機(jī)械攪拌對CANON污泥快速顆?；挠绊?/h1>
2015-11-17 09:25:30蘇慶嶺梁瑜海北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室北京0024哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室黑龍江哈爾濱50090
中國環(huán)境科學(xué) 2015年1期
李 冬，蘇慶嶺，梁瑜海，吳 青，張 杰，2（.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室，北京 0024；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 50090）
機(jī)械攪拌對CANON污泥快速顆?；挠绊?/p>
李 冬1*，蘇慶嶺1，梁瑜海1，吳 青1，張 杰1，2（1.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室，北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 150090）
采用單純依靠曝氣的SBR反應(yīng)器（R1）與曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合的SBR反應(yīng)器（R2），研究了不同控制方式對CANON污泥顆?；挠绊?結(jié)果表明，R2僅用40d即成功實現(xiàn)顆?；萊1用時減少三分之一；顆?；谄骄偟コ蕿?3.07%，平均總氮容積負(fù)荷為0.26kgN/（m3·d），比R1脫氮效果更加穩(wěn)定高效，證實了機(jī)械攪拌有利于提高粒徑增長速率及脫氮能力.采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式可有效縮短CANON污泥顆?；臅r間，并能實現(xiàn)穩(wěn)定高效的總氮去除，是CANON污泥顆?；挠行侄?
CANON；顆粒污泥；曝氣；機(jī)械攪拌；顆粒化
全程自養(yǎng)脫氮（CANON）工藝是近年發(fā)展起來的一種新型脫氮工藝，好氧氨氧化菌AOB與厭氧氨氧化菌Anammox在同一個反應(yīng)器中共存，二者協(xié)同作用，將污水中直接轉(zhuǎn)化為N2，同時產(chǎn)生少量的與傳統(tǒng)的全程硝化反硝化工藝相比，可減少曝氣量［2］、無需外加有機(jī)碳源，污泥產(chǎn)量少，節(jié)省運行和基建費用，具有顯著的可持續(xù)性與經(jīng)濟(jì)效益［3］.
目前，CANON工藝主要通過生物膜法［4-5］和活性污泥法［6-10］實現(xiàn)，但生物膜法易堵塞，且堵塞后脫氮效果急劇變差，而普通活性污泥法總氮負(fù)荷較低［9-10］.顆粒污泥由于其獨特的構(gòu)造，單位體積能容納更多生物量，污泥停留時間（SRT）長，沉降性好，成為CANON工藝?yán)硐氲膶崿F(xiàn)形式.與一般的好氧顆粒污泥由好氧微生物組成不同，CANON顆粒污泥是由好氧的AOB和厭氧的Anammox菌組成，高濃度溶解氧對Anammox菌有抑制作用，尤其當(dāng)以絮狀污泥為種泥培養(yǎng)顆粒污泥時，溶解氧對裸露的Anammox菌抑制效果更明顯，所以實現(xiàn)CANON污泥顆?；某跗?，溶解氧要限制在較低的水平［11-12］，不能通過較大的曝氣使污泥混合均勻［13-14］.因此，在SBR試驗研究中，僅依靠空氣氣提，不足以使CANON顆粒污泥充分混勻.
針對上述問題，國內(nèi)外研究者通過外加機(jī)械攪拌研究好氧顆粒污泥的形成和效果，取得了一定的成果.易誠等［15］認(rèn)為相比普通SBR反應(yīng)器，外加機(jī)械攪拌形成的二次流場能縮短好氧顆粒形成時間，且形成的顆粒密實，COD去除率較高，Zhong等［16］在培養(yǎng)反硝化顆粒污泥時得到了相似的結(jié)論，攪拌條件下顆粒穩(wěn)定性更好.而有關(guān)單純依靠曝氣與曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式對CANON污泥顆粒化時間和脫氮效果影響的對比研究卻鮮見報道.作者采用SBR，系統(tǒng)地研究了2種條件下顆粒化過程的差異，旨在解決目前CANON污泥顆?；瘯r間長、不易長期穩(wěn)定運行的缺點，為深入研究CANON顆粒污泥在污水處理中的應(yīng)用提供參考.
1 材料與方法
1.1 試驗裝置
試驗采用兩個SBR反應(yīng)器R1、R2，試驗裝置如圖1所示.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，高100cm，內(nèi)徑為9cm，有效容積5.4L，換水比為50%.在反應(yīng)器壁的垂直方向設(shè)置一排間距為10cm的取樣口，用以取樣和排水.反應(yīng)器底部安裝直徑為7cm的曝氣環(huán)進(jìn)行微孔曝氣，由氣泵及氣體流量計控制曝氣強(qiáng)度.反應(yīng)器外部設(shè)有水浴套筒，用以控制反應(yīng)溫度.R2頂端外加機(jī)械攪拌設(shè)備.反應(yīng)器設(shè)置水質(zhì)監(jiān)測設(shè)備，用以監(jiān)測pH值、DO、溫度（T）等.
1.2 接種污泥與試驗用水
接種污泥采用高溫高氨氮配水穩(wěn)定運行的CANON生物濾柱反沖洗出的絮狀污泥，MLSS 為5852mg/L，初始粒徑為198μm，每個反應(yīng)器均接種5L.試驗用水為人工配水，水質(zhì)情況見表1.
圖1 反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment
表1 試驗水質(zhì)情況Table 1 Wastewater characteristics
1.3 試驗方法
采用SBR的運行方式，包括進(jìn)水階段（2min）、反應(yīng)階段（反應(yīng)時間根據(jù)周期試驗結(jié)果確定）、沉淀階段（5min）、排水階段（2min）.溫度均控制在（30±1）℃.混勻方式上，R1只依靠曝氣，R2依靠曝氣和機(jī)械攪拌（200r/min）聯(lián)合方式.其他運行條件均相同.
一般情況下，為了維持CANON工藝的穩(wěn)定運行，均控制DO條件（DO＜0.25mg/L），本試驗控制初始DO為0.25mg/L，此時斷面上升氣速為0.018cm/s.R1、R2在相同斷面上升氣速條件下由曝氣提供的剪切力相同，在該前提下探討機(jī)械攪拌的加入是否能夠在提高氮去除負(fù)荷的同時縮短污泥顆?；臅r間.
1.4 分析項目與方法
DO、溫度、pH值均采用WTW測定儀測定；MLSS、MLVSS采用重量法測定；顆粒粒徑采用Mastersize 2000型激光粒度儀測定.水樣分析中測定采用納氏試劑光度法采用N-（1-萘基）乙二胺光度法采用紫外分光光度法，胞外聚合物中多糖和蛋白質(zhì)的測定采用苯酚-硫酸法［17］和Bradford法［17-18］，其余水質(zhì)指標(biāo)分析方法均采用國標(biāo)方法［19］.
本試驗中氨氧化率、總氮去除率按下式計算:
式中:ΔCNH+4-N為進(jìn)出水氨氮的濃度差，ΔCNH+4-Ninf為進(jìn)水氨氮濃度，ΔCTN為進(jìn)出水總氮的濃度差，CTNinf為進(jìn)水總氮濃度，以上各量單位均為mg/L.
2 結(jié)果與討論
2.1 顆粒粒徑變化及氮去除效果
由圖2可知，接種污泥在SBR反應(yīng)器中馴化15d，接種時初始粒徑為198μm，不同控制方式下，R1經(jīng)過59d，R2經(jīng)過40d，顆粒體積平均粒徑都達(dá)到了400μm以上，顆?；晒Γ?0］.R1在前22d粒徑增長較慢，平均增長速率僅為0.48μm/d，從第22～59d，粒徑基本呈線性增長，平均增長速率為4.29μm/d；R2初期有一個粒徑從198μm減小到176μm的過程，至第22d粒徑基本恢復(fù)到接種時水平，從第22～40d，粒徑快速增長，平均增長速率為11.22μm/d.分析原因認(rèn)為，R1、R2都存在適應(yīng)期，但由于R1與原SBR馴化反應(yīng)器形式差別不大，適應(yīng)期僅表現(xiàn)為粒徑增長速率較慢，R2由于機(jī)械攪拌的作用，前期出現(xiàn)顆粒解體，粒徑變小，適應(yīng)期結(jié)束后R2增長更快，說明機(jī)械攪拌的加入有利于啟動期顆粒粒徑的快速增長.
對比氮素去除效果，由圖2可知，由于體系污泥濃度和活性不斷變化，所以在保證一定的氨氧化率前提下，啟動期HRT會隨時間變化，因為本試驗污泥粒徑較小，Anammox菌不像在生物膜和成熟顆粒中受AOB保護(hù)，在已有研究中也發(fā)現(xiàn)，此種情況下一般都采用與本試驗相似的操作方法，即低斷面上升氣速，且每個HRT條件下穩(wěn)定數(shù)天，以保證反應(yīng)器AOB和Anammox菌活性，依照HRT的不同將R1和R2分別分成I～V和I～I(xiàn)V幾個階段分別討論，R1的HRT分別為37， 30，36，40，44h，R2的HRT分別為35，31，27，34h.對于R1，第I階段隨著微生物對系統(tǒng)的適應(yīng)，污泥活性增強(qiáng)，在HRT不變的情況下，氨氧化率隨時間的變化升高，在第II階段HRT適當(dāng)降低，初始氨氧化率仍能達(dá)到88.64%，隨著污泥濃度的下降，氨氧化率持續(xù)下降，至第19d，氨氧化率僅為75.84%，雖然在第III、IV階段相繼提高HRT，但氨氧化率仍會在階段結(jié)束時降到80%以下，直到第V階段才能保持相對穩(wěn)定的氨氧化率，平均氨氧化率為88.17%，另外，在第14，15，22，26，27周期R1出現(xiàn)明顯的污泥沉積現(xiàn)象，這是造成在這些周期氨氧化率相較于之前周期有明顯下降的原因.相比于R1，R2由于機(jī)械攪拌能使污泥混合更均勻，除第III階段由于污泥濃度下降出現(xiàn)明顯的氨氧化率下降外，其余階段均能保持在90%以上，平均氨氧化率為95.55%.
圖2 顆粒粒徑、氨氧化率及HRT隨時間的變化Fig.2 Variations of particle size， ammonia oxidation rate and HRT
由圖3可知，R1、R2總氮去除率和氨氧化率有相似的變化規(guī)律，R1由于混合不均勻及污泥沉積等原因，使其總氮去除率和總氮容積負(fù)荷有相當(dāng)大的波動，平均總氮去除率為75.57%，平均總氮容積負(fù)荷為0.2kgN/（m3·d），在相對穩(wěn)定的第V階段，平均總氮去除率為76.97%，平均總氮容積負(fù)荷為0.175kgN/（m3·d）.相比于R1，R2混合更均勻，總氮去除率和總氮容積負(fù)荷相對穩(wěn)定，平均總氮去除率為83.07%，平均總氮容積負(fù)荷為0.26kgN/（m3·d），在第IV階段，平均總氮去除率為83.58%，平均總氮容積負(fù)荷為0.25kgN/（m3·d）.R2在顆?；晒Γ?0d）后亞硝酸鹽氮濃度低于3mg/L，總氮消耗量與硝酸鹽氮生成量ΔTN/Δ連續(xù)7d大于8，說明此時反應(yīng)器AOB和Anammox菌活性好且NOB受到抑制，故提高曝氣，使斷面上升氣速升高到0.026cm/s，維持氨氧化率98%左右時，HRT降低到30h（圖2），此時總氮去除率能達(dá)到84.5%，總氮容積負(fù)荷升高到0.29kgN/（m3·d）（圖3）.
綜上所述，采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式的R2僅用40d體積平均粒徑即達(dá)到403μm，比僅采用曝氣方式的R1用時減少三分之一，且脫氮效果更加穩(wěn)定高效.
機(jī)械攪拌力產(chǎn)生的橫向流場和曝氣產(chǎn)生的縱向流場合成，產(chǎn)生更高的水力剪切力［15］，Tay等［28］認(rèn)為，好氧顆粒污泥在高水力剪切力條件下能分泌更多的胞外聚合物，有助于細(xì)胞聚集形成顆粒污泥，所以推測，R2在機(jī)械攪拌施加的外力的刺激下，顆粒分泌更多胞外聚合物，有利于顆粒的快速生長.
揮發(fā)性懸浮固體濃度一定時，系統(tǒng)污泥量能反映生物量的多少，直接影響脫氮效能，而好氧條件下顆粒污泥形成外部好氧、內(nèi)部厭氧的結(jié)構(gòu)［21］，有利于AOB和Anammox菌在不同區(qū)域生存，由此可推測R2脫氮能力強(qiáng)可能因為兩方面原因:一:顆粒沉降性能好，密實度高［15］，這種性狀的好氧顆粒污泥反應(yīng)器一般能持留更多污泥［16］，有利于提高其脫氮能力.二:機(jī)械攪拌使反應(yīng)器內(nèi)剪切力較強(qiáng)，形成的顆粒密實度高，溶解氧不易穿透到顆粒內(nèi)部［27］，顆粒厭氧微環(huán)境更好，作為限制脫氮速率提高的Anammox菌受到保護(hù)，使得總體污泥活性更高［5］，有利于提高其脫氮能力.
圖3 總氮去除率及總氮容積負(fù)荷隨時間的變化Fig.3 Variations of the removal rate and volume load of TN
2.2 粒徑增長速率影響因素
關(guān)于污泥顆?；?，學(xué)術(shù)界存在諸多假說［21］，通過大量試驗研究，胞外聚合物（EPS）假說得到了許多學(xué)者的認(rèn)同，該假說認(rèn)為，EPS中多糖（PS）和蛋白質(zhì)（PN）的含量變化與顆粒形態(tài)和粒徑增長有一定的關(guān)系.
由圖4可以發(fā)現(xiàn)，隨著試驗進(jìn)行，R1、R2PS相對含量減少，PN相對含量增多，PS與PN的比值降低，這與Liu等［24］得出的結(jié)論一致.劉麗、朱邦輝等［25-26］認(rèn)為，顆粒形成過程中PS起架橋作用，PN通過影響污泥相對疏水性和表面電荷改變污泥表面特性，兩者作為EPS的主要成分，對顆粒污泥的形成有重要影響.對比圖4兩反應(yīng)器PS、PN含量可知，R2PS、PN總含量要高于R1，而R2顆粒度過解體期后粒徑增長速率也要高于R1，這證實了推測“R2在機(jī)械攪拌施加的外力的刺激下，微生物分泌更多EPS，有利于顆粒的快速生長”.但分析R1、R2可知，并不是所有EPS含量高時的粒徑增長速率更大，但粒徑增長速率隨PS/PN減小而增大（圖4），存在一定的相關(guān)性，所以，PS、PN的相對含量變化應(yīng)該是影響粒徑增長速率的真正原因.
圖4 PS、PN含量與粒徑增長速率隨時間的變化Fig.4 Variations of the content of PS， PN and particle growth rate
圖5 PS/PN與粒徑增長速率關(guān)系Fig.5 Profilesof the value of PS/PN and particle growth rate
由圖5可以發(fā)現(xiàn)，粒徑增長速率與PS/PN之間存在線性負(fù)相關(guān)關(guān)系，R1相關(guān)系數(shù)小于R2，這可能是由于R1系統(tǒng)較混亂，顆粒在不穩(wěn)定流場內(nèi)運動，顆粒表面不能接受穩(wěn)定的外力刺激，導(dǎo)致生成的PS、PN含量不穩(wěn)定，從而相關(guān)性較差，R2在機(jī)械攪拌下形成更穩(wěn)定的二次流場［15］，所以相關(guān)性更好.對比R1、R2可以發(fā)現(xiàn)，顆?；赑S/PN隨試驗進(jìn)行比值減小，而隨試驗進(jìn)行粒徑增長速率變大，在適應(yīng)期（1～11d）結(jié)束后，R2粒徑增長速率明顯大于R1（圖4），由圖5分析認(rèn)為，由于R2反應(yīng)器PN相對含量更高，EPS中PN/PS與污泥表面疏水性呈正相關(guān)［22］，疏水性增加，細(xì)菌之間的粘附性能也隨之增加［23］，細(xì)菌表面自由能的降低將促使細(xì)胞聚集，而細(xì)胞疏水性能的增加能夠降低細(xì)胞表面自由能，所以疏水性能的增加將加強(qiáng)細(xì)胞間的親和力，從而形成結(jié)實穩(wěn)定的顆粒結(jié)構(gòu)［21］.由此可知，隨著試驗進(jìn)行，機(jī)械攪拌施加額外剪切力能使反應(yīng)器內(nèi)AOB和Anammox菌分泌的EPS中PN所占比重增大，進(jìn)而使顆粒污泥更快的形成，粒徑增長速率更大.
綜上所述，隨著試驗進(jìn)行，通過機(jī)械攪拌剪切力的刺激，R2分泌的EPS中PN所占比重增大，使細(xì)胞疏水性增加，顆粒更快形成，粒徑增長速率更大.
2.3 脫氮能力影響因素
2.3.1 污泥量與污泥活性對脫氮能力的影響 CANON顆粒污泥主體由活性微生物AOB和Anammox菌組成，污泥量與脫氮效果有直接關(guān)系.試驗中，雖然排水時泥水界面已經(jīng)處于排水口以下，但是仍然會有沉降性較差的污泥排出反應(yīng)器外，由于其主體微生物AOB和Anammox是自養(yǎng)菌，世代周期長，所以必然導(dǎo)致在開始的一段時間微生物增值速度小于污泥流失速度，污泥濃度在一段時間內(nèi)持續(xù)下降（圖6），由于反應(yīng)器體積較小，為避免頻繁取泥對系統(tǒng)產(chǎn)生影響，采用重量法測MLSS時，每隔10d左右測一次.
由圖6可以發(fā)現(xiàn)，R1在培養(yǎng)前期混合液MLSS高于R2，顆?；瓿蓵r，MLSS分別為0.99，1.27g/L，第59d R2的MLSS為1.62g/L，最終R2能持留更多的污泥，且顆?；瓿珊驧LSS呈上升趨勢.這是由于R2前期機(jī)械攪拌使污泥解體，污泥流失快，后期顆粒沉降性能更好，能持留更多的污泥量.污泥體積指數(shù)（SVI）是衡量沉降性能的重要指標(biāo)，接種污泥SVI為41.87mL/g，低于一般的活性較好污泥的50～120，說明接種污泥中無機(jī)質(zhì)含量偏多，缺乏活性和吸附能力；顆?；瓿蓵r，R1SV30下降到6.5mL，MLSS下降到0.99g/L，SVI為65.7mL/g，R2SV30下降到6.5mL，MLSS下降到1.27g/L，SVI為51.18mL/g，可以發(fā)現(xiàn)R2的MLSS高于R1的MLSS，但SV30相同，說明兩反應(yīng)器沉降性能有了明顯提高，沉降性能R2要優(yōu)于R1，能持留更多的污泥量.
圖6 MLSS、MLVSS及總氮污泥負(fù)荷隨時間的變化Fig.6 Variations of the content of MLSS， MLVSS and TN sludge load MLSS
MLVSS與MLSS的比值表征了污泥系統(tǒng)活性微生物含量的高低，比值越大活性微生物越多，R1和R2的MLVSS/MLSS在初始階段略有上升，此后基本保持不變，平均值分別為85.6%和85.5%（圖6），說明兩種方式下活性微生物所占比重差別不大.
如圖6所示，R2在第1，11，22，40d總氮污泥負(fù)荷為0.04，0.07，0.09，0.20kgN/（kgMLSS·d），而R1在第1，11，22，40，60d總氮污泥負(fù)荷為0.03，0.05，0.06，0.09，0.18kgN/（kgMLSS·d），可見在顆?；A段總氮污泥負(fù)荷R2普遍高于R1，且在顆?；瓿蓵r比R1高出10%，即在兩反應(yīng)器活性微生物所占比重差別不大的前提下，R2污泥活性要高于R1.而顆?；瓿蓵rR2的MLSS為1.27g/L，高于R1的0.99g/L，由此可知污泥量和污泥活性共同影響系統(tǒng)的脫氮能力.
2.3.2 DO濃度對污泥活性的影響 溶解氧傳質(zhì)是影響CANON工藝脫氮能力的重要因素［6］.較高的DO濃度提高了生物膜之間氧的傳質(zhì)速率［6］，因而能提高AOB菌氧化氨氮的速率，而過高DO濃度會對厭氧氨氧化過程產(chǎn)生抑制［5］，影響系統(tǒng)脫氮效能，如果系統(tǒng)能耐受較高的DO濃度，且不對厭氧氨氧化過程產(chǎn)生抑制，則能獲得較好的脫氮效果.圖7為R1、R2在顆粒形成過程中隨著粒徑增長，在不破壞CANON工藝的前提下相應(yīng)粒徑條件所能耐受的最大DO濃度.
圖7 顆粒污泥粒徑與耐受最大DO的關(guān)系Fig.7 Profiles of particle size and maximum tolerated DO
由圖7可知，R1、R2顆粒形成過程中，粒徑與該粒徑范圍下所能承受的最大DO濃度表現(xiàn)出較好的線性相關(guān)性.
通過氧穿透深度［27］計算公式:
式中:Cxf為生物膜生物量濃度，mol/m3；Csi為生物膜表面的氧濃度，molO2/L；D為氧彌散系數(shù)，m2/s；為特定最大氧吸收速率，s-1.
可知，在一定的生物量條件下，氧穿透深度與生物膜表面的氧濃度即系統(tǒng)中DO濃度正相關(guān)，在不破壞CANON工藝前提下R2在相同的粒徑條件下所能承受的最大DO濃度值要高于R1（圖7），由此可推知在曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合作用下，相同DO濃度條件下R2顆粒氧穿透深度小于R1，能維持更好的厭氧微環(huán)境，保護(hù)Anammox菌免受溶解氧抑制，提高系統(tǒng)脫氮能力.
綜上所述，在機(jī)械攪拌和曝氣聯(lián)合作用下，R2形成的顆粒污泥沉降性好，能持留更多的污泥量；相同DO條件下R2氧穿透深度小于R1，能維持較好的厭氧微環(huán)境，保護(hù)Anammox菌，使得總體污泥活性更高，兩者共同作用有利于提高其脫氮能力.
3 結(jié)論
3.1 采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式，僅用40d即成功實現(xiàn)顆粒化，比僅采用曝氣方式的系統(tǒng)用時減少三分之一；平均總氮去除率為83.07%，平均總氮容積負(fù)荷為0.26kgN/（m3·d），與R1對比脫氮效果更加穩(wěn)定高效.
3.2 隨著試驗進(jìn)行，通過機(jī)械攪拌剪切力的刺激，R2分泌的EPS中PN所占比重增大，使細(xì)胞疏水性增加，顆粒更快形成，粒徑增長速率更大.
3.3 采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式能持留更多的污泥量，且總體污泥活性更高，有利于提高系統(tǒng)脫氮能力.
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Influence of mechanical stirring on the rapid granulation of CANON sludge.
LI Dong1*， SU Qing-ling1， LIANG Yu-hai1， WU Qing1， ZHANG Jie1，2（1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering， Beijing University of Technology， Beijing 100124， China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment， Harbin Institute of Technology， Harbin 150090， China）. China Environmental Science，2015，35（1）：72～79
Effect of different control modes on the granulation of the CANON sludge were studied with the aeration SBR reactor （R1） and aeration combined with mechanical stirring SBR reactor （R2）. R2 granulation used 40 days， a third shorter than R1； the mean TN removal efficiency and volume loading of R2 was higher and more stable than R1， which was 83.07% and 0.26kgN/（m3·d）， which confirmed the mechanical stirring will improve the particle growth rate and nitrogen removal performance. This research demonstrated that aeration combined with mechanical stirring was an efficient method to shorten the granulation time of the CANON sludge and achieve stable and high removal of TN.
CANON；granular sludge；aeration；mechanical stirring；granulation
X703.1
A
1000-6923（2015）01-0072-08
李 冬（1976-），女，遼寧丹東人，教授，博士，主要從事污水處理與回用新技術(shù)研究.發(fā)表論文100余篇.
2014-05-15
國家自然科學(xué)基金（51222807）；國家科技重大專項-水專項（2012ZX07202-005）
* 責(zé)任作者， 教授， lidong2006@bjut.edu.cn
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李 冬，蘇慶嶺，梁瑜海，吳 青，張 杰，2（.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室，北京 0024；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 50090）
機(jī)械攪拌對CANON污泥快速顆?；挠绊?/p>
李 冬1*，蘇慶嶺1，梁瑜海1，吳 青1，張 杰1，2（1.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室，北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 150090）
采用單純依靠曝氣的SBR反應(yīng)器（R1）與曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合的SBR反應(yīng)器（R2），研究了不同控制方式對CANON污泥顆?；挠绊?結(jié)果表明，R2僅用40d即成功實現(xiàn)顆?；萊1用時減少三分之一；顆?；谄骄偟コ蕿?3.07%，平均總氮容積負(fù)荷為0.26kgN/（m3·d），比R1脫氮效果更加穩(wěn)定高效，證實了機(jī)械攪拌有利于提高粒徑增長速率及脫氮能力.采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式可有效縮短CANON污泥顆?；臅r間，并能實現(xiàn)穩(wěn)定高效的總氮去除，是CANON污泥顆?；挠行侄?
CANON；顆粒污泥；曝氣；機(jī)械攪拌；顆粒化
全程自養(yǎng)脫氮（CANON）工藝是近年發(fā)展起來的一種新型脫氮工藝，好氧氨氧化菌AOB與厭氧氨氧化菌Anammox在同一個反應(yīng)器中共存，二者協(xié)同作用，將污水中直接轉(zhuǎn)化為N2，同時產(chǎn)生少量的與傳統(tǒng)的全程硝化反硝化工藝相比，可減少曝氣量［2］、無需外加有機(jī)碳源，污泥產(chǎn)量少，節(jié)省運行和基建費用，具有顯著的可持續(xù)性與經(jīng)濟(jì)效益［3］.
目前，CANON工藝主要通過生物膜法［4-5］和活性污泥法［6-10］實現(xiàn)，但生物膜法易堵塞，且堵塞后脫氮效果急劇變差，而普通活性污泥法總氮負(fù)荷較低［9-10］.顆粒污泥由于其獨特的構(gòu)造，單位體積能容納更多生物量，污泥停留時間（SRT）長，沉降性好，成為CANON工藝?yán)硐氲膶崿F(xiàn)形式.與一般的好氧顆粒污泥由好氧微生物組成不同，CANON顆粒污泥是由好氧的AOB和厭氧的Anammox菌組成，高濃度溶解氧對Anammox菌有抑制作用，尤其當(dāng)以絮狀污泥為種泥培養(yǎng)顆粒污泥時，溶解氧對裸露的Anammox菌抑制效果更明顯，所以實現(xiàn)CANON污泥顆?；某跗?，溶解氧要限制在較低的水平［11-12］，不能通過較大的曝氣使污泥混合均勻［13-14］.因此，在SBR試驗研究中，僅依靠空氣氣提，不足以使CANON顆粒污泥充分混勻.
針對上述問題，國內(nèi)外研究者通過外加機(jī)械攪拌研究好氧顆粒污泥的形成和效果，取得了一定的成果.易誠等［15］認(rèn)為相比普通SBR反應(yīng)器，外加機(jī)械攪拌形成的二次流場能縮短好氧顆粒形成時間，且形成的顆粒密實，COD去除率較高，Zhong等［16］在培養(yǎng)反硝化顆粒污泥時得到了相似的結(jié)論，攪拌條件下顆粒穩(wěn)定性更好.而有關(guān)單純依靠曝氣與曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式對CANON污泥顆粒化時間和脫氮效果影響的對比研究卻鮮見報道.作者采用SBR，系統(tǒng)地研究了2種條件下顆粒化過程的差異，旨在解決目前CANON污泥顆?；瘯r間長、不易長期穩(wěn)定運行的缺點，為深入研究CANON顆粒污泥在污水處理中的應(yīng)用提供參考.
1 材料與方法
1.1 試驗裝置
試驗采用兩個SBR反應(yīng)器R1、R2，試驗裝置如圖1所示.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，高100cm，內(nèi)徑為9cm，有效容積5.4L，換水比為50%.在反應(yīng)器壁的垂直方向設(shè)置一排間距為10cm的取樣口，用以取樣和排水.反應(yīng)器底部安裝直徑為7cm的曝氣環(huán)進(jìn)行微孔曝氣，由氣泵及氣體流量計控制曝氣強(qiáng)度.反應(yīng)器外部設(shè)有水浴套筒，用以控制反應(yīng)溫度.R2頂端外加機(jī)械攪拌設(shè)備.反應(yīng)器設(shè)置水質(zhì)監(jiān)測設(shè)備，用以監(jiān)測pH值、DO、溫度（T）等.
1.2 接種污泥與試驗用水
接種污泥采用高溫高氨氮配水穩(wěn)定運行的CANON生物濾柱反沖洗出的絮狀污泥，MLSS 為5852mg/L，初始粒徑為198μm，每個反應(yīng)器均接種5L.試驗用水為人工配水，水質(zhì)情況見表1.
圖1 反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment
表1 試驗水質(zhì)情況Table 1 Wastewater characteristics
1.3 試驗方法
采用SBR的運行方式，包括進(jìn)水階段（2min）、反應(yīng)階段（反應(yīng)時間根據(jù)周期試驗結(jié)果確定）、沉淀階段（5min）、排水階段（2min）.溫度均控制在（30±1）℃.混勻方式上，R1只依靠曝氣，R2依靠曝氣和機(jī)械攪拌（200r/min）聯(lián)合方式.其他運行條件均相同.
一般情況下，為了維持CANON工藝的穩(wěn)定運行，均控制DO條件（DO＜0.25mg/L），本試驗控制初始DO為0.25mg/L，此時斷面上升氣速為0.018cm/s.R1、R2在相同斷面上升氣速條件下由曝氣提供的剪切力相同，在該前提下探討機(jī)械攪拌的加入是否能夠在提高氮去除負(fù)荷的同時縮短污泥顆?；臅r間.
1.4 分析項目與方法
DO、溫度、pH值均采用WTW測定儀測定；MLSS、MLVSS采用重量法測定；顆粒粒徑采用Mastersize 2000型激光粒度儀測定.水樣分析中測定采用納氏試劑光度法采用N-（1-萘基）乙二胺光度法采用紫外分光光度法，胞外聚合物中多糖和蛋白質(zhì)的測定采用苯酚-硫酸法［17］和Bradford法［17-18］，其余水質(zhì)指標(biāo)分析方法均采用國標(biāo)方法［19］.
本試驗中氨氧化率、總氮去除率按下式計算:
式中:ΔCNH+4-N為進(jìn)出水氨氮的濃度差，ΔCNH+4-Ninf為進(jìn)水氨氮濃度，ΔCTN為進(jìn)出水總氮的濃度差，CTNinf為進(jìn)水總氮濃度，以上各量單位均為mg/L.
2 結(jié)果與討論
2.1 顆粒粒徑變化及氮去除效果
由圖2可知，接種污泥在SBR反應(yīng)器中馴化15d，接種時初始粒徑為198μm，不同控制方式下，R1經(jīng)過59d，R2經(jīng)過40d，顆粒體積平均粒徑都達(dá)到了400μm以上，顆?；晒Γ?0］.R1在前22d粒徑增長較慢，平均增長速率僅為0.48μm/d，從第22～59d，粒徑基本呈線性增長，平均增長速率為4.29μm/d；R2初期有一個粒徑從198μm減小到176μm的過程，至第22d粒徑基本恢復(fù)到接種時水平，從第22～40d，粒徑快速增長，平均增長速率為11.22μm/d.分析原因認(rèn)為，R1、R2都存在適應(yīng)期，但由于R1與原SBR馴化反應(yīng)器形式差別不大，適應(yīng)期僅表現(xiàn)為粒徑增長速率較慢，R2由于機(jī)械攪拌的作用，前期出現(xiàn)顆粒解體，粒徑變小，適應(yīng)期結(jié)束后R2增長更快，說明機(jī)械攪拌的加入有利于啟動期顆粒粒徑的快速增長.
對比氮素去除效果，由圖2可知，由于體系污泥濃度和活性不斷變化，所以在保證一定的氨氧化率前提下，啟動期HRT會隨時間變化，因為本試驗污泥粒徑較小，Anammox菌不像在生物膜和成熟顆粒中受AOB保護(hù)，在已有研究中也發(fā)現(xiàn)，此種情況下一般都采用與本試驗相似的操作方法，即低斷面上升氣速，且每個HRT條件下穩(wěn)定數(shù)天，以保證反應(yīng)器AOB和Anammox菌活性，依照HRT的不同將R1和R2分別分成I～V和I～I(xiàn)V幾個階段分別討論，R1的HRT分別為37， 30，36，40，44h，R2的HRT分別為35，31，27，34h.對于R1，第I階段隨著微生物對系統(tǒng)的適應(yīng)，污泥活性增強(qiáng)，在HRT不變的情況下，氨氧化率隨時間的變化升高，在第II階段HRT適當(dāng)降低，初始氨氧化率仍能達(dá)到88.64%，隨著污泥濃度的下降，氨氧化率持續(xù)下降，至第19d，氨氧化率僅為75.84%，雖然在第III、IV階段相繼提高HRT，但氨氧化率仍會在階段結(jié)束時降到80%以下，直到第V階段才能保持相對穩(wěn)定的氨氧化率，平均氨氧化率為88.17%，另外，在第14，15，22，26，27周期R1出現(xiàn)明顯的污泥沉積現(xiàn)象，這是造成在這些周期氨氧化率相較于之前周期有明顯下降的原因.相比于R1，R2由于機(jī)械攪拌能使污泥混合更均勻，除第III階段由于污泥濃度下降出現(xiàn)明顯的氨氧化率下降外，其余階段均能保持在90%以上，平均氨氧化率為95.55%.
圖2 顆粒粒徑、氨氧化率及HRT隨時間的變化Fig.2 Variations of particle size， ammonia oxidation rate and HRT
由圖3可知，R1、R2總氮去除率和氨氧化率有相似的變化規(guī)律，R1由于混合不均勻及污泥沉積等原因，使其總氮去除率和總氮容積負(fù)荷有相當(dāng)大的波動，平均總氮去除率為75.57%，平均總氮容積負(fù)荷為0.2kgN/（m3·d），在相對穩(wěn)定的第V階段，平均總氮去除率為76.97%，平均總氮容積負(fù)荷為0.175kgN/（m3·d）.相比于R1，R2混合更均勻，總氮去除率和總氮容積負(fù)荷相對穩(wěn)定，平均總氮去除率為83.07%，平均總氮容積負(fù)荷為0.26kgN/（m3·d），在第IV階段，平均總氮去除率為83.58%，平均總氮容積負(fù)荷為0.25kgN/（m3·d）.R2在顆?；晒Γ?0d）后亞硝酸鹽氮濃度低于3mg/L，總氮消耗量與硝酸鹽氮生成量ΔTN/Δ連續(xù)7d大于8，說明此時反應(yīng)器AOB和Anammox菌活性好且NOB受到抑制，故提高曝氣，使斷面上升氣速升高到0.026cm/s，維持氨氧化率98%左右時，HRT降低到30h（圖2），此時總氮去除率能達(dá)到84.5%，總氮容積負(fù)荷升高到0.29kgN/（m3·d）（圖3）.
綜上所述，采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式的R2僅用40d體積平均粒徑即達(dá)到403μm，比僅采用曝氣方式的R1用時減少三分之一，且脫氮效果更加穩(wěn)定高效.
機(jī)械攪拌力產(chǎn)生的橫向流場和曝氣產(chǎn)生的縱向流場合成，產(chǎn)生更高的水力剪切力［15］，Tay等［28］認(rèn)為，好氧顆粒污泥在高水力剪切力條件下能分泌更多的胞外聚合物，有助于細(xì)胞聚集形成顆粒污泥，所以推測，R2在機(jī)械攪拌施加的外力的刺激下，顆粒分泌更多胞外聚合物，有利于顆粒的快速生長.
揮發(fā)性懸浮固體濃度一定時，系統(tǒng)污泥量能反映生物量的多少，直接影響脫氮效能，而好氧條件下顆粒污泥形成外部好氧、內(nèi)部厭氧的結(jié)構(gòu)［21］，有利于AOB和Anammox菌在不同區(qū)域生存，由此可推測R2脫氮能力強(qiáng)可能因為兩方面原因:一:顆粒沉降性能好，密實度高［15］，這種性狀的好氧顆粒污泥反應(yīng)器一般能持留更多污泥［16］，有利于提高其脫氮能力.二:機(jī)械攪拌使反應(yīng)器內(nèi)剪切力較強(qiáng)，形成的顆粒密實度高，溶解氧不易穿透到顆粒內(nèi)部［27］，顆粒厭氧微環(huán)境更好，作為限制脫氮速率提高的Anammox菌受到保護(hù)，使得總體污泥活性更高［5］，有利于提高其脫氮能力.
圖3 總氮去除率及總氮容積負(fù)荷隨時間的變化Fig.3 Variations of the removal rate and volume load of TN
2.2 粒徑增長速率影響因素
關(guān)于污泥顆?；?，學(xué)術(shù)界存在諸多假說［21］，通過大量試驗研究，胞外聚合物（EPS）假說得到了許多學(xué)者的認(rèn)同，該假說認(rèn)為，EPS中多糖（PS）和蛋白質(zhì)（PN）的含量變化與顆粒形態(tài)和粒徑增長有一定的關(guān)系.
由圖4可以發(fā)現(xiàn)，隨著試驗進(jìn)行，R1、R2PS相對含量減少，PN相對含量增多，PS與PN的比值降低，這與Liu等［24］得出的結(jié)論一致.劉麗、朱邦輝等［25-26］認(rèn)為，顆粒形成過程中PS起架橋作用，PN通過影響污泥相對疏水性和表面電荷改變污泥表面特性，兩者作為EPS的主要成分，對顆粒污泥的形成有重要影響.對比圖4兩反應(yīng)器PS、PN含量可知，R2PS、PN總含量要高于R1，而R2顆粒度過解體期后粒徑增長速率也要高于R1，這證實了推測“R2在機(jī)械攪拌施加的外力的刺激下，微生物分泌更多EPS，有利于顆粒的快速生長”.但分析R1、R2可知，并不是所有EPS含量高時的粒徑增長速率更大，但粒徑增長速率隨PS/PN減小而增大（圖4），存在一定的相關(guān)性，所以，PS、PN的相對含量變化應(yīng)該是影響粒徑增長速率的真正原因.
圖4 PS、PN含量與粒徑增長速率隨時間的變化Fig.4 Variations of the content of PS， PN and particle growth rate
圖5 PS/PN與粒徑增長速率關(guān)系Fig.5 Profilesof the value of PS/PN and particle growth rate
由圖5可以發(fā)現(xiàn)，粒徑增長速率與PS/PN之間存在線性負(fù)相關(guān)關(guān)系，R1相關(guān)系數(shù)小于R2，這可能是由于R1系統(tǒng)較混亂，顆粒在不穩(wěn)定流場內(nèi)運動，顆粒表面不能接受穩(wěn)定的外力刺激，導(dǎo)致生成的PS、PN含量不穩(wěn)定，從而相關(guān)性較差，R2在機(jī)械攪拌下形成更穩(wěn)定的二次流場［15］，所以相關(guān)性更好.對比R1、R2可以發(fā)現(xiàn)，顆?；赑S/PN隨試驗進(jìn)行比值減小，而隨試驗進(jìn)行粒徑增長速率變大，在適應(yīng)期（1～11d）結(jié)束后，R2粒徑增長速率明顯大于R1（圖4），由圖5分析認(rèn)為，由于R2反應(yīng)器PN相對含量更高，EPS中PN/PS與污泥表面疏水性呈正相關(guān)［22］，疏水性增加，細(xì)菌之間的粘附性能也隨之增加［23］，細(xì)菌表面自由能的降低將促使細(xì)胞聚集，而細(xì)胞疏水性能的增加能夠降低細(xì)胞表面自由能，所以疏水性能的增加將加強(qiáng)細(xì)胞間的親和力，從而形成結(jié)實穩(wěn)定的顆粒結(jié)構(gòu)［21］.由此可知，隨著試驗進(jìn)行，機(jī)械攪拌施加額外剪切力能使反應(yīng)器內(nèi)AOB和Anammox菌分泌的EPS中PN所占比重增大，進(jìn)而使顆粒污泥更快的形成，粒徑增長速率更大.
綜上所述，隨著試驗進(jìn)行，通過機(jī)械攪拌剪切力的刺激，R2分泌的EPS中PN所占比重增大，使細(xì)胞疏水性增加，顆粒更快形成，粒徑增長速率更大.
2.3 脫氮能力影響因素
2.3.1 污泥量與污泥活性對脫氮能力的影響 CANON顆粒污泥主體由活性微生物AOB和Anammox菌組成，污泥量與脫氮效果有直接關(guān)系.試驗中，雖然排水時泥水界面已經(jīng)處于排水口以下，但是仍然會有沉降性較差的污泥排出反應(yīng)器外，由于其主體微生物AOB和Anammox是自養(yǎng)菌，世代周期長，所以必然導(dǎo)致在開始的一段時間微生物增值速度小于污泥流失速度，污泥濃度在一段時間內(nèi)持續(xù)下降（圖6），由于反應(yīng)器體積較小，為避免頻繁取泥對系統(tǒng)產(chǎn)生影響，采用重量法測MLSS時，每隔10d左右測一次.
由圖6可以發(fā)現(xiàn)，R1在培養(yǎng)前期混合液MLSS高于R2，顆?；瓿蓵r，MLSS分別為0.99，1.27g/L，第59d R2的MLSS為1.62g/L，最終R2能持留更多的污泥，且顆?；瓿珊驧LSS呈上升趨勢.這是由于R2前期機(jī)械攪拌使污泥解體，污泥流失快，后期顆粒沉降性能更好，能持留更多的污泥量.污泥體積指數(shù)（SVI）是衡量沉降性能的重要指標(biāo)，接種污泥SVI為41.87mL/g，低于一般的活性較好污泥的50～120，說明接種污泥中無機(jī)質(zhì)含量偏多，缺乏活性和吸附能力；顆?；瓿蓵r，R1SV30下降到6.5mL，MLSS下降到0.99g/L，SVI為65.7mL/g，R2SV30下降到6.5mL，MLSS下降到1.27g/L，SVI為51.18mL/g，可以發(fā)現(xiàn)R2的MLSS高于R1的MLSS，但SV30相同，說明兩反應(yīng)器沉降性能有了明顯提高，沉降性能R2要優(yōu)于R1，能持留更多的污泥量.
圖6 MLSS、MLVSS及總氮污泥負(fù)荷隨時間的變化Fig.6 Variations of the content of MLSS， MLVSS and TN sludge load MLSS
MLVSS與MLSS的比值表征了污泥系統(tǒng)活性微生物含量的高低，比值越大活性微生物越多，R1和R2的MLVSS/MLSS在初始階段略有上升，此后基本保持不變，平均值分別為85.6%和85.5%（圖6），說明兩種方式下活性微生物所占比重差別不大.
如圖6所示，R2在第1，11，22，40d總氮污泥負(fù)荷為0.04，0.07，0.09，0.20kgN/（kgMLSS·d），而R1在第1，11，22，40，60d總氮污泥負(fù)荷為0.03，0.05，0.06，0.09，0.18kgN/（kgMLSS·d），可見在顆?；A段總氮污泥負(fù)荷R2普遍高于R1，且在顆?；瓿蓵r比R1高出10%，即在兩反應(yīng)器活性微生物所占比重差別不大的前提下，R2污泥活性要高于R1.而顆?；瓿蓵rR2的MLSS為1.27g/L，高于R1的0.99g/L，由此可知污泥量和污泥活性共同影響系統(tǒng)的脫氮能力.
2.3.2 DO濃度對污泥活性的影響 溶解氧傳質(zhì)是影響CANON工藝脫氮能力的重要因素［6］.較高的DO濃度提高了生物膜之間氧的傳質(zhì)速率［6］，因而能提高AOB菌氧化氨氮的速率，而過高DO濃度會對厭氧氨氧化過程產(chǎn)生抑制［5］，影響系統(tǒng)脫氮效能，如果系統(tǒng)能耐受較高的DO濃度，且不對厭氧氨氧化過程產(chǎn)生抑制，則能獲得較好的脫氮效果.圖7為R1、R2在顆粒形成過程中隨著粒徑增長，在不破壞CANON工藝的前提下相應(yīng)粒徑條件所能耐受的最大DO濃度.
圖7 顆粒污泥粒徑與耐受最大DO的關(guān)系Fig.7 Profiles of particle size and maximum tolerated DO
由圖7可知，R1、R2顆粒形成過程中，粒徑與該粒徑范圍下所能承受的最大DO濃度表現(xiàn)出較好的線性相關(guān)性.
通過氧穿透深度［27］計算公式:
式中:Cxf為生物膜生物量濃度，mol/m3；Csi為生物膜表面的氧濃度，molO2/L；D為氧彌散系數(shù)，m2/s；為特定最大氧吸收速率，s-1.
可知，在一定的生物量條件下，氧穿透深度與生物膜表面的氧濃度即系統(tǒng)中DO濃度正相關(guān)，在不破壞CANON工藝前提下R2在相同的粒徑條件下所能承受的最大DO濃度值要高于R1（圖7），由此可推知在曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合作用下，相同DO濃度條件下R2顆粒氧穿透深度小于R1，能維持更好的厭氧微環(huán)境，保護(hù)Anammox菌免受溶解氧抑制，提高系統(tǒng)脫氮能力.
綜上所述，在機(jī)械攪拌和曝氣聯(lián)合作用下，R2形成的顆粒污泥沉降性好，能持留更多的污泥量；相同DO條件下R2氧穿透深度小于R1，能維持較好的厭氧微環(huán)境，保護(hù)Anammox菌，使得總體污泥活性更高，兩者共同作用有利于提高其脫氮能力.
3 結(jié)論
3.1 采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式，僅用40d即成功實現(xiàn)顆粒化，比僅采用曝氣方式的系統(tǒng)用時減少三分之一；平均總氮去除率為83.07%，平均總氮容積負(fù)荷為0.26kgN/（m3·d），與R1對比脫氮效果更加穩(wěn)定高效.
3.2 隨著試驗進(jìn)行，通過機(jī)械攪拌剪切力的刺激，R2分泌的EPS中PN所占比重增大，使細(xì)胞疏水性增加，顆粒更快形成，粒徑增長速率更大.
3.3 采用曝氣和機(jī)械攪拌聯(lián)合方式能持留更多的污泥量，且總體污泥活性更高，有利于提高系統(tǒng)脫氮能力.
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Influence of mechanical stirring on the rapid granulation of CANON sludge.
LI Dong1*， SU Qing-ling1， LIANG Yu-hai1， WU Qing1， ZHANG Jie1，2（1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering， Beijing University of Technology， Beijing 100124， China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment， Harbin Institute of Technology， Harbin 150090， China）. China Environmental Science，2015，35（1）：72～79
Effect of different control modes on the granulation of the CANON sludge were studied with the aeration SBR reactor （R1） and aeration combined with mechanical stirring SBR reactor （R2）. R2 granulation used 40 days， a third shorter than R1； the mean TN removal efficiency and volume loading of R2 was higher and more stable than R1， which was 83.07% and 0.26kgN/（m3·d）， which confirmed the mechanical stirring will improve the particle growth rate and nitrogen removal performance. This research demonstrated that aeration combined with mechanical stirring was an efficient method to shorten the granulation time of the CANON sludge and achieve stable and high removal of TN.
CANON；granular sludge；aeration；mechanical stirring；granulation
X703.1
A
1000-6923（2015）01-0072-08
李 冬（1976-），女，遼寧丹東人，教授，博士，主要從事污水處理與回用新技術(shù)研究.發(fā)表論文100余篇.
2014-05-15
國家自然科學(xué)基金（51222807）；國家科技重大專項-水專項（2012ZX07202-005）
* 責(zé)任作者， 教授， lidong2006@bjut.edu.cn
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