CANON顆粒污泥高效脫氮及處理生活污水實驗研究

李 冬，蘇慶嶺，梁瑜海，吳 青，張 杰，2

（1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室（北京工業大學），100124北京；2.城市水資源與水環境國家重點實驗室（哈爾濱工業大學），150090哈爾濱）

CANON顆粒污泥高效脫氮及處理生活污水實驗研究

李 冬1，蘇慶嶺1，梁瑜海1，吳 青1，張 杰1，2

（1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室（北京工業大學），100124北京；2.城市水資源與水環境國家重點實驗室（哈爾濱工業大學），150090哈爾濱）

為研究全程自養脫氮（CANON）顆粒污泥高效脫氮及處理生活污水的可行性，應用SBR反應器，首先在高氨氮條件下，通過攪拌快速啟動CANON顆粒污泥，然后通過提高污泥質量濃度短時間內快速提升脫氮效能，最后研究了該工藝在生活污水中應用的可行性.結果表明：CANON顆粒污泥在40 d內成功啟動，126 d顆粒粒徑為760μm，負荷達1.01 kg／（m3·d），多糖與蛋白質比值變化與粒徑增長相關；通過外加顆粒污泥，77 d內總氮去除負荷迅速提高到3.22 kg／（m3·d）；在處理生活污水實驗中實現了氮素和有機物的同步去除，可以有效應用于常溫生活污水脫氮.

全程自養脫氮；顆粒污泥；高效脫氮；生活污水；胞外聚合物；斷面上升氣速

全程自養脫氮工藝（completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON）［1］是近年發展起來的新型脫氮工藝.其原理是在單一反應器內，利用好氧氨氧化細菌（AOB）和厭氧氨氧化細菌（Anammox）的協同作用，將水中的NH4+-N直接轉變為N2，該工藝不消耗有機碳源，且能節約42%的無機碳源和63%的曝氣能耗，被認為是最具發展前景的脫氮工藝.

早期的CANON工藝主要通過活性污泥法和生物膜法［2-3］實現，但活性污泥法負荷低，生物膜法易堵塞且堵塞后脫氮效果急劇變差，限制了該工藝的進一步發展.為解決該技術瓶頸，將顆粒污泥技術應用于CANON工藝中［4-6］.顆粒污泥是大量微生物聚集形成的密實聚集體，具有沉降性能好、生物量濃度高、抗沖擊能力強等優點，理論上比絮狀污泥更有優勢.已有研究報道，采用連續流氣提反應器培養CANON顆粒污泥能獲得較高的總氮去除負荷［4］，但運行成本高；采用SBR法操作簡單易成功，但總氮去除率和去除負荷普遍較低［5-6］，因此，若能采用SBR法培養出高脫氮效能的CANON顆粒污泥對該工藝的實際應用有重要意義.此外，CANON工藝的研究大多是針對高氨氮或者高溫廢水進行，國內針對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.本實驗研究了高氨氮下啟動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 驗

1.1 反應器的搭建

實驗采用有機玻璃圓柱形SBR反應器（圖1）.高100 cm，內徑9 cm，有效容積5.4 L，換水比50%.在反應器壁的垂直方向設置一排間距為10 cm的取樣口，用以取樣和排水.反應器頂端外加機械攪拌設備，攪拌槳桿長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的曝氣環進行微孔曝氣，由氣泵及氣體流量計控制曝氣強度.反應器外部設有水浴套筒，用以控制反應溫度.進水、曝氣、排水、攪拌采用時序控制器控制，pH、DO、溫度采用在線監測.

1.2 接種污泥與實驗用水

接種污泥采用高溫高氨氮配水穩定運行的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.實驗前期采用人工配水（NH4+-N質量濃度為400 mg／L左右），后期處理某大學生活區污水.人工配水以（NH4）2SO4和NaHCO3為主要基質，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）.實驗共進行267 d，包括CANON顆粒污泥的啟動及穩定運行、CANON顆粒污泥的高效運行和處理生活污水3個階段.實驗期間進水水質指標及反應器運行參數見表1.

1.3 實驗方法

采用間歇運行方式，包括進水階段（2 min）、反應階段（反應時間隨斷面上升氣速變化，根據周期實驗結果確定）、沉淀階段（5 min）、排水階段（2 min）.機械攪拌轉速為200 r／min.實驗時首先在保證CANON工藝穩定運行前提下快速啟動顆粒污泥，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荷；然后通過外加CANON顆粒污泥的方法，短時間內快速提高總氮去除負荷，外加污泥的性狀如表2所示；最后引入生活污水，調節斷面上升氣速，研究對氮素和有機物的同步去除.

1.4 分析項目與方法

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：苯酚-硫酸法和 Bradford法［8-10］；DO、pH、t：多電極測定儀［4］.

粒徑測量方法：將反應器內泥水混合均勻，取100～200 mL備用.將激光粒度儀開機預熱15～30 min，之后在進樣燒杯內加適量蒸餾水將進樣管路系統清洗兩次，接著在進樣燒杯內加入適量蒸餾水，水量以淹沒進樣口為宜，調節轉速為1 500 r／min.同時打開測試軟件，進行對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“開始”進行粒徑測量.為保證測量準確，對每個樣品測3組平行樣.

為了最大限度地提取細胞表面的EPS，且對細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5 000 r／min離心15 min，取上清液測定多糖、蛋白質質量分數，剩余污泥測定MLSS.

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

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

2 結果與討論

2.1 CANON污泥的顆粒化及氮素去除變化

接種污泥為絮狀污泥時，Anammox菌不能像在生物膜系統中受到外部AOB菌的保護［12］，溶解氧濃度是影響CANON工藝穩定的關鍵.實驗初期，為了維持CANON工藝的穩定運行，控制低 DO質量濃度（0.25 mg／L）［13］，此時斷面上升氣速為0.018 cm／s.本階段控制進水氨氮為 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，本實驗由于上升氣流很小，機械攪拌提供污泥顆粒化的主要剪切力，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）是提高反應器總氮去除負荷的關鍵.CANON顆粒污泥的啟動及穩定運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天恢復至接種時的水平，這是反應器形式改變顆粒破碎再生長的直觀反應，此后粒徑持續增長，至第40天顆粒粒徑達400μm，CANON顆粒污泥成功啟動［14］.第80天時達最大值891μm，此后粒徑逐漸減少，90 d后穩定在760μm的平均水平.Verawaty等［15］在污泥顆粒化研究中也發現，顆粒粒徑會隨著培養時間改變，最后在“臨界粒徑”附近波動.隨著實驗進行，通過不斷提高斷面上升氣速，CANON顆粒污泥反應器總氮去除負荷由0.25 kg／（m3·d）上升到1.01 kg／（m3·d）（圖2（b）），獲得較高的階段運行總氮去除率（80.39%）.

結合前人研究推測，在水力剪切力刺激下，顆粒分泌更多胞外聚合物，有利于顆粒快速生長.CANON反應器總氮去除負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 粒徑增長及脫氮能力影響因素

關于污泥顆粒化，目前學術界較認同的是EPS假說，該假說認為EPS中蛋白質（PN）和多糖（PS）占主要成分，兩者質量分數的多少與顆粒粒徑及形態變化有直接關系［16］.

由圖3（a）可以看出，PS和PN總的質量分數呈現先增加（第1～19天）后減少（第20～82天）再增加最后趨于穩定（第83～126天）的不規則變化趨勢，難以準確分析與粒徑變化的關系.但分析PS與PN比與粒徑增長速率時發現，在第82天前粒徑快速增長時，粒徑增長速率隨著PS與PN比的減小而增大，二者存在較好的線性負相關關系（圖3（b））.此后，隨著顆粒粒徑減小（圖2（a）），PS與PN比增大，當粒徑穩定在760μm左右時，PS與PN比在6.0左右波動.這主要是由于PS和PN對好氧顆粒形成的影響作用不同，PS主要起架橋作用，而PN主要影響顆粒相對疏水性和表面電荷［16-17］，在顆粒形成期PN相對質量分數增加使得相對疏水性增加，降低細胞表面自由能，細菌之間的黏附性能也隨之增加［18］.當顆粒形成之后，PS與PN比相對穩定，顆粒粒徑不再增長.細胞分泌的PS和PN質量分數受氮負荷、水流和氣流的剪切力、微生物種群等因素的影響，這些因素均會影響顆粒形成和增長，但是由于實驗中HRT、斷面上升氣速等因素隨時間變化，引起負荷、水流和氣流的剪切力、微生物種群等因素也隨時間變化，無法分析具體是哪種因素影響粒徑增長，所以，選擇這些因素共同影響的多糖和蛋白質的比值作為表征影響粒徑增長的因素.由此可見，在顆粒形成期，粒徑增長與EPS中蛋白質相對質量分數的增加有關，當顆粒粒徑穩定后，多糖與蛋白質比值也在相對穩定范圍內波動.

對于脫氮效果變化，由圖3（c）可知，雖然在第1～34天污泥質量濃度由5.85 mg／L降到1.27 mg／L，反應器總氮去除污泥負荷卻由0.04 kg／（kg·d）逐漸提高到0.20 kg／（kg·d），可見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總氮去除負荷的負面影響；從第35天開始污泥流失變少，在已形成顆粒基礎上污泥質量濃度開始緩慢升高，進一步提高了總氮去除負荷.Sliekers等［19］在研究中發現氧傳質效率是影響CANON工藝脫氮效果的關鍵，系統脫氮效能隨耐受的溶解氧質量濃度升高而提高.實驗中發現溶解氧（DO）質量濃度由初始的 0.25 mg／L上升到該階段結束時的0.87 mg／L，但體系并未出現過多 NO2--N積累（＜40 mg／L），ΔTN與 ΔNO3--N比也能維持在CANON正常反應值8.0上下，比在絮狀CANON反應器中所得的最適DO質量濃度0.4 mg／L要高出許多［20］.說明較高的溶解氧耐受能力能確保AOB和Anammox菌均能發揮較強的生物活性，有利于提高反應器總氮去除負荷.由圖3（d）可知，隨著斷面上升氣速的提高，總氮去除污泥負荷不斷升高，兩者存在良好的線性正相關關系，由此可見，在一定范圍內通過提高斷面上升氣速增大供氧量能有效提高總氮去除負荷.

但是，實驗最后階段（第109～126天）運行結果顯示，在斷面上升氣速為0.092 cm／s時，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80.91%的總氮去除率有所下降，這主要是由于NO2--N積累達30～40 mg／L，通過20余天穩定仍難以好轉，說明通過提高斷面上升氣速增加供氧量的手段不能進一步提高總氮去除負荷和總氮去除率，欲取得好的脫氮效果必須通過其他方式.

2.2 CANON顆粒污泥的高效運行及影響因素

為獲得較好的脫氮效果，第127天向反應器內添加24.92 g成熟CANON顆粒污泥，添加的成熟顆粒污泥培養環境及性狀如表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，此時出水NO2--N質量濃度低于5 mg／L，說明Anammox菌未受抑制.后續逐步增加斷面上升氣速，縮短反應時間，提高系統脫氮效果.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、微生物的質量濃度，但與其存在的數量相關［21］，所以，通過測量出水濁度表征排出反應器的污泥量變化.從出水濁度可以看出，在CANON顆粒污泥穩定運行時，出水濁度在5.0 NTU上下波動，第127天以后出水濁度明顯上升，至第130天達到峰值21.1 NTU，此后逐步下降.這是由于培養外加CANON顆粒污泥的SBR反應器與本實驗反應器不同（高徑比為11.1，攪拌轉速為100 r／min），增加攪拌轉速使顆粒污泥部分破碎流出反應器，而后再生長至穩定.由于顆粒粒徑在較小范圍內變化，顆粒表面PS與PN比始終在5.63±0.91范圍內波動，這與2.1中所得結論基本一致，CANON顆粒污泥高效運行階段粒徑能保持基本穩定.

添加CANON顆粒污泥后，為不破壞顆粒污泥系統穩定性，通過周期實驗發現，第127天斷面上升氣速為0.16 cm／s時，Anammox菌未受抑制，此時反應器總氮去除率和總氮去除負荷分別達84.09%和1.87 kg／（m3·d）（圖4）.后續實驗在保證總氮去除率的前提下，通過不斷增加斷面上升氣速的方法提高總氮去除負荷，當斷面上升氣速提高到0.34 cm／s時，平均總氮去除負荷為3.22 kg／（m3·d），此時總氮去除率仍能達到較高水平（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，開始階段由于污泥破碎少量流失導致污泥質量濃度下降，同時，由于外加顆粒污泥對新環境存在適應過程，總氮去除污泥負荷大幅度下降，這是第127～133天總氮去除負荷持續下降的原因；隨后污泥質量濃度持續上升，同時外加污泥適應新環境，總氮去除污泥負荷不斷升高，兩方面原因使得總氮去除負荷不斷上升（圖 4），最終達到3.22 kg／（m3·d）的高水平.對比2.1中結果可以看出，兩階段最終總氮去除污泥負荷基本相等，說明在實驗條件不變時，影響穩定期總氮去除負荷的關鍵因素是污泥質量濃度.本實驗所達到的總氮去除負荷與普通活性污泥法及已報道的相關CANON顆粒污泥工藝［4-6，22］相比有較大優勢，甚至要高于 partial nitritation-anammox聯合工藝［23］，最終能達到較高的總氮去除污泥負荷且能維持較高的污泥質量濃度是取得相對較高的總氮去除負荷的關鍵.

CANON工藝是AOB和Anammox菌有機組合的整體，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，在本實驗2.1中發現以第105天為代表的斷面上升氣速條件下，出水NO2--N質量濃度約為20 mg／L，這與2.2結束時出水NO2--N質量濃度基本一致，而以第126天為代表的斷面上升氣速條件下，由于RAO高而RAN無法繼續提高導致出水NO2--N質量濃度達30～40 mg／L，說明本實驗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荷較好的條件，如果繼續提高斷面上升氣速可能會使出水NO2--N質量濃度升高，造成總氮去除率下降.與實驗2.1進行對比發現，斷面上升氣速與總氮去除污泥負荷相關性變差（見圖5（b）），這主要是因為不同于2.1中污泥由活性較差的絮狀污泥逐步變為活性較好的顆粒污泥，2.2中外加顆粒污泥在適應期活性變差，導致總氮去除污泥負荷先明顯下降又逐步升高.

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

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復雜，實驗前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器進水過渡，215 d以后進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，隨著實驗進行，顆粒污泥粒徑總體呈現緩慢上升的趨勢，但變化幅度不大，這是由于生活污水中有有機物（COD），隨著實驗進行降解COD的異養菌以及進行反硝化的反硝化菌會大量增殖，另外生活污水中大量的懸浮物也會吸附于顆粒表面使粒徑變大.但在本實驗高轉速攪拌的剪切作用下，粒徑不會出現大幅度增長，會在相對穩定的粒徑范圍內波動.EPS測定結果表明，PS與PN比總體隨粒徑增大逐漸減小，變化范圍為6.25～4.66，這與前文研究結果基本相同，說明雖然菌群結構發生改變，但PS與PN比依然與粒徑變化有關系.

以第二階段結束時的斷面上升氣速為初始值，此時反應器出水NO2--N質量濃度僅為4.45 mg／L，但僅穩定1 d后，出水NO2--N質量濃度開始升高，至第214天出水NO2--N質量濃度達12.67 mg／L.在第215天進水變為生活污水后，出水NO2--N質量濃度仍達10 mg／L以上，造成該階段總氮去除率較低.原因是進水氨氮質量濃度僅為40 mg／L左右，高斷面上升氣速時，水中氨氮來不及擴散進顆粒內部的厭氧氨氧化區即大部分被氧化為NO2--N，導致Anammox菌所能利用的氨氮減少，出水NO2--N質量濃度較高.為使出水總氮達標，第219天將斷面上升氣速減小為0.13 cm／s，此時出水亞硝酸鹽氮降至1.49 mg／L，此后每個斷面上升氣速穩定數天后再提高.隨著異養好氧菌增多，AOB接觸的氧氣變少，出水NO2--N質量濃度低，保證出水總氮小于15 mg／L，總氮去除負荷最終穩定在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

由于顆粒污泥獨特的內部厭氧結構，當以含有有機物的生活污水為進水時，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）系統氮素去除計算模型假設［24］如下：亞硝化過程氧化的NH4+-N全部轉化為 NO2--N；厭氧氨氧化過程消耗的ρ（NH4+-N）∶ρ（NO2--N）=1∶1.32，同時每消耗1 mg／L NH4+-N生成0.26 mg／L NO3--N，生成的NO3--N可用于反硝化；反硝化過程每消耗1 mg／L NO3--N需要消耗2.86 mg／L的COD.按該模型計算，不同階段亞硝化-厭氧氨氧化過程及反硝化過程總氮去除率如表4所示.

由于前期配水均未添加有機物，反硝化菌較少.由表4可知，實驗初期（第205～214天），通過反硝化途徑貢獻的總氮去除率僅為 1.90%；第 219～225天，由于反應時間較長及反硝化菌增多，總體總氮去除率上升，反硝化貢獻的總氮去除率上升到3.37%；實驗后期（第234～267天），反硝化貢獻的總氮去除率為4.5%～7.5%.反硝化對總氮去除的貢獻使得出水總氮質量濃度更容易達到一級A標準.經計算，用于反硝化消耗的COD要遠小于總COD去除量，說明反應器中出現了消耗COD的異養菌.

由于剪切作用，CANON顆粒污泥粒徑不會出現大幅度增長，但由于異養菌及懸浮物的存在，污泥質量濃度會持續增長.由于降解有機物過程會消耗部分溶解氧，導致直接用于脫氮的溶解氧減少，總氮污泥負荷較本實驗前兩個階段在相同斷面上升氣速條件下大幅度降低（圖7）.

3 結 論

1）機械攪拌能促使CANON顆粒污泥快速啟動及穩定.顆粒形成期，粒徑增長與EPS中蛋白質相對質量分數增加有關.當顆粒粒徑穩定后，多糖與蛋白質比值也在相對穩定范圍內波動；穩定期污泥質量濃度一定時，保證總氮去除率時總氮去除負荷會趨于穩定.

2）通過外加顆粒污泥能在保證總氮去除率的前提下短時間內快速提高反應器總氮去除負荷，最終能獲得較高的總氮去除率（78.02%）和總氮去除負荷3.22 kg／（m3·d），在自養脫氮領域頗具優勢.

3）低濃度有機物短期不會對粒徑變化和Anammox菌活性產生較大影響，PS與PN比與粒徑變化相關；處理低氨氮生活污水，反硝化能貢獻部分總氮去除，最終能獲得出水總氮質量濃度低于15 mg／L、COD低于50 mg／L的可回用污水，平均總氮去除負荷可達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，FUJII 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，FUJII 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展［J］.科技導報，2009，27（20）：106-110.

［11］JOSE V P，FERNADEZ I，FIGUEROA 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及其去除生物營養物特性的研究［D］.長沙：湖南大學，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原理與應用［M］.北京：中國建筑工業出版社，2011.

［17］劉麗，任婷婷，徐得潛，等.高強度好氧顆粒污泥的培養及特性研究［J］.中國環境科學，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脫氮工藝運行方法：中國，CN103172170A［P］.2013-06-26.

［21］岳舜琳.水的濁度問題［J］.中國給水排水，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及群落變化［J］.哈爾濱工業大學學報，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.

國家自然科學基金（51222807）；國家科技重大專項-水專項（2012ZX07202-005）；北京市長城學者支持計劃項目.

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

李 冬，lidong2006＠bjut.edu.cn.