新加坡团队发明A-2B工艺，主流厌氧氨氧化指日可待？
尽管厌氧氨氧化（anammox）已经成功用于例如高氨氮浓度的厌氧消化液、垃圾填埋渗滤液等。但是主流厌氧氨氧化处理低浓度市政污水仍旧是尚未真正实现的工程挑战。首先因为市政污水氨氮浓度低(约为40mg/L)，要维持短程硝化是非常困难的，而这正是厌氧氨氧化的关键反应步骤。其次，在C/N比低的情况下，厌氧氨氧化细菌也很难与反硝化菌竞争。再次，厌氧氨氧化菌的生长速率慢，如何在主流线里有效富集厌氧氨氧化菌也是一个非常关键因素。
尽管已有研究团队对两段式的亚硝化-厌氧氨氧化工艺进行尝试，但结果发现很难将氨氮/亚硝态氮维持在适于anammox菌生长的比值。这需要依靠复杂的控制策略来解决此问题，但这要求配备氨氮、亚硝态氮和硝态氮的在线监测传感器，例如IWA微信公众号曾经向大家介绍的应用于主流式短程脱氮过程中的AvN技术。
在此背景下，新加坡南洋理工大学的团队想验证基于A-2B法的主流厌氧氨氧化工艺的可行性。在此工艺里，A段捕获大部分的COD并转化成生物甲烷。氨氮则通过B1段的亚硝化-反亚硝化作用以及B2段的厌氧氨氧化反应去除。该工艺能提高COD-甲烷的直接转化效率，剩余污泥降低75%，脱氮率达87%。这项研究可能为可持续型的能量自给污水再生处理打开新一扇窗。
如下图所示，A段吸附他们使用了厌氧固定床反应器（AFBR）捕获COD，B1和B2段分别使用一个序批式反应器（SBR）和一个厌氧移动床生物膜反应器（MBBR）进行脱氮。系统运行温度维持在30± 1℃，A段的HRT控制在6.4小时，A段出水进入一个闪蒸罐回收沼气（体积0.15L，转速800rpm）。部分原始进水绕过A段，通过旁路1进入贮存池1后进入B1段，而A段的部分出水绕过B1，进入贮存池2然后进入B2段。
B1段的SBR包括4个交替的缺氧（20-min）和好氧（13-min）循环。每次缺氧段开始前会进行进料，然后排泥。好氧段的溶解氧（DO）浓度设置在1.5mg/L，SRT为4天。在实验的第一阶段（第1-73天），旁路2的分流比率靠人为调节，实现NH4+-N和NO2--N的等摩尔比。在实验第二阶段则固定在22%。B2段的MBBR反应器体积为4L。填充料为1cm³的海绵，填充率为反应器体积的50%。B2段的搅拌器速率为120rpm。B1和B2的pH维持在7.4和7.9的水平。这次实验采用人工合成废水，成份主要为400mgCOD/L (蔗糖)、45mg/L NH4+-N、750mg/L NaHCO3、22 mg/L KH2PO4、20 mg/L MgSO4·7H2O、20 mg/L FeSO4·7H2O、45 mg/L CaCl2·2H2O和1.5 mg/LFeCl3·7H2O
图1. A-2B工艺的流程图
实验的常规检测项包括了COD、NH4+-N、NO2-N、NO3-N和VSS（悬浮固体VSS和生物膜的固定VSS），另外还有沼气的体积和成分，以及氨氧化菌AOB和亚硝酸盐氧化菌NOB的活性。厌氧氨氧化菌的原位反应动力学则通过对MBBR反应器的采样进行分析，时间间隔为4小时。单位厌氧氨氧化反应速率的计算公式如下，其中RNH4(mg N/L d)和RNO2 (mg N/L d)指氨氮和亚硝态氮的去除率,而RNO3(mg N/L d)则是硝态氮的产率，XVSS是固定生物质浓度（g/L）。
另外他们对B2的MBBR反应器产生的生物膜进行采样，并用FISH荧光原位杂交技术进行观察，然后做进一步的DNA提取和16srRNA基因测序分析。
A段的AFBR
下表1总结了A段AFBR的表现。COD的出水稳定在29mg/L的水平，甲烷产量约为0.27L甲烷/COD去除。但是他们发现生成的甲烷有41%溶解在AFBR的出水中，后续的闪蒸器的回收率可达90%。采用捕获COD的策略使得污泥产量低至0.06g/COD去除，仅为传统活性污泥产率的15%（约为0.4g/COD去除）。进水氨氮几乎得以保留，由后续的B段进行处理。
表1. A段AFBR反应器的稳定阶段的表现
B1段的SBR
B1的设计目的是为了后续B2段的MBBR提供亚硝态氮。Xu等人（2017）的研究结果显示采用缺氧/好氧的交替模式能有效抑制亚硝态氮氧化菌NOB，因此他们在这次研究里也采用了相同的运行方式。如下图2a所示，大部分的进水氨氮（黑色）都转化为亚硝态氮，随着A段COD浓度的递减，SBR出水的亚硝态氮（蓝色）最终缓慢增至并稳定在15mg/L的水平，而硝态氮（绿色）一直维持很低的水平。这结果清楚显示NOB得到成功抑制。下图2b的AOB和NOB的单位活性对比则进一步印证了这个结果。另外如图1所示，16%的进水通过旁路1进入B1段，而其中33%的总无机氮通过亚硝化和反亚硝化反应得到去除。
图2. B1段SBR的N的各形态浓度对比(a)以及AOB和NOB的活性对比(b)
B2段的MBBR
MBBR的氮负荷达到0.12kgN/m³/d，去除率为74%。图3a和b显示的是MBBR厌氧氨氧化反应器在整个运行阶段NH4+-N和NO2-N的浓度变化情况。我们可以由图看出明显的氨氮和亚硝态氮反应从第25天开始。在实验第二阶段旁路2的分流率固定在22%之后，NO2-N和NH4+-N的浓度比固定在1.1左右，这是利于厌氧氨氧化反应的理想比值。而相应的NH4+-N出水<2mg/L，NO2-N则<1mg/L。在厌氧条件下产生了少量的硝态氮（图3c），但没有COD的消耗（图3d）。这反映了NH4+-N和NO2-N的去除主要通过厌氧氨氧化反应实现。
图3. MBBR反应器的氮和COD变化情况
在第100天前后进行的分批实验结果显示NO2--/NH4+和NO3-/NH4+ 的比值分别为1.27±0.05和0.28±0.03，这与之前Strous等人（1998）和Lotti等人（2014）等实验结果相当。测量到的最大单位厌氧氨氧化反应速率为0.14±0.01gN2-N/gVSS/d。如下图4所示，实验从第45天起进入稳定态，这显示了厌氧氨氧化工艺的启动时间很快。研究团队认为这与生物载体独一无二的海绵结构有关，它能有效收集anammox颗粒，通过物理捕获作用，使得anammox生物膜最终能长在生物载体表面。
图4. 实验全过程的NO2--/NH4+和NO3-/NH4+ 比值变化
微生物群落分析
研究团队也对反应系统的微生物群落进行了分析。下图5a显示的是丰度大于1%的细菌种类。其中在B2段里发现了Candidatus Kuenenia, Candidatus Brocadia 和Candidatus Anammoxoglobus，Candidatus Kuenenia为个中的主导细菌，丰度高达14.19%。下图5b的FISH图也验证了这些anammox菌的存在。能承受高浓度亚硝酸盐的Nitrolancea是主要的NOB菌(丰度=1.52%)，而在一般污水厂常见的NOBs菌Nitrospira和Nitrobacter在这个实验测得的丰度均低于0.94%。另一方面，亚硝化单胞菌Nitrosomonas的丰度只有0.14%，其他AOB菌（例如Nitrosococcus和Nitrosospira）甚至无法检出。这些结果都证实了B2段MBBR由anammox菌占主导。
图5. B2反应系统里丰度大于1%的微生物种类和FISH染色的anammox菌图
最后研究团队对整个A-2B工艺的COD和N进行了物料平衡分析（图6）。结果显示，进水58%的COD在A段转化成甲烷，只有11%变成了剩余污泥。值得一提的是，传统的CAS工艺的COD/污泥转化率约为30-50%。这导致美国和中国的污水处理的干污泥年产量高达800万吨和1100万吨（2010年的数据）。整个A-2B工艺的污泥产率只有约0.1gVSS/g COD去除，与传统CAS相比减少了75%。尽管对剩余污泥进行厌氧消化已经成为常规操作，但由于初始污泥和剩余污泥的性质大不相同，现有方法只有约30-50%的VSS可以被降解，而消化后的污泥仍需进一步处理。A段捕获COD的方法能大大提高能量回收率。
另一方面，这个A-2B工艺的总氮去除率达87%，其中B1和B2段的分别贡献33%和34%。这使得脱氮能耗可以减少约47%。
图6. A-2B工艺在稳定状态下的COD和氮的物料平衡
与传统的一段式工艺相比，两段式的部分亚硝化/厌氧氨氧化工艺将两步工艺分开，这首先可以避免由于氧气的存在而抑制anammox菌的生长，另外这样在亚硝化段提供更高的DO值，实现更高的AOB活性。
在工艺控制方面，为了确保NH4-N 和NO2-N的等量配比，过去的传统策略是将一半的氨氮通过生物方法氧化成亚硝态氮，这需要依靠氨氮、亚硝态氮和硝态氮传感器来进行曝气控制。如上所述，A-2B工艺采用的旁路分流设计给工艺控制提供了更简易的方案。这些都是A-2B工艺带来的亮点。
综上所述，新加坡研究团队提出的A-2B工艺提高了COD-甲烷的直接转化效率，大大减低了污泥产率，脱氮率达87%。这项研究给可持续发展的能量自给污水再生处理打开了新的一扇窗。我们期待进一步的中试项目的试验结果。
参考资料
Mainstream anammox in a novel A-2B process for energy-efficient municipal wastewater treatment with minimized sludge production, Jun Gu, Qin Yang and Yu Liu, Water Research 138 (2018) 1-6, https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.02.051