CANON颗粒污泥高效脱氮及处理生活污水实验研究

李 冬，苏庆岭，梁瑜海，吴 青，张 杰，2

（1.水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室（北京工业大学），100124北京；2.城市水资源与水环境国家重点实验室（哈尔滨工业大学），150090哈尔滨）

CANON颗粒污泥高效脱氮及处理生活污水实验研究

李 冬1，苏庆岭1，梁瑜海1，吴 青1，张 杰1，2

（1.水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室（北京工业大学），100124北京；2.城市水资源与水环境国家重点实验室（哈尔滨工业大学），150090哈尔滨）

为研究全程自养脱氮（CANON）颗粒污泥高效脱氮及处理生活污水的可行性，应用SBR反应器，首先在高氨氮条件下，通过搅拌快速启动CANON颗粒污泥，然后通过提高污泥质量浓度短时间内快速提升脱氮效能，最后研究了该工艺在生活污水中应用的可行性.结果表明：CANON颗粒污泥在40 d内成功启动，126 d颗粒粒径为760μm，负荷达1.01 kg／（m3·d），多糖与蛋白质比值变化与粒径增长相关；通过外加颗粒污泥，77 d内总氮去除负荷迅速提高到3.22 kg／（m3·d）；在处理生活污水实验中实现了氮素和有机物的同步去除，可以有效应用于常温生活污水脱氮.

全程自养脱氮；颗粒污泥；高效脱氮；生活污水；胞外聚合物；断面上升气速

全程自养脱氮工艺（completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON）［1］是近年发展起来的新型脱氮工艺.其原理是在单一反应器内，利用好氧氨氧化细菌（AOB）和厌氧氨氧化细菌（Anammox）的协同作用，将水中的NH4+-N直接转变为N2，该工艺不消耗有机碳源，且能节约42%的无机碳源和63%的曝气能耗，被认为是最具发展前景的脱氮工艺.

早期的CANON工艺主要通过活性污泥法和生物膜法［2-3］实现，但活性污泥法负荷低，生物膜法易堵塞且堵塞后脱氮效果急剧变差，限制了该工艺的进一步发展.为解决该技术瓶颈，将颗粒污泥技术应用于CANON工艺中［4-6］.颗粒污泥是大量微生物聚集形成的密实聚集体，具有沉降性能好、生物量浓度高、抗冲击能力强等优点，理论上比絮状污泥更有优势.已有研究报道，采用连续流气提反应器培养CANON颗粒污泥能获得较高的总氮去除负荷［4］，但运行成本高；采用SBR法操作简单易成功，但总氮去除率和去除负荷普遍较低［5-6］，因此，若能采用SBR法培养出高脱氮效能的CANON颗粒污泥对该工艺的实际应用有重要意义.此外，CANON工艺的研究大多是针对高氨氮或者高温废水进行，国内针对常温城市生活污水的研究较少，为此，利用成熟CANON颗粒污泥处理城市生活污水值得探讨.本实验研究了高氨氮下启动CANON颗粒污泥及获得高脱氮效能的策略，以及利用成熟CANON颗粒污泥处理生活污水的可行性.

1 实 验

1.1 反应器的搭建

实验采用有机玻璃圆柱形SBR反应器（图1）.高100 cm，内径9 cm，有效容积5.4 L，换水比50%.在反应器壁的垂直方向设置一排间距为10 cm的取样口，用以取样和排水.反应器顶端外加机械搅拌设备，搅拌桨杆长70 cm，自桨杆底端每隔30 cm有一直径6 cm的四瓣斜角45°桨叶［7］，底部安装直径为7 cm的曝气环进行微孔曝气，由气泵及气体流量计控制曝气强度.反应器外部设有水浴套筒，用以控制反应温度.进水、曝气、排水、搅拌采用时序控制器控制，pH、DO、温度采用在线监测.

1.2 接种污泥与实验用水

接种污泥采用高温高氨氮配水稳定运行的CANON生物滤柱反冲洗出的絮状污泥，MLSS为 5 852 mg／L，初始粒径为198μm，接种体积5 L.实验前期采用人工配水（NH4+-N质量浓度为400 mg／L左右），后期处理某大学生活区污水.人工配水以（NH4）2SO4和NaHCO3为主要基质，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）.实验共进行267 d，包括CANON颗粒污泥的启动及稳定运行、CANON颗粒污泥的高效运行和处理生活污水3个阶段.实验期间进水水质指标及反应器运行参数见表1.

1.3 实验方法

采用间歇运行方式，包括进水阶段（2 min）、反应阶段（反应时间随断面上升气速变化，根据周期实验结果确定）、沉淀阶段（5 min）、排水阶段（2 min）.机械搅拌转速为200 r／min.实验时首先在保证CANON工艺稳定运行前提下快速启动颗粒污泥，此后不断提高断面上升气速，获得高的总氮去除率和总氮去除负荷；然后通过外加CANON颗粒污泥的方法，短时间内快速提高总氮去除负荷，外加污泥的性状如表2所示；最后引入生活污水，调节断面上升气速，研究对氮素和有机物的同步去除.

1.4 分析项目与方法

NH4+-N：纳氏试剂分光光度法；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测定仪；碱度：ZDJ-2D电位滴定仪［14］；粒径：Mastersize2000型激光粒度仪；MLSS、MLVSS：重量法［16］；胞外聚合物（EPS）中多糖和蛋白质：苯酚-硫酸法和 Bradford法［8-10］；DO、pH、t：多电极测定仪［4］.

粒径测量方法：将反应器内泥水混合均匀，取100～200 mL备用.将激光粒度仪开机预热15～30 min，之后在进样烧杯内加适量蒸馏水将进样管路系统清洗两次，接着在进样烧杯内加入适量蒸馏水，水量以淹没进样口为宜，调节转速为1 500 r／min.同时打开测试软件，进行对光和空白背景值校正，然后将先前取出的污泥混合液摇匀倒入烧杯至遮光度为10%～20%为宜，单击“开始”进行粒径测量.为保证测量准确，对每个样品测3组平行样.

为了最大限度地提取细胞表面的EPS，且对细胞不破坏或破坏程度最小，EPS的提取采用了高速离心-超声波-热提取的物理联合法.首先取泥水混合样品于10 mL离心管中，室温下用离心机以5 000 r／min离心15 min，倒掉上清液，加入适量磷酸盐缓冲溶液，将污泥稀释至原体积，之后将污泥摇散后超声处理3 min，接着80℃水浴30 min（每隔10 min摇匀一次），最后用离心机5 000 r／min离心15 min，取上清液测定多糖、蛋白质质量分数，剩余污泥测定MLSS.

总氮去除负荷、总氮去除率、总氮去除污泥负荷、好氧氨氧化速率（RAO）、厌氧氨氧化速率（RAN）计算方法［11］如下：

式中：ρ进水（NH4+-N）、ρ进水（NO2--N）、ρ进水（NO3--N）分别表示进水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮质量浓度；ρ出水（NH4+-N）、ρ出水（NO2--N）、ρ出水（NO3--N）分别表示出水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮质量浓度，mg／L；tHR为水力停留时间，h；ρMLSS为固体悬浮物质量浓度，g／L；Q气为曝气量，cm3／s；S为反应器横截面积，cm2.

2 结果与讨论

2.1 CANON污泥的颗粒化及氮素去除变化

接种污泥为絮状污泥时，Anammox菌不能像在生物膜系统中受到外部AOB菌的保护［12］，溶解氧浓度是影响CANON工艺稳定的关键.实验初期，为了维持CANON工艺的稳定运行，控制低 DO质量浓度（0.25 mg／L）［13］，此时断面上升气速为0.018 cm／s.本阶段控制进水氨氮为 400 mg／L左右，碱度为1 700 mg／L左右，pH不控制.控制较短沉淀时间能筛选沉淀性能好的污泥，促使颗粒初步形成.

2.1.1 颗粒粒径变化及氮去除效果

相比于其他好氧颗粒污泥，本实验由于上升气流很小，机械搅拌提供污泥颗粒化的主要剪切力，上升气流可以提供部分剪切力，并能提供AOB所必需的溶解氧，断面上升气速的增加 （0.018～0.092 cm／s）是提高反应器总氮去除负荷的关键.CANON颗粒污泥的启动及稳定运行阶段粒径变化及氮素去除情况如图2所示.

如图2（a）所示，颗粒粒径在前6 d有轻微的减小，至第19天恢复至接种时的水平，这是反应器形式改变颗粒破碎再生长的直观反应，此后粒径持续增长，至第40天颗粒粒径达400μm，CANON颗粒污泥成功启动［14］.第80天时达最大值891μm，此后粒径逐渐减少，90 d后稳定在760μm的平均水平.Verawaty等［15］在污泥颗粒化研究中也发现，颗粒粒径会随着培养时间改变，最后在“临界粒径”附近波动.随着实验进行，通过不断提高断面上升气速，CANON颗粒污泥反应器总氮去除负荷由0.25 kg／（m3·d）上升到1.01 kg／（m3·d）（图2（b）），获得较高的阶段运行总氮去除率（80.39%）.

结合前人研究推测，在水力剪切力刺激下，颗粒分泌更多胞外聚合物，有利于颗粒快速生长.CANON反应器总氮去除负荷的变化主要由污泥量及其中的AOB和Anammox菌的活性决定.

2.1.2 粒径增长及脱氮能力影响因素

关于污泥颗粒化，目前学术界较认同的是EPS假说，该假说认为EPS中蛋白质（PN）和多糖（PS）占主要成分，两者质量分数的多少与颗粒粒径及形态变化有直接关系［16］.

由图3（a）可以看出，PS和PN总的质量分数呈现先增加（第1～19天）后减少（第20～82天）再增加最后趋于稳定（第83～126天）的不规则变化趋势，难以准确分析与粒径变化的关系.但分析PS与PN比与粒径增长速率时发现，在第82天前粒径快速增长时，粒径增长速率随着PS与PN比的减小而增大，二者存在较好的线性负相关关系（图3（b））.此后，随着颗粒粒径减小（图2（a）），PS与PN比增大，当粒径稳定在760μm左右时，PS与PN比在6.0左右波动.这主要是由于PS和PN对好氧颗粒形成的影响作用不同，PS主要起架桥作用，而PN主要影响颗粒相对疏水性和表面电荷［16-17］，在颗粒形成期PN相对质量分数增加使得相对疏水性增加，降低细胞表面自由能，细菌之间的黏附性能也随之增加［18］.当颗粒形成之后，PS与PN比相对稳定，颗粒粒径不再增长.细胞分泌的PS和PN质量分数受氮负荷、水流和气流的剪切力、微生物种群等因素的影响，这些因素均会影响颗粒形成和增长，但是由于实验中HRT、断面上升气速等因素随时间变化，引起负荷、水流和气流的剪切力、微生物种群等因素也随时间变化，无法分析具体是哪种因素影响粒径增长，所以，选择这些因素共同影响的多糖和蛋白质的比值作为表征影响粒径增长的因素.由此可见，在颗粒形成期，粒径增长与EPS中蛋白质相对质量分数的增加有关，当颗粒粒径稳定后，多糖与蛋白质比值也在相对稳定范围内波动.

对于脱氮效果变化，由图3（c）可知，虽然在第1～34天污泥质量浓度由5.85 mg／L降到1.27 mg／L，反应器总氮去除污泥负荷却由0.04 kg／（kg·d）逐渐提高到0.20 kg／（kg·d），可见在该阶段随着颗粒的形成污泥活性大幅度提高，抵消了由于污泥流失对总氮去除负荷的负面影响；从第35天开始污泥流失变少，在已形成颗粒基础上污泥质量浓度开始缓慢升高，进一步提高了总氮去除负荷.Sliekers等［19］在研究中发现氧传质效率是影响CANON工艺脱氮效果的关键，系统脱氮效能随耐受的溶解氧质量浓度升高而提高.实验中发现溶解氧（DO）质量浓度由初始的 0.25 mg／L上升到该阶段结束时的0.87 mg／L，但体系并未出现过多 NO2--N积累（＜40 mg／L），ΔTN与 ΔNO3--N比也能维持在CANON正常反应值8.0上下，比在絮状CANON反应器中所得的最适DO质量浓度0.4 mg／L要高出许多［20］.说明较高的溶解氧耐受能力能确保AOB和Anammox菌均能发挥较强的生物活性，有利于提高反应器总氮去除负荷.由图3（d）可知，随着断面上升气速的提高，总氮去除污泥负荷不断升高，两者存在良好的线性正相关关系，由此可见，在一定范围内通过提高断面上升气速增大供氧量能有效提高总氮去除负荷.

但是，实验最后阶段（第109～126天）运行结果显示，在断面上升气速为0.092 cm／s时，总氮去除率为77.92%，相较于第109天以前断面上升气速低于0.079 cm／s时80.91%的总氮去除率有所下降，这主要是由于NO2--N积累达30～40 mg／L，通过20余天稳定仍难以好转，说明通过提高断面上升气速增加供氧量的手段不能进一步提高总氮去除负荷和总氮去除率，欲取得好的脱氮效果必须通过其他方式.

2.2 CANON颗粒污泥的高效运行及影响因素

为获得较好的脱氮效果，第127天向反应器内添加24.92 g成熟CANON颗粒污泥，添加的成熟颗粒污泥培养环境及性状如表2所示.

2.2.1 CANON颗粒污泥高效脱氮

由于污泥量的增多，第127天断面上升气速升高为0.16 cm／s，此时出水NO2--N质量浓度低于5 mg／L，说明Anammox菌未受抑制.后续逐步增加断面上升气速，缩短反应时间，提高系统脱氮效果.脱氮效果随断面上升气速的变化如图4所示.

本阶段颗粒粒径首先从第127天的705.40μm下降到第132天的642.41μm，此后粒径上升并稳定在723μm左右.浊度虽不能直接表示水中各种悬浮物、微生物的质量浓度，但与其存在的数量相关［21］，所以，通过测量出水浊度表征排出反应器的污泥量变化.从出水浊度可以看出，在CANON颗粒污泥稳定运行时，出水浊度在5.0 NTU上下波动，第127天以后出水浊度明显上升，至第130天达到峰值21.1 NTU，此后逐步下降.这是由于培养外加CANON颗粒污泥的SBR反应器与本实验反应器不同（高径比为11.1，搅拌转速为100 r／min），增加搅拌转速使颗粒污泥部分破碎流出反应器，而后再生长至稳定.由于颗粒粒径在较小范围内变化，颗粒表面PS与PN比始终在5.63±0.91范围内波动，这与2.1中所得结论基本一致，CANON颗粒污泥高效运行阶段粒径能保持基本稳定.

添加CANON颗粒污泥后，为不破坏颗粒污泥系统稳定性，通过周期实验发现，第127天断面上升气速为0.16 cm／s时，Anammox菌未受抑制，此时反应器总氮去除率和总氮去除负荷分别达84.09%和1.87 kg／（m3·d）（图4）.后续实验在保证总氮去除率的前提下，通过不断增加断面上升气速的方法提高总氮去除负荷，当断面上升气速提高到0.34 cm／s时，平均总氮去除负荷为3.22 kg／（m3·d），此时总氮去除率仍能达到较高水平（78.02%）.

2.2.2 CANON颗粒污泥高效脱氮影响因素

由图5（a）可以看出，开始阶段由于污泥破碎少量流失导致污泥质量浓度下降，同时，由于外加颗粒污泥对新环境存在适应过程，总氮去除污泥负荷大幅度下降，这是第127～133天总氮去除负荷持续下降的原因；随后污泥质量浓度持续上升，同时外加污泥适应新环境，总氮去除污泥负荷不断升高，两方面原因使得总氮去除负荷不断上升（图 4），最终达到3.22 kg／（m3·d）的高水平.对比2.1中结果可以看出，两阶段最终总氮去除污泥负荷基本相等，说明在实验条件不变时，影响稳定期总氮去除负荷的关键因素是污泥质量浓度.本实验所达到的总氮去除负荷与普通活性污泥法及已报道的相关CANON颗粒污泥工艺［4-6，22］相比有较大优势，甚至要高于 partial nitritation-anammox联合工艺［23］，最终能达到较高的总氮去除污泥负荷且能维持较高的污泥质量浓度是取得相对较高的总氮去除负荷的关键.

CANON工艺是AOB和Anammox菌有机组合的整体，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与第105天的基本相等，而RAO要小于第126天，在本实验2.1中发现以第105天为代表的断面上升气速条件下，出水NO2--N质量浓度约为20 mg／L，这与2.2结束时出水NO2--N质量浓度基本一致，而以第126天为代表的断面上升气速条件下，由于RAO高而RAN无法继续提高导致出水NO2--N质量浓度达30～40 mg／L，说明本实验2.2阶段最终断面上升气速（0.34 cm／s）是保证总氮去除率和去除负荷较好的条件，如果继续提高断面上升气速可能会使出水NO2--N质量浓度升高，造成总氮去除率下降.与实验2.1进行对比发现，断面上升气速与总氮去除污泥负荷相关性变差（见图5（b）），这主要是因为不同于2.1中污泥由活性较差的絮状污泥逐步变为活性较好的颗粒污泥，2.2中外加颗粒污泥在适应期活性变差，导致总氮去除污泥负荷先明显下降又逐步升高.

如上文所述，CANON工艺在高氨氮领域的研究较为成熟，在处理常温低氨氮复杂水质时，由于水质条件变化，容易出现NOB菌大量繁殖，反应器脱氮效果急剧变差的情况，如果能将CANON颗粒污泥应用于生活污水的处理并取得稳定的脱氮效果，将对 CANON工艺的工程性应用产生积极影响.

2.3 CANON颗粒污泥处理生活污水及脱氮路径分析

从第205天起将CANON颗粒污泥用于处理城市生活污水，考虑到生活污水水质复杂，实验前10 d采用与生活污水相同氨氮和碱度配水稀释的生活污水作为反应器进水过渡，215 d以后进水全部采用生活污水.

2.3.1 生活污水污染物去除效果

由图6（a）可知，随着实验进行，颗粒污泥粒径总体呈现缓慢上升的趋势，但变化幅度不大，这是由于生活污水中有有机物（COD），随着实验进行降解COD的异养菌以及进行反硝化的反硝化菌会大量增殖，另外生活污水中大量的悬浮物也会吸附于颗粒表面使粒径变大.但在本实验高转速搅拌的剪切作用下，粒径不会出现大幅度增长，会在相对稳定的粒径范围内波动.EPS测定结果表明，PS与PN比总体随粒径增大逐渐减小，变化范围为6.25～4.66，这与前文研究结果基本相同，说明虽然菌群结构发生改变，但PS与PN比依然与粒径变化有关系.

以第二阶段结束时的断面上升气速为初始值，此时反应器出水NO2--N质量浓度仅为4.45 mg／L，但仅稳定1 d后，出水NO2--N质量浓度开始升高，至第214天出水NO2--N质量浓度达12.67 mg／L.在第215天进水变为生活污水后，出水NO2--N质量浓度仍达10 mg／L以上，造成该阶段总氮去除率较低.原因是进水氨氮质量浓度仅为40 mg／L左右，高断面上升气速时，水中氨氮来不及扩散进颗粒内部的厌氧氨氧化区即大部分被氧化为NO2--N，导致Anammox菌所能利用的氨氮减少，出水NO2--N质量浓度较高.为使出水总氮达标，第219天将断面上升气速减小为0.13 cm／s，此时出水亚硝酸盐氮降至1.49 mg／L，此后每个断面上升气速稳定数天后再提高.随着异养好氧菌增多，AOB接触的氧气变少，出水NO2--N质量浓度低，保证出水总氮小于15 mg／L，总氮去除负荷最终稳定在1.1 kg／（m3·d）以上（图6（b））.COD去除方面，前2 d由于吸附作用COD有部分去除，此后随着降解有机物的好氧菌增殖，COD去除率升高，出水COD降低，后期出水COD始终维持在50 mg／L以下，去除率最终稳定在60%左右（图6（c））.

2.3.2 CANON颗粒污泥脱氮路径分析

由于颗粒污泥独特的内部厌氧结构，当以含有有机物的生活污水为进水时，氮素去除途径除了亚硝化、厌氧氨氧化外，还有可能包括反硝化.同步亚硝化-厌氧氨氧化-反硝化（SNAD）系统氮素去除计算模型假设［24］如下：亚硝化过程氧化的NH4+-N全部转化为 NO2--N；厌氧氨氧化过程消耗的ρ（NH4+-N）∶ρ（NO2--N）=1∶1.32，同时每消耗1 mg／L NH4+-N生成0.26 mg／L NO3--N，生成的NO3--N可用于反硝化；反硝化过程每消耗1 mg／L NO3--N需要消耗2.86 mg／L的COD.按该模型计算，不同阶段亚硝化-厌氧氨氧化过程及反硝化过程总氮去除率如表4所示.

由于前期配水均未添加有机物，反硝化菌较少.由表4可知，实验初期（第205～214天），通过反硝化途径贡献的总氮去除率仅为 1.90%；第 219～225天，由于反应时间较长及反硝化菌增多，总体总氮去除率上升，反硝化贡献的总氮去除率上升到3.37%；实验后期（第234～267天），反硝化贡献的总氮去除率为4.5%～7.5%.反硝化对总氮去除的贡献使得出水总氮质量浓度更容易达到一级A标准.经计算，用于反硝化消耗的COD要远小于总COD去除量，说明反应器中出现了消耗COD的异养菌.

由于剪切作用，CANON颗粒污泥粒径不会出现大幅度增长，但由于异养菌及悬浮物的存在，污泥质量浓度会持续增长.由于降解有机物过程会消耗部分溶解氧，导致直接用于脱氮的溶解氧减少，总氮污泥负荷较本实验前两个阶段在相同断面上升气速条件下大幅度降低（图7）.

3 结 论

1）机械搅拌能促使CANON颗粒污泥快速启动及稳定.颗粒形成期，粒径增长与EPS中蛋白质相对质量分数增加有关.当颗粒粒径稳定后，多糖与蛋白质比值也在相对稳定范围内波动；稳定期污泥质量浓度一定时，保证总氮去除率时总氮去除负荷会趋于稳定.

2）通过外加颗粒污泥能在保证总氮去除率的前提下短时间内快速提高反应器总氮去除负荷，最终能获得较高的总氮去除率（78.02%）和总氮去除负荷3.22 kg／（m3·d），在自养脱氮领域颇具优势.

3）低浓度有机物短期不会对粒径变化和Anammox菌活性产生较大影响，PS与PN比与粒径变化相关；处理低氨氮生活污水，反硝化能贡献部分总氮去除，最终能获得出水总氮质量浓度低于15 mg／L、COD低于50 mg／L的可回用污水，平均总氮去除负荷可达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］严杰能，许燕滨，段晓军，等.胞外聚合物的提取与特性分析研究进展［J］.科技导报，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］杨麟.好氧颗粒污泥快速培养及其去除生物营养物特性的研究［D］.长沙：湖南大学，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］吴昌永，王然登，彭永臻.污水处理颗粒污泥技术原理与应用［M］.北京：中国建筑工业出版社，2011.

［17］刘丽，任婷婷，徐得潜，等.高强度好氧颗粒污泥的培养及特性研究［J］.中国环境科学，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.一种序批式全程自养脱氮工艺运行方法：中国，CN103172170A［P］.2013-06-26.

［21］岳舜琳.水的浊度问题［J］.中国给水排水，1995，11（4）：33-35.

［22］张肖静，李冬，梁瑜海，等.MBR-CANON工艺处理生活污水的快速启动及群落变化［J］.哈尔滨工业大学学报，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.

（编辑 刘 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.

国家自然科学基金（51222807）；国家科技重大专项-水专项（2012ZX07202-005）；北京市长城学者支持计划项目.

李 冬（1976—），女，教授，博士生导师；张 杰（1938—），男，博士生导师，中国工程院院士.

李 冬，lidong2006＠bjut.edu.cn.