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好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge，AGS)工艺是一种新型的污水处理技术，近年来已取得了丰硕的研究成果。污泥颗粒化后呈现出生物致密、相对密度大、沉降速度快等特点，具有自聚集趋势的微生物，在紧密空间中形成了由外至内的好氧、缺氧、厌氧的溶解氧质量浓度梯度，不同功能菌在微米空间内完成生物代谢并发挥着特定功能。好氧颗粒污泥反应器(aerobic granular sludge reactor，AGSR)在保持较高污泥质量浓度的同时，可以完成同步脱氮除磷及快速的泥水分离，无需额外的外回流系统及配套附属动力设施。相比传统生化工艺，AGSR能够减少占地面积25%~70%，节省能耗20%~50%，同时有效降低投资成本[1-4]。AGS工艺的诸多优势正吸引着众多研究者、应用方的关注。目前，该工艺已经从实验室研发阶段进入到工程化推广和应用阶段。
AGS技术目前应用最为广泛的为Nereda®工艺，截至2023年6月，Nereda®好氧颗粒污泥技术在世界范围投建并运行的污水处理设施已达到100座[5]。AGS工艺在国内的工程化应用进展相对缓慢，目前采用AGS工艺的污水处理工程案例屈指可数，具体项目信息见表1。
纵观国外所报道的成功案例，AGS工艺成功运行的工程项目大部分进水基质质量浓度较高，耗氧有机物(以COD计)为500~800 mg·L−1，且大量研究指出，AGS工艺更适合于含有较高污染物浓度废水的处理[6]。与国外情况不同，我国市政污水的进水污染物浓度普遍较低，尤其在长江以南地区，COD基本在100~300 mg·L−1，且雨季时期水质水量波动幅度较大。针对国内低浓度废水的广阔应用市场，以及国内外在AGS工艺处理低浓度废水领域研究应用的欠缺，因地制宜地探索研发一种处理低浓度进水污染物的AGSR将具有较好的应用前景。
基于此，本研究在中环水务下属某市政污水处理厂内设计搭建了一套日处理能力为500 m3·d−1的AGSR，通过调控运行参数、控制反应条件等措施，探索了AGS处理低浓度市政生活污水的最佳调试方法和运行模式，验证了该技术的处理效果以及运行的可靠性、稳定性和持久性，以期为低浓度市政生活污水处理应用AGS工艺的长效、节能、稳定运行提供技术支撑和保障。
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本研究中的AGSR为钢结构圆形罐体，直径5.2 m，总高6.7 m，有效水深6.0 m，有效容积127.0 m3，整体外观如图1(a)所示。整个AGSR包括布水组件、出水组件、曝气组件、排泥组件以及远程自控和监控系统。自主研发设计的布水组件位于罐体底部，将进水自下而上均匀注入罐体并形成推流，同时把上一周期处理好的清水自出水组件顶出，从而实现了同时进出水。出水组件由顶部三角出水堰槽和虹吸排水管共同组成，在进出水结束时将液位排至三角出水堰以下，其深度需大于曝气时气提导致液位升高的高度，最终保证曝气时泥水混合液不会从出水堰溢出。进出水过程如图1(b)所示，出水清澈，可以清晰看到水下的污泥界面。反应器内安装有COD、污泥浓度(MLSS)、氨氮(NH4+-N)、溶解氧(DO)、氧化还原电位(ORP)、酸碱度(pH)、水温(T)、液位等在线仪表，实时获取运行过程中的水质数据，为配套的自控系统提供基础信息，进而通过控制程序实现整套系统的全自动运行。本装置自控系统的全部功能均可远程操作，整套系统自动运行，现场无人值守。AGSR自2023年1月1日开始，调试运行半年，期间未投加任何碳源以及其他药剂。装置设计处理规模为500 m3·d−1，采用间歇运行方式，达到设计负荷后，周期设置为3 h。周期内各反应阶段的运行时间设置为进出水60 min，厌氧5 min，曝气90 min，沉淀25 min。整个调试过程中，日处理水量从105 m3·d−1逐步提升至500 m3·d−1，水力停留时间从29 h逐渐降至6 h。污泥龄控制在30~40 d，MLSS满负荷后稳定在约8 000 mg·L−1，换水比接近50%，溶解氧控制在1.5~2.5 mg·L−1。
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AGSR进水为中环水务下属某市政污水处理厂内现有生化系统进水(即曝气沉砂池出水)，AGSR出水水质按照《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A设计,具体进出水水质指标如表2所示。
实际运行过程中，出水水质优于设计值，其中TP和COD的去除效果明显高于预期。系统接种污泥为该污水厂现有生化系统的回流污泥，平均粒径为33.85 μm。接种后的初始污泥质量浓度为3 800 mg·L−1左右、SVI30为118.42 mL·g−1。
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本项目COD采用哈希试剂法测定；NH4+-N、TN、TP分别采用纳氏试剂分光光度法、过硫酸钾消解紫外分光光度法和钼酸铵分光光度法测定；pH、DO、温度、ORP采用在线检测仪表实时测定；SS、MLSS采用重量法测定；颗粒占比和颗粒粒径分别采用湿式筛分法(0.2 mm)和激光粒度分析仪测定。
本项目选取不同时间段AGSR中的混合污泥样品进行16S rRNA高通量测序，分析絮状污泥颗粒化过程中功能菌属的组成特征，其中K0~K3为AGSR中不同时期的污泥样品，S3为污水厂现有生化系统好氧段的污泥样本，如表3所示。所取污泥样本的16S rRNA基因高通量测序过程，由上海美吉生物医药科技有限公司完成。扩增区域为V3~V4区，引物序列为336F-806R。下机后的序列数据由DADA2[7]进行修正，经过修正后的序列数据由QIIME2[8]依据100%的相似度进行聚类，聚类后的代表性序列对照SILVA数据库进行分类注释，得到不同分类级别的物种分类表。
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AGSR自2023年1月1日开始调试运行，在6个月的时间内，以低浓度市政生活污水作为基质，实现了絮状污泥的颗粒化过程。期间通过光学显微镜镜检和粒度分析仪对污泥颗粒进行形态观察和平均粒径统计。如图2所示，从接种初期到运行5个多月后，在整体呈分散状微小絮状体的污泥体系中，出现了更为紧密的聚集体和粒径更大的颗粒污泥。图2为不同时段AGSR中污泥的微生物镜检照片以及100 mL泥水混合液经75目(200 μm)筛分离后颗粒污泥放入直径100 mm培养皿观察的照片。可以看出，从接种初期至运行约6个月后，颗粒污泥的占比明显升高。
AGSR启动运行至约130 d后，AGSR污泥平均粒径由33.85 μm增至158.25 μm，是污水厂现有生化系统絮状污泥的5倍左右，结果如图3所示。在5月18日，AGSR中大于200 μm的颗粒占比约为20%，6月20日大于200 μm的颗粒占比增至30%，此时，平均粒径158.25 μm的颗粒污泥占比约为45%。这表明微生物在逐渐适应AGSR的运行模式后，颗粒化进程开始加快。在低浓度市政污水处理中，通过调整运行模式和运行工况，可以促进絮状污泥颗粒化，但较难形成大粒径的颗粒污泥。这可能是由于较低的基质浓度无法促进颗粒污泥进一步分泌生长所需的多糖、蛋白质等胞外聚合物组分。在本研究中，因受制于进水污染物浓度偏低(COD大部分时间在100~250 mg·L−1)，颗粒生长速度相对较为缓慢。满负荷运行后大于200 μm的颗粒占比约为30%左右。
污泥实现颗粒化后，沉降性能也明显提升。如图4所示，AGSR内初始接种污泥质量浓度为3 800 mg·L−1左右，SVI30约为118.42 mL·g−1。接种后短期内SVI30上升至160 mL·g−1，随着处理水量的提升和水力停留时间、污泥沉淀时间的缩短，SVI30开始逐渐降低，约7 d时间内由160 mL·g−1降至110 mL·g−1，此时的MLSS已增加至约7 000 mg·L−1。运行约30 d后，处理水量进一步增加，MLSS升至9 500 mg·L−1，同时期SVI30降低至约75 mL·g−1。随后，通过调整污泥龄和进一步缩短水力停留时间，MLSS质量浓度稳定在7 000~8 000 mg·L−1。5月2日后，AGSR的污泥沉降性能又有显著提升，主要体现在MLSS保持稳定的同时，SVI30继续降低，最终在MLSS维持在7 500~8 000 mg·L−1，SVI30降至45 mL·g−1左右时，AGSR实现了满负荷运行，并始终保持出水水质达到设计要求。从SVI30的整体变化情况来看，AGS没有出现污泥膨胀。SVI30在正式运行42 d后，从接种时的118.4 mL·g−1下降至79.6 mL·g−1。可以看出，絮状污泥在逐步适应AGSR的运行环境，部分微生物开始出现团聚现象，运行至130~180 d时，SVI30稳定保持在50.0 mL·g−1以下，污泥已具备了良好的沉降性能。
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在不投加碳源和除磷药剂的情况下，本项目AGSR满负荷运行后的出水水质指标均达到设计的《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A 的排放标准，COD、NH4+-N、TP、TN和SS的平均质量浓度分别为19.4、0.26、0.28、11.7和4 mg·L−1。
1)对耗氧有机污染物(以COD计)的去除性能分析。如图5(a)所示，整个运行期间，虽然进水COD在80~900 mg·L−1大幅波动，但出水COD始终保持在较低水平。除运行初始阶段中污泥驯化期出水COD偶有未能达到排放标准，大部分时间出水COD基本可以维持在25 mg·L−1以下。满负荷运行期间，在进水水质时常波动的情况下，出水COD始终能保持在20 mg·L−1左右，充分体现了本AGSR去除COD性能的稳定性。
2)对TP去除性能的分析。在整个调试运行过程中，在系统进水BOD5/TP均值为20左右，且进水TP波动较大时，AGSR依然实现了较好的TP去除效果。如图5(b)所示，出水TP除运行第一个月高于1 mg·L−1，随后TP去除效果逐渐变好，满负荷后出水TP均值(0.28 mg·L−1，平均去除率为95.9%，去除效果比较稳定。一般而言，要同时完成脱氮和除磷2个过程，进水的碳氮比(BOD5/TN)>4~5，碳磷比需(BOD5/TP)>20~30。而本项目在实际运行过程中，BOD5/TP比值低于20的情况高达50%，BOD5/TN的比值大部分低于4。在此情况下，系统对TP仍能保持高效的去除性能，TN也可达到12 mg·L−1以下，推测是本AGSR在运行过程中出现了反硝化聚磷[9]的现象，具体原因将在下一小结分析讨论。
3)对NH4+-N和TN的去除性能分析。本项目运行期间，AGSR对NH4+-N的去除性能表现良好。如图6(a)所示，反应器运行第4天，出水NH4+-N质量浓度快速下降并保持在1.0 mg·L−1。整个运行期间，NH4+-N去除率始终保持在95%以上，满负荷后出水NH4+-N均值维持在0.26 mg·L−1。调试运行过程中出水NH4+-N出现几次升高情况，且与本装置所在污水处理厂的生化系统出水NH4+-N的升高时间完全同步，分析应该为个别排污单位排入了含有抑制NH4+-N降解的物质。这种情况在该污水处理厂具有突发性，排入抑制NH4+-N物质的抑制性可逆，每次持续0.5~2 d后，硝化菌活性自然恢复，NH4+-N去除效果随即可恢复正常。
相较于NH4+-N，TN经过了较长的调试期才达到理想的处理效果。如图6(b)所示，在本项目调试的前2个月，出水TN的均值在25 mg·L−1左右，随后TN去除率缓慢下降，直至第5个月，出水TN开始降至15 mg·L−1以下，最终满负荷期间TN出水平均值稳定在11.7 mg·L−1，达到设计处理要求。
本项目调试运行期间进水BOD5/TN的平均值为3.24，低于生物脱氮BOD5/TN的建议值4.0，TN去除具有一定难度。为探索低碳氮比下TN的实际去除效果，整个调试运行期间未投加碳源。回顾TN的调试过程，装置最终满负荷运行后取得比较理想的去除效果主要有以下两方面原因：一方面，颗粒化的逐步形成强化了TN的去除。结合污泥粒径分析，在启动前期，AGS反应器内污泥以絮状形态为主，这使得生长在缺氧环境中的异养反硝化菌在活性污泥中没有适合的固定生存空间，只能通过周期中不同阶段的运转创造缺氧生存环境。而调试初期运行负荷低，进水量较少，通过进水的搅拌形成的缺氧时间有限。为了保证AGS形成所需的剪切力，曝气强度设定了最低要求，这也导致了整个周期内DO质量浓度偏高，不利于反硝化过程的有效进行，最终影响到TN的去除效果。5月中下旬开始，颗粒占比显著提升，污泥平均粒径也逐步增大，为反硝化菌在单个颗粒内部的缺氧区域提供了更多的生存空间，TN处理效果日渐提升，出水均值降至15 mg·L−1以下，并在之后的一个半月逐渐降至11.7 mg·L−1左右。另一方面，DO的控制提高了TN去除效率。随着装置运行负荷的提升，供气量也逐渐加大，此时的曝气强度已完全可以满足颗粒化剪切力的要求，曝气量的调节不再受限。AGS反应器5月初精准控制曝气阶段溶解氧在1.5~2.5 mg·L−1，强化了同时硝化反硝化(SND)反应，从另一方面提高了TN的去除效果，并最终稳定达到设计排放要求。
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1)微生物门水平组成结构。如图7所示，相对丰度排在前五的门类分别是：绿弯菌门(Chloroflexi，15.7%~32.6%)，变形菌门(Proteobacteria，16.5%~24.1%)，放线菌门(Actinobacteriota，6.8%~15.3%)，拟杆菌门(Bacteriodota，11.0%~19.0%)和酸杆菌门(Acidobacteriota，7.7%~14.5%)。其中绿弯菌门分布广泛，包含多种营养方式，对C、N元素的循环起到重要作用[10]，如NOB属于该菌门。而变形菌门是AGS工艺中常见菌门，多与氮固定、氮降解相关联，AOB菌属于该菌门[11]。放线菌门则常见于城市污水处理厂活性污泥内，能合成胞外水解酶降解大分子有机物，部分聚磷菌属于该门类。
2)微生物属水平组成结构。为进一步探究本次调试过程中高效脱氮除磷的内在原因，以下对本AGSR中相关功能微生物在属水平的组成情况进行分析。属水平的分类注释结果表明，在该系统中存在丰度较高的去除碳、氮、磷的功能微生物。其功能菌类别及相对丰度如表3所示。
关于氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria，AOB)，系统中检测到的主要有Nitrosomonas属和Ellin6067属，其中Ellin6067在近年的多篇文献中被认定为AOB，其与Nitrosomonas同属于Nitrosomonadaceae科。有学者在采用AGS工艺处理低浓度废水的研究中检测到的AOB也为Ellin6067[12]。在整个调试运行期间，Ellin6067的相对丰度从1.58%降低至0.72%，而Nitrosomonas整体相对丰度较低。AGSR中AOB的总体丰度低于污水厂同时段运行的A2/O池，说明本项目AGSR在氨氧化过程中没有优势，A2/O同样可以进行较好的氨氧化反应。
硝化菌(NOB)的相对丰度从0.38%增长至0.73%，体现了AGS工艺的优势，可能是因为Nitrospira能适应颗粒污泥特有溶解氧梯度空间中的低氧浓度环境，WU等[13也认为Nitrospira能在低氧浓度下氧化亚硝酸盐。在系统中一共检测到6类反硝化菌属(denitrifying bacteria，DNB)，具体如表4所示。反硝化菌属的总相对丰度(K1~K3组)在8.83%~10.98%，为优势菌属，这也是TN和COD去除率高的重要原因。有报道指出norank_f_Saprospiraceae[14]和norank_f_Chitinophagaceae[12]是具备反硝化除磷功能的菌属，在本系统中前者的相对丰度高于2.8%，为优势菌属。本系统中未检测出常见的聚磷菌(Candidatus Accumulibacter、Tetrasphaera)和聚糖菌(Candidatus Competibacter)，因此推断本系统中TP的去除主要通过反硝化除磷实现。Terrimonas代谢COD过程中能产生EPS，从而促进了菌胶团的聚集和颗粒的形成[15]，因而该菌属在AGS系统中尤为重要。而本系统运行期间的Terrimonas属相对丰度为0.84%~1.21%，高于污水厂A2/O工艺的0.57%。其中丰度较高的g_norank_f_Caldilineaceae，有文献报道其为发酵菌[12]，也有文献将其归为反硝化菌[16]，均为与有机物降解相关类微生物，且其丰度在逐步增加。在国内报道的AGS工艺中，该菌也保持在2%以上的相对丰度[17]，这表明AGS工艺的运行条件适合该类菌的富集。综上所述，本AGSR在处理低浓度市政污水处理过程中，脱氮除磷相关的功能微生物菌属的相对丰度对比传统A2O工艺具有一定优势，使得AGSR对污染物的降解，尤其是氮磷的去除更加高效。
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虽然已有超过100个污水处理厂应用了AGS工艺，但AGS实际运行数据已公布的并不多，根据现有研究结果[21-25]，将收集到序批式AGS工艺的工程案例和本项目运行过程中主要污染物(COD、TP、TN)的去除效果进行对比分析。如表5所示，在COD:TP和COD:TN相对较低，且未投加碳源以及除磷药剂的情况下，本项目TP、TN达到了比较良好的去除效果，这也充分体现出了AGS工艺在氮磷污染物去除方面的优势。相对于TN，对比其它AGS污水处理厂的运行数据，本项目TP的去除效果比较突出，去除率达到95.9 %，可有效节省化学除磷的药剂费用，降低污水厂的运行成本。
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相较传统活性污泥法，本研究中AGS工艺的优势主要体现在处理负荷高、建设和运行成本低，出水水质更好等几个方面。污水厂现有生化系统的COD容积负荷率分别约为1.3 m3·(m3·d)−1，而本研究AGSR为4 m3·(m3·d)−1，优势明显。基于AGS工艺更高的容积负荷率，污水处理厂可节省占地面积约50%以上，大幅降低用地和基建成本。此外，与传统A2O工艺相比，AGS工艺无需配置污泥回流、混合液回流、厌氧缺氧搅拌、刮泥机等动转设备，可有效减少相应设备的投资建设和运行成本，同时也将降低运行维护难度。本AGSR所在的污水厂采用可多点进水的A2O工艺，其生化处理系统运行设备明细如表6所示。如采用AGS工艺，将只保留鼓风机，可节省现有生化系统功率占比40%以上的动转设备，充分体现出AGS工艺在运行电耗方面的优势。同时本研究中的AGS工艺装置处理低浓度市政污水过程中，未投加碳源以及除磷药剂即可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的排放标准，在运行药耗方面同样具有经济优势。
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针对目前AGS工艺在处理低浓度市政污水方向研究和应用的不足，本研究通过处理规模为500 m3·d−1AGSR的调试运行，对AGS应用于低浓度市政污水的处理效果，尤其是脱氮除磷能力和特征进行考察，并得出以下结论：
1) AGS工艺处理低浓度市政污水，同样可以实现絮状污泥的颗粒化，污泥的平均粒径由33.85 μm增加至158.25 μm；SVI30由118.42降至45 mL·g−1，MLSS质量浓度达到7 500~8 000 mg·L−1。虽然颗粒粒径整体偏小，颗粒占比不高，但依然可以体现出AGS工艺节省占地的明显优势。本AGSR的COD容积负荷率达到4 m3·(m3·d)−1，显著优于传统好氧工艺的1.3 m3·(m3·d)−1，同时水力停留时间可低至6 h。
2) AGS工艺应用于低浓度市政污水处理时，出水COD、NH4+-N、TP、TN、SS平均质量浓度分别为19.4、0.26、0.28、11.7、4 mg·L−1，出水水质完全达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的排放标准。尤其是氮磷的去除，在不投加碳源以及除磷药剂、AGS停留时间不到传统生化工艺50%的条件下，TN和TP处理效果依然稳定，并完全达标。
3) AGS工艺应用于低浓度市政污水处理时，可根据低浓度废水污染物浓度低，水量大的特点，采用3 h或更短的周期运行，并保证交换比不大于50%。在TN、TP的去除过程中，可通过溶解氧的控制达到较好的同时硝化反硝化以及反硝化聚磷的效果。
好氧颗粒污泥工艺处理低浓度市政污水实现高效脱氮除磷
Achieving high efficiency phosphorus and nitrogen removal in low-strength municipal wastewater treatment with aerobic granular sludge process
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摘要: 为探索好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge，AGS)工艺在低浓度市政污水处理中应用的可行性，本研究在中环水务下属某市政污水处理厂内搭建了处理规模为500 m3·d−1的好氧颗粒污泥反应器(aerobic granular sludge reactor，AGSR)。以污水厂低浓度实际市政污水为进水基质、接种厂区现有生化段絮状污泥，成功实现了污泥颗粒化。污泥平均粒径由33.85 μm增至158.25 μm，SVI30由118.42 mL·g−1降至45 mL·g−1。在不投加外部碳源和除磷药剂的情况下，AGSR出水化学需氧量、氨氮、总磷、总氮、悬浮物平均质量浓度分别为19.4、0.26、0.28、11.7、4 mg·L−1，COD容积负荷率为4 m3·(m3·d)−1，实现了高效脱氮除磷。16S rRNA基因分析结果表明，运行期间与脱氮、除碳、除磷相关的功能菌为优势菌属。与厂内运行的A2/O工艺相比，采用AGS工艺可节省40%左右的运行电耗、100%的外加碳源和除磷药剂。以上研究结果可为AGS工艺在低浓度市政污水处理领域的推广和应用提供参考。Abstract: To explore the feasibility of aerobic granular sludge (AGS) technology to treat low-strength municipal wastewater, a facility of 500 m3·d−1 aerobic granular sludge reactor (AGSR) was set in a municipal treatment plant of General Water of China Co. Ltd.. The low-strength wastewater of the actual wastewater treatment plant(WWTP) was taken as influent and substrate of AGSR being inoculated the flocculent sludge in biochemical stage of this WWTP, and sludge granulation successfully occurred. The average diameter of the sludge increased from 33.85 μm to 158.25 μm, the SVI30 index decreased from 118.42 mL·g−1 to 45 mL·g−1. Without the addition of extra-carbon sources and dephosphorization agents, COD,
$ {\mathrm{N}\mathrm{H}}_{4}^{+}-\mathrm{N} $ , TP, TN and SS of AGSR effluent were 19.4, 0.26, 0.28 11.7 and 4 mg·L−1, respectively, and COD volumetric loading rates reached 4 m3·(m3·d)−1 , highly effective nitrogen and phosphorus removal realized. 16S rRNA gene analysis indicated that the dominant bacterial genus belonged to the functional groups associated with denitrification, carbon removal, and dephosphorization during operation. In comparison with the A2/O process in this WWTP, AGSR could save 40% power consumption, and 100% external carbon source and dephosphorization agent. The above results can provide a reference for promotion and application of AGS process in the field of low-strength municipal wastewater treatment. -
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图 1 AGSR装置整体图和进出水实时图
Figure 1. Overview of AGSR and real-time photograph of influent and effluent
表 1 国内AGS项目列表
Table 1. List of AGS projects in China
项目名称 进水水质/(mg∙L−1) 处理规模/(m3∙d−1) 运行
方式水质类别 COD NH4+-N TN TP 浙江海宁某污水处理厂 561.8* 28.3* 34.5* 2.5* 50 000 序批式 30%市政废水+70%工业污水 河南南阳某污水处理厂 175* 500 序批式 市政污水 浙江衢州污水处理厂 500 30 45 2.5 20 000 序批式 30%市政废水+70%工业污水 北京某再生水厂 250~450* 35* 80 000 序批式 市政污水 河北沧州某污水处理厂 250 35 40 6 25 000 连续式 市政污水 注： *为实际值，其他为设计值。 
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表 2 进出水水质
Table 2. The characteristics of influent and effluent mg∙L−1
水样 COD BOD5 NH4+-N TN TP SS pH 进水 ≤250 ≤120 ≤30 ≤40 ≤4.5 ≤150 6~9 出水 ≤50 ≤10 ≤5 ≤15 ≤0.5 ≤10 6~9
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表 3 污泥样本信息
Table 3. Sludge sampling information
样本名称 取样日期 SVI/( mL·g−1) K0 2023-01-11 118.42 K1 2023-03-02 53.13 K2 2023-05-15 49.13 K3 2023-06-17 45.62 S3 2023-06-17 120.00
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表 4 功能菌属水平相对丰度表
Table 4. Relative abundance of functional bacterium
功能分类 微生物属 相对丰度/% 参考
文献K0 K1 K2 K3 S3 AOB Ellin6067 1.58 1.88 1.42 0.72 1.2 [12] Nitrosomonas 0.07 0.06 0.12 0.09 0.06 [12] OB Nitrospira 0.38 0.55 1.04 0.73 1.1 [12] DNB unclassified_f_Comamonadaceae 2.48 1.04 1.84 1.15 0.45 [18] norank_f_Saprospiraceae 5.42 3.69 3.30 2.81 2.4 [14,18] Haliangium 1.00 0.77 0.65 0.22 0.3 [18] unclassified_f_Hyphomicrobiaceae 1.05 2.83 1.58 1.54 1.25 [18] Saccharimonadales 3.07 2.40 2.01 2.97 2.29 [19] Thermomonas 1.06 0.25 0.37 0.14 0.06 [19] PAOs norank_f_Gemmatimonadaceae 1.62 0.70 1.39 1.12 1.53 [20] DPAOs norank_f_Chitinophagaceae 0.24 1.29 0.33 0.12 0.20 [12] 水解菌 Haliangium 1.00 0.77 0.65 0.22 0.3 [12] Ferruginibacter 2.25 5.33 1.49 1.03 0.49 [12] unclassified_f_Xanthobacteraceae 0.57 0.47 0.94 1.90 1.49 [12] 发酵菌 Terrimonas 0.72 1.21 0.84 0.86 0.57 [15] g_norank_f_Caldilineaceae 1.66 2.97 2.36 5.09 2.44 [12]
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表 5 部分AGS项目污染物去除列表
Table 5. List of nutrient removal in some full-scale AGS projects
项目名称
(地点)进水水质/(mg∙L−1) 出水水质/(mg∙L−1) 去除率/% COD∶TP COD∶TN HRT/h COD TP TN COD TP TN COD TP TN Epe(荷兰) 806.0 8.0 73 24.6 0.2 2.5 96.9 97.5 96.6 100.8 11.0 — Utrecht(荷兰) 622.0 8.0 64 26.0 0.5 5.0 95.8 93.8 92.2 77.8 9.7 22.6 Garmerwolde(荷兰) 506.0 6.7 49.4 64.0 0.9 6.9 87.4 86.6 86.0 75.5 10.2 22.8 Gansbaai(南非) 1265.0 19.0 115* 40.0 3.2 10.0 96.8 83.2 91.3 66.6 11.0 22.8 Österröd(瑞典) 261.0 5.0 53 50.1 1.8 17.9 80.8 64.0 66.2 52.2 4.9 26.7 Wolf Creek(美国) 430.0 6.0 — 31.0 1.8 3.9 92.8 70.0 — 71.7 — 20.9 Deodoro(巴西) 215.0 3.0 26* 41.5 1.3 4.6* 80.7 56.7 82.3 71.7 8.3 7.2 Ringsend(爱尔兰) 532.0** 5.8** 36.5** 46.0 1.0 6.9 91.4 82.8 81.1 91.7 14.6 14.1 衢州(中国) 500.0 ** 2.5** 45** 40.0** 1.0** 12.0 ** 92.0 60.0 73.3 200.0 11.1 6.0 本项目 271.8 6.8 31 19.4 0.28 11.7 92.9 95.9 62.3 39.8 8.8 6.0 注： *为凯式氮数据； **为设计值。
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表 6 污水处理厂生化系统运行设备功率明细表
Table 6. List of electrical equipment for biochemical system in the wastewater treatment plant
设备
名称装机
数量/台运行
数量/台单机
功率/kW总功率/
kW功率
占比/%鼓风机 6 2 600 1200 53.86 搅拌机 16 16 10 160 7.18 推流器 16 16 5.5 88 3.95 推流器 16 16 7.5 120 5.39 推流器 16 16 7.5 120 5.39 内回流泵 32 24 7.5 180 8.08 外回流泵 24 16 18.5 296 13.28 刮泥机 32 32 2 64 2.87 合计 2 228 100.00
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