CANON顆粒污泥高效脫氮及處理生活污水實(shí)驗(yàn)研究

李 冬，蘇慶嶺，梁瑜海，吳 青，張 杰，2

（1.水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（北京工業(yè)大學(xué)），100124北京；2.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（哈爾濱工業(yè)大學(xué)），150090哈爾濱）

CANON顆粒污泥高效脫氮及處理生活污水實(shí)驗(yàn)研究

李 冬1，蘇慶嶺1，梁瑜海1，吳 青1，張 杰1，2

（1.水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（北京工業(yè)大學(xué)），100124北京；2.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（哈爾濱工業(yè)大學(xué)），150090哈爾濱）

為研究全程自養(yǎng)脫氮（CANON）顆粒污泥高效脫氮及處理生活污水的可行性，應(yīng)用SBR反應(yīng)器，首先在高氨氮條件下，通過(guò)攪拌快速啟動(dòng)CANON顆粒污泥，然后通過(guò)提高污泥質(zhì)量濃度短時(shí)間內(nèi)快速提升脫氮效能，最后研究了該工藝在生活污水中應(yīng)用的可行性.結(jié)果表明：CANON顆粒污泥在40 d內(nèi)成功啟動(dòng)，126 d顆粒粒徑為760μm，負(fù)荷達(dá)1.01 kg／（m3·d），多糖與蛋白質(zhì)比值變化與粒徑增長(zhǎng)相關(guān)；通過(guò)外加顆粒污泥，77 d內(nèi)總氮去除負(fù)荷迅速提高到3.22 kg／（m3·d）；在處理生活污水實(shí)驗(yàn)中實(shí)現(xiàn)了氮素和有機(jī)物的同步去除，可以有效應(yīng)用于常溫生活污水脫氮.

全程自養(yǎng)脫氮；顆粒污泥；高效脫氮；生活污水；胞外聚合物；斷面上升氣速

全程自養(yǎng)脫氮工藝（completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON）［1］是近年發(fā)展起來(lái)的新型脫氮工藝.其原理是在單一反應(yīng)器內(nèi)，利用好氧氨氧化細(xì)菌（AOB）和厭氧氨氧化細(xì)菌（Anammox）的協(xié)同作用，將水中的NH4+-N直接轉(zhuǎn)變?yōu)镹2，該工藝不消耗有機(jī)碳源，且能節(jié)約42%的無(wú)機(jī)碳源和63%的曝氣能耗，被認(rèn)為是最具發(fā)展前景的脫氮工藝.

早期的CANON工藝主要通過(guò)活性污泥法和生物膜法［2-3］實(shí)現(xiàn)，但活性污泥法負(fù)荷低，生物膜法易堵塞且堵塞后脫氮效果急劇變差，限制了該工藝的進(jìn)一步發(fā)展.為解決該技術(shù)瓶頸，將顆粒污泥技術(shù)應(yīng)用于CANON工藝中［4-6］.顆粒污泥是大量微生物聚集形成的密實(shí)聚集體，具有沉降性能好、生物量濃度高、抗沖擊能力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)，理論上比絮狀污泥更有優(yōu)勢(shì).已有研究報(bào)道，采用連續(xù)流氣提反應(yīng)器培養(yǎng)CANON顆粒污泥能獲得較高的總氮去除負(fù)荷［4］，但運(yùn)行成本高；采用SBR法操作簡(jiǎn)單易成功，但總氮去除率和去除負(fù)荷普遍較低［5-6］，因此，若能采用SBR法培養(yǎng)出高脫氮效能的CANON顆粒污泥對(duì)該工藝的實(shí)際應(yīng)用有重要意義.此外，CANON工藝的研究大多是針對(duì)高氨氮或者高溫廢水進(jìn)行，國(guó)內(nèi)針對(duì)常溫城市生活污水的研究較少，為此，利用成熟CANON顆粒污泥處理城市生活污水值得探討.本實(shí)驗(yàn)研究了高氨氮下啟動(dòng)CANON顆粒污泥及獲得高脫氮效能的策略，以及利用成熟CANON顆粒污泥處理生活污水的可行性.

1 實(shí) 驗(yàn)

1.1 反應(yīng)器的搭建

實(shí)驗(yàn)采用有機(jī)玻璃圓柱形SBR反應(yīng)器（圖1）.高100 cm，內(nèi)徑9 cm，有效容積5.4 L，換水比50%.在反應(yīng)器壁的垂直方向設(shè)置一排間距為10 cm的取樣口，用以取樣和排水.反應(yīng)器頂端外加機(jī)械攪拌設(shè)備，攪拌槳桿長(zhǎng)70 cm，自槳桿底端每隔30 cm有一直徑6 cm的四瓣斜角45°槳葉［7］，底部安裝直徑為7 cm的曝氣環(huán)進(jìn)行微孔曝氣，由氣泵及氣體流量計(jì)控制曝氣強(qiáng)度.反應(yīng)器外部設(shè)有水浴套筒，用以控制反應(yīng)溫度.進(jìn)水、曝氣、排水、攪拌采用時(shí)序控制器控制，pH、DO、溫度采用在線監(jiān)測(cè).

1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水

接種污泥采用高溫高氨氮配水穩(wěn)定運(yùn)行的CANON生物濾柱反沖洗出的絮狀污泥，MLSS為 5 852 mg／L，初始粒徑為198μm，接種體積5 L.實(shí)驗(yàn)前期采用人工配水（NH4+-N質(zhì)量濃度為400 mg／L左右），后期處理某大學(xué)生活區(qū)污水.人工配水以（NH4）2SO4和NaHCO3為主要基質(zhì)，并添加少量KH2PO4（0.068 g／L）、MgSO4·H2O（0.15 g／L）、CaCl2（0.068 g／L）及微量元素（1 mL／L）.實(shí)驗(yàn)共進(jìn)行267 d，包括CANON顆粒污泥的啟動(dòng)及穩(wěn)定運(yùn)行、CANON顆粒污泥的高效運(yùn)行和處理生活污水3個(gè)階段.實(shí)驗(yàn)期間進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)及反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)見(jiàn)表1.

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

采用間歇運(yùn)行方式，包括進(jìn)水階段（2 min）、反應(yīng)階段（反應(yīng)時(shí)間隨斷面上升氣速變化，根據(jù)周期實(shí)驗(yàn)結(jié)果確定）、沉淀階段（5 min）、排水階段（2 min）.機(jī)械攪拌轉(zhuǎn)速為200 r／min.實(shí)驗(yàn)時(shí)首先在保證CANON工藝穩(wěn)定運(yùn)行前提下快速啟動(dòng)顆粒污泥，此后不斷提高斷面上升氣速，獲得高的總氮去除率和總氮去除負(fù)荷；然后通過(guò)外加CANON顆粒污泥的方法，短時(shí)間內(nèi)快速提高總氮去除負(fù)荷，外加污泥的性狀如表2所示；最后引入生活污水，調(diào)節(jié)斷面上升氣速，研究對(duì)氮素和有機(jī)物的同步去除.

1.4 分析項(xiàng)目與方法

NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO2--N： N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；NO3--N：紫外分光光度法；COD：5B-3B型 COD測(cè)定儀；堿度：ZDJ-2D電位滴定儀［14］；粒徑：Mastersize2000型激光粒度儀；MLSS、MLVSS：重量法［16］；胞外聚合物（EPS）中多糖和蛋白質(zhì)：苯酚-硫酸法和 Bradford法［8-10］；DO、pH、t：多電極測(cè)定儀［4］.

粒徑測(cè)量方法：將反應(yīng)器內(nèi)泥水混合均勻，取100～200 mL備用.將激光粒度儀開(kāi)機(jī)預(yù)熱15～30 min，之后在進(jìn)樣燒杯內(nèi)加適量蒸餾水將進(jìn)樣管路系統(tǒng)清洗兩次，接著在進(jìn)樣燒杯內(nèi)加入適量蒸餾水，水量以淹沒(méi)進(jìn)樣口為宜，調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)速為1 500 r／min.同時(shí)打開(kāi)測(cè)試軟件，進(jìn)行對(duì)光和空白背景值校正，然后將先前取出的污泥混合液搖勻倒入燒杯至遮光度為10%～20%為宜，單擊“開(kāi)始”進(jìn)行粒徑測(cè)量.為保證測(cè)量準(zhǔn)確，對(duì)每個(gè)樣品測(cè)3組平行樣.

為了最大限度地提取細(xì)胞表面的EPS，且對(duì)細(xì)胞不破壞或破壞程度最小，EPS的提取采用了高速離心-超聲波-熱提取的物理聯(lián)合法.首先取泥水混合樣品于10 mL離心管中，室溫下用離心機(jī)以5 000 r／min離心15 min，倒掉上清液，加入適量磷酸鹽緩沖溶液，將污泥稀釋至原體積，之后將污泥搖散后超聲處理3 min，接著80℃水浴30 min（每隔10 min搖勻一次），最后用離心機(jī)5 000 r／min離心15 min，取上清液測(cè)定多糖、蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)，剩余污泥測(cè)定MLSS.

總氮去除負(fù)荷、總氮去除率、總氮去除污泥負(fù)荷、好氧氨氧化速率（RAO）、厭氧氨氧化速率（RAN）計(jì)算方法［11］如下：

式中：ρ進(jìn)水（NH4+-N）、ρ進(jìn)水（NO2--N）、ρ進(jìn)水（NO3--N）分別表示進(jìn)水氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮質(zhì)量濃度；ρ出水（NH4+-N）、ρ出水（NO2--N）、ρ出水（NO3--N）分別表示出水氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮質(zhì)量濃度，mg／L；tHR為水力停留時(shí)間，h；ρMLSS為固體懸浮物質(zhì)量濃度，g／L；Q氣為曝氣量，cm3／s；S為反應(yīng)器橫截面積，cm2.

2 結(jié)果與討論

2.1 CANON污泥的顆?；暗厝コ兓?/p>

接種污泥為絮狀污泥時(shí)，Anammox菌不能像在生物膜系統(tǒng)中受到外部AOB菌的保護(hù)［12］，溶解氧濃度是影響CANON工藝穩(wěn)定的關(guān)鍵.實(shí)驗(yàn)初期，為了維持CANON工藝的穩(wěn)定運(yùn)行，控制低 DO質(zhì)量濃度（0.25 mg／L）［13］，此時(shí)斷面上升氣速為0.018 cm／s.本階段控制進(jìn)水氨氮為 400 mg／L左右，堿度為1 700 mg／L左右，pH不控制.控制較短沉淀時(shí)間能篩選沉淀性能好的污泥，促使顆粒初步形成.

2.1.1 顆粒粒徑變化及氮去除效果

相比于其他好氧顆粒污泥，本實(shí)驗(yàn)由于上升氣流很小，機(jī)械攪拌提供污泥顆?；闹饕羟辛?，上升氣流可以提供部分剪切力，并能提供AOB所必需的溶解氧，斷面上升氣速的增加 （0.018～0.092 cm／s）是提高反應(yīng)器總氮去除負(fù)荷的關(guān)鍵.CANON顆粒污泥的啟動(dòng)及穩(wěn)定運(yùn)行階段粒徑變化及氮素去除情況如圖2所示.

如圖2（a）所示，顆粒粒徑在前6 d有輕微的減小，至第19天恢復(fù)至接種時(shí)的水平，這是反應(yīng)器形式改變顆粒破碎再生長(zhǎng)的直觀反應(yīng)，此后粒徑持續(xù)增長(zhǎng)，至第40天顆粒粒徑達(dá)400μm，CANON顆粒污泥成功啟動(dòng)［14］.第80天時(shí)達(dá)最大值891μm，此后粒徑逐漸減少，90 d后穩(wěn)定在760μm的平均水平.Verawaty等［15］在污泥顆?；芯恐幸舶l(fā)現(xiàn)，顆粒粒徑會(huì)隨著培養(yǎng)時(shí)間改變，最后在“臨界粒徑”附近波動(dòng).隨著實(shí)驗(yàn)進(jìn)行，通過(guò)不斷提高斷面上升氣速，CANON顆粒污泥反應(yīng)器總氮去除負(fù)荷由0.25 kg／（m3·d）上升到1.01 kg／（m3·d）（圖2（b）），獲得較高的階段運(yùn)行總氮去除率（80.39%）.

結(jié)合前人研究推測(cè)，在水力剪切力刺激下，顆粒分泌更多胞外聚合物，有利于顆?？焖偕L(zhǎng).CANON反應(yīng)器總氮去除負(fù)荷的變化主要由污泥量及其中的AOB和Anammox菌的活性決定.

2.1.2 粒徑增長(zhǎng)及脫氮能力影響因素

關(guān)于污泥顆?；壳皩W(xué)術(shù)界較認(rèn)同的是EPS假說(shuō)，該假說(shuō)認(rèn)為EPS中蛋白質(zhì)（PN）和多糖（PS）占主要成分，兩者質(zhì)量分?jǐn)?shù)的多少與顆粒粒徑及形態(tài)變化有直接關(guān)系［16］.

由圖3（a）可以看出，PS和PN總的質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)先增加（第1～19天）后減少（第20～82天）再增加最后趨于穩(wěn)定（第83～126天）的不規(guī)則變化趨勢(shì)，難以準(zhǔn)確分析與粒徑變化的關(guān)系.但分析PS與PN比與粒徑增長(zhǎng)速率時(shí)發(fā)現(xiàn)，在第82天前粒徑快速增長(zhǎng)時(shí)，粒徑增長(zhǎng)速率隨著PS與PN比的減小而增大，二者存在較好的線性負(fù)相關(guān)關(guān)系（圖3（b））.此后，隨著顆粒粒徑減?。▓D2（a）），PS與PN比增大，當(dāng)粒徑穩(wěn)定在760μm左右時(shí)，PS與PN比在6.0左右波動(dòng).這主要是由于PS和PN對(duì)好氧顆粒形成的影響作用不同，PS主要起架橋作用，而PN主要影響顆粒相對(duì)疏水性和表面電荷［16-17］，在顆粒形成期PN相對(duì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加使得相對(duì)疏水性增加，降低細(xì)胞表面自由能，細(xì)菌之間的黏附性能也隨之增加［18］.當(dāng)顆粒形成之后，PS與PN比相對(duì)穩(wěn)定，顆粒粒徑不再增長(zhǎng).細(xì)胞分泌的PS和PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)受氮負(fù)荷、水流和氣流的剪切力、微生物種群等因素的影響，這些因素均會(huì)影響顆粒形成和增長(zhǎng)，但是由于實(shí)驗(yàn)中HRT、斷面上升氣速等因素隨時(shí)間變化，引起負(fù)荷、水流和氣流的剪切力、微生物種群等因素也隨時(shí)間變化，無(wú)法分析具體是哪種因素影響粒徑增長(zhǎng)，所以，選擇這些因素共同影響的多糖和蛋白質(zhì)的比值作為表征影響粒徑增長(zhǎng)的因素.由此可見(jiàn)，在顆粒形成期，粒徑增長(zhǎng)與EPS中蛋白質(zhì)相對(duì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加有關(guān)，當(dāng)顆粒粒徑穩(wěn)定后，多糖與蛋白質(zhì)比值也在相對(duì)穩(wěn)定范圍內(nèi)波動(dòng).

對(duì)于脫氮效果變化，由圖3（c）可知，雖然在第1～34天污泥質(zhì)量濃度由5.85 mg／L降到1.27 mg／L，反應(yīng)器總氮去除污泥負(fù)荷卻由0.04 kg／（kg·d）逐漸提高到0.20 kg／（kg·d），可見(jiàn)在該階段隨著顆粒的形成污泥活性大幅度提高，抵消了由于污泥流失對(duì)總氮去除負(fù)荷的負(fù)面影響；從第35天開(kāi)始污泥流失變少，在已形成顆粒基礎(chǔ)上污泥質(zhì)量濃度開(kāi)始緩慢升高，進(jìn)一步提高了總氮去除負(fù)荷.Sliekers等［19］在研究中發(fā)現(xiàn)氧傳質(zhì)效率是影響CANON工藝脫氮效果的關(guān)鍵，系統(tǒng)脫氮效能隨耐受的溶解氧質(zhì)量濃度升高而提高.實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)溶解氧（DO）質(zhì)量濃度由初始的 0.25 mg／L上升到該階段結(jié)束時(shí)的0.87 mg／L，但體系并未出現(xiàn)過(guò)多 NO2--N積累（＜40 mg／L），ΔTN與 ΔNO3--N比也能維持在CANON正常反應(yīng)值8.0上下，比在絮狀CANON反應(yīng)器中所得的最適DO質(zhì)量濃度0.4 mg／L要高出許多［20］.說(shuō)明較高的溶解氧耐受能力能確保AOB和Anammox菌均能發(fā)揮較強(qiáng)的生物活性，有利于提高反應(yīng)器總氮去除負(fù)荷.由圖3（d）可知，隨著斷面上升氣速的提高，總氮去除污泥負(fù)荷不斷升高，兩者存在良好的線性正相關(guān)關(guān)系，由此可見(jiàn)，在一定范圍內(nèi)通過(guò)提高斷面上升氣速增大供氧量能有效提高總氮去除負(fù)荷.

但是，實(shí)驗(yàn)最后階段（第109～126天）運(yùn)行結(jié)果顯示，在斷面上升氣速為0.092 cm／s時(shí)，總氮去除率為77.92%，相較于第109天以前斷面上升氣速低于0.079 cm／s時(shí)80.91%的總氮去除率有所下降，這主要是由于NO2--N積累達(dá)30～40 mg／L，通過(guò)20余天穩(wěn)定仍難以好轉(zhuǎn)，說(shuō)明通過(guò)提高斷面上升氣速增加供氧量的手段不能進(jìn)一步提高總氮去除負(fù)荷和總氮去除率，欲取得好的脫氮效果必須通過(guò)其他方式.

2.2 CANON顆粒污泥的高效運(yùn)行及影響因素

為獲得較好的脫氮效果，第127天向反應(yīng)器內(nèi)添加24.92 g成熟CANON顆粒污泥，添加的成熟顆粒污泥培養(yǎng)環(huán)境及性狀如表2所示.

2.2.1 CANON顆粒污泥高效脫氮

由于污泥量的增多，第127天斷面上升氣速升高為0.16 cm／s，此時(shí)出水NO2--N質(zhì)量濃度低于5 mg／L，說(shuō)明Anammox菌未受抑制.后續(xù)逐步增加斷面上升氣速，縮短反應(yīng)時(shí)間，提高系統(tǒng)脫氮效果.脫氮效果隨斷面上升氣速的變化如圖4所示.

本階段顆粒粒徑首先從第127天的705.40μm下降到第132天的642.41μm，此后粒徑上升并穩(wěn)定在723μm左右.濁度雖不能直接表示水中各種懸浮物、微生物的質(zhì)量濃度，但與其存在的數(shù)量相關(guān)［21］，所以，通過(guò)測(cè)量出水濁度表征排出反應(yīng)器的污泥量變化.從出水濁度可以看出，在CANON顆粒污泥穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)，出水濁度在5.0 NTU上下波動(dòng)，第127天以后出水濁度明顯上升，至第130天達(dá)到峰值21.1 NTU，此后逐步下降.這是由于培養(yǎng)外加CANON顆粒污泥的SBR反應(yīng)器與本實(shí)驗(yàn)反應(yīng)器不同（高徑比為11.1，攪拌轉(zhuǎn)速為100 r／min），增加攪拌轉(zhuǎn)速使顆粒污泥部分破碎流出反應(yīng)器，而后再生長(zhǎng)至穩(wěn)定.由于顆粒粒徑在較小范圍內(nèi)變化，顆粒表面PS與PN比始終在5.63±0.91范圍內(nèi)波動(dòng)，這與2.1中所得結(jié)論基本一致，CANON顆粒污泥高效運(yùn)行階段粒徑能保持基本穩(wěn)定.

添加CANON顆粒污泥后，為不破壞顆粒污泥系統(tǒng)穩(wěn)定性，通過(guò)周期實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，第127天斷面上升氣速為0.16 cm／s時(shí)，Anammox菌未受抑制，此時(shí)反應(yīng)器總氮去除率和總氮去除負(fù)荷分別達(dá)84.09%和1.87 kg／（m3·d）（圖4）.后續(xù)實(shí)驗(yàn)在保證總氮去除率的前提下，通過(guò)不斷增加斷面上升氣速的方法提高總氮去除負(fù)荷，當(dāng)斷面上升氣速提高到0.34 cm／s時(shí)，平均總氮去除負(fù)荷為3.22 kg／（m3·d），此時(shí)總氮去除率仍能達(dá)到較高水平（78.02%）.

2.2.2 CANON顆粒污泥高效脫氮影響因素

由圖5（a）可以看出，開(kāi)始階段由于污泥破碎少量流失導(dǎo)致污泥質(zhì)量濃度下降，同時(shí)，由于外加顆粒污泥對(duì)新環(huán)境存在適應(yīng)過(guò)程，總氮去除污泥負(fù)荷大幅度下降，這是第127～133天總氮去除負(fù)荷持續(xù)下降的原因；隨后污泥質(zhì)量濃度持續(xù)上升，同時(shí)外加污泥適應(yīng)新環(huán)境，總氮去除污泥負(fù)荷不斷升高，兩方面原因使得總氮去除負(fù)荷不斷上升（圖 4），最終達(dá)到3.22 kg／（m3·d）的高水平.對(duì)比2.1中結(jié)果可以看出，兩階段最終總氮去除污泥負(fù)荷基本相等，說(shuō)明在實(shí)驗(yàn)條件不變時(shí)，影響穩(wěn)定期總氮去除負(fù)荷的關(guān)鍵因素是污泥質(zhì)量濃度.本實(shí)驗(yàn)所達(dá)到的總氮去除負(fù)荷與普通活性污泥法及已報(bào)道的相關(guān)CANON顆粒污泥工藝［4-6，22］相比有較大優(yōu)勢(shì)，甚至要高于 partial nitritation-anammox聯(lián)合工藝［23］，最終能達(dá)到較高的總氮去除污泥負(fù)荷且能維持較高的污泥質(zhì)量濃度是取得相對(duì)較高的總氮去除負(fù)荷的關(guān)鍵.

CANON工藝是AOB和Anammox菌有機(jī)組合的整體，AOB和Anammox菌消耗氮素速率可用RAO和RAN表示.由表3可知，第204天的RAO、RAN與第105天的基本相等，而RAO要小于第126天，在本實(shí)驗(yàn)2.1中發(fā)現(xiàn)以第105天為代表的斷面上升氣速條件下，出水NO2--N質(zhì)量濃度約為20 mg／L，這與2.2結(jié)束時(shí)出水NO2--N質(zhì)量濃度基本一致，而以第126天為代表的斷面上升氣速條件下，由于RAO高而RAN無(wú)法繼續(xù)提高導(dǎo)致出水NO2--N質(zhì)量濃度達(dá)30～40 mg／L，說(shuō)明本實(shí)驗(yàn)2.2階段最終斷面上升氣速（0.34 cm／s）是保證總氮去除率和去除負(fù)荷較好的條件，如果繼續(xù)提高斷面上升氣速可能會(huì)使出水NO2--N質(zhì)量濃度升高，造成總氮去除率下降.與實(shí)驗(yàn)2.1進(jìn)行對(duì)比發(fā)現(xiàn)，斷面上升氣速與總氮去除污泥負(fù)荷相關(guān)性變差（見(jiàn)圖5（b）），這主要是因?yàn)椴煌?.1中污泥由活性較差的絮狀污泥逐步變?yōu)榛钚暂^好的顆粒污泥，2.2中外加顆粒污泥在適應(yīng)期活性變差，導(dǎo)致總氮去除污泥負(fù)荷先明顯下降又逐步升高.

如上文所述，CANON工藝在高氨氮領(lǐng)域的研究較為成熟，在處理常溫低氨氮復(fù)雜水質(zhì)時(shí)，由于水質(zhì)條件變化，容易出現(xiàn)NOB菌大量繁殖，反應(yīng)器脫氮效果急劇變差的情況，如果能將CANON顆粒污泥應(yīng)用于生活污水的處理并取得穩(wěn)定的脫氮效果，將對(duì) CANON工藝的工程性應(yīng)用產(chǎn)生積極影響.

2.3 CANON顆粒污泥處理生活污水及脫氮路徑分析

從第205天起將CANON顆粒污泥用于處理城市生活污水，考慮到生活污水水質(zhì)復(fù)雜，實(shí)驗(yàn)前10 d采用與生活污水相同氨氮和堿度配水稀釋的生活污水作為反應(yīng)器進(jìn)水過(guò)渡，215 d以后進(jìn)水全部采用生活污水.

2.3.1 生活污水污染物去除效果

由圖6（a）可知，隨著實(shí)驗(yàn)進(jìn)行，顆粒污泥粒徑總體呈現(xiàn)緩慢上升的趨勢(shì)，但變化幅度不大，這是由于生活污水中有有機(jī)物（COD），隨著實(shí)驗(yàn)進(jìn)行降解COD的異養(yǎng)菌以及進(jìn)行反硝化的反硝化菌會(huì)大量增殖，另外生活污水中大量的懸浮物也會(huì)吸附于顆粒表面使粒徑變大.但在本實(shí)驗(yàn)高轉(zhuǎn)速攪拌的剪切作用下，粒徑不會(huì)出現(xiàn)大幅度增長(zhǎng)，會(huì)在相對(duì)穩(wěn)定的粒徑范圍內(nèi)波動(dòng).EPS測(cè)定結(jié)果表明，PS與PN比總體隨粒徑增大逐漸減小，變化范圍為6.25～4.66，這與前文研究結(jié)果基本相同，說(shuō)明雖然菌群結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，但PS與PN比依然與粒徑變化有關(guān)系.

以第二階段結(jié)束時(shí)的斷面上升氣速為初始值，此時(shí)反應(yīng)器出水NO2--N質(zhì)量濃度僅為4.45 mg／L，但僅穩(wěn)定1 d后，出水NO2--N質(zhì)量濃度開(kāi)始升高，至第214天出水NO2--N質(zhì)量濃度達(dá)12.67 mg／L.在第215天進(jìn)水變?yōu)樯钗鬯螅鏊甆O2--N質(zhì)量濃度仍達(dá)10 mg／L以上，造成該階段總氮去除率較低.原因是進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度僅為40 mg／L左右，高斷面上升氣速時(shí)，水中氨氮來(lái)不及擴(kuò)散進(jìn)顆粒內(nèi)部的厭氧氨氧化區(qū)即大部分被氧化為NO2--N，導(dǎo)致Anammox菌所能利用的氨氮減少，出水NO2--N質(zhì)量濃度較高.為使出水總氮達(dá)標(biāo)，第219天將斷面上升氣速減小為0.13 cm／s，此時(shí)出水亞硝酸鹽氮降至1.49 mg／L，此后每個(gè)斷面上升氣速穩(wěn)定數(shù)天后再提高.隨著異養(yǎng)好氧菌增多，AOB接觸的氧氣變少，出水NO2--N質(zhì)量濃度低，保證出水總氮小于15 mg／L，總氮去除負(fù)荷最終穩(wěn)定在1.1 kg／（m3·d）以上（圖6（b））.COD去除方面，前2 d由于吸附作用COD有部分去除，此后隨著降解有機(jī)物的好氧菌增殖，COD去除率升高，出水COD降低，后期出水COD始終維持在50 mg／L以下，去除率最終穩(wěn)定在60%左右（圖6（c））.

2.3.2 CANON顆粒污泥脫氮路徑分析

由于顆粒污泥獨(dú)特的內(nèi)部厭氧結(jié)構(gòu)，當(dāng)以含有有機(jī)物的生活污水為進(jìn)水時(shí)，氮素去除途徑除了亞硝化、厭氧氨氧化外，還有可能包括反硝化.同步亞硝化-厭氧氨氧化-反硝化（SNAD）系統(tǒng)氮素去除計(jì)算模型假設(shè)［24］如下：亞硝化過(guò)程氧化的NH4+-N全部轉(zhuǎn)化為 NO2--N；厭氧氨氧化過(guò)程消耗的ρ（NH4+-N）∶ρ（NO2--N）=1∶1.32，同時(shí)每消耗1 mg／L NH4+-N生成0.26 mg／L NO3--N，生成的NO3--N可用于反硝化；反硝化過(guò)程每消耗1 mg／L NO3--N需要消耗2.86 mg／L的COD.按該模型計(jì)算，不同階段亞硝化-厭氧氨氧化過(guò)程及反硝化過(guò)程總氮去除率如表4所示.

由于前期配水均未添加有機(jī)物，反硝化菌較少.由表4可知，實(shí)驗(yàn)初期（第205～214天），通過(guò)反硝化途徑貢獻(xiàn)的總氮去除率僅為 1.90%；第 219～225天，由于反應(yīng)時(shí)間較長(zhǎng)及反硝化菌增多，總體總氮去除率上升，反硝化貢獻(xiàn)的總氮去除率上升到3.37%；實(shí)驗(yàn)后期（第234～267天），反硝化貢獻(xiàn)的總氮去除率為4.5%～7.5%.反硝化對(duì)總氮去除的貢獻(xiàn)使得出水總氮質(zhì)量濃度更容易達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).經(jīng)計(jì)算，用于反硝化消耗的COD要遠(yuǎn)小于總COD去除量，說(shuō)明反應(yīng)器中出現(xiàn)了消耗COD的異養(yǎng)菌.

由于剪切作用，CANON顆粒污泥粒徑不會(huì)出現(xiàn)大幅度增長(zhǎng)，但由于異養(yǎng)菌及懸浮物的存在，污泥質(zhì)量濃度會(huì)持續(xù)增長(zhǎng).由于降解有機(jī)物過(guò)程會(huì)消耗部分溶解氧，導(dǎo)致直接用于脫氮的溶解氧減少，總氮污泥負(fù)荷較本實(shí)驗(yàn)前兩個(gè)階段在相同斷面上升氣速條件下大幅度降低（圖7）.

3 結(jié) 論

1）機(jī)械攪拌能促使CANON顆粒污泥快速啟動(dòng)及穩(wěn)定.顆粒形成期，粒徑增長(zhǎng)與EPS中蛋白質(zhì)相對(duì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加有關(guān).當(dāng)顆粒粒徑穩(wěn)定后，多糖與蛋白質(zhì)比值也在相對(duì)穩(wěn)定范圍內(nèi)波動(dòng)；穩(wěn)定期污泥質(zhì)量濃度一定時(shí)，保證總氮去除率時(shí)總氮去除負(fù)荷會(huì)趨于穩(wěn)定.

2）通過(guò)外加顆粒污泥能在保證總氮去除率的前提下短時(shí)間內(nèi)快速提高反應(yīng)器總氮去除負(fù)荷，最終能獲得較高的總氮去除率（78.02%）和總氮去除負(fù)荷3.22 kg／（m3·d），在自養(yǎng)脫氮領(lǐng)域頗具優(yōu)勢(shì).

3）低濃度有機(jī)物短期不會(huì)對(duì)粒徑變化和Anammox菌活性產(chǎn)生較大影響，PS與PN比與粒徑變化相關(guān)；處理低氨氮生活污水，反硝化能貢獻(xiàn)部分總氮去除，最終能獲得出水總氮質(zhì)量濃度低于15 mg／L、COD低于50 mg／L的可回用污水，平均總氮去除負(fù)荷可達(dá)1.14 kg／（m3·d）.

［1］THIRD K A，SLIEKERS A O，KUENEN J G，et al.The CANON system （completely autotrophic nitrogen removal over nitrite）under ammonium limitation：interaction and competition between three groups of bacteria［J］.Syst Appl Microbiol，2001，24（4）：588-596.

［2］QIAO S，NISHIYAMA T，F(xiàn)UJII T，et al.Rapid startup and high rate nitrogen removal from anaerobic sludge digester liquor using a SNAP process［J］.Biodegradation，2012，23（1）：157-164.

［3］CHO S，F(xiàn)UJII N，LEE T， et al.Development of a simultaneous partial nitrification and anaerobic ammonia oxidation process in a single reactor［J］.Bioresour Technol，2011，102（2）：652-659.

［4］WANG L，ZHEN P，CHEN T T，et al.Performance of autotrophic nitrogen removal in the granular sludge bed reactor［J］.Bioresour Technol，2012，123：78-85.

［5］LI X M，XIAO Y，LIAO D X，et al.Granulation of simultaneous partial nitrification and Anammox biomass in one single SBR system［J］.Appl Biochemistry and Biotechnology，2011，163（8）：1053-1065.

［6］JOSE V P，ANUSKA M C，JOSE L C，et al.Microbial community distribution and activity dynamics of granular biomass in a CANON reactor［J］.Water Research，2010，44（15）：4359-4370.

［7］MICHELAN R，ZIMMER T R，RODRIGUES J A D，et al.Effect of impeller type and mechanical agitation on the mass transfer and power consumption aspects of ASBR operation treating synthetic wastewater［J］.Journal of Environmental Management，2009，90（3）：1357-1364.

［8］ZHANG B，SUN B S，JIN M，et al.Extraction and analysis of extracellular polymeric substances in membrane fouling in submerged MBR［J］.Desalination，2008，227（1／2／3）：286-294.

［9］NUR C，GUYEN O.Extracellular polysaccharides produced by cooling water tower biofilm bacteria and their possible degradation［J］.Biofouling，2008，24（2）：129-135.

［10］嚴(yán)杰能，許燕濱，段曉軍，等.胞外聚合物的提取與特性分析研究進(jìn)展［J］.科技導(dǎo)報(bào)，2009，27（20）：106-110.

［11］JOSE V P，F(xiàn)ERNADEZ I，F(xiàn)IGUEROA M，et al.Applications of Anammox based processes to treat anaerobic digester supernatant at room temperature［J］.Bioresource Technology，2009，100（12）：2988-2994.

［12］HAO X D，HEIJNEN J J，VAN LOOSDRECHT M C M.Sensitivity analysis of a biofilm modeldescribing a one-stage completely autotrophic nitrogen removal（CANON）process［J］.Biotechnology and Bioengineering，2002，77（3）：266-277.

［13］STROU M，VANGERVEN E，KUENEN J G，et al.Effects of aerobic and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing（Anammox）sludge［J］.Applied and Environmental Microbiology，1997，63（6）：2446-2448.

［14］楊麟.好氧顆粒污泥快速培養(yǎng)及其去除生物營(yíng)養(yǎng)物特性的研究［D］.長(zhǎng)沙：湖南大學(xué)，2008.

［15］VERAVATY M，STEPHAN T，MAITE P，et al.Breakage and growth towards a stable aerobic granule size during the treatment of wastewater［J］.Water Research，2013，47（14）：5338-5349.

［16］吳昌永，王然登，彭永臻.污水處理顆粒污泥技術(shù)原理與應(yīng)用［M］.北京：中國(guó)建筑工業(yè)出版社，2011.

［17］劉麗，任婷婷，徐得潛，等.高強(qiáng)度好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及特性研究［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2008，28（4）：360-364.

［18］SANI S L，SANIN F D，BRYERS J D.Effect of starvation on the adhesive properties of xenobiotic degrading bacteria［J］.Process Biochemistry，2003，38（6）：909-914.

［19］SLIEKERS A O，THIRD K A，ABMA W，et al.CANON and Anammox in a gas-lift reactor［J］.Fems Microbiology Letters，218（2）：339-344.

［20］李冬，崔少明，梁瑜海，等.一種序批式全程自養(yǎng)脫氮工藝運(yùn)行方法：中國(guó)，CN103172170A［P］.2013-06-26.

［21］岳舜琳.水的濁度問(wèn)題［J］.中國(guó)給水排水，1995，11（4）：33-35.

［22］張肖靜，李冬，梁瑜海，等.MBR-CANON工藝處理生活污水的快速啟動(dòng)及群落變化［J］.哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2014，46（4）：25-30.

［23］QIAO S，YAMAMOTO T，MISAKA M，et al.High-rate nitrogen removal from livestock manure digester liquor by combined partial nitritation-anammox process ［J］.Biodegradation，2010，21（1）：11-20.

［24］LAN C J，MATHAVA K，WANG C C，et al.Development of simultaneous partial nitrification，anammox and denitrification（SNAD） process in a sequential batch reactor［J］.Bioresource Technology， 2011， 102（9）：5514-5519.

（編輯 劉 彤）

Efficient nitrogen removal from domestic wastewater by CANON granular sludge

LI Dong1，SU Qingling1，LIANG Yuhai1，WU Qing1，ZHANG Jie1，2

（1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering（Beijing University of Technology），100124 Beijing，China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment（Harbin Institute of Technology），150090 Harbin，China）

The feasibility of CANON granular sludge for efficient nitrogen removal from domestic wastewater was investigated in SBR.Firstly，CANON granular sludge was started by stirring under high ammonia concentration conditions，then granular sludge was increasingly added to improve the performance of nitrogen removal.Finally，the feasibility for domestic wastewater treating was investigated.The results show that CANON granular sludge could startup within 40 days，the size of granular sludge reached 760μm and the total nitrogen removal rate reached 1.01 kg／（m3·d）within 126 days.A linear relationship between the ratio of polysaccharide and protein and the particle size growth was found.The totalnitrogen removal rate increased rapidly to 3.22 kg／（m3·d）within 77 days by adding granular sludge.Simultaneous removal of nitrogen and COD proved that the CANON granular sludge could be applied as an efficient approach for treating domestic wastewater.

CANON；granular sludge；efficientnitrogen removal；domestic wastewater；EPS；section rising gas velocity

X703.1

A

0367-6234（2015）08-0079-08

10.11918／j.issn.0367-6234.2015.08.016

2014-07-20.

國(guó)家自然科學(xué)基金（51222807）；國(guó)家科技重大專項(xiàng)-水專項(xiàng)（2012ZX07202-005）；北京市長(zhǎng)城學(xué)者支持計(jì)劃項(xiàng)目.

李 冬（1976—），女，教授，博士生導(dǎo)師；張 杰（1938—），男，博士生導(dǎo)師，中國(guó)工程院院士.

李 冬，lidong2006＠bjut.edu.cn.