生活污水SNAD颗粒污泥快速启动及脱氮性能研究

范 丹,李 冬*,梁瑜海,吕育锋,张金库,张 杰,2(.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 0024；2.哈尔滨工业大学,城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 50090)

生活污水SNAD颗粒污泥快速启动及脱氮性能研究

范 丹1,李 冬1*,梁瑜海1,吕育锋1,张金库1,张 杰1,2(1.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学,城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

采用SBR装置,接种CANON絮状污泥,通过控制沉淀时间、HRT、DO及进水基质组成(配水与实际生活污水的比例),实现具有SNAD性能颗粒污泥的快速培养,并进一步通过降基质的方式,考察 SNAD颗粒污泥在处理实际生活污水时的脱氮性能.结果表明：在反应器运行至第34d时,成功培养出具有SNAD性能的颗粒污泥;颗粒粒径最大可达1103µm,最大总氮去除负荷可达1.03kg/(m3·d);同时在降基质运行过程中,CANON脱氮始终在反应器总氮去除中占优势地位,并最终实现生活污水中氮素、有机物的同步有效去除,出水TN平均为10mg/L,出水COD平均为40mg/L,达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A排放标准.

序批式反应器；同步亚硝化厌氧氨氧化反硝化；生活污水；颗粒污泥；胞外聚合物

全程自养脱氮工艺[1]是近年发展起来的新型脱氮工艺,该工艺耗氧量低、无需外加碳源,污泥产量低,被认为是最经济有效的脱氮途径.在CANON工艺中,89%的氨氮在好养氨氧化细菌及厌氧氨氧化细菌的共同作用下转化为N2,剩余11%的氨氮转化为硝酸盐氮[2].CANON工艺在氨氧化率达到 100%时,总氮去除率最高仅为 89%,且大多含氮废水中均含有有机物,有机物的存在使CANON工艺的稳定运行面临着巨大挑战.因此提出同步亚硝化厌氧氨氧化反硝化 SNAD (simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification)工艺[3],即AOB、Anammox、反硝化菌共存于同一反应器中,以 AOB、Anammox自养脱氮为主,反硝化菌利用污水中存在的COD去除 Anammox生成的少部分硝氮为辅,突破CANON工艺 89%的总氮去除极限,同时去除废水中的有机物,解决CANON工艺目前发展所面

临的两大问题,具有广阔的应用前景.目前,SNAD工艺已经在污泥消化液、垃圾渗滤液、养猪废水、光电废水等高温、高氨氮废水领域展开了大量研究[4-7],但在低氨氮废水领域的研究却较少,尤其是生活污水方面.

与此同时,在运行SNAD工艺的过程中发现该工艺运行并不是很稳定.分析原因：(1)AOB与Anammox均为自养菌,其生长速率缓慢,难以持留;(2)有机物的存在对自养菌的活性具有一定的影响,尤其是 Anammox的活性,研究发现[8-10]低浓度有机物存在时Anammox和反硝化菌能够共存并互相促进,而高浓度有机物存在时会使Anammox活性大大降低,使得 SNAD系统中Anammox的竞争优势逐渐被反硝化菌取代直至系统崩溃.而颗粒污泥自身结构紧凑,单位体积生物量高,沉降性能好,抗冲击能力强,能够承受较高的有机负荷.如果在SNAD系统中采用颗粒污泥法,一方面能够防止SNAD系统中自养菌的流失,保持该系统中自养脱氮的优势地位;另一方面能够提高SNAD系统对有机负荷的承受能力,加强SNAD系统的稳定性能.目前,生活污水下启动亚硝化好氧颗粒污泥的研究[11]很多,而生活污水下启动SNAD颗粒污泥的研究几乎没有.

因此,针对生活污水低氨氮复杂水质及SNAD系统运行不够稳定这两点,本实验提出在SBR反应器内,接种CANON活性污泥,通过逐渐增加生活污水比例,引入反硝化菌,培养SNAD特性颗粒污泥,并考察该方式下,颗粒污泥的启动时间、脱氮性能及稳定性能;其次,通过降基质过渡,研究SAND特性颗粒污泥处理实际生活污水的可行性,以期为SNAD工艺的工程应用提供技术指导.

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验装置采用圆柱形SBR反应器,材料为有机玻璃,高度100cm,内径9cm,有效容积 5.4L,反应器垂直方向设置一排间距为 10cm的排水口;反应器上部安装搅拌器(转速 200r/min),以加强传质效果及加速颗粒化;反应器底部装有曝气环,由气体流量计控制曝气强度;反应器外部设有水浴套筒,由温度控制仪控制反应器内温度,温度维持在30℃左右;排水位置设在反应器中部取水口,换水比为50%,具体结构如图1所示.

1.2 接种污泥与试验用水

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 6.2g/L,初始粒径为178µm,接种体积为5L.试验用水由配水和实际生活污水组成,初期培养颗粒阶段控制进水NH4+-N为220mg/L左右,碱度为1500mg/L左右,颗粒稳定后逐渐降低NH4+-N浓度,直到最后全部为实际生活污水;实际生活污水采用某大学家属区生活污水.

1.3 试验方法

实验分为2个阶段,阶段Ⅰ为SNAD颗粒污泥培养及稳定运行阶段,在该阶段,接种 CANON活性污泥,控制进水NH4+-N为220mg/L左右,逐渐增加生活污水比例,培育SNAD特性颗粒污泥,并且在生活污水比例为 100%后稳定运行;阶段Ⅱ为降基质阶段,控制进水NH4+-N为150mg/L左右稳定运行后,降为100mg/L,最后为实际生活污水稳定运行阶段.反应器通过时序控制器自动控制,每个运行周期总时间随反应器污泥脱氮性能决定,包含：进水2min,好氧曝气(时间由氨氧化率来决定),沉淀由 10min逐渐降为 2min,排水4min,实验过程中控制氨氧化率在为85%～100%. 1.4 分析项目与方法

颗 粒 粒 径 ：Mastersize2000 激光 粒度仪;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;N-N：紫外分光光度法;COD：5B-3B型COD快速测定仪;MLSS：重量法;EPS[12-13]中多糖：苯酚-硫酸法;蛋白质：考马斯亮蓝(Bradford)法.DO、pH值、T：WTW便携式多参数测定仪.

胞外聚合物EPS测量方法：为最大限度提取细胞表面 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 10mL离心管中,室温下用离心机以5000r/min离心15min,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 3min,接着80℃水浴30min(每隔10min摇匀一次),最后用离心机5000r/min离心15min,取上清液测定多糖、蛋白质,剩余污泥测定MLSS.

图1 反应器装置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment

2 结果与讨论

2.1 SNAD颗粒化过程及氮素去除效果

2.1.1 颗粒氮素去除性能分析 阶段Ⅰ为SNAD 颗粒污泥快速培养及稳定运行阶段. SNAD工艺是在AOB、Anammox及反硝化菌3种细菌共同作用下进行脱氮.而 COD浓度对Anammox与反硝化菌的共存具有重要影响.因为反硝化菌会利用COD还原亚硝酸盐进行脱氮,与 Anammox竞争反应底物亚硝酸盐,形成基质竞争抑制.因此本实验在颗粒形成过程中,通过不断增加生活污水比例的方式培养颗粒污泥.其中,0～12d接入25%生活污水,13～38d接入50%生活污水,39～82d接入75%生活污水,83～180d接入100%生活污水.本阶段控制进水 NH4+-N为220mg/L左右,pH为7.8左右,强化颗粒形成过程中自养菌的活性,保持CANON脱氮的优势地位,同时通过高游离氨抑制NOB的增长.SNAD颗粒污泥启动及稳定运行阶段的粒径变化如图 2所示,氮素去除效果如图3所示.

由图2可知,反应初期,当进水为25%生活污水时,反应器污泥粒径变化非常缓慢,运行12d,反应器中污泥平均粒径由接种时 178µm增长到201µm,粒径平均增长速率仅为 1.9µm/d,说明接种的污泥正处在适应期.之后随着反应器的运行,污泥逐渐适应反应器内运行环境,颗粒粒径开始持续快速增长,可以发现,经过34d后,颗粒污泥的体积平均粒径达到 400µm,平均增长速率达到12µm/d,SNAD颗粒污启动成功.继续增加生活污水比例,颗粒粒径增长速率一直稳定在 12µm/d左右,在第 89d,颗粒粒径达到最大 1103µm,随后则在临界粒径1000µm左右波动.研究表明,李冬等[14]无机配水启动的 CANON颗粒污泥所需时间为40d,而本实验SNAD颗粒污泥启动的时间为 34d,培养所需时间更短;同时,本实验培养的SNAD颗粒平均粒径最终为 1000µm左右,大于苏庆岭等无机配水培养的 CANON颗粒污泥的颗粒粒径(平均粒径为 800µm),大于蔡庆等[15]无机配水培养的CANON颗粒污泥的颗粒粒径(平均粒径为 387.6µm).分析认为[16],过高的有机物浓度会抑制 Anammox的活性,但较低的有机物浓度,可使反应器内异养菌与自养菌 AOB、Anammox菌处于良性竞争阶段,促进反应器内细胞菌群为保护自身生存而分泌更多的胞外聚合物,使得反应器内微生物更易于相互聚集黏附,从而加快污泥快速颗粒化,增大了颗粒粒径 (具体分析见2.1.2).

图2 污泥的平均颗粒粒径Fig.2 The mean particle size of the sludge

在阶段Ⅰ整个过程中,系统污泥浓度与颗粒粒径在不断变化,因此在保证一定的氨氧化率

(90%左右)前提下,随时调整HRT和DO,以保证反应器AOB和Anammox的活性.由图3(b)可知,实验初期,即前12d,接入25%生活污水,氨氧化率及总氮去除率稍有下降,出水硝酸盐氮并无明显变化.提高生活污水比例为 50%,发现出水硝酸盐氮逐渐减少,由20mg/L左右降至15mg/L,TN去除率由77%上升至82%左右,系统开始表现出明显的 SNAD性能.该阶段稳定运行后,继续增加生活污水比例,出水硝酸盐氮不断降低,总氮去除效率不断升高.到本阶段末,出水硝酸盐氮平均浓度为 9.7mg/L,出水亚硝酸盐氮平均浓度为4.4mg/L,总氮去除率最大可达92%左右,突破了CANON工艺总氮去除理论值89%,稳定运行2个月.此结果表明[17],本实验培养的SNAD颗粒污泥中AOB、Anammox及反硝化细菌互相适应,协同合作,实现了系统的稳定运行.同时可以发现,逐渐递增生活污水,Anammox的活性并没有受到抑制,厌氧氨氧化速率 ANR由初始的0.02kgN/(kgMLSS·d)最 终提 高 到 0.21kgN/ (kgMLSS·d).

图3 反应器阶段Ⅰ运行效果Fig.3 Performance of the reactor during stageⅠ

总氮去除负荷变化如图 3(c)所示.运行前40d,颗粒污泥启动阶段,反应器污泥浓度降低,但总氮去除负荷并没有明显变化,因为反应器耐受DO 在不断提高,从初始的 0.25mg/L提升至0.5mg/L.随后,颗粒粒径不断增大,反应器承受的DO浓度不断增大,总氮去除负荷不断升高,由0.24kg/(m3·d)提高到1.03kg/(m3·d),最终DO浓度可达1.2mg/L左右.由数据可知,DO浓度是影响

反应器脱氮性能的关键[18],在不抑制 Anammox活性的前提下,耐受DO增大,一定程度上能够增大AOB氨氧化速率,降低反应器HRT,提高系统脱氮性能.Rathnayake等[19]研究表明,当溶液DO为2mg/L时,颗粒污泥表面以内300µm处DO降低为0mg/L.因此,高DO下,颗粒内部存在缺氧区及厌氧区,为反硝化菌及 Anammox提供适宜的生存环境,颗粒表面的 AOB及异养菌利用溶解氧进行基质转换.但可以发现在负荷提高过程中,DO浓度增加到1.2mg/L左右时,反应器出水亚硝酸盐氮升高,达到18mg/L.为防止过高的DO及游离亚硝酸对 Anammox造成抑制,因此降低DO,控制出水亚硝酸盐氮在5mg/L以下.最终,反应器阶段Ⅰ的总氮去除负荷稳定在 0.88kg/ (m3·d).

2.1.2 颗粒化过程中粒径EPS变化及污泥性能变化 从图 4可以看出,反应器中的多糖(PS)和蛋白质(PN)整体呈上升趋势,PS和PN的含量均有提高,这说明絮状污泥在水力剪切和EPS的双重作用下凝聚黏附逐渐形成颗粒.同时,颗粒污泥中PN含量明显增多,PS/PN比值明显降低,这与李冬等[20]研究结论一致,与配水相比,以生活污水为基质培养的颗粒污泥,PN含量偏高,PS与PN的比值偏低.研究表明[21-23], EPS中的PN由于含氨基带正电荷,可以导致污泥表面负电荷减少,微生物间的静电斥力降低,细胞表面的疏水性增加,从而使微生物细胞更易于从水相中脱离出来互相聚集在一起,因此,PN含量的增加,PS/PN比值的降低可以促进污泥颗粒化.这在一定程度上说明了本实验逐渐加入生活污水培养颗粒污泥的启动时间比配水培养颗粒污泥的启动时间要快的原因.而当颗粒污泥稳定后,系统的微生物适应反应器内的生存环境,EPS的生成量不再发生较大变化,PS与PN比值在相对稳定范围内波动.

本实验通过逐渐降低污泥沉淀时间,截留反应器内性能较好的污泥,排出松散、沉降性不好的絮状污泥,因此由图5可知,初期反应器的污泥浓度不断下降,为 1.56mg/L左右;而在颗粒污泥成功启动(即第 34d)后,污泥流失变少,在已形成颗粒基础上污泥浓度开始缓慢上升,该阶段结束时,污泥浓度增长至2.7mg/L左右,在一定程度上反映了污泥颗粒化进程.

图4 PS、PN含量变化Fig.4 Variations of the content of PS,PN

图5 反应器SVI5和SVI30变化Fig.5 Variations of SVI5and SVI30in the reactor

污泥体积指数(SVI)是指泥水混合液经过静置沉淀后,每克干污泥形成的沉淀污泥所占容积,能够准确的评价和反映污泥沉降性能.反应器初始SVI30(静置30min)为89.9mL/gMLSS,SVI5(静置5min)为114.4mL/gMLSS.运行至34d时,SVI30为54.5mL/gMLSS,SVI5为58.9mL/gMLSS.而运行至89d时,发现SVI30为47.5mL/gMLSS,SVI5为 48.6mL/gMLSS.可以看出,随着颗粒粒径的增大,反应器内的SVI值不断下降,反应器内污泥的沉降性能不断提高.随后,当颗粒粒径成熟稳定后,SVI值则随着反应器污泥浓度的增加稍有上

升.在接入 100%生活污水稳定运行阶段,颗粒污泥的 SVI30和 SVI5分别稳定在 54.5、55.4mL/ gMLSS.此时,颗粒的沉降速度达到 47～148m/h.由此可知,反应器内SNAD颗粒污泥具有良好的沉降性能.污泥沉降性能好,固液分离效果就会好,反应系统才会长期有效运行.

2.2 SNAD颗粒污泥降基质阶段运行效果

本实验阶段Ⅱ为降基质运行阶段.第 181～200d,进水氨氮浓度从220mg/L降至150mg/L,第201～220d,进水水质氨氮从150mg/L降至100mg/ L,第221～280d为实际生活污水运行阶段.通过逐渐降进水氨氮浓度,使SNAD颗粒污泥适应低氨氮水质.

图6为反应器阶段Ⅱ颗粒污泥脱氮效果.由图6可知,以阶段Ⅰ结束时的断面气速为初始值,控制DO为0.95mg/L,氨氮浓度为150mg/L,运行发现此时反应器总氮去除率为91%,COD去除率为65%,出水硝酸盐氮平均为7.4mg/L,出水亚硝酸盐氮平均为4.2mg/L,说明SNAD颗粒污泥在该工况下可以稳定运行,并获得了较高的总氮去除率.降低氨氮浓度至100mg/L,运行发现,反应器出水亚硝酸盐氮升高,达 10mg/L左右,总氮去除率下降,为 82%左右,说明该基质浓度下,仍控制DO为0.95mg/L过高,水中部分氨氮未及时扩散进颗粒内部厌氧区而被氧化成为亚氮,因此当反应器进水全部为实际生活污水,氨氮浓度为43mg/L左右时,在保证出水达标的前提下,降低DO,防止在高断面上升气速下,该状况再次发生.

图6 反应器阶段Ⅱ运行效果Fig.6 Performance of the reactor during stageⅡ

实际生活污水运行阶段,氨氮浓度为43mg/L左右,降低DO至0.90mg/L,运行5d,发现出水亚氮没有明显变化,而出水SS增多,粒径稍有减少,分析认为反应器DO过大,异养菌大量增殖,在搅

拌高转速运转剪切的作用下,异养菌没有吸附在颗粒表面,而是以悬浮状态随反应器排出,使颗粒粒径减少.为此,再次降低 DO至 0.75mg/L,运行5d,发现在此 DO下,颗粒粒径稍有增大,出水 SS明显减少,出水亚硝酸盐氮不断降低(至5mg/L左右),颗粒性能良好.在该状况稳定后,为寻求较大的总氮去除负荷,在保证出水水质达标的状况下,小幅度增加DO,梯度为0.85mg/L,0.95mg/L.由图可知,当DO为0.85mg/L时反应器性能稳定;但当DO升为0.95mg/L时,亚硝酸盐氮又有缓慢增长趋势;因此在实际生活污水阶段,控制DO浓度为0.85mg/L.经运行发现,此时系统出水亚硝酸盐氮稳定在5mg/L以下,出水氨氮稳定在6mg/L左右,出水总氮稳定在10mg/L左右,出水COD稳定在40mg/L左右.结果表明SNAD颗粒污泥处理实际生活污水,其出水总氮及COD均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A排放标准.此时可以看出,粒径保持缓慢增长趋势,但增长幅度不是很大.综上分析,HRT及DO的控制是实现生活污水稳定运行的重要控制手段.

2.3 不同C/N下脱氮性能与脱氮路径分析

整个实验在颗粒粒径不再大波动变化后,一共经历了4个C/N比,分别为0.4、0.67、1、2.3.4个 C/N下反应器的总氮去除率分别为 89%、91%、82%、79%,可以看出,SNAD颗粒污泥在4个C/N下均能实现稳定运行,同时在C/N为0.6下效果最佳,与Jin等[24]、Tian等[25]的研究结果一致.SNAD工艺是CANON工艺脱氮与反硝化工艺共同脱氮稳定运行的结果,以CANON脱氮为主.通过 SNAD系统脱氮计算模型,分析 4个C/N下,CANON及反硝化脱氮途径各自对反应器内总氮去除率的贡献量.模型假设[26]为：(1)亚硝化反应计量比为NH4+-N：NO2--N=1：1;(2)厌氧氨氧化反应计量比为NH4+-N：NO2--N=1：1.32,同时消耗1mg/LNH4+-N生成0.26mg/LNO3--N;(3)反硝化反应消耗 1mg/LNO3--N 需要消耗2.86mg/L的COD.计算结果如表1所示,其中进出水基质浓度均为该阶段平均浓度.

表1 不同C/N下总氮去除途径分析Table 1 Pathway analysis of total nitrogen removal under different C/N

由表1可知,4个阶段下,自养脱氮工艺对反应器总氮去除率的贡献率均在 75%以上, CANON脱氮工艺处于优势地位,因此本实验培养的颗粒污泥在4个C/N下SNAD脱氮性能均良好.同时经过对比,可以发现实际生活污水运行阶段中,反硝化脱氮对总氮去除率的贡献率最高为7.2%,CANON贡献率最低为71.4%;系统中大多 COD均通过异养菌氧化去除,反硝化脱氮仅消耗了10g左右的COD,因此在实际工程应用中,可以在该工艺之前接厌氧产能工艺,将生活污水中大部分 COD转化为甲烷等有价值的气体,实现能源的回收和低耗脱氮.

3 结论

3.1 在SBR中,接种CANON絮状污泥,控制沉淀时间、曝气量,逐级增加生活污水,仅用34d即可成功启动SNAD特性颗粒污泥,TN最大去除负荷为1.03kg/(m3·d).颗粒平均粒径在1000µm左右,具有良好的沉降性能.随着粒径增大,EPS中含量总体呈上升趋势,PN含量增大更为明显,颗粒稳定后,EPS含量在相对稳定范围内波动.

3.2 调控 HRT及曝气量,寻求不同氨氮浓度下颗粒污泥运行的最优工况.采用颗粒污泥处理低氨氮生活污水,平均出水总氮在 10mg/L左右,出

水COD在40mg/L左右,达到城镇污水处理厂污染物排放一级A标准.

3.3 通过计算模型说明,C/N在0.4～2.3之间,颗粒污泥均能实现SNAD工艺的稳定运行,自氧脱氮工艺占明显的优势地位.实际生活污水运行过程中,异氧反硝化脱氮对总氮去除率的贡献率最高,为7.2%,自氧脱氮为71.4%.

[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]. Systematic And Applied Microbiology, 2001,24(4)：588-596.

[2] Sliekers A O, Derwort N, Campos-Gomez J L, et al. Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor [J]. Water Research, 2002,36(10)：2475-2482.

[3] Chen H, Liu S, Yang F, et al. The development of simultaneous partial nitrification, ANAMMOX and denitrification (SNAD) process in a single reactor for nitrogen removal [J]. Bioresource Technology, 2009,100(4)：1548-1554.

[4] Daverey A, Hung N, Dutta K, et al. Ambient temperature SNAD process treating anaerobic digester liquor of swine wastewater [J]. Bioresource Technology, 2013,141：191-198.

[5] Xu Z, Zeng G, Yang Z, et al. Biological treatment of landfill leachate with the integration of partial nitrification, anaerobic ammonium oxidation and heterotrophic denitrification [J]. Bioresource Technology, 2010,101(1)：79-86.

[6] Zhang Z, Li Y, Chen S, et al. Simultaneous nitrogen and carbon removal from swine digester liquor by the Canon process and denitrification [J]. Bioresource Technology, 2012,114：84-89.

[7] Daverey A, Su S, Huang Y, et al. Nitrogen removal from opto-electronic wastewater using the simultaneous partial nitrification, anaerobic ammonium oxidation and denitrification (SNAD) process in sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technology, 2012,113(SI)：225-231.

[8] Du R, Peng Y, Cao S, et al. Advanced nitrogen removal with simultaneous Anammox and denitrification in sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technology, 2014,162：316-322.

[9] 胡勇有,梁辉强,朱静平,等.有机碳源环境下的厌氧氨氧化批式实验 [J]. 华南理工大学学报(自然科学版), 2007,(6)：116-119.

[10] 朱静平,胡勇有,闫 佳.有机碳源条件下厌氧氨氧化 ASBR反应器中的主要反应 [J]. 环境科学, 2006,27(7)：1353-1357.

[11] 张翠丹,李 冬,梁瑜海,等.生活污水SBR亚硝化颗粒污泥的快速启动 [J]. 高校化学工程学报, 2016,(1)：182-188.

[12] Zhang B, Sun B, Jin M, et al. Extraction and analysis of extracellular polymeric substances in membrane fouling in submerged MBR [J]. Desalination, 2008,227(1-3)：286-294.

[13] Ceyhan N, Ozdemir G. Extracellular polysaccharides produced by cooling water tower biofilm bacteria and their possible degradation [J]. Biofouling, 2008,24(2)：129-135.

[14] 李 冬,苏庆岭,梁瑜海,等.机械搅拌对 CANON污泥快速颗粒化的影响 [J]. 中国环境科学, 2015,35(1)：72-79.

[15] 蔡 庆,张代钧,丁佳佳.全自养脱氮颗粒污泥的培养及脱氮性能的恢复与强化 [J]. 中国环境科学, 2014,34(11)：2805-2812.

[16] Molinuevo B, Cruz Garcia M, Karakashev D, et al. Anammox for ammonia removal from pig manure effluents： Effect of organic matter content on process performance [J]. Bioresource Technology, 2009,100(7)：2171-2175.

[17] 张肖静,李 冬,梁瑜海,等. MBR-SNAD工艺处理生活污水效能及微生物特征 [J]. 哈尔滨工业大学学报, 2015,(8)：87-91.

[18] Sliekers A O, Third K A, Abma W, et al. CANON and Anammox in a gas-lift reactor [J]. Fems Microbiology Letters, 2003,218(2)：339-344.

[19] Rathnayake R M L D, Song Y, Tumendelger A, et al. Source identification of nitrous oxide on autotrophic partial nitrification in a granular sludge reactor [J]. Water Research, 2013,47(19)：7078-7086.

[20] 李 冬,吴 青,梁瑜海,等.不同基质条件对亚硝化污泥胞外聚合物的影响 [J]. 哈尔滨工业大学学报, 2015,(4)：81-86.

[21] Mcswain B S, Irvine R L, Hausner M, et al. Composition and distribution of extracellular polymeric substances in aerobic flocs and granular sludge [J]. Applied And Environmental Microbiology, 2005,71(2)：1051-1057.

[22] Wang Z W, Liu Y, Tay J H. The role of SBR mixed liquor volume exchange ratio in aerobic granulation [J]. Chemosphere, 2006,62(5)：767-771.

[23] Zhang L, Feng X, Zhu N, et al. Role of extracellular protein in the formation and stability of aerobic granules [J]. Enzyme And Microbial Technology, 2007,41(5)：551-557.

[24] Jin R, Hu B, Zheng P, et al. Quantitative comparison of stability of ANAMMOX process in different reactor configurations [J]. Bioresource Technology, 2008,99(6)：1603-1609.

[25] Tian W, Li J, Wang L, et al. Influence Of Ph Value And C/N On Anaerobic Ammonium Oxidation-Denitrification Synergistic Interaction [J]. Technology of Water Treatment, 2010,36(9)：45-48.

[26] Lan C, Kumar M, Wang 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.

Fast startup and nitrogen removal performance of SNAD granular sludge for treating domestic sewage.

FAN Dan1, LI Dong1*, LIANG Yu-hai1, LÜ Yu-feng1, ZHANG Jin-ku1, ZHANG Jie1,2(1.Key Laboratory of Beijing For Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 10024, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3321～3328

Rapid cultivation of simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) granular sludge by inoculating CANON flocculent sludge and controlling setting time、HRT、DO and the composition of influent substrate (the ratio of synthetic wastewater and the actual sewage) was investigated in sequencing batch reactor. Then, the feasibility of SNAD granular sludge treating domestic sewage was investigated. The results showed that SNAD granular sludge could be cultivated within 34days, the maximum size of granular sludge reached 1103 μm and the total nitrogen removal rate reached 1.03kg/(m3·d). With the decrease of influent substrate, the nitrogen removal path of CANON always kept the dominant position in the reactor. And a simultaneous removal of C, N was achieved, with the average effluent TN was 10mg/L, the average effluent COD was 40mg/L. The water quality of effluent met the demand of the first grade A standards of Urban Sewage Disposal Plant Contamination Integrated Discharge Standard (GB18918-2002).

SBR；simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD)；domestic wastewater；granular sludge；EPS

X703.1

A

1000-6923(2016)11-3321-08

范 丹(1989-),女,山西运城人,北京工业大学硕士研究生,主要从事污水处理研究.

2016-03-01

国家重大科技专项-水专项(2012ZX07202-005)

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn