SCI搬运工 | 能源自给型生物城市污水回用:现状、挑战与出路
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——SCI情报栏目前言
以下本文刊载于
《净水技术·SCI最新工程应用与实践汇编》
2019年1期“最新动态”栏目
本期翻译工作：赖竹林、徐钰颖
本期汇编整理：王 佳
（本资料为翻译和汇编作品，其著作权由汇编人（上海《净水技术》杂志社）享有，未经许可，任何人或单位不得侵犯本翻译和汇编作品的著作权。本资料部分素材来自收费期刊，为以防侵犯原作者和所发表期刊的著作权，本刊不发布原文，任何人或单位不得对素材原文进行公开出版。）
能源自给型生物城市污水回用:
——现状、挑战与出路
Liu Y-J, Gu J, Liu Y.
(Nanyang Technol Univ, Adv Environm Biotechnol Ctr, Nanyang Environm & Water Res Inst)
Bioresource Technology, 2018;269:513-9.
摘要：目前，几乎所有城市污水的生物处理工艺都是基于高能耗和产生废污泥的生物氧化原理而发展起来的。鉴于这种情况，如何实现城市废水的能源自给式生物回收这一根本问题亟待解决。因此，这篇综述旨在提供对生物处理过程的批判性观点和整体分析，重点是能源自给自足，这确实是未来技术发展中的游戏规则改变者。最大限度地回收能量，同时最小化能量消耗是实现生物过程中能源自给自足的途径，因此讨论了A-B工艺的实例。因此，本综述可深入探讨新一代城市污水回用生物处理工艺的发展方向，并将其设计成水能资源型工厂。
关键词：生物氧化；活性污泥法；厌氧法；主流厌氧反应器；能效；废弃生物污泥
1 当前生物工艺的研究现状
1.1常规生物法处理城市污水
为了同时去除城市污水中的COD和氮，人们探索了多种常规活性污泥（CAS）工艺。一般来说，好氧池中进行硝化和有机碳氧化，硝化后的废水再循环到厌氧池中进行反硝化，理想情况下以进水COD作为有机碳源。显然，反硝化在很大程度上取决于循环硝化液和进水废水中易于生物降解的COD的有效性。事实上，目前的城市污水再生的生物工艺面临处理每立方米废水需要0.3-0.6 kWh能耗的问题。众所周知，CAS工艺中有机物氧化曝气和剩余活性污泥的后处理(如脱水、浓缩等)是主要的能源消耗方式。一般来说，有硝化作用的废水处理厂（WWTP）中曝气相关能耗通常高于仅设计用于COD去除的能耗。例如，用于COD去除和硝化的电能消耗为0.23 kWh/m3，而仅仅去除COD的电能消耗为0.14 kWh/m3。同样，Monteith等人还发现硝化后曝气相关能耗由0.305 kWh/m3提高到0.405 kWh/m3。迄今为止，人们致力于通过提高曝气效率或实现基于传感器的实时控制来降低曝气相关能耗。事实上，与曝气和污泥后处理相关的能耗可能分别占总能耗的50% 和30% 。需要注意的是，污水处理厂的能耗及其故障在很大程度上取决于处理能力、出水水质、工艺配置、进水特性、仪器设备状态等。
1.2当前污水处理厂面临的挑战
1.2.1高能耗
虽然在过去几十年中CAS工艺已经用于处理各种废水，但最近人们开始质疑其工作原理主要建立在生物氧化的基础上，会导致能量效率低，例如：新加坡污水处理厂只有35%的能效。此外，由于许多国家由于对公共卫生和生态问题的认识加深而提高了废水排放标准，因此与废水处理有关的能源消耗可能有增加的趋势。鉴于这种情况，合理的预测是，为了达到新的标准，应该尽可能地将能源密集型处理工艺纳入考虑范围。显然，在认真考虑环境可持续性的同时，生物废水资源化的高能耗对全球废水处理行业提出了严峻的挑战。
在城市污水处理厂(WWTP)中，利用大量的电能来驱动运行，例如，废水处理使用了美国每年3% 左右的电能。根据联合国粮农组织的统计，2009年处理了266.1亿立方米城市污水，如果单位能耗为0.4 kWh / m3，则需要大约15.2×109 kWh/年的电力投入。由于电能本质上是由化石燃料燃烧产生的，因此WWTP的高能耗不可避免地与全球气候变化的现状有关。例如，在驱动WWTPs运行的发电期间，每年最终释放约1.14亿吨CO2。毫无疑问，从环境和经济的可持续性来看，目前的高能源需求和低能源回收效率将对整个全球废水行业产生重大影响。
1.2.2废活性污泥的产生
在CAS工艺中，污泥生长量的典型值通常在0.3-0.5g干物质/g COD去除量范围内，表明每去除1kg COD会产生约0.3-0.5kg干物质。因此，城市污水回用过程中不可避免地产生大量的废活性污泥（WAS）。2010年欧盟产生了约1000万吨的干WAS，而美国产生了800万吨。由于污水基础设施的快速发展，中国的WAS情况更加具有挑战性，例如WAS产量预计将从2017年的4000万吨激增到2020年的6000-9000万吨。WAS的后处理成本很高，占总运营成本的25%-65%。随着城市化进程的加快和人口增长，土地利用受到越来越多的制约。因此，垃圾填埋场可能不再作为处理WAS的实质性选择场所，而焚烧WAS由于可能产生有害气体和灰烬，被认为是一种昂贵且不环保的方法。因此，WAS的最终处置仍然是一个巨大的挑战，需要更多的研究工作。
目前，WWTP中产生的WAS通常采用厌氧消化来减小体积和回收能量。目前已有许多可用的不同厌氧消化工艺，但是在生物学上只有大约30-50%的挥发性固体被破坏以产生生物甲烷，表明微生物不能直接利用WAS作为食物来源，厌氧消化效率低。因此，将WAS预水解成可溶性COD是决定整个厌氧消化效率的关键步骤。应该意识到，这种情况恰恰反映了当前生物过程的一个主要问题，其中大约50%的可溶性COD被氧化成二氧化碳，而二氧化碳没有任何能量回收的燃烧值，而其余50%的可溶性COD同时被引入生物污泥中进一步厌氧消化以进行能量回收，但效率非常低。如果以生物氧化为基础的CAS工艺继续发挥主要作用，那么废水中大约50%的势能将被丢失，这就导致总体能源效率低20～50%。因此，为了显著提高厌氧消化的性能，已经研发了许多不同的预处理方法来强化污泥水解，包括热预处理、机械预处理（例如超声、裂解离心机、液体剪切、研磨）、化学预处理。（例如，臭氧、碱、过氧化氢）和酶预处理。例如，污泥的热水解可以显著改善厌氧消化，但耗能巨大。与机械预处理相比，热水解和化学预处理可显著提高消化动力学，同时增强挥发性悬浮固体的破坏程度，增加营养物和顽固性化学品的释放。最近的研究表明，WAS经混合酶预水解后释放的可溶性COD中，不可生物降解的顽固性有机物随着水解时间的延长而大量积累，甲烷的产生依赖于可溶性COD浓度及其化学性质。应该认识到，在WAS的预处理方法发展过程中，这些发现可能给以可溶性COD浓度作为目标参数的现有厌氧处理方法带来新的思考或挑战。因此，在发展WAS预处理方法时，应认真考虑可溶性COD浓度及其组成。
2 废水：一种能量来源
城市污水是集水、能源、有用物质等多种资源于一体的独特水体。根据Zhou等人的调查，在CAS常规工艺的单位能耗平均为0.45 kWh/m3，相当于1620 kJ/m3。对于COD为500 mg/L(即500 g/m3)的城市污水，氧化1 g COD所消耗的能量为1620kJ m-3/500g COD m-3 = 3.20 kJ/g COD，而城市污水中的势能一般在14.7～17.8 kJ自由能/g COD范围内，即平均16.2 kJ/g COD。这表明废水中的势能是废水处理所需的电能(即3.2 kJ/g COD)的近5倍。显然，如果将城市废水中的势能更有效地转化为电能，将生物过程转变为能源自给的可能性很大。在典型的CAS工艺中，潜在的可回收能量基本上来源于对包括初级和次级污泥在内的生物固体的厌氧消化。如图4所示，通过厌氧消化，一次污泥和二次污泥可分别占总甲烷产量的26%和7%。理论上可从1g甲烷-COD可获得约13.9 kJ化学能，因此可从1g COD中回收的总化学能约为4.58 kJ，其中(13.9×0.26)来自一次污泥，(13.9×0.07)来自二次污泥。然而，在甲烷气体的燃烧中，平均约35% 的化学能转化为电能，即从城市废水中回收的电力很可能处于(4.58×0.35)=1.60 kJ/g COD的水平，大约是目前生物过程中用于去除1克COD的电能（即3.20 kJ / g COD）的50%。即在目前工艺操作中可达到的最高能量效率仅为约50%。
对全球WWTPs能源利用状况的调查显示，新加坡裕廊污水处理厂的能源效率为35%，北京高碑店污水处理厂的能源效率仅为31%。Wan 等人认为可从废水的厌氧处理中获得73%的总可回收能量，说明在生物氧化之前捕获进水COD是增强能量回收的关键步骤。为了进一步改善WWTPs的能源状况，应该实施热电联产以最大限度地将甲烷转化为可用的电力和热量。如果继续采用CAS工艺，将WWTPss转换为能量自给自足的操作几乎是不可能或极具挑战性的。因此，应该充分和紧迫地处理一个基本问题，即在生物过程的能源中性和最终积极运作方面有哪些技术选择。
3 COD捕获对于能源自给自足的废水回收至关重要
如上所述，城市废水中的有机物质最好在生物氧化之前被捕获用于直接能量回收。显然，这种新的工艺配置具有以下优点：(i)显著提高能效；(i i)降低曝气的能量使用；(i i i)使WAS的生产最小化，并随后降低与WAS相关的后处理成本。Böhnke在1977年首次提出了一种改进的CAS工艺—吸附/生物氧化，它包括高负荷A阶段和低负荷B阶段。近来，A-B工艺的概念已经被显著扩充加深（图1），其中A阶段被选择用于增强捕获城市废水中的COD，目的是在生物氧化之前直接对捕获的COD进行厌氧消化，而B阶段是主要用于去除营养素。基于以上对能量的理论分析，如果含500mg/L COD的城市污水中，65%的总COD的能够保留在A阶段(13.9×65%×35%=3.2kJ/g COD)直接厌氧消化，那么从这种A-B工艺中产生的能量应该能够抵消废水回收利用的能量(即去除每克COD需3.2 kJ)。此外，在A阶段捕获COD后，与曝气相关的能量在B阶段可显著降低。显然，A-B工艺的基本原理是建立在通过在生物氧化之前捕获废水中的COD使其获得最大能量回收，同时使能量消耗最小化，从而创造出能量回收潜力明显大于工艺能耗的情况。因此，如图1所示，可以实现显著的净能量增益。因此，它被认为是一种可行的使能源自给的生物过程。
图1 A-B工艺理论（Wan 等人，2016）
除了能量方面的考虑，A-B工艺还为最终解决WAS问题提供了可行的途径，因为在A阶段直接厌氧处理捕获的COD，污泥产量要少得多。例如，厌氧污泥的生长产率仅为活性污泥的10-20%。因此，与传统CAS工艺相比，A-B工艺中的WAS可最大减少至75％。近来，人们对各种A-B工艺进行了探索，越来越多的证据表明，A-B工艺为实现城市污水再生生物工艺的能源自给运行的最终目标提供了一种经济和技术上可行的方法。
4 A-B一体化工艺，实现能源自给型城市污水回用
4.1 高活性污泥与主流脱氮工艺相结合
主流脱氨工艺提供了一种更加节能的脱氮途径。然而，高COD/N比的城市废水是阻碍其应用的挑战之一，因为它导致了反硝化剂与厌氧氨氧化菌的过度竞争。为此，需要进行预处理以降低COD/N比，同时提高能量回收效率。高速活性污泥(HRAS)工艺在短污泥停留时间和短水力停留时间下运行，可有助于将进水COD降低约55-65％。此外，捕获的COD为快速厌氧消化生成沼气做好准备。由于HRAS工艺预处理后COD/N比相对较低，因此主流脱氨工艺被认为是一种有潜力的脱氮途径。应当指出，在Strass污水处理厂，在实施WAS与食品垃圾共消化后，能源效率已经显著提高（可达到180%）。如图2所示，进水废水与从曝气反应器中澄清池回收的活性污泥混合，通过好氧生物质生长、细胞外聚合物(EPS)生物絮凝、碳储存等捕获COD。然后，在澄清池中将已吸附COD的污泥分离，其中一部分被再循环回到反应器，另一部分直接进入厌氧消化器进行沼气生产。同时，将上清液引导到下一阶段以进行下一步处理，即脱氨除氮。
图2 HRAS和主流脱氨工艺
HRAS工艺旨在为后续脱氨过程创造良好的COD/N比，同时实现用于能量回收的COD捕获。经HRAS工艺预处理后，COD/N比变化范围很大，在0.67～8之间，如表1所示。这可能是由于城市污水原水的不同特性和不同SRT。这反过来表明，在实际的工程实践中，HRAS过程有时捕获COD并不有效。例如，HRAS废水中留有大约300mg/L的可溶性COD导致存在较大COD/N比率。此外，如此低的COD捕获效率最终阻碍了整个能量回收。
表1不同高活性污泥与主流脱氮联合工艺
从表1可以看出，由于亚硝酸盐氧化细菌(NOB)对AOB的抑制作用较差，总氮的去除效率仍然较低。例如，在Lotti等人的研究中， 转化率高达35%-41%，表明NOB抑制作用失败，导致部分亚硝酸盐和厌氧氨氧化的解偶联，因此观察到总氮去除率较低。另一方面，这一过程中的总氮去除效率较低也可能是在HRAS废水中剩余的COD引发的反硝化菌和厌氧氨氧化菌之间的竞争引起的。在相对较高的COD浓度下，反硝化作用占总氮去除量的56％。事实上，在COD浓度升高时，厌氧氨氧化细菌可能比反硝化细菌更具竞争力。显然，有效的NOB抑制是所有主流脱氨工艺的巨大挑战。
Strass污水处理厂采用两阶段生物处理工艺，第一阶段以与HRAS工艺类似的方式操作。该工厂的COD平衡表明，74.3％的COD被输送到沼气池用于沼气生产，产生的消化率为38.9%。这意味着35.4%的COD最终成为甲烷气体，这远低于A阶段以厌氧处理为主所达到的效率(例如58%)。能量回收效率的差异可能是由于与HRAS工艺相比，厌氧处理通常具有较高的COD去除率。此外，在HRAS中，捕获的COD转化为沼气的效率相对较低。例如，大约10%的进水COD被氧化成CO2，最多55%主要通过污泥生产、EPS生物絮凝和沉淀去除，而只有大约30%至50%的挥发性固体可以通过厌氧消化降解。相反，城市污水中的进水COD可以直接转化为沼气，在好氧氧化中没有损失，污泥的产生最小。HRAS工艺COD捕获效率较低，这将引起反硝化菌与厌氧氨氧化菌在后续脱氨工艺中的竞争。虽然HRAS可以通过延长污泥停留时间来达到低的COD/N比，但这将不可避免地产生更多的污泥，从而影响整个过程的能源效率。此外，很难平衡回流到厌氧消化器用于沼气生产的污泥和返回HRAS工艺以进一步捕获COD的污泥。
4.2一体化的厌氧-厌氧氨氧化过程
本文探讨了厌氧处理工艺在城市污水回用中的应用，该工艺具有无曝气、污泥最少化和能量利用率高的优点。显然，这种工艺比传统的好氧工艺更节能。到目前为止，针对城市污水的厌氧处理已经发展出了不同类型的厌氧处理工艺，包括上流式厌氧污泥床（UASB）、固定膜厌氧生物反应器、厌氧MBR等。可知，城市污水中80%以上的COD可以被厌氧去除。这反过来说明当厌氧装置设计为A阶段（图1）时，厌氧出水的COD/N比应该是厌氧氨氧化在B阶段的理想值。例如，采用上流式厌氧固定床(UAFB)反应器作为A阶段，COD/N从大约5减少到1。显然，在厌氧过程中高效去除COD有助于创造低COD环境，这对于促进厌氧氨氧化细菌在B阶段的大量生长是必不可少的。最近，Gu等报道了一种新型一体化A-2B工艺，其中厌氧固定床反应器作为A阶段捕获废水COD，而序批式反应器(SBR)和移动床生物膜反应器(MBBR)分别作为B1阶段和B2阶段用于脱氮（图3）。
图3一种新型的A- 2B城市污水主流脱氨工艺（Gu等人，2018）
COD和氮气质量进一步表明，58%的废水COD在A阶段AFBR中直接转化为甲烷气体，只有11% 转化为生物污泥。事实上，在A-2B工艺（图4）中发现总污泥产率低至0.1g VSS/g COD，表明与总污泥产率为0.4-0.6g VSS /g COD的传统CAS工艺相比减少了约75％的污泥。此外，在A-2B工艺中，通过联合硝化-脱氮和厌氧氨氧化去除了87%的总氮，导致脱氮能量降低47%。Gu等进一步开发了单级分步进料反应器作为主流脱氨的B阶段，而AFBR作为A阶段主导反应器。结果表明，在A阶段AFBR中，79%的进水COD转化为甲烷气体，同时产生COD浓度为19mg/L左右的出水，进一步作为进水进入B阶段。由于进水废水中COD大部分在A阶段被去除，B阶段的进水COD/N比值低至0.44，有利于厌氧生物处理。结果表明，厌氧氨氧化菌具有较高的活性，且在脱氮过程中占主导地位。应当指出，目前的生物工艺设计主要基于氧化，即废水COD主要通过高能耗的生物氧化转化为生物质和二氧化碳。随后，将产生的污泥以极低的能量效率进行厌氧消化产生沼气。如上所述，今后城市污水回用的生物工艺的设计和操作应遵循从目前的生物氧化到直接厌氧COD捕获，并大量减少污泥生成的模式。在此意义上，厌氧氨氧化一体化工艺应进一步大规模示范，以实现能源自给型的废水回用。
图4 COD和氮在稳定的A-2B过程中的流动（Gu等人，2018）
4.3外加养分回收的厌氧MBR
鉴于传统污水处理厂的能源现状，厌氧膜生物反应器（AnMBR）在城市污水回用中得到了广泛的应用。与好氧膜生物反应器相比，AnMBR具有COD捕获效率高、污泥生成量少、不需要曝气二能耗极低、产生生物甲烷和富含营养物质（如N和P）的固体渗透物等能耗低等优点。从概念上讲，AnMBR与直接或间接的养分回收相结合可为城市污水再生提供简单、经济可行和技术可行的选择（图5）。例如，在AnMBR中，只要最低限度地利用可溶性氨和磷酸盐，就可以去除92%以上的COD和近100%的固体。许多技术考虑从AnMBR废水中回收养分，如吸附和形成鸟粪石。通过天然沸石吸附可以去除97%铵，天然沸石又可以用作随后沉淀磷酸盐的材料，即一石二鸟。据报道，合成的沸石能够同时去除60%的氨和90%的磷酸盐，AnMBR废水中的铵和磷酸盐也可通过形成鸟粪石：Mg2++NH4++PO43−+6H2O→NH4MgPO4·6H2O来回收，但工艺实施的关键取决于其在各种生产成本方面包括化学品，维护和能源以及鸟粪石作为农业用肥料的市场价值的经济可行性。
图5综合AnMBR养分回收工艺
与传统生物脱氮工艺不同，AnMBR去除COD后，渗透液中的铵可以在耦合好氧—缺氧亚硝酸盐分解操作（CANDO）过程中转化为N2O作为新能源，同时降低需氧量和生物量。到目前为止，70％的亚硝酸盐可以转化为N2O。应当指出，在这个过程中，以亚硝酸盐为底物，在缺氧条件下N2O作为代谢物积累。显然，可持续和稳定的硝化作用是促进N2O产生的先决条件。因此，目前该工艺仅限于易于实现的硝化作用。目前，几乎所有从城市废水中回收可溶性营养物的方法由于工艺复杂和明显缺乏市场和潜在的产品用户，可能不具有经济可行性和环境可持续性。这就是说，废水养分回收的主要困难是目前市场接受度低。关于是否有必要将所有废水回收到可饮用的水平一直存在着争论。在某些情况下，废水回收应该是由任务驱动的，在技术上和经济上比在所有用水中都更有效。对于供水需求不同的国家，水政策应该更加灵活，允许根据实际需要使用不同等级的水。在中国，灌溉用水总量在2013年达到3400亿吨。因此，对于AnMBR出水，应认真探索无病原菌、富含可溶性铵和磷酸盐的直接灌溉工艺。
5水资源工厂：向前迈进了一步
显然，废水不应该再被视为“废物”，而是一个充满水、能量和有用物质的水池（图6）。下一代城市污水生物回用工艺应从目前的简单去除理念转向水资源-动力的协同回收。到2030年，全球总需水量将达到6906 km3，而供水量只能满足平均需求的60%。此外，水源的分布具有高度的地理和季节依赖性。为应对日益严重的水资源短缺，必须对富水区地表水、地下水、再生废水、海水淡化等各种水源进行更加全面、有效的管理。一般来说，引水、抽取地下水和海水淡化需要更高的能量输入，这取决于距离、摩擦损失和海拔，例如在澳大利亚珀斯与引水有关的能量消耗为2.07~3.3 kWh/m3，而在美国加利福尼亚为2.0~2.6 kWh/m3。海水淡化的能耗在3.0~4.0 kWh/m3范围内。废水处理厂主要是一个能够生产不同用途的再生水，并进行不同后处理的水厂。例如，AnMBR污水可以考虑直接灌溉，可以节约大量的淡水。另一方面，通过深度处理(如反渗透)，城市污水可被净化成高品位纯水，其能耗远低于海水淡化所消耗的能量，因为其离子强度较低，例如新加坡新生水生产的平均能耗为0.95 kWh / m3，海水淡化为3.0~4.0 kWh / m3。今后，城市污水处理厂应以水的再利用和循环利用为目标，以水厂的形式设计和运行。
图6 污水处理厂：水，能源和资源工厂
目前WWTP的设计和运行在很大程度上基于氧化原理，因为废水中损失了大量的潜在能量，但是以大量的能量输入为代价来驱动有机和含氮化合物的生物氧化并产生温室气体（如二氧化碳）。例如，中国的城市废水在过去的十年里已经大幅度增长，到2012年已经达到421.6亿吨。假设处理1m3城市污水需要0.4 kWh电能，中国总能耗将达到16.86亿kWh。然而，城市废水确实充满能量，平均势能为16.2 kJ/g COD，相当于COD浓度为500mg/L时的2.25 kWh/m3。如图4所示，如果A阶段为厌氧过程，根据Gu研究表明，以废水中500mg/L的COD和甲烷化学能电能转化效率的35%为基础，甲烷气体产量总能约为0.51 kWh/m3。上述A-B工艺在实现能源自给的生物废水回用方面具有很大的潜力，并具有使废污泥的产生最小化和减少二氧化碳排放的额外优势。毫无疑问，将全球气候变化和技术发展一并考虑在内，使生物过程能源自给自足在当前和未来情景中具有重要意义。
除了能源之外，城市废水还富含营养，例如氮和磷。在人类时间尺度上，磷是不可再生资源，并且在未来50~400年中将耗竭，而约20%的磷消耗在人类排泄物，最终大部分城市污水中。城市废水中的磷浓度在6-15 mg P/L之间，平均为10.5mg P/L，而全球城市废水的产量已经达到330 km3/年。因此，城市污水中磷的排放总量估计为10.5 mg P/L×330 km3/年 ≈ 3.5×106 t/年。预计全球磷肥需求量约为9.9×106吨/年（粮农组织，2016），这意味着城市污水中可回收的磷可以满足全球35%的肥料需求。此外，磷矿开采被认为是能源和水的消费密集型开采，同时会对环境造成负面影响。在氮素方面，城市污水也富含氨，平均氨氮浓度为40 mg/L，截至2013年，全球城市污水中可利用的氨氮总量为1320万吨。然而，通过各种生物过程，如硝化-反硝化、厌氧氨氧化，氮气作为最终产物会损失大量的铵。最后，应当认识到，从稀释的城市废水中回收养分已经面临许多技术和经济挑战，这些挑战严重减缓或阻碍了在全球采用和实施这种做法。一种可能的解决方法是对尿液进行源分离，尿液是城市污水中氨和磷酸盐的主要来源，在不同的处理过程中都有报道称其具有良好的营养回收能力，例如，可从人尿中回收90%以上的磷酸盐。虽然尿液分离为直接回收养分提供了一种有前途的方法，但应仔细检查其对现有废水处理基础设施的干扰和影响。
6 结论
城市污水回用的生物工艺的模式转换，对于实现环境和经济可持续发展是绝对必要的。未来的解决方案是在生物氧化之前通过厌氧消化直接捕获有机物来产生能量，而与生物脱氮相关的能量消耗应最小化。以厌氧单元为先导的A-B工艺似乎是显著提高能量回收率、同时使废生物污泥的产量最小化的高度可行的选择。今后，城市污水中的水、能源和资源应以更加全面的方式处理，而不是仅仅用水。
致谢
对山西省奖学金委员会资助的研究项目表示感谢。
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阿三
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