现表明经过60 d的连续运行，灰水管道生物膜已经形成了复杂的微型生态系统，确认了此时生物膜已经成熟。

    图 3  灰水管道生物膜扫描电镜图
    Figure 3.  SEM images of gray water SDGS biofilms
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    2.2   灰水管道胶状生物膜的细菌群落结构

    通过对9个样品(每组管道各3个平行样品)的高通量测序，共获得443 338条有效序列，共划分为230个OTU。其中181个OTU为3个坡度共有(图4)，说明不同坡度下小管径重力流灰水管道生物膜细菌中绝大部分物种是共有的，坡度变化对于灰水管道生物膜中主要的细菌种类影响不大。根据香农指数曲线(图5)所示，随着取样序列数的增加，3个坡度下的平均Shannon指数逐渐趋于平缓，这说明本研究中的高通量测序深度满足进一步分析的要求，测序结果能够充分反映细菌的群落结构。

    图 4  OTUs韦恩图
    Figure 4.  Venn diagram of OTUs
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    图 5  OTU香农曲线图
    Figure 5.  Shannon diagram of OTUs
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    小管径重力流灰水管道生物膜的细菌群落结构如图6和图7所示。细菌主要以Proteobacteria (变形菌门) (57.76%±5.76%)、Actinobacteria (放线菌门) (38.46%±5.50%)、Bacteroidetes (拟杆菌门) (2.18%±0.73%)和Acidobacteria (酸杆菌门) (0.79%±0.25%)为主，其中以变形菌门和放线菌门为优势菌门。在15‰的坡度下，放线菌门的丰度显著减小，高流速条件下不利于生物膜上放线菌的生存。另外，生物膜中存在一定丰度的Nitrospirae (硝化螺旋菌门) (0.12%±0.01%)，这证明生物膜中存在硝化过程。Paenarthrobacte (38.35%±5.50%)、Ensifer (剑菌属) (17.11%±1.50%)和Spingopyxis (11.73%±4.32%)是生物膜中的优势细菌属。Paenarthrobacte是一种好氧生长的球形放线菌，可以利用多种碳源，并且可以水解淀粉类物质[15]。剑菌属是一种好氧生长的杆状变形菌，能够利用包括葡萄糖、半乳糖在内的多种碳源，不能水解淀粉，具有硝酸盐和亚硝酸盐还原能力，能够附着在其他细菌表面并使其裂解，是一种非专性捕食性细菌[16]。Spingopyxis是一种好氧生长的呈黄色外观的杆状变形菌，可以利用多种碳源，没有发酵功能，不能水解淀粉，部分种有硝酸盐还原能力[17]，它的存在解释了灰水管道生物膜淡黄色外观的成因。优势细菌属都能利用多种碳源，说明小管径重力流灰水管道生物膜对于多种有机物都有一定的生物降解能力。坡度对细菌优势属的相对丰度有显著的影响：5‰和10‰坡度下细菌丰度差异不明显，而15‰坡度下的细菌丰度与前2个坡度有显著差异。主要表现在15‰坡度下，Paenarthrobacte、Hydrogenophaga(噬氢菌属)和Haliangium丰度降低，而Ensifer (剑菌属)、Spingopyxis、Sphingobium (鞘脂菌属)和Pseudomonas (假单胞菌属) 丰度升高。

    图 6  细菌门水平相对丰度
    Figure 6.  Relative abundance of bacteria at phylum level
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    图 7  细菌属水平相对丰度热图
    Figure 7.  Heat map of relative abundance of bacteria at genus level
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    为深入分析管道坡度对细菌群落结构的影响，在属水平下进行LEfSe分析(图8)。图8只显示满足线性判别分析LDA值大于3.5的差异指示物种。LEfSe分析表明，在本研究中的3个管道坡度下，管道生物膜的细菌中共有24个差异指示物种，其中5‰坡度下含有10个，10‰坡度下含有5个，15‰坡度下含有9个，差异指示物种的丰度在相应的坡度下的丰度显著高于另外2个坡度的丰度。5‰坡度下的差异指示物种包括Rhodobacteraceae (红杆菌科)、Rhodobacterales (红杆菌目)、Flavihumibacter、Bacteroidetes (拟杆菌门)、Sphingobacteriaceae (鞘脂杆菌科)、Sphingobacteriia (鞘脂杆菌纲)、Flavobacteriales、Chitinophagaceae、Sphingobacteriales (鞘脂杆菌目)、Flavobacteriia。10‰坡度下的差异指示物种包括Actinobacteria (放线菌门)、Paenarthrobacter、Micrococcales (微球菌目)、Micrococcaceae (微球菌科)、Actinobacteria (放线菌门)。15‰坡度下的差异指示物种包括Alphaproteobacteria (α变形菌纲)、Proteobacteria (变形菌门)、Terrimonas、Thiotrichaceae (硫发菌科)、Thiotrichales (硫发菌目)、Blastomonas (芽单胞菌属)、Beggiatoa (贝日阿托菌属)、Obscuribacterales、Desulfurellales (硫还原菌目)。5‰、10‰、15‰ 3个坡度下差异贡献最大的指示物种分别是Rhodobacteraceae (红杆菌科)、Actinobacteria (放线菌门)和Alphaproteobacteria (α变形菌纲)。管道敷设坡度的变化可显著影响小管径重力流灰水管道生物膜的细菌群落结构。

    图 8  细菌LEfSe分析图 (LDA > 3.5)
    Figure 8.  LEfSe diagram of bacteria (LDA > 3.5)
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    2.3   氮循环和硫循环功能细菌分布特征

    排水管道生物膜中的功能细菌主要由氮循环细菌和硫循环细菌组成，一般可以将其分为反硝化细菌、亚硝酸细菌、硝酸细菌、硫酸盐还原细菌和硫氧化细菌5类[18-20]。本研究利用基于通用引物的高通量测序技术，研究了小管径重力流灰水管道生物膜中功能细菌(属水平)的分布特征(表3)。在本研究中，灰水管道生物膜中存在大量的以Pseudomonas (假单胞菌属) (2.78%±0.56%)和Rhodobacter (红杆菌属) (2.05%±0.94%)为主体的含有反硝化细菌的属，其中，假单胞菌属下的部分种属于好氧反硝化细菌[21]，含有反硝化细菌的属总丰度随着管道坡度的增大而逐渐降低。Nitrospira (硝化螺菌属) (0.13%±0.01%)是本研究中唯一检出的一种硝酸细菌属，以Acidiphilium (嗜酸菌属) (0.04%±0.02%)为主要代表的硫氧化菌属也有检出。在0.01%的检出限下，没有检出属水平的亚硝酸细菌和硫酸盐还原细菌。在排水系统中，亚硝酸细菌的丰度比硝酸细菌的丰度大约低一个数量级[22]，而本研究中灰水管道生物膜的硝酸细菌丰度仅为0.1%左右，因此，亚硝酸细菌在基于通用引物的高通量测序中难以检出。

    表 3  灰水管道生物膜功能细菌相对丰度(属水平)
    Table 3.  Relative abundance of functional bacteria in gray water sewer biofilms at genus level
    功能菌属名相对丰度/%
    坡度5‰坡度10‰坡度15‰
    含有反硝化细菌的属Rhodobacter2.7452.4230.986
    Pseudomonas2.1211.9903.024
    Paracoccus0.7350.6810.273
    Aeromonas0.4910.5940.828
    Xanthomonas0.2960.2580.139
    Acinetobacter0.2620.2140.277
    Microbacterium0.0930.0650.058
    Vibrio0.0860.0810.130
    Bacillus0.0810.0830.082
    Rhizobium0.0640.0650.171
    Comamonas0.0450.0440.028
    Erythrobacter0.0190.0220.050
    硝酸细菌Nitrospira0.1260.1320.118
    硫氧化细菌Acidiphilium0.0590.0490.017
    Sphingomonas0.0040.0060.011
    Beggiatoa0.0010.0080.029
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    在本研究中，基于通用引物未能检出硫酸盐还原菌，说明硫酸盐还原菌在管道生物膜内丰度很低，这可能是由于2个原因：其一，灰水中不含人类粪便，生活污水中的硫酸盐还原菌主要源自人类粪便[23]，本研究采用的灰水引入的硫酸盐还原菌数量较少；其二，在硫酸盐还原菌适宜生长在厌氧环境中，而本研究是好氧管道系统，环境条件不利于硫酸盐还原菌的生长。小管径重力流灰水管道生物膜中存在大量的反硝化菌和一定量的硝化细菌，而在生物膜中的硫酸盐还原菌没有达到检出水平，表明小管径重力流灰水管道具有一定的生物脱氮功能并且H2S积累的风险很低。输送生活污水的小管径重力流管道普遍存在的H2S积累问题，在小管径重力流灰水管道中可以忽略，这一现象有利于小管径灰水管道的安全应用和大范围推广。

    2.4   氮循环功能基因分布特征

    基于2.3节中功能细菌的分析结果，小管径重力流灰水管道生物膜中S循环过程(特别是H2S产生过程)基本可以忽略，而反硝化菌广泛存在于自然界中，其属水平的分类尚不完全，并且已确认的反硝化菌属中并非所有的菌种都具备反硝化功能[24]，须从功能基因的角度进行深入分析，因此，本章节探讨氮循环功能基因在不同坡度管道下的分布特征。硝化功能基因的PICRUSt预测丰度如图9所示。由于灰水管道生物膜中基本不含亚硝化细菌，因此，氨单加氧酶基因amoABC以及羟胺氧化酶基因hao基本没有预测丰度，而灰水管道生物膜中一定丰度的硝化细菌携带的亚硝酸盐氧化酶基因nxrA和nxrB预测丰度很高，这明确了灰水管道生物膜中硝化作用的存在。随着管道坡度的增大，亚硝酸盐氧化酶基因nxrA和nxrB的丰度均显著增大，管道生物膜的硝化作用增强，说明大坡度的管道有利于灰水氨氮的去除。反硝化功能基因的PICRUSt预测丰度如图10所示。硝酸盐还原酶基因narGHI和napAB、亚硝酸盐还原酶基因nirK、一氧化氮还原酶基因norBC以及氧化亚氮还原酶基因nosZ在生物膜中均能大量预测到，这说明虽然本研究的灰水管道处于好氧运行状态，但其管道生物膜上仍然可以发生完整的反硝化过程。另外，nosZ的丰度显著小于其他反硝化基因，说明在灰水管道生物膜上发生的反硝化过程主要的终产物是N2O，这与好氧反硝化的终产物相吻合，同时结合管道的好氧状态，可以确定小管径灰水管道生物膜主要发生好氧反硝化过程。在15‰坡度下，灰水管道生物膜的反硝化功能基因总数显著高于另外2个坡度，表明大坡度的管道敷设方案可以加强灰水在管道内的反硝化过程，有利于灰水的生物脱氮过程。综合硝化功能基因和反硝化功能基因的预测结果，采用大坡度(15‰)的灰水管道敷设方案有利于促进灰水在管道输送过程中的生物脱氮作用。根据农村地区的污水管网敷设工程经验，15‰的管道敷设坡度在很多农村地区都具有实际应用的可行性，因此，对于小管径重力流灰水管道，在地质条件和经济条件允许的情况下，应尽量采用大坡度(15‰)的管道敷设方案。

    图 9  硝化功能基因预测丰度
    Figure 9.  Predicted abundance of nitrification genes
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    图 10  反硝化功能基因预测丰度
    Figure 10.  Predicted abundance of denitrification genes
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    3.   结论

    1)小管径重力流灰水管道生物膜中存在大量的细菌、真菌乃至原生动物。其中细菌主要以Proteobacteria (变形菌门)、Actinobacteria (放线菌门)和Bacteroidetes (拟杆菌门)为主，优势菌属为Paenarthrobacte、Ensifer (剑菌属)和Spingopyxis。管道坡度的变化会显著影响灰水管道生物膜细菌群落组成。

    2)管道功能菌主要以反硝化细菌、硝酸细菌和硫氧化细菌为主。基于通用引物的Illumina HiSeq高通量测序没有检出属水平的亚硝酸细菌和硫酸盐还原细菌。小管径重力流灰水管道具有生物脱氮潜力，H2S积累风险低，有利于其推广应用。

    3)灰水管道生物膜中具有完整的反硝化过程功能基因，反硝化过程以好氧过程为主。亚硝化过程功能基因缺失，硝化过程功能基因丰富。大坡度(15‰)的灰水管道敷设方案可以提高氮循环相关功能基因丰度，有利于促进灰水在管道输送过程中的生物脱氮作用，在条件允许的地区，应优先采用大坡度(15‰)的灰水管道设计方案。

  • 图 1  生化池脱氮机理

    Figure 1.  Denitrification mechanism of biochemical tank

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    图 2  碳源投加文献热点分析

    Figure 2.  Bibliometric analysis of carbon source addition literature

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    图 3  碳源投加文献数量统计

    Figure 3.  Statistics of literature on carbon source addition

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    图 4  A2O工艺布局、原位探头和MicroC®2000注入点的位置

    Figure 4.  A2O process layout, in-situ probe and location of MicroC ®2000 injection point

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    图 5  工艺流程图

    Figure 5.  Process flow diagram

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    图 6  生化系统需要外加碳源去除的氮量平衡计算图

    Figure 6.  Calculation diagram of nitrogen balance of biochemical system requiring external carbon source removal

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    图 7  进水水质水量

    Figure 7.  Influent quality and quantity

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    图 8  四种碳源投加公式实际投加量之间的对比

    Figure 8.  Comparison of actual dosage of four kinds of carbon sources

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    表 1  各类碳源及其优缺点

    Table 1.  Various carbon sources and their advantages and disadvantages

    名称优点缺点参考文献
    常用外加碳源 甲醇 成本低、可大量获得、污泥产量低 是一种易燃易爆、神经毒性的化学物质，运输安全及成本等问题限制了其广泛应用 [1]
    乙酸钠 易被利用，反硝化速率较快，适用于应急项目 运输费用高；产泥量大，污泥处理费用增加；价格较贵，基本不会大规模使用 [18]
    糖类 糖类中以葡萄糖为代表作为外加碳源处理效果不错，其产品成本低、运输便捷、且容易被生物降解 易引起细菌的大量繁殖，使污泥膨胀，出水COD值升高，影响出水水质，易产生亚硝态氮积累的现象；需现场配制溶液，投加精准性差，大型污水处理厂无法使用；工业葡萄糖含杂质多而食品葡萄糖价格贵 [19]
    复合碳源 反硝化速率高，成本降低 构成成分复杂 [20]
    食品工业的废物产品 玉米淀粉加工废水 具有较高的有机浓度、良好的可生化性、毒副作用小、且氮、磷释放小 运输成本高、投加设备要求特殊 [3,21][22]
    甜品、汽水、啤酒废水
    乳品、肉类加工残渣
    富含甘油的生物燃料副产物 麦可碳 MicroC不易燃，且来自可再生农产品，具有环境优势及经济优势 不经驯化污泥难以利用 [23]
    粗甘油 粗甘油作为生物柴油的主要副产物来源丰富价格低廉 含有较多杂质、存在环境风险 [4,24]
    名称优点缺点参考文献
    常用外加碳源 甲醇 成本低、可大量获得、污泥产量低 是一种易燃易爆、神经毒性的化学物质，运输安全及成本等问题限制了其广泛应用 [1]
    乙酸钠 易被利用，反硝化速率较快，适用于应急项目 运输费用高；产泥量大，污泥处理费用增加；价格较贵，基本不会大规模使用 [18]
    糖类 糖类中以葡萄糖为代表作为外加碳源处理效果不错，其产品成本低、运输便捷、且容易被生物降解 易引起细菌的大量繁殖，使污泥膨胀，出水COD值升高，影响出水水质，易产生亚硝态氮积累的现象；需现场配制溶液，投加精准性差，大型污水处理厂无法使用；工业葡萄糖含杂质多而食品葡萄糖价格贵 [19]
    复合碳源 反硝化速率高，成本降低 构成成分复杂 [20]
    食品工业的废物产品 玉米淀粉加工废水 具有较高的有机浓度、良好的可生化性、毒副作用小、且氮、磷释放小 运输成本高、投加设备要求特殊 [3,21][22]
    甜品、汽水、啤酒废水
    乳品、肉类加工残渣
    富含甘油的生物燃料副产物 麦可碳 MicroC不易燃，且来自可再生农产品，具有环境优势及经济优势 不经驯化污泥难以利用 [23]
    粗甘油 粗甘油作为生物柴油的主要副产物来源丰富价格低廉 含有较多杂质、存在环境风险 [4,24]
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出版历程
  • 收稿日期:  2023-04-05
  • 录用日期:  2023-05-15
朱苏鹏, 郭海娟, 马放, 李清雪, 郑美雪. 城镇污水处理厂碳源投加策略分析[J]. 环境保护科学. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
引用本文: 朱苏鹏, 郭海娟, 马放, 李清雪, 郑美雪. 城镇污水处理厂碳源投加策略分析[J]. 环境保护科学. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
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ZHU Supeng, GUO Haijuan, MA Fang, LI Qingxue, ZHENG Meixue. Carbon Source Dosing Strategy of Urban domestic Sewage Treatment Plants[J]. Environmental Protection Science. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
Citation: ZHU Supeng, GUO Haijuan, MA Fang, LI Qingxue, ZHENG Meixue. Carbon Source Dosing Strategy of Urban domestic Sewage Treatment Plants[J]. Environmental Protection Science. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304014
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城镇污水处理厂碳源投加策略分析

    通讯作者: 郭海娟（1976—），女，博士，教授。研究方向：水污染控制理论与技术；环境功能材料的开发与利用；膜技术应用。E-mail：guohaijuan@163.com; 
    作者简介: 朱苏鹏（1997—），男，硕士研究生。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：zsupeng@163.com
  • 1. 辽宁大学环境工程研究院，沈阳 110036
  • 2. 河北工程大学能源与环境工程学院，邯郸 056038
  • 3. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，哈尔滨 150090
  • 收稿日期:  2023-04-05
  • 录用日期:  2023-05-15
  • 网络出版日期:  2023-09-02
基金项目:
国家自然科学基金资助项目（52070054；51878237）

摘要: 低C/N进水条件造成的生物处理系统反硝化脱氮能力不足已成为我国污水处理厂运行面临的主要挑战。笔者应用文献计量学对目前碳源投加策略进行了总结，并以东北地区某城镇污水处理厂为考察对象，结合各碳源的实际应用情况介绍了目前常用的几种主流外加碳源的优缺点，分析了甲醇、乙酸钠、葡萄糖、麦可碳4种碳源投加公式计算理论值与实际碳源投加量之间存在差异的原因，旨在为城镇污水处理厂实现经济、高效、低碳运行碳源投加策略提供技术指导。

English Abstract

    全文HTML

  • 低碳氮比（C/N）进水条件造成的生化系统反硝化脱氮能力不足是我国污水处理厂运行普遍面临的主要问题之一，选择合适的外加碳源并确定碳源的最佳投加量是污水处理厂实现经济、高效、低碳运行的重要举措。外加碳源投加量会受到实际运行中多种因素的影响，包括污水处理厂进水水质水量的波动性、生化系统中微生物群落结构等，这使得传统碳源投加计算公式计算出的理论值用于指导实际工艺运行存在很大的局限性。碳源投加过量或选择碳源不当，不但会增加系统运行费用，还会使污水处理厂出水COD有超标风险。因此，以更加精准科学的方式确定碳源的种类及其投加量是城市生活污水处理厂实现减污降碳协同增效的重要途径。

    • 1.   污水处理厂碳源投加应用现状

      1.1.   碳源投加研究热点

    • 污水处理厂生化池脱氮原理见图1，生物脱氮除磷主要是由异养微生物进行的，其功能菌反硝化菌和聚磷菌大多为异养菌[1]，在有机物特别是可溶性有机物缺乏的情况下，会导致生物脱氮除磷效果变差。现有城市污水厂进水C/N往往较低，可溶性有机物不足是造成出水氮磷超标的主要原因，为了满足污水处理厂出水水质达标的要求，需向生物处理系统中投加额外的有机碳源来提高氮磷去除效果。

      污水处理厂运行过程中的碳源投加吸引了水务行业人员和越来越多学者的关注，1994—2022年期间有关碳源投加的中文文献热点分析和数量统计见图2和图3。相关文献处于逐年上升的趋势，近20年尤为明显。为强化低C/N进水系统的脱氮能力，众研究者从功能微生物角度研究了温度、进水水质、水量、微生物种类、碳源种类、碳源投加量等影响因素对反硝化脱氮功能菌的影响。此外，为实现碳减排、碳达峰的目标，除传统碳源甲醇、乙酸钠和葡萄糖等碳源[2]、其他新兴碳源如食品工业的废物产品[3]、富含甘油副产品的生物柴油[4]、通过分解剩余污泥获取有机化合物[5]等都被用来强化废水中生物去除氮磷营养物质的效果。在实际应用中，为达到减污降碳协同增效的目的，研究者们采用多种方式对污水处理实际运行过程中碳源投加量的优化进行探讨，包括理论计算方法的指导[6]、工艺参数的优化[7-8]、建立仿真模型[9]、依据水厂实际制定智能算法[10-11]等。

      为从根本上减少碳源投加，一些新兴的技术被应用于处理低C/N实际污水。吕利平等[12]在进水C/N常年为2.5～5.0实际工程中发现，在确保出水达标的情况下，采取短程硝化反硝化技术可以降低83.3%的外碳源投量。王端浩等[13]总结了国内外学者对硫自养反硝化技术的研究进展，认为低氧曝气可以通过增强系统中自养反硝化菌的活性来降低反硝化脱氮过程对碳源的依赖。虽然在实际污水处理中，这些新兴技术及其组合工艺如混养反硝化、短程硝化反硝化耦合厌氧氨氧化、自养反硝化与厌氧氨氧化组合等工艺逐步受到研究人员关注，但其在实际工程中的推广应用还有待考究。

      • 1.2.   实际工程中的碳源投加

    • 在实际工程中，污水中存在促进和抑制反硝化活性的物质，生物处理系统受水温、水质波动、微生物种类与活性等运行条件的影响，很难处于理想的反应条件，具体情况要比理想条件复杂得多。因此，单靠理论计算值指导碳源投加不够精准科学，为实现污水处理减污降碳、提质增效的目标，需根据实际情况对碳源投加量进行分析。在众多碳源精确加药的研究中，有实际应用认为可采用硝态氮仪表监控工艺单元的硝氮浓度，通过对硝态氮浓度实时准确测量来实时调整碳源投加量[6,14-15]，即实现碳源精确投加目标的正确方法是控制外部碳源投入速度，使“缺氧区”中的硝酸盐浓度保持在所需的水平。但应该指出，NO3--N和NO2--N的及时精准测量在实际工程运行中较难实现，可见，有必要根据实际情况合理选择有效仪表数据并科学设置在线仪表数量和位置。

      目前，国内应用较多的精准碳源投加方法主要有：（1）工艺管控措施精细化调控碳源投加量。李鹏飞等[14]通过污水处理厂实际运行经验提出从均衡进水负荷、调节运行参数、精细甲醇投加3方面的精细脱氮运行管控措施来提升反硝化生物滤池的精细调控能力，保障总氮精准达标。包遵胜等[10]制定了用于指导操作人员调控《甲醇加药量》，实施根据在线监测仪表指标，由PLC根据数学模型实时调控加药泵而自动化精确加药；（2）基于模型或智能算法的正、负反馈控制优化。ANDALIB et al[16]以硝酸盐为测量变量的前馈控制算法和以一氧化二氮为测量变量的反馈控制算法的组合，实现外部碳源投加量的自动化优化，并在目标氮极低的情况下减少N2O作为最有效的温室气体之一，见图4。吴宇行等[15]提出了基于在线硝态氮实时监测的碳源投加智能控制算法，开发的污水处理碳源智能投加控制系统，保障了青岛市某污水处理厂工艺稳定的前提下实现对碳源投加的精准控制。

    2.   工程实例

      2.1.   项目概况

    • 东北地区某城镇污水处理厂主体工艺采用改良A2/O+MBBR工艺，工艺流程图见图5，设计规模4.5万t/d，污水处理厂出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准GB 18918—2002》一级A标准。污水处理厂水质检测资料显示该厂全年进水水质波动较大，平均进水COD为210 mg/L，严重低于设计值500 mg/L，实际进水C/N比常年低于3，远低于设计标准4.5，5—8月期间此问题尤为突出，污水厂长期在低COD、高TN条件下运行，对微生物活性影响较大，水厂安全运行方面存在较大隐患。现场运行数据证实，当反硝化池污水BOD5/TKN值等于4～6时，通常表明碳源比较丰富，这一比值要求也和反硝化时间密切相关，如果反硝化时间太短，只有一部分能快速降解的BOD5，才能成为反硝化所需碳源，则所需BOD5/TKN值要更高。

      为保证污水处理厂出水水质达标排放，现场进行了工艺运行调整并辅助投加碳源，具体措施如下：(1)开启旋流沉砂池至生化池的超越阀门，保证跨越初沉池进入生物处理系统的水具有更高C/N比；(2)低C/N运行期间，生物处理系统采用多点进水方式，考虑在缺氧段进水为反硝化过程提供更多碳源；(3)根据当日进水水质情况进行适量外碳源投加，投加位置在生化池缺氧段首端；(4)生化池DO值控制在2～4 mg/L，内回流开启至200%以上，及时检查外回流运行情况，保证污泥回流通畅。

      • 2.2.   碳源选择

    • 在保证污水处理厂出水水质达标的前提下，外加碳源的选择需考虑经济性、安全性、环境友好性等因素。主要碳源类型的优缺点见表1，其中常用外加碳源有甲醇、乙酸钠和葡萄糖等，而食品工业废弃物因运输及投加因素限制目前应用较少。

      理论上，甲醇是最理想的反硝化补充碳源，但因其缺点相对不适宜用于寒冷地区中小型规模的污水处理厂。该厂使用的麦可碳(MicroC 2000)没有传统碳源乙酸钠在低温下会结晶等问题，由于是液体，操作起来又比固体乙酸钠方便，经过计算相同水质条件下，麦可碳的理论投加量也远远少于乙酸钠的理论投加量，且该厂的实际应用也证明比乙酸钠有较大优势。特别的，使用甲醇的细菌比使用MicroC™的细菌对低温更敏感，在10℃时，使用MicroC™的细菌反硝化速率高于使用甲醇及乙酸钠[17]，结合该地区冬季气温较低，且雨季进水水质较好，相比于甲醇、乙酸钠、葡萄糖作为碳源，高效碳源麦可碳在适用条件、经济等方面都无疑是该污水处理厂的最佳选择。

      • 2.3.   碳源投加

    • 结合工艺运行措施的优化，当进水中COD浓度不足以满足生化系统反硝化脱氮所需碳源需求时，为达到出水总氮排放标准，补充的碳源量应恰好能去除系统依靠原水中碳源无法去除的氮量，生物处理系统需要外加碳源去除的氮量平衡计算见图6和式1。应该指出，外加碳源不同理论计算公式适用的前提是污水已充分硝化，出水氨氮已达到排放标准。

      生物池氮平衡计算，见式（1）：

      式中：N为需要外加碳源去除的氮量，mg/L；Ns为出水总氮排放标准mg/L；Si为进水BOD；浓度，mg/L；Se为出水BOD浓度，mg/L；Kde为反硝化设计参数，kg NO3-N/kg BOD5；

      • 2.3.1.   碳源投加计算公式对比

    • （1）多段活性污泥法碳源投量计算见式（2）[25-26]：

      式中：cm为必须投加的COD量，mg/L；NO−3-N为需要反硝化的硝态氮浓度，mg/L；NO−2-N为需要反硝化的亚硝态氮浓度，mg/L；DO为缺氧池的溶解氧浓度，mg/L；3.7和2.3为理论计算值，每还原1 g NO−3-N和1 g NO−2-N为N2时，分别需要碳源3.7 g和2.3 g（以COD计）。

      （2）碳氮比差距弥补法，见式（3）：

      式中：TN为进水总氮浓度，mg/L；COD为进水中COD的量，mg/L。

      （3）碳源投加简易计算公式。借鉴德国ATV-DVWK 规范[27]及标准中的ATV-A131E“单段活性污泥污水处理厂的设计”，通过大量实践的经验，得出反硝化1 kg NO−3-N需投加5 kg外部碳源(以COD计)更接近碳源实际用量[6]，见式4。

      式中，5为反硝化1 kg硝态氮需外部碳源量(以COD计)，kg COD/kg。

      （4）麦可碳简化计算法。参照美国环保局(US EPA)建议工程实践中，典型甲醇投加剂量为1 mg/L NO3--N加入3 mg/L可以满足反硝化要求，即95%的硝态氮转化为N2后排放。结合黄良波等[28]的研究，换算成麦可碳后，由于麦克碳的BOD当量较高，以BOD当量作为换算系数更合适，将计算系数3换算为3/0.77×0.9=3.5。则公式可转化为式（5）：

      碳源投加化学反应方程式，见式（6）：

      上述4种计算中，各个公式计算原理不同。式（2）充分考虑了反硝化池中硝态氮、亚硝态氮及溶解氧消耗的碳源，相比其他公式更为复杂，适用于多段活性污泥法。式（3）是为弥补进水C/N＜4，在污水处理厂日常运行中，可直接根据进水C/N确定是否需要外加碳源。计算过程较于式（2）简单，但进水COD中有机有效碳源的占比的变化会使计算值存在误差。式（4）、（5）建立了生物处理系统需要外加碳源去除的氮量平衡模型，是由大量经验得出的简化计算公式，有其各自的适用范围，只需要代入进水总氮浓度即可得出计算结果，目前应用最为广泛。

      • 2.3.2.   理论碳源投加量与实际碳源投加量的差异分析

    • 生化池中反硝化效率与水温密切相关，反硝化细菌的适宜生长温度为 20～40 ℃，低于15 ℃则反硝化速率明显降低。该厂所处地区2022年1—8月期间最低平均气温月为1月，平均温度-20 ℃，最高平均气温月为7月，平均温度28 ℃，进水水质水量见图7，进水水质、水量随季节波动较大。

      就生化技术而言，现场情况差别极大，不同技术源的投加标准均应当基于现场情况进行选择和调节。图8为该污水处理厂在2022年1—8月的碳源理论计算投加量和实际投加量的对比情况，该水厂生化池属于多段进水模式，所以式（2）理论计算值在正常情况下应与实际碳源用量更加接近。式（4）和（5）是基于考虑生物池氮平衡的碳源投加简易计算公式，相比于式（2）和（3），在碳源总量及各个月的投加量方面与实际投加值有更大的偏差，这可能与碳源的选择有关。因为目前的碳源投加公式大多是基于甲醇而确定的计算参数，而该厂的碳源为麦可碳。可以看出，基于上述4种计算的理论碳源投加量，即使式（2）计算值是最接近该厂实际碳源投加量，但二者之间仍存在不小差异。

      以碳源投加计算式（2）为例，结合图7进水水质水量及当地气候条件，由于1月和2月水温低于10 ℃，反硝化反应效率低，为保证出水总氮达标，实际投加量往往大于理论计算值。进入3月份，水温逐渐升高，反硝化速率提升，实际投加量接近理论投加量。4月之后降水量逐渐增多，污水中污染物被稀释，浓度降低。导致污水污染物浓度降低，进水水质较好，如图8（a）所示，4、5月份碳源的实际投加量要比理论计算值低。而从6月份开始，理论投加值逐渐高于实际投加量，分析可能与进水水质变化有关，8月份的COD进水均值不足95 mg/L，且7、8月份水温较高，较高的活性污泥微生物活性加速了碳源的消耗，使得异养生物消耗更多的碳源。由此可见，该污水处理厂外加碳源实际投加量与理论计算值之间存在较大差异，这与黄良波等[28]的研究一致。

      除温度、水量等因素的影响，污水中的水质指标中最重要的碳源指标COD又分为可溶性COD和非可溶性COD。一般而言，可溶性COD即可表征有效碳源的量，有效碳源是指能为微生物所利用的碳源。由于污水处理厂的进水水质中相同的COD中却含有不同的有效碳源，微生物所需的碳源应当是进水中的有效碳源与投加碳源的有效碳源之和，其中有效碳源在投加碳源中占比固定，使得理论计算值与实际投加量之前存在差异，现有的外加碳源理论投加公式很难指导污水厂外碳源投加。

      • 2.3.3.   精准外碳源投加策略建议

    • （1）利用先进科技手段，在缺氧区设置氧化还原电位（ORP）、硝酸盐氮在线仪表等，根据检测数据分析系统运行工况，评估缺氧区反硝化效果，调节工艺参数，确定碳源投加方式。但这类技术方案因其较高的投资成本及复杂的操作，就目前而言并不具有推广价值。

      （2）现存的碳源投加策略实施起来仍然复杂，需要较多高端的精密仪器监测及控制，从建设成本及运行成本考虑仍存在不足，理论碳源投加公式难以满足现有城镇污水处理厂多变的实际情况。实际污水处理的情况十分复杂，很难达到理想的反应条件。不仅污水中存在促进或抑制反硝化的物质，同时生化反应过程也受工程环境条件的限制，如果不考虑这种理论和工程实践的差异，将会造成较大的误差。通过现场小试实验确定最佳的投加位置，再利用相对准确的外加碳源理论值为参考进行现场小试实验，继而确定外加碳源的最佳投量，确保在出水水质达标的情况下，以这种更加精准科学的方式向生物池内补充碳源是目前更加理想的碳源投加策略。

      （3）碳源投加过程中往往容易忽视N2O的排放，以小试的方式确定外加碳源类型、投加量还可以将N2O的排放量考虑在内，可以说开展现场小试实验是减少温室气体N2O的排放是实现碳减排、碳达峰不可忽视的一个重要措施。

    3.   结论

    • 结合东北地区某城镇污水处理厂实际运行经验，外加碳源的选择应在污水处理厂实际运行工况的基础上综合考虑经济、安全、环保等因素，麦可碳可作为寒冷地区污水厂长期外碳源投加的优势碳源选择。和污水处理厂达标排放实际碳源投加量相比较，四种不同碳源理论计算方法计算结果偏差较大，即理论计算值难以指导实际碳源投加需求，易造成出水水质、调试运行、成本效益核算全过程失真。考虑水温、水质水量的波动、系统中微生物群落结构与活性等因素均会造成碳源投加理论计算值与实际投加量之间的差异，有必要根据污水处理厂实际工艺运行合理设置在线仪表数量及安装位置，选择有效仪表数据实时调整碳源实际投加量，精准、科学地实现污水处理减污降碳的目标。

    参考文献 (28)

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